Eutrofización del Lago de Maracaibo: pasado, presente y perspectivas

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2013 Comisión Permanente para el Estudio de la Cuenca del Lago de Maracaibo y
Gestión Integral del Agua. Consejo Universitario. Universidad del Zulia.
Propiedad Intelectual
Prohibida la reproducción total o parcial de este libro, mediante cualquier procedimiento, electrónico o mecánico, incluyendo fotocopias, sin el permiso de los
editores y la Universidad del Zulia.
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encuadernación e impresión realizados en
Diseño de carátula: Kendry Sebriant
© 2013 Comisión Permanente para el Estudio de la Cuenca del Lago de Maracaibo y
Gestión Integral del Agua. Consejo Universitario. Universidad del Zulia.
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ISBN: 978-980-402-147-3
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Humanidades y Educación. Apartado 526.
Teléfonos: 0261-4126315 al 22 - Fax: 0261-4126148
Maracaibo, Venezuela.
Eutrofización del
Lago de Maracaibo:
pasado, presente
y perspectivas
Eutrofización del
Lago de Maracaibo:
pasado, presente
y perspectivas
Primera Edición
Editores:
JOSÉ ELÍ RINCÓN
Universidad del Zulia
Facultad Experimental de Ciencias
Departamento de Biología
Laboratorio de Contaminación Acuática y Ecología Fluvial
MIRIXA B. BOVES B.
Universidad del Zulia
Facultad Experimental de Ciencias
Departamento de Química
Laboratorios de Química Ambiental I y II
AUTORIDADES UNIVERSITARIAS
Jorge Palencia
Rector
Judith Aular de Durán
Vicerrectora Académica
María Guadalupe Núñez
Vicerrectora Administrativa
Marlene Primera
Secretaria
COLABORADORES DE EDICIÓN
Janett Flores (Facultad de Ingeniería - LUZ)
Gustavo Morillo (Facultad de Ingeniería - LUZ)
Antonio Vera (Facultad de Humanidades y Educación - LUZ)
INVESTIGADORES PARTICIPANTES
Dr. Orlando Ferrer (LUZ)
Dr. Ernesto González (UCV)
Dr. Carlos Portillo (IVIC)
Dra. Marinela Colina (LUZ)
Dr. Julio Torres (LUZ)
Dr. Alexis Ferrer (LUZ)
MSc. Alexis Faneite (LUZ)
Dr. José Elí Rincón (LUZ)
ÍNDICE GENERAL
Pág
INTRODUCCIÓN...................................................................................... 1
PARTE I. MARCO HISTÓRICO Y CONCEPTUAL
PASADO, PRESENTE Y PERSPECTIVAS DE LA EUTROFIZACIÓN
DEL LAGO DE MARACAIBO
José Elí Rincón...........................................................................................................
EL VALOR DE UN LAGO
Orlando Ferrer.............................................................................................................
EUTROFIZACIÓN. CONCEPTOS Y EUTROFIZACIÓN DE EMBALSES
DE VENEZUELA
Ernesto González........................................................................................................
5
27
75
PARTE II. DINÁMICA LACUSTRE, CAUSAS Y CONSECUENCIAS DE LA EUTROFIZACIÓN
DISTRIBUCIÓN DE FÓSFORO EN SEDIMENTOS SUPERFICIALES
DEL LAGO DE MARACAIBO, VENEZUELA
Julio Torres, Marinela Colina, Jesús Lecuna, Yulixis Cano y Daniela Hernández.....101
ESPECIACIÓN DE MERCURIO EN MUESTRAS AMBIENTALES
DEL RÍO CATATUMBO
Ray García, Marinela Colina, Brinolfo Montilla y José Manuel Sánchez..................
FACTORES AMBIENTALES ASOCIADOS AL SOBRECRECIMIENTO
DE LEMNA OBSCURA EN EL LAGO DE MARACAIBO: EVALUACIÓN
DE UNA HIPOTÉSIS
José Rincón y Leyda Mejía........................................................................................
125
167
EVALUACIÓN DE PATRONES DE DEFORESTACIÓN EN LA
CUENCA DEL LAGO DE MARACAIBO (1985-2010) MEDIANTE
EL USO DE IMÁGENES SATELITALES
C.A. Portillo-Quintero, A.M. Sánchez, C.A. Valbuena, I. González, J.T. Larreal......
207
PARTE III. APLICACIONES Y USOS DE LA PLANTA
ACUÁTICA LEMNA OBSCURA
BIOREFINACIÓN DE LA LEMNA OBSCURA DEL LAGO DE MARACAIBO. PARTE I. ACONDICIONAMIENTO DE MATERIA PRIMA
Alexis Faneite, Alexis Ferrer, Josué Tudare, Rosángela Cardozo..............................
BIOREFINACIÓN DE LA LEMNA OBSCURA DEL LAGO DE
MARACAIBO. PARTE II. PRODUCCIÓN DE ALIMENTOS PARA
ANIMALES Y BIOETANOL
Alexis Ferrer, Josybel Ríos y Lauris Urribarrí............................................................
ELABORACIÓN DE CARBÓN ACTIVADO A PARTIR DE LA LEMNA
DEL LAGO DE MARACAIBO PARA UTILIZARLO EN LA
CLARIFICACIÓN DEL ACEITE DE PALMA
Marianela Colina, Alfonso Pifano, Helí Hernández y Gilberto Colina......................
237
269
299
INTRODUCCIÓN
El I Simposio de la Comisión Permanente para el Estudio de la
Cuenca del Lago de Maracaibo y Gestión Integral del Agua ofreció
una visión del pasado, presente y perspectivas de la eutrofización
del Lago de Maracaibo. Este primer simposio fue realizado en el
mes de noviembre del año 2011 en el marco del I Congreso Internacional de Responsabilidad Social Universitaria “Dr. Víctor Martín
Fiorino”. Durante el simposio se presentaron catorce conferencias
magistrales y al final del mismo se elaboró una mesa redonda donde
se recogieron las distintas impresiones y aspectos fundamentales de
las distintas ponencias; además se elaboró un listado de conclusiones
y recomendaciones sobre los aspectos expuestos y sobre la temática
específica del simposio.
Una de las primeras recomendaciones consistió en recopilar las
distintas conferencias presentadas en un libro que permitiera dar difusión a la información de alta calidad científica ofrecida por los expositores. Esta información condensada en este libro servirá como
vehículo de divulgación a diferentes sectores en el ámbito científico,
académico e institucional, y ofrece una herramienta para la gestión
ambiental y la formación general del conglomerado social regional
y nacional.
En este I Simposio sobre la Eutrofización del Lago de Maracaibo se contó con la participación de reconocidos investigadores tanto regionales como nacionales: Dr. Ernesto González (UCV), Dra.
Glenys Andrade (INIA-Zulia), Dr. Orlando Ferrer (LUZ), MSc.
Carlos Sangronis (UNERMB), Dr. Carlos Portillo (IVIC-Zulia),
Prof. Ángel Muñoz (CMC-LUZ), Dr. Julio Torres (LUZ), Dra. Marinela Colina, MSc. Alexis Faneite (LUZ), Dr. Alexis Ferrer (LUZ),
Dra. Marynes Montiel (LUZ), Dr. Carlos Luis Bello (LUZ), MSc.
Gonzalo Godoy (LUZ) y Dr. José Elí Rincón (LUZ).
En las páginas de este libro se recoge información que atiende
los aspectos históricos y conceptuales del proceso de eutrofización
del Lago de Maracaibo, haciendo algunas referencias y comparaciones sobre este proceso en embalses venezolanos. Se aborda el
análisis a gran escala del uso del suelo y sus posibles efectos sobre
la degradación de los distintos ecosistemas de la cuenca hidrográfica del Lago de Maracaibo. Se aporta información detallada sobre
procesos biogeoquímicos de los nutrientes a nivel de los sedimentos
lacustres y se ofrecen datos importantes de los niveles y concentraciones de algunos metales pesados en las aguas del Lago resaltando
los mecanismos asociados a las transformaciones biogeoquímicas
de los mismos. Además, se analizan los factores ambientales que
pueden dar explicación al crecimiento masivo de las poblaciones de
Lemna ocurridas en el Lago a inicios de año 2004 y, en respuesta
a este problema, se ofrecen diferentes aplicaciones biotecnológicas
para la utilización de esta planta acuática en la producción de biocombustibles o carbón activado.
A lo largo del libro se puede encontrar un espectro amplio de
tópicos que nos hablan del gran quehacer científico y tecnológico
que ocupa a numerosos investigadores, pero que en conjunto ofrece
una importante información para la profundización en el conocimiento de este gran sistema acuático y perfilar las vías de una recuperación plena del mismo o, parafraseando el título de nuestro
simposio, buscar en el pasado para dar pasos en el presente hacia
una perspectiva de recuperación de este importante ecosistema.
José E. Rincón R.
PARTE I
MARCO HISTÓRICO Y
CONCEPTUAL
PASADO, PRESENTE Y PERSPECTIVAS DE
LA EUTROFIZACIÓN DEL LAGO DE MARACAIBO
José Elí Rincón
El presente documento representa una revisión histórica de los
estudios realizados sobre el Lago de Maracaibo, con particular énfasis en el proceso de eutrofización del mismo. Se tomaron en cuenta
los eventos y publicaciones que consideramos más importantes y a
los cuales tuvimos acceso, por lo que muy probablemente muchos
estudios, que aún permanecen en la literatura “gris” o que no estuvieron disponibles, no fueron reseñados. En todo caso, el análisis
de este registro histórico nos ha permitido visualizar una serie de
aspectos interesantes relacionados con el desarrollo del conocimiento científico de este importante cuerpo de agua. Nuestra intención
fundamental era la de descubrir el patrón temporal que habían seguido los estudios, las motivaciones y causas que les dieron lugar, y
la influencia que tuvieron (o tienen) en el conocimiento que se tiene
del ecosistema lacustre. Básicamente, queríamos conocer como estos estudios han impactado la toma de decisiones con respecto al
manejo de la cuenca como un todo. De igual forma, queríamos observar cuáles fueron las contribuciones más resaltantes y perfilar, de
acuerdo a la experiencia acumulada y el conocimiento obtenido, el
camino o la vía a seguir para mejorar y organizar la información de
modo que pueda ser útil y efectiva en la obtención del mejoramiento
de la integridad ecológica de este ecosistema.
Comencemos por definir al proceso de eutrofización como
marco de referencia que tendrá nuestro análisis. La eutrofización, en
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un sentido muy general, representa un proceso natural de envejecimiento de un lago que se manifiesta por un aumento progresivo de
la productividad primaria debido a las entradas externas e internas
de nutrientes (Wetzel, 2001). En contraposición, la entrada antropogénica de nutrientes acelera este proceso acortando severamente
el tiempo de vida de un cuerpo de agua. Este proceso de envejecimiento puede durar cientos o miles de años (eutrofización natural),
o se puede cumplir en décadas o hasta en pocos años (eutrofización
cultural) (Rocha y Branco, 1986; ver González 2013, este volumen).
Para facilitar el análisis de los estudios previos y actuales relacionados con el proceso de eutrofización del Lago, hemos realizado
una cronología de los estudios que consideramos más relevantes del
siglo 20 y principios del siglo 21, y que puede resultar una mirada
al pasado (Diagrama 1). En el diagrama se han agrupado por conveniencia y simplicidad los estudios en cada década y a continuación
pasaremos a revisar los hechos más relevantes que destacaron en
algunas de ellas y que marcaron o determinaron, a nuestro modo de
ver, el conocimiento del ecosistema del Lago de Maracaibo y sus
problemas ambientales, entre los que destaca el proceso de eutrofización.
Diagrama 1. Ubicación cronológica de diferentes estudios relacionados con la dinámica físico-ambiental y el proceso de eutrofización del Lago de Maracaibo.
Pasado, presente y perspectivas de la eutrofización
del Lago de Maracaibo. José Elí Rincón.
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De los trabajos revisados podemos inferir que los primeros estudios que se relacionaban con el tema de la eutrofización del Lago de
Maracaibo comenzaron ya bien avanzado el siglo 20, mucho después
del inicio de la explotación petrolera en 1914 (explotación del pozo
Zumaque I). A juzgar por el patrón histórico mostrado por estos estudios, podemos inferir que estuvieron muy influenciados por los recursos financieros y por las necesidades derivadas de la explotación
de este mineral, la cual en gran parte se hace en las aguas lacustres.
Uno de las primeras observaciones vinculadas al tema de la
eutrofización del Lago fue realizada por Jorgensen en 1940, quien
estaba interesado en utilizar el fitoplancton del Lago como fuente de
vitamina A. Jorgensen hace una contribución relevante al mencionar
la densa población de microalgas que forman el “verdín” y constituye por tanto la línea base para cualquier estudio sobre una posible eutrofización del sistema (Rodríguez, 2000). Una década más
tarde se realizarían las primeras observaciones que ofrecerían los
primeros datos de interés ecológico para el ecosistema. Se trataba
del científico alemán Fritz Gessner quien en 1952 tomó muestras de
plancton e hizo mediciones subacuáticas de luz y temperatura en el
Lago, el estrecho, en la bahía El Tablazo y en el Golfo de Venezuela.
Los resultados fueron publicados en la obra de Gessner y Vareschi (1956). Esta visita ocurre de forma incidental y animada por el
espíritu científico de este investigador, quien aprovecha la visita a
Venezuela después de haber asistido a un congreso de la Unión Internacional para la Protección de la Naturaleza realizado en Caracas.
Gessner hace una primera descripción limnológica del lago y describe el plancton del Lago de Maracaibo, el cual estaba dominado por
la cianobacteria Microcystis (Gessner & Vareschi 1956). Este organismo es bien conocido por su asociación con aguas eutróficas y por
la producción sustancias que pueden ser tóxicas (Vasconcelos 2006).
Entre 1953 y 1951, la Creole Petroleum Corporation contrató a
la empresa norteamericana Woods Hole para realizar estudios sobre
la hidrografía del sistema de Maracaibo con la finalidad de resolver
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el problema de navegación a través de la Barra de Maracaibo. El
objetivo fundamental era determinar los cambios que se producirían con la apertura del canal de navegación, particularmente en la
salinidad de las aguas del Lago, y que les permitiera tomar medidas
para proteger sus instalaciones de la corrosión. Los trabajos realizados durante dos años fueron encabezados por Alfred Redfield, y los
datos obtenidos fueron incluidos en un informe técnico que ha permanecido como un manuscrito “no publicado” de la empresa Woods
Hole y que sólo unas pocas personas lo tienen en su biblioteca personal. Sin embargo, fue Redfield quien en una serie de artículos
científicos dio a conocer pequeñas secciones de estos estudios, entre
las que se incluyen la materia orgánica de los sedimentos (Redfield,
1958), procesos de la calidad del agua en el Golfo de Venezuela
(Redfield y Doe, 1964) y características de las mareas del sistema
del Lago (Redfield, 1961). Redfield fue el primero en describir la
existencia de una corriente antihoraria en el Lago de Maracaibo y
reveló que la principal fuente de sedimentos provenía de las aguas
del río Catatumbo. Aspectos de suma importancia para entender la
hidrodinámica del ecosistema.
Para 1962 el Instituto Nacional de Canalizaciones coordinó un
proyecto de investigaciones denominado “Proyecto Maracaibo”.
Dentro de este proyecto la Universidad del Zulia (LUZ), el Instituto
Tecnológico de Massachusetts (MIT) y el mismo Instituto Nacional de Canalizaciones (INC) iniciaron estudios sobre la hidraúlica
mientras que el Instituto Venezolano de Investigaciones Científicas
(IVIC) realizaba investigaciones sobre la biota. Aunque no aparece
explicitado en los informes, resulta probable que la finalidad de estos estudios era monitorear las labores de dragado, realizadas por el
propio Instituto Nacional de Canalizaciones, y evaluar el impacto
que este dragado pudiese tener sobre la dinámica de sedimentos y
sobre la biota. Nuevamente los estudios sólo quedaron reflejados
en informes técnicos que fueron reimpresos en una publicación denominada Proyecto Maracaibo en 1969 con acceso y publicación
10
limitada. Con base en estos estudios se construyó un modelo físico
piloto del estuario que permitió entender el patrón de corrientes de
esta zona.
No fue sino a partir de los años setenta que la preocupación
en la colectividad por el deterioro creciente de las condiciones ambientales de la cuenca de Maracaibo provocó que el Ministerio de
Energía y Minas de la época recomendara la creación de un comité
intercompañías petroleras para estudiar la prevención de la contaminación de las aguas. Este comité fue formalizado en 1969 como
Comité Operacional Intercompañías Pro-Conservación del Lago de
Maracaibo (COIC). Este comité no tenía como misión la realización
de estudios, por tal razón su contribución en este sentido es menor, no
obstante sus recomendaciones sirvieron para que la Creole Petroleum
Corporation contratara en 1971 a la empresa norteamericana Battelle
Pacific North Laboratories para la realización de un estudio del Lago
con énfasis en la contaminación por petróleo, pero que incluyó numerosos datos sobre agua, sedimentos y biota (Battelle, 1974).
Podemos considerar, desde el punto de vista del aporte al conocimiento del proceso de eutrofización del Lago, que los estudios de
la Battelle constituyen la primera investigación sistemática y referencia obligatoria sobre la ecología del Lago de Maracaibo al sur del
Estrecho (Battelle, 1974). Este estudio produjo de manera integral
datos de línea base sobre calidad del agua, productividad primaria,
macrofauna, sedimentos y recursos pesqueros del Lago. También
produjo datos sobre las principales fuentes de aguas residuales domésticas e industriales descargadas al Lago. La información reunida
por la Battelle dio soporte a la conclusión ofrecida por Redfield,
que indicaba que el agua salada es principalmente introducida desde el hipolimnio hacia el epilimnio muy cerca del centro del Lago,
mientras que las entradas de agua dulce derivaban de los ríos en las
márgenes del Lago, creando un hipolimnio en forma de cono (“cono
hipolimnético”). Battelle (1974) concluyó que la mayoría de los nu-
11
trientes eran retenidos en el hipolimnio hasta un próximo evento de
mezcla, de tal forma que esta mezcla impactaba fuertemente sobre
la química de las aguas del Lago. El estudio advierte de los efectos
adversos potenciales de los desechos domésticos e industriales no
petroleros sobre la calidad del agua. Esta advertencia es comprensible si entendemos que los estudios estaban siendo ordenados y
pagados por las compañías petroleras.
Para mediados y finales de los años setenta (1974-1979), el
ingeniero Gustavo Parra-Pardi dirigió estudios sobre la limnología
y la contaminación del sistema Lago de Maracaibo como director de
programas gubernamentales del Ministerio de Sanidad y Asistencia
Social (MSAS) y de la División de Investigaciones sobre Contaminación Ambiental (DISCA) dependencia del, para entonces, Ministerio del Ambiente y de los Recursos Naturales Renovables (MARNR), y en el lapso 1980-1986 como presidente y consultor principal de la firma ESCAM (Estudios y Controles en Contaminación
Ambiental) contratada por el Comité Operacional Intercompañías
Pro-Conservación del Lago de Maracaibo (COIC) creado por las
distintas filiales de Petróleos de Venezuela (PDVSA).
Durante el lapso 1974-1976 Parra-Pardi y sus colaboradores
emprendieron un estudio exhaustivo con el objeto de entender el
ecosistema lacustre, evaluando su capacidad de asimilar contaminantes, estableciendo las bases científicas para estándares de calidad
de agua y elaborando recomendaciones para tomar medidas preventivas. Estas investigaciones se realizaron en un laboratorio dependiente del MARNR que se había establecido en Maracaibo y fue
provisto de grandes recursos tanto humanos como de dotación física
(Rodríguez, 2000). Los estudios se cumplieron en dos fases. En una
primera fase (1974-1976) se abarcó el estrecho de Maracaibo y la
Bahía El Tablazo, identificándose a la contaminación orgánica, contaminación bacteriana y algunos contaminantes específicos como los
problemas de agua más relevantes. En la segunda fase (1977-1979)
12
se realizó en el Lago propiamente dicho donde se evaluó el proceso de eutrofización (Parra-Pardi, 1979; Rodríguez, 2000; Medley,
2001). El trabajo de Parra-Pardi y sus colaboradores fue presentado
en dos informes técnicos (1977 y 1979), en los cuales se propone
una estrategia para el manejo de la calidad del agua en el sistema,
colectando y tratando las aguas residuales domésticas e industriales
de las principales ciudades y reutilizando las aguas residuales provenientes de la industria y de la agricultura. En ningún momento se
incluye a la industria petrolera como un problema ambiental que
deba ser corregido, más bien se destacan los problemas de los desechos domésticos y de la industria no petrolera como los principales
causantes de los problemas ambientales del ecosistema. Esto puede
ser evidente en algunas consideraciones que sobre el tema se hiciera
“… En el Lago de Maracaibo se ha puesto en evidencia que las manchas de petróleo pueden durar hasta un poco más de 7 días después
de que la fuente de derrame ha sido cerrada, aunque en general la
mayor parte no dura más de 5 días…” (Parra-Pardi, 1986). Además
de los informes técnicos generados por los estudios de Parra-Pardi y
sus colaboradores, se deben resaltar algunas publicaciones que son
referencias obligatorias para cualquier estudio sobre eutrofización
del Lago de Maracaibo. Entre los informes realizados para el MARNR
se destaca el “Estudio Integral sobre la Contaminación del Lago de
Maracaibo Parte II: Evaluación del Proceso de Eutrofización” (Parra-Pardi y col., 1979). De los artículos científicos publicados en
revistas cientificas destacan: “Modelling Pollution in Strait of Maracaibo” (Parra-Pardi, 1980) y “Cone-shaped hipolimnion and Local
reactor as Outstanding Features in Eutrophication of Lake Maracaibo” (Parra-Pardi, 1983).
Por otra parte, de la actividad de Parra-Pardi como presidente de
la empresa consultora ESCAM que trabaja para las empresas filiales
se conocen dos informes técnicos, poco divulgados, que la consultora realiza para el COIC, denominados: “Estudio para el Control
de los Afloramientos Masivos de Algas en el Lago de Maracaibo”
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(Parra-Pardi y col., 1984) y “Estudio para la Determinación de Areas
Sensibles del Sistema del Lago de Maracaibo” (Parra-Pardi y col.,
1986). Ambos informes son conocidos debido a la referencia que de
ellos hiciera el propio Parra-Pardi en una edición de un libro un poco
más divulgado denominado “La Conservación del Lago de Maracaibo: Diagnóstico ecológico y Plan Maestro” editado por la empresa
filial Lagoven (Parra-Pardi, 1986). Suponemos que debido al carácter confidencial de los estudios realizados por la consultora, estos
informes no aparecen referenciados en artículos científicos y su divulgación debió ser restringida al uso por las empresas contratantes.
El Instituto para el Control y la Conservación de la Cuenca
Hidrográfica del Lago de Maracaibo fue creado por ley en 1981 y
después de un proceso que arrancó en junio del año 1976. El proyecto de creación de este Instituto había sido elaborado por un Comité
para el Control y la Conservación del Lago de Maracaibo creado por
decreto presidencial el 1º de enero de 1976, precisamente el día en
que se promulgó el conjunto de decretos relativos a la nacionalización de la industria petrolera (Parra-Pardi, 1986). Después hubo otra
versión (1980-1981) que finalmente dió lugar a la ley aprobada. En
los primeros nueve años de su creación el ICLAM había producido
365 informes sobre la calidad del agua en los afluentes del Lago, el
fitoplancton y la calidad de aguas en el Estrecho de Maracaibo, el
contenido de mercurio en peces y sedimentos, las evaluaciones de
fuentes puntuales de contaminación, tanto en el estrecho como en
las subcuencas de los ríos Chama, Escalante y Motatán, el seguimiento anual de la calidad bacteriológica del agua de los balnearios
y piscinas, las descargas de aguas servidas de la ciudad de Maracaibo y la caracterización de efluentes de industrias y poblaciones. En
1986 se firma un convenio entre el ICLAM y Petróleos de Venezuela, S.A. (PDVSA), para realizar el Proyecto “Plan Maestro para el
Control y Manejo de la Calidad de las Aguas de la Cuenca del Lago
de Maracaibo”. La participación de PDVSA se canaliza a través del
COIC, el cual a su vez contrata los servicios de la firma consultora
14
ESCAM. Las características y especificidades de este “Plan Maestro” están descritas en un documento presentado por Parra-Pardi en
el Simposio sobre el Lago de Maracaibo y su Cuenca Hidrográfica
organizado en Noviembre de 1986 por el MARNR y la Universidad
del Zulia (LUZ) (MARNR-LUZ, 1986). De acuerdo a Parra-Pardi
(1986) “…el Plan Maestro para el Control y Conservación de la
Cuenca del Lago ha de ser un documento técnico que identifique,
precise y presente racionalmente la estrategia y las medidas necesarias para corregir los problemas de calidad de aguas de la cuenca.
Su finalidad principal es coordinar y servir de directriz para todas las
decisiones relativas a calidad de agua a escala de la cuenca del Lago.
Debe convertirse en el plan rector de todas las actividades en pro de
la conservación de la cuenca del Lago y orientador de otros planes
con objetivos mas específicos. Pero debe tenerse bien claro que no
es un plan de utilización de recursos de agua, ni de uso de tierra, ni
de diseño de instalaciones y construcciones a realizarse…”. Queda
claro entonces que el Plan Maestro se limitaba al estudio y control
de la calidad de las aguas de la cuenca del Lago, pero no tenía ninguna intención reguladora o de control de las actividades de la cuenca
como se indicaba en el título del plan. En todo caso, no conocemos
hasta la fecha la acogida de este plan o su implementación por parte
de las autoridades regionales o nacionales.
A finales de los años ochenta se crea una Comisión Presidencial
para el Estudio de una Alternativa Paso Litoral del Lago de Maracaibo con la finalidad de ampliar el enlace vial entre las costas oriental
y occidental del Lago mediante puentes que suplementen al existente. Esta comisión se convirtió en el año 1990 en la Autoridad Única
de Área para el Proyecto Paso Litoral del Lago, la cual consideró en
sus comienzos diversas alternativas para el cierre del Lago y posteriormente dedicó sus esfuerzos al estudio de un puerto de aguas
profundas ubicado en la Isla de San Carlos (Rodríguez, 2000). Para
este fin se contrató a un grupo de 15 especialistas de la Netherlands
Engineering Consultants (NEDECO) para realizar un Plan Integral
15
para el Aprovechamiento Óptimo de los Recursos Hídricos del Lago
de Maracaibo y su Cuenca Hidrográfica (Medley, 2001). Adicionalmente, NEDECO evaluó diferentes alternativas de ingeniería para la
desalinización del Lago. Las alternativas incluyeron la reducción de
la profundidad del canal de navegación mediante un proceso natural
de sedimentación. Al reducir la salinidad del Lago se pensaba que
se detendría o revertiría el proceso acelerado de contaminación y
eutrofización. Este estudio señaló que los factores importantes que
contribuyen con la eutrofización son: derrames de petróleo, descargas de nutrientes, compuestos de amonio y otros elementos tóxicos
en aguas residuales industriales, y descargas de aguas residuales domésticas. Se estimó que los ríos transportaban 1.943 m3/s de agua y
aportaban 182.900 kg/día de nitrógeno total al ecosistema lacustre;
mientras que las descargas domésticas e industriales contribuían con
16,9 m3/s de agua y 61,3 kg/día de nitrógeno total.
Para el año 1991 el ICLAM preparó un “Plan Maestro” para
el control y manejo de la calidad del agua en la cuenca del Lago de
Maracaibo cuyas metas en cuanto a calidad de agua debían ser alcanzadas para el año 2005. No conocemos en la literatura consultada
alguna evaluación a este plan maestro después del año 2005, lo que
estaría por hacerse para poder corregir acciones que no hayan sido
efectivas y mantener o incrementar las medidas que dieron resultados positivos. El Instituto de Tecnología Venezolana para el Petróleo
(INTEVEP) creó en 1990 la Gerencia General de Investigaciones
Ecológicas y Ambientales y estableció varios programas de investigación ambiental en el Lago de Maracaibo. El INTEVEP condujo
varios estudios de la hidrodinámica y calidad del agua del sistema,
así como estudios sobre los sedimentos del Lago. Los resultados
de tales estudios son recogidos en algunos informes técnicos, entre
los que han tenido mayor divulgación destacan: “Evaluación de Parámetros Fisicoquímicos de la Columna de Agua y Características
de los Sedimentos del Lago de Maracaibo” (Esclapés y col., 1998),
“Evaluación de los Niveles de Nutrientes en el Lago de Maracaibo
16
durante el Período de Lluvia” (Galindo y col., 1997) y “Variación
Estacional de los Parámetros de Calidad de Aguas del Lago de Maracaibo” (Galindo y col., 1999).
Inicialmente la Universidad del Zulia tuvo muy poca participación en el estudio del Lago de Maracaibo pero se ha visto incrementada a partir de la década de los ochenta. Hoy en día se conocen numerosos trabajos de investigación de diversas temáticas relacionadas con el Lago de Maracaibo y su cuenca hidrográfica que pueden
apreciarse en la enorme cantidad de tesis de grado realizadas por los
estudiantes, trabajos de ascenso y proyectos de investigación realizados por los miembros del personal docente. La elevada capacidad
profesional y científica, la formación de alto nivel de su personal y el
mejoramiento de la condiciones de laboratorios y recursos técnicos
posicionan a la Universidad del Zulia como una de las instituciones
emblemáticas para coordinar y realizar proyectos de mayor envergadura en el contexto del Lago de Maracaibo. La principal crítica es
la inexistencia de una política coherente y permanente dirigida hacia
la investigación coordinada y dirigida a resolver aspectos claves de
la ecología y manejo del Lago de Maracaibo y su cuenca hidrográfica. La creación de la Comisión Permanente para el Estudio de la
Cuenca del Lago de Maracaibo y Gestión Integral del Agua, además
de servir como órgano asesor del Consejo Universitario, se ha propuesto servir de puente para unificar criterios y esfuerzos con otras
instituciones de la región con la finalidad de dar nuevos pasos hacia
el estudio de este importante cuerpo de agua. Uno de sus primeros
frutos es la creación del presente libro.
La apertura del canal de navegación y sus consecuencias sobre
la salinización de las aguas del Lago, como hemos visto, han ocupado gran parte de la atención y de los estudios que se han realizado
en este sistema. Este efecto de salinización es a su vez relacionado
con las condiciones de eutrofización del Lago de Maracaibo, hecho
que ya Parra-Pardi (1979) reportaba desde la década de los setenta
y se encuentra elegantemente explicado en el trabajo de Rodríguez
17
(2001). El registro histórico (1954 a 1996) de salinidad promedio
tomada por debajo de 1 metro de profundidad parece indicar que las
aguas del Lago experimentan un incremento de la salinidad el cual
parece iniciarse a partir de mediados de la década de los cincuenta
cuando se abrió el canal de navegación (Herman, 1997). En contraste, Parra-Pardi (1996) no encontró evidencia convincente que
indique que el Lago está en proceso de salinización y sugirió que
el cambio en la hidrología de la cuenca en años recientes (debido a
la deforestación) puede ser la causa de la variación en la salinidad.
Para establecer si realmente existe un proceso de salinización
del Lago, si esto es debido a la existencia del canal de navegación
o a otras causas, tales como la reducción paulatina en el flujo de los
ríos, y qué efecto tendría sobre este proceso las modificaciones que
se pudieran hacer al canal; Petróleos de Venezuela S.A. (PDVSA)
contrató la empresa BECHTEL INTERNATIONAL SYSTEM Inc.
para realizar un estudio de varios años (mayo 1998 a diciembre
1999) para evaluar la actual condición ambiental del Sistema del
Lago de Maracaibo, evaluar las fuentes y cantidad de nutrientes
que entran al Lago y aplicar modelos computacionales (MYKE3 y DYRESM-WQ) con el objeto de determinar cuáles serían
los cambios a corto y largo plazo con la modificación del Canal
de Navegación y la reducción de la carga de contaminantes. Los
resultados de este estudio aparecen en el informe presentado ante
PDVSA por la empresa BECHTEL titulado “Estudio integral para el
rescate y saneamiento del Lago de Maracaibo” y algunos resultados
del modelo DYRESM-WQ se muestran parcialmente en una tesis de
grado presentada por Robert Medley para optar al título de doctor
ante la Universidad del Oeste de Australia titulada “Evaluation
of remediation options for Lake Maracaibo, Venezuela” (Medley,
2001) y que ha sido publicada en internet.
Rodríguez (2001) realiza un aporte teórico muy importante al
plantear su hipótesis que considera al Lago como una cuenca anae-
18
róbica natural y que desarrolla en su publicación titulada “El Lago
de Maracaibo como cuenca anaeróbica natural: uso de líneas de base
históricas en estudios de impacto ambiental”. En su contribución,
Rodríguez trata de precisar una posible metodología, tomando como
caso de estudio el impacto causado por el canal de navegación del
Lago de Maracaibo, Venezuela, y su potencial eliminación como
medida de remediación, una decisión de envergadura para la región
y el país. Una de sus conclusiones destaca que el Lago debe ser
manejado como un ecosistema frágil, por lo que debe ser particularmente importante manejar el ingreso de contaminantes y nutrientes
nitrogenados, así como fundamentar exhaustivamente la construcción de obras que alteren las características hidráulicas del sistema.
Así mismo Rodríguez subraya que para robustecer sus teorías acerca
del Lago como cuenca anaeróbica natural se deben emprender estudios paleoecológicos y de las probables adaptaciones del ecosistema
al estrés que produce las condiciones de hipoxia.
Para inicios del año 2004 el Lago de Maracaibo fue invadido
por un crecimiento extraordinario de una planta acuática flotante denominada científicamente Lemna obscura y conocida más comúnmente como lenteja de agua. Este acontecimiento alertó al mundo
académico, científico y político del país de que el proceso de eutrofización del Lago parecía haber entrado en una nueva y más avanzada
etapa. La magnitud del crecimiento llegó a ser tal que causó una
gran conmoción mediática a nivel regional, nacional e internacional. De acuerdo a los análisis de las imágenes satelitales MODIS, el
sobrecrecimiento de la Lemna llegó a ocupar un 8,3% de la superficie total del Lago (Klein y col., 2005). El impacto que generó la
invasión de la lenteja de agua promovió la realización de diversos
estudios científicos, fundamentalmente liderados por la Universidad
del Zulia y el Instituto para la Conservación del Lago de Maracaibo
(ICLAM), que intentaban conocer las causas, consecuencias, formas de control y manejo de las enormes cantidades de esta planta.
19
Las repercusiones en la opinión pública fueron tales, que las instancias gubernamentales nacionales y regionales, así como PDVSA y
algunos entes de la banca privada (Banco Occidental de Descuento)
realizaron los aportes financieros para las labores de investigación,
control y manejo de la Lemna. Los primeros resultados de estas investigaciones fueron recogidos durante la realización del Simposio
titulado “Sobrecrecimiento de Lemna obscura en el Lago de Maracaibo” dentro del marco del VI Congreso Venezolano de Ecología
(CVE) celebrado en la ciudad de Maracaibo en Noviembre del 2005.
Los resúmenes de los trabajos presentados en este simposio están
publicados en el libro de memorias del congreso. De igual manera,
en un reporte realizado por Leng, y col. (2004) de la University of
Tropical Agriculture Foundation se hace una evaluación de las causas y se proponen acciones futuras ante el crecimiento explosivo de
Lemna en el Lago de Maracaibo. Mucha de la información generada
permanece como informes institucionales (ICLAM, PDVSA, etc) o
académicos mediante tesis de grado, artículos científicos o informes
técnicos de proyectos realizados en las universidades regionales y
nacionales. No obstante, una meta-análisis de toda la información
generada que dé respuesta a las interrogantes planteadas sobre las
causas y consecuencias aún espera por hacerse.
A raíz del gran “boom” generado por el fenómeno de crecimiento masivo de la Lemna, en Agosto del 2006 el ICLAM realizó
el I Congreso Internacional del Lago de Maracaibo (COINLAGO).
Además del libro de memorias del Congreso, muchos de los trabajos fueron publicados en una edición especial de la revista CIENCIA
editada por la Facultad Experimental de Ciencias (LUZ) (Volumen
14, Número Especial 2, 2006).
Con la misma motivación generada por el fenómeno del crecimiento masivo de Lemna en el Lago, el Consejo Universitario de
la Universidad del Zulia nombró una comisión inicial el mismo año
de la aparición de la planta acuática (CU-2004). Esta comisión te-
20
nía como objetivo estudiar el fenómeno de afloramiento masivo de
Lemna en el Lago de Maracaibo y servir como órgano asesor al
Consejo Universitario. Los informes técnicos generados por la comisión fueron enviados al despacho del Consejo Universitario de
LUZ. Posteriormente, en julio del año 2009 el Rector de LUZ, Dr.
Jorge Palencia, conformó otra comisión científica cuyo propósito
sería servir de cuerpo asesor en relación al afloramiento masivo de
la Lemna en el Lago de Maracaibo y los problemas de índole ambiental asociados a la aparición de ésta. La comisión inició sus funciones el 29 de julio del 2009. Desde entonces, la comisión ha centrado sus esfuerzos en informar a la comunidad universitaria sobre
su trabajo y en conformar un equipo multidisciplinario que permita
abordar con una base científica la proliferación de la planta acuática, la cual en un primer análisis indicó que la misma forma parte
de una problemática más compleja en la cual se evidencia como
aspecto central el gran deterioro de la Cuenca Hidrográfica del Lago
de Maracaibo. Siendo además la gestión integral de los recursos hídricos de la región zuliana de suma importancia para garantizar el
desarrollo y prosperidad de los pueblos aledaños. El considerar la
problemática de la Lemna a un nivel más profundo, nos llevó al
nombre actual por el cual la comisión ahora se conoce: “Comisión
Permanente para el Estudio de la Cuenca del Lago de Maracaibo y
Gestión Integral del Agua”.
Esta última comisión organizó en Noviembre del 2011, dentro
del marco del 1er. Congreso de Responsabilidad Social Universitaria, el Simposio titulado: “Pasado, presente y perspectivas de la
Eutrofización del Lago de Maracaibo”. Dentro de los objetivos de
este simposio se propuso la elaboración de un libro que recogiera
los resultados de los investigadores dirigidas a un tema en particular
como es el caso de la eutrofización. La edición del presente libro
representa el logro de esa aspiración inicial de la comisión, y constituye el primer fruto concreto que obtiene la comisión dentro los
objetivos y metas propuestos.
21
Al concluir el análisis histórico de los estudios relacionados
con el proceso de eutrofización del Lago de Maracaibo, más allá de
la información técnica que contienen tales estudios, hemos podido
reconocer visiones, hallazgos y conclusiones que aún siguen siendo
válidos. Un primer aspecto que se revela en nuestro análisis es la
naturaleza anecdótica de los primeros estudios llevados a cabo en
el Lago pero que daban cuenta de una elevada productividad primaria en las aguas del mismo (por ejemplo, Jorgensen, 1940). De
manera más importante nos ha llamado poderosamente la atención
el carácter espasmódico de los primeros estudios y la ausencia de
una motivación científica por estudiar los aspectos bio-ecológicos
de este importante ecosistema. Lo que parece haber motivado estos
primeros estudios (década de los 40´s y 50´s y que se extendió hasta mediados de los 70´s) era la necesidad de utilizar al Lago como
vehículo de transporte para el petróleo. Así un aspecto que marcó y
justificó gran parte de estas primeras investigaciones se relacionaron
con la profundización y ensanchamiento del canal de navegación
que permitió el acceso a grandes embarcaciones que transportaban el
petróleo. Para esa época Venezuela se había convertido en el primer
exportador mundial de petróleo, con una producción de 2,2 millones
barriles de crudo, 75% proveniente del Lago (Rodríguez, 2001). Estas obras sobre la batimetría y geomorfología lacustre ocasionaron
trastornos hidráulicos, químicos y físicos que afectaron seriamente
la ecología del sistema.
Otro aspecto relevante que emerge de este análisis histórico y
que coincide con el carácter utilitario de estas investigaciones iniciales, pero que permanecieron aun hasta finales de los años setenta,
es la poca difusión de la información generada durante la realización
de los estudios. Si bien muchos de estos trabajos fueron de línea
base en el reconocimiento de las características físicas, químicas,
geológicas, oceanográficas y biológicas, pocos de estos resultados
fueron difundidos mas allá de los informes técnicos que pertenecían
a las compañías privadas que pagaban estos estudios o a institu-
22
ciones públicas encargadas de la supervisión de los trabajos. Esta
literatura “gris” tuvo muy poca difusión y sólo en muy pocos casos
llegó a formar parte de la biblioteca personal de algunas personas
ligadas a las universidades. En la actualidad la mayoría de estos
informes permanecen desconocidos e inaccesibles para el común de
las personas.
Un aspecto que consideramos relevante es que, aún cuando
existe un cuerpo de información técnica y científica que en muchos
casos ha generado sendos “planes maestros”, la puesta en práctica
de estas recomendaciones y planes han sido muy preliminares en
unos casos e inexistentes en otros. Al parecer la toma de decisiones
en este sentido no ha sido muy independiente de los intereses económicos y políticos del momento, mientras que la participación de
todo el conglomerado social de la región ha sido prácticamente nula
e incluso no tomada en cuenta.
Finalmente, nuestro análisis da cuenta de una gran cantidad de
estudios y de información generada durante más de 70 años. No obstante la información producida, salvo muy contadas excepciones,
no se presentó organizada de manera sistemática y coordinada hacia
la obtención un objetivo común. Una razón para ello se debe a la
diversidad de motivos que soportaban la realización de los estudios,
los cuales en muy pocos casos tenían un sentido conservacionista.
En todo caso la gran cantidad de información que se ha producido
ha servido para comenzar a comprender la estructura y funcionamiento de este gran y complejo ecosistema. Sería necesario realizar
un tratamiento holístico y multidisciplinario de la gran cantidad de
información existente que nos permitan incrementar cualitativa y
cuantitativamente nuestro conocimiento de la complejidad física,
química y biológica del ecosistema. En este sentido, creemos se deben coordinar acciones entre las distintas instancias de investigación
de la región para organizar la información que ya se tienen y definir
los aspectos claves del ecosistema que requieren ser estudiados y
23
que respondan las interrogantes generadas a partir del conocimiento
obtenido hasta el momento. Esto sin duda sería un gran reto para el
siglo que transcurre y permitiría dar un gran paso en el mejoramiento del conocimiento del mismo. Sin embargo, para que lo anterior
tenga la efectividad deseable, debe estar en estricta concordancia
y acogerse dentro de un verdadero plan de parte de los diferentes
entes gubernamentales a diferentes niveles, para que traduzcan las
recomendaciones técnicas y científicas en acciones concretas que
permitan el mejoramiento de la “salud” y estado ecológico de este
frágil ecosistema. Dada la situación ambiental actual del ecosistema
esto es impostergable.
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EL VALOR DE UN LAGO
Orlando J. Ferrer M.
Universidad del Zulia. Facultad Experimental de Ciencias
Un hombre que no sabe, y no sabe que no sabe, ni se interesa
en saber, tenele cuidao. Un hombre que sabe, enseña lo que sabe y
aprende de los demás, es un sabio.
Refrán del Sur del Lago de Maracaibo
INTRODUCCIÓN
El Lago de Maracaibo1 fue, hasta hace unos pocos años, una de
las grandes fuentes de pescados y camarones de Venezuela, y continúa siendo uno de los productores de petróleo más importantes del
mundo (Gundlach y col., 2001). El Lago de Maracaibo tiene aproximadamente 13.000 km2 de superficie (la cuenca completa tiene
1
El Lago de Maracaibo, además de riquezas naturales y pasión regionalista, ha generado
confusión geográfico-histórica. De acuerdo a la historiografía oficial, aquella que según
el Dr. Francisco Herrera Luque se genera, muchas veces, simplemente para complacer
apetencias personales y de índole nacionalista, acepta que el Lago de Maracaibo fue
descubierto, al parecer por el italiano Américo Vespucio, el 9 de agosto de 1499. Al
parecer, esta fecha no satisface a todos los historiadores, y en estudios recientes parece
aclararse la situación. En su publicación El lago de los sueños. El Lago de Maracaibo
en la cartografía y cronistas tempranos (1499 – 1540), Emanuele Amodio (Amodio,
2005) hace un estudio detallado de la información disponible y concluye que no fue
sino hasta 1502 cuando realmente Alonso de Ojeda entró al Lago de Maracaibo. Dice
Amodio: De Américo Vespucio nos quedan fundamentalmente dos descripciones de su
acercamiento al Lago de Maracaibo: una, muy corta, está contenida en la Carta que
envió el 18 de julio de 1500 desde Sevilla a Lorenzo Pier Francesco de Medici, en
28
unos 89.000 km2), más de 13.000 pozos petroleros conectados por
más de 32.000 kilómetros de tuberías ubicadas directamente en el
Florencia… la otra, más extensa y de estilo literario, redactada en Lisboa y fechada
el 4 de septiembre de 1504, está contenida en una Relación enviada a Pier Soderini,
Gonfalonero y Perpetuo de Florencia, la cual se publicó un año después con el título de
Lettera de Amerigo Vespucci delle isole nuovamente trovate in quatro suoi viaggi. A
continuación, Amodio incluye fragmentos de la primera carta… Desde esta isla fuimos
a otra isla vecina de aquella a diez leguas, y encontramos una grandísima población
que tenía sus casas construidas en el mar como Venecia, con mucho arte; y maravillados
de tal cosa, acordamos ir a verlas, y al llegar a sus casas, quisieron impedir que entrásemos en ellas. Probaron cómo cortaban las espadas y se conformaron con dejarnos
entrar, y encontramos que tenían colmadas las casas con finísimo algodón, y las vigas
de sus casas eran también de brasil, y les quitamos mucho algodón y brasil, volviendo
luego a nuestros navíos. Habéis de saber que en todas partes donde saltamos a tierra,
encontramos siempre gran cantidad de algodón, y los campos llenos de plantas de él,
tanto que en esos lugares se podrían cargar cuantas carabelas y navíos hay en el mundo,
con algodón y brasil. Creo que hay dos cosas dignas de resaltar de este texto; la primera,
como lo menciona Amodio, es que la Península de la Guajira se cree una isla, y la segunda es que se resalta el sentido expoliador del descubridor… Probaron cómo cortaban
las espadas…, prueba evidente del carácter saqueador del navegante. La lectura de esta
publicación es fascinante, así que aprovecharé para incluir unos pocos párrafos más… Ya
vimos que, en el caso de Vespucio, las tierras encontradas fueron consideradas parte de
una isla. Esta percepción era compartida por Ojeda, quien la trasmite a los funcionarios
que elaboraron las Reales Cédulas del Asiento y su nombramiento como Gobernador de
Coquibacoa en 1501… Reales cédulas en que se contiene el asiento hecho con Alonso
de Hojeda para que vuelvan diez navíos a hacer descubrimientos en atención al poco
provecho que tuvo en el viaje anterior; dándosele entre otras mercedes al gobierno de la
isla de Coquibacoa… A una primera aproximación, resulta contradictoria la referencia
a Coquibacoa como isla, si damos por descontado el conocimiento previo del lago por
parte de Ojeda ya que, de ser así, no hubiera dejado que se registrara como tal la tierra
que había descubierto. Así que: o el conquistador no había todavía llegado al lago y,
por ende, estaba convencido de que Coquibacoa era una isla; o, conocía el lago, pero
escondió este hecho a los funcionarios, declarando de haber descubierto una isla. En
consideración del relato de Vespucio y de la primera cartografía de Tierra Firme, la
primera hipótesis tiene más posibilidad de ser la verdadera, sobre todo si consideramos que lo mismo pasó con la península de Paraguaná… La contradicción puede ser
resuelta haciendo alusión al segundo viaje que Ojeda hizo al Golfo en 1502… Sugiero
que la entrada verdadera al lago se realizó durante este segundo viaje, cuando navegó
por nueve días lago adentro. Es en este momento cuando funda, además de Santa Cruz
y extiende el nombre de San Bartolomé al mismo lago, que acaba de percibir como tal
gracias a su nueva experiencia directa. De hecho, si en el primer viaje hubiera llegado
por lo menos a la isla de Toas, se hubiera percatado de que el agua se volvía dulce y, por
ende, que se trataba de un lago o de un grande río, como ya había sucedido a Colón en
el viaje al delta del Orinoco. Así que, en 1499, lo que fue descubierto por los europeos
no fue el lago de Maracaibo sino el golfo de Venezuela y los indígenas palafíticos, en
una de las costas anegadizas al norte de Sinamaica.
EL valor de un lago. Orlando Ferrer.
29
lago (el total de tuberías de gas y petróleo en la cuenca se estima que
es de 42.693 kilómetros), más de 400 estaciones de bombeo (143
en el Lago) y más de 150 plantas generadoras de electricidad y su
capacidad instalada es capaz de producir 3 millones de barriles por
día. Tiene, además, una infraestructura de puertos y transporte de
productos petroleros desarrollada en los últimos 50 años cuyo costo
aproximado es 2.000 millones de dólares (Gundlach y col., 2001).
Se estima que la cuenca del Lago de Maracaibo ha producido más
de 30.000 millones de barriles de petróleo, y con sus aproximadamente 20.000 millones de barriles de reserva probada continúa siendo una de las cuencas petrolíferas supergigantes más prolíficas del
mundo. Estas reservas, combinadas con su estratégica localización
en la parte central del hemisferio occidental, aseguran que la cuenca del Lago de Maracaibo seguirá siendo de importancia relevante,
en lo que respecta a la producción petrolera, en los años por venir
(Mann y Escalona, 2006).
En el artículo “Remediation and transportation planning, Lake
Maracaibo, Venezuela” presentado por Eric Gundlach, Angelo Findikakis, Luis Delgado y Alan Harding (Gundlach y col., 2001) en
la Conferencia Internacional sobre Derrames Petroleros (International Oil Spill Conference 2001, Tampa, Florida, USA), estos autores
concluyen: Los resultados indican que la contribución de la industria petrolera a la contaminación es menor en comparación con las
descargas domésticas en el extremo norte y las descargas de ríos
en el extremo sur, y que los cambios en la configuración del canal
(incluyendo la restauración a su condición predragado) no mejorarían la calidad del agua significativamente… Los resultados de
este estudio multianual se obtuvieron a través de la identificación
y cuantificación de las principales fuentes de derrame de petróleo
y otros productos contaminantes y la aplicación de diversos mode-
30
los de computación2. Ante este tipo de aseveraciones, hechas por
gente que trabaja en el medio petrolero, vale preguntar hasta qué
punto esto es cierto. ¿Es suficiente aseverar que la contribución de
la industria petrolera a la contaminación y degradación en general
del Lago de Maracaibo no es lo que parece?, ¿podemos cuantificar
el efecto de la industria petrolera sobre el ecosistema lacustre simplemente midiendo la cantidad de sustancias contaminantes que se
derraman al lago?, ¿cuál es el efecto directo de la actividad petrolera
sobre el Lago de Maracaibo?, ¿cuál es el efecto indirecto? En este
pequeño ensayo presentaré algunas evidencias, recopiladas a través
de una somera revisión bibliográfica, que ayudan a señalar la actividad petrolera como la principal causante, directa e indirectamente,
de la degradación del Lago de Maracaibo; por supuesto, no pretendo
aseverar que el estudio se agota con este trabajo, sino ayudar a abrir
la puerta a nuevos y más detallados estudios que ayuden a derramar
luces sobre el tópico.
PRESENTACIÓN DEL PROBLEMA
Es indudable que los recursos naturales tienen valores tangibles e intangibles. En las últimas décadas, en el marco del cambio
climático global y la sobreexplotación de los recursos naturales, se
ha enfatizado la valoración de ríos, lagos, humedales en general,
bosques, arrecifes, entre otros. Pero ¿cómo debería la sociedad valorar los recursos que no son bienes o servicios en el mercado de
capitales, sino lo que los economistas acostumbran a llamar regalos
de la naturaleza? Algunos procesos naturales tienen significación
2 Para la época de esta publicación, la cantidad de petróleo derramado al Lago la
estimaba la Unidad OLAMAC (OLAMAC fueron las siglas hasta hace unos pocos
años, ahora se denomina Unidad Operacional contra Derrames de Hidrocarburos) de
PDVSA a través de estimaciones visuales por recorridos en helicóptero y por medición de la cantidad de petróleo recolectado durante operaciones de limpieza. Entre
1995 y 1997 se estimó que se derramó entre 3.000 y 5.000 barriles por año.
31
económica obvia; por ejemplo, un río puede proveer hábitat para especies económicamente valiosas tales como peces, moluscos o aves.
Beneficios menos obvios, pero igualmente tangibles, provistos por
un río incluyen el transporte de sedimentos y nutrientes que sostienen las comunidades biológicas, no sólo del río sino de estuarios
y el océano mismo. Por ejemplo, los estuarios están entre los ecosistemas acuáticos más productivos y proveen hábitat para muchas
especies. Algunas de estas especies tienen valor económico calculable, otras están sólo a unos pocos pasos de nosotros en la cadena
alimenticia. Pero si queremos capturar camarones, ostras o peces,
el estuario, como un todo, debe continuar funcionando como una
comunidad biótica integrada.
¿Cuánto vale un bosque activo? se pregunta Ken Ferguson
(Ferguson, 2006) de la Sociedad Ecológica de América (ESA, por
sus siglas en inglés), y responde que, en el caso del bosque boreal
canadiense, aproximadamente 3,7 billones de dólares estadounidenses. Este monto incluye valores intangibles de procesos ecológicos
como filtración de agua, control de inundaciones, regulación climática a través del secuestro de carbono, tratamiento de desechos,
mantenimiento de biodiversidad y control de plagas. Nosotros pudiéramos preguntar ¿cuánto vale el Lago de Maracaibo?, y la respuesta, casi con seguridad, dependerá de la persona quien la emita.
El Lago de Maracaibo pone a funcionar turbinas que generan
energía eléctrica (a través del petróleo, por supuesto), y cuyo valor
comercial inmediato, para la gran mayoría, es indudablemente superior, por ejemplo, a los kilogramos de pescado, cangrejos y camarones que produce en estado natural. Si permitimos que nuestra noción de valor sea definido exclusivamente por valores comerciales,
siempre preferiremos que el Lago de Maracaibo siga produciendo
petróleo para generar energía eléctrica. Lo absurdo de esta conclusión ha llevado a los ecólogos y economistas a buscar formas de
cuantificar el valor no monetario de los recursos naturales. Los es-
32
fuerzos de Howard Thomas Odum3 por encontrar un marco común
para la ecología y la economía a través de la termodinámica son bien
conocidos por los ecólogos de sistemas, pero su perspectiva es muy
controversial. En 1976, el economista Nicholas Georgescu-Roegen
(Georgescu-Roegen, 1976) propuso una perspectiva bio-económica basada en asignar valores económicos a los procesos biológicos.
Por ejemplo, es posible estimar el valor de los procesos efectuados por sistemas ecológicos en términos del costo de efectuar la
misma actividad usando substitutos artificiales. Esta perspectiva ha
provisto visiones útiles en tópicos tales como el valor económico
de los estuarios en la disposición de desechos, pero falla cuando
intenta capturar los complejos efectos de procesos bioquímicos que
se extienden más allá del área local. Por ejemplo, ¿cómo deberíamos
cuantificar el valor económico de los metales traza transportados
por los ríos al mar abierto?, ¿realiza el río un servicio económico al
transportar materiales esenciales para el crecimiento del fitoplancton y peces? En vez de asignar dólares a la totalidad de los procesos
bioquímicos naturales, sería más sensible reconocer que el valor de
recursos como los ríos no puede ser calculado completamente desde las perspectivas de la teoría económica convencional (Lansing y
col., 1998).
La agroexportación, el petróleo y el Lago de Maracaibo
La región de la cuenca del Lago de Maracaibo fue, hasta principios del siglo XX, una región geo-histórica caracterizada por la
agroexportación. Esta región geo-histórica se inició siglos antes de
3
Howard Thomas Odum y su hermano Eugene Pleasants Odum, son los pioneros de la
ecología de sistemas y dos de los más influyentes investigadores en la ecología. Uno
de los hijos de Eugene, William Eugene Odum, continuador de la obra de su padre y
su tío Howard, murió prematuramente en 1991. Eugene y Howard murieron en 1992,
con apenas unos pocos días de diferencia, Eugene murió el 10 de agosto y Howard el
11 de septiembre.
33
la presencia española en América (Cardozo, 2005). En la publicación titulada “Maracaibo y su circuito agroexportador en el siglo
XIX”, Germán Cardozo Galué (Cardozo, 2005) indica: Ha quedado
ampliamente demostrado por las investigaciones arqueológicas e
históricas de Mario Sanoja e Iraida Vargas cómo las regiones socioeconómicas surgidas en el territorio de la actual Venezuela a
partir de la ocupación española estuvieron condicionadas y enriquecidas, en su base constitutiva, por la diversidad cultural heredada de las originarias sociedades aborígenes. Para el momento del
encuentro, estas sociedades tenían diversos niveles de desarrollo
dentro de la “Formación Social Tribal”; ellas originaron multiplicidad de regiones delimitadas por un ámbito de vida, “un espacio
geográfico definido por el uso que del mismo hicieran grupos territoriales históricamente diferenciados.… para el siglo XV de la era,
en algunas de las regiones geo-históricas nuestras etnias habían
consolidado la formación de extensos y complejos señoríos, sociedades muy jerarquizadas con un locus de poder centralizado, acumulación de fuerza de trabajo, regadío y cultivo en terrazas, pago
de tributos al Señor por parte de las aldeas, producción artesanal e
intercambio y distribución de bienes terminados entre las diferentes
comunidades que integraban el circuito de relaciones políticas... En
estos espacios se distinguían grupos sociales en un área sobre la
cual realizaban las actividades productivas y sus “praxis culturales ideológicas”. Los vínculos existentes entre los colectivos involucrados generaron redes de complementariedad para garantizar
la subsistencia; esta dinámica condujo a la configuración, hacia
mediados del siglo XV, por sus rasgos socioeconómicos y culturales de siete regiones geo-históricas: cuenca del lago de Maracaibo,
andina, Llanos altos occidentales, centro - costera, oriental, cuenca
del Río Orinoco y noreste de Venezuela...
34
Esta estructura económica, en la que habían participado, en
mayor o menor proporción, españoles peninsulares, españoles americanos, alemanes, afroprovenientes y miembros de los pueblos originarios americanos, se derrumbó a partir de 1914, cuando comenzó
la explotación petrolera con el descubrimiento del campo petrolífero
Mene Grande4, y se intensificó de manera considerable con el reventón del pozo Los Barrosos No. 2 en 19225 y el descubrimiento del
campo Lagunillas en 1926 y los campos Tía Juana y Bachaquero
4
La perforación del pozo Zumaque 1 se inició el 12 de enero de 1914 por la Caribbean
Petroleum Company en el campo Mene Grande del estado Zulia y que alcanzó la
profundidad de 135 m. Este pozo comenzó a producir oficialmente el 31 de julio de
1914 a razón de 245 barriles/día, y marcó la pauta para la exploración de la cuenca del
Lago de Maracaibo. Fue el Zumaque 1 el pozo que dio inicio a la producción petrolera
en gran escala en Venezuela. La explotación petrolera en Venezuela comenzó el 24 de
agosto de 1865, cuando el Presidente Constitucional del Estado Zulia, el General Jorge
Sutherland, le asignó al Sr. Camilo Ferrand la primera concesión para la explotación
petrolera por el término de 10 años. El 2 de febrero de 1866 se otorga, en lo que
hoy constituye los estados Sucre y Monagas, a Manuel Olavarría una concesión con
una duración de 25 años. Pero no fue sino hasta el 12 de octubre de 1878, cuando
un grupo de venezolanos encabezados por Manuel Antonio Pulido crea la empresa
Petrolia del Táchira, ubicada cerca de Rubio, a unos 15 kilómetros de San Cristóbal,
estado Táchira cuando comienza el desarrollo industrial petrolero en Venezuela. El
área otorgada para la explotación de petróleo comprendía unas 100 hectáreas en la
hacienda La Alquitrana. El 08 de abril de 1934 terminaron los derechos otorgados a
esta empresa venezolana. Es de destacar que uno de los socios de la Petrolia, el Sr.
Pedro Rafael Rincones, es el primer venezolano en viajar a los Estados Unidos con el
fin de adquirir conocimientos sobre la industria petrolera, por lo que en 1880 trae al
país, para utilizar en las operaciones de la Petrolia, el primer taladro de perforación a
percusión y un tren de destilación. También tiene el mérito el Sr. Rincones de ser el
redactor de The Petrolia Star, el primer periódico institucional de Venezuela difundido
en el campo La Alquitrana.
5
El 14 de diciembre de 1922 la Venezuelan Oil Concessions (VOC) perforaba el pozo
Los Barrosos No. 2 en la comunidad de La Rosa, Municipio Cabimas, del Distrito
Bolívar, cuando comenzó a fluir petróleo en forma violenta e incontrolada, produciéndose lo que se conoce como El Reventón del Pozo Los Barrosos No. 2, que se mantuvo
fuera de control durante 9 días consecutivos, llegando a arrojar unos 100.000 barriles/
día. Con este suceso comenzó la bonanza petrolera venezolana y se abrieron las puertas a los países desarrollados, ávidos de hidrocarburos para acelerar el desarrollo de
sus economías.
35
un poco más tarde (Gundlach y col., 2001). A partir de entonces
comenzó la intervención incontrolada de la cuenca del Lago de Maracaibo, miles de personas, provenientes no sólo de los más remotos
rincones de Venezuela sino también de otras partes del mundo, comenzaron a ver al Estado Zulia, y particularmente la Costa Oriental
del Lago, como un nuevo paraíso que ofrecía lo necesario para un
desarrollo prometedor. Así, llegaron orientales, andinos, estadounidenses, holandeses, ingleses, alemanes, y muchos más buscando el
Dorado Negro.
Los derrames de petróleo y sustancias utilizadas o desechadas
por la actividad petrolera, y sus consecuencias sobre el ecosistema
lacustre y terrestre constituyeron una de las primeras manifestaciones concretas de lo que significó la instalación en el Zulia de la
explotación petrolera a escala comercial. Ya para mediados de la
década de 1920 (particularmente entre 1924 y 1927), la situación de
deterioro de las aguas lacustres como consecuencia de la actividad
extractiva del petróleo era de tal magnitud, que existe una extensa
referencia hemerográfica que atestigua el malestar de los vecinos
que vivían en las adyacencias de las áreas de explotación. En su
artículo titulado Los derrames de petróleo en el Lago de Maracaibo entre 1922 y 1928, Nilda Bermúdez Briñez (Bermúdez Briñez,
2006) señala: La industria petrolera le dio a las aguas del lago el
mismo uso que tradicionalmente le habían dado sus pobladores,
empleándolas para solucionar el problema de abastecimiento de la
misma para el servicio general de oficinas, casas de empleados y
talleres… Sin embargo, a pesar del servicio que prestaba a la industria, ésta deterioró su calidad sin tomar en consideración el perjuicio que ocasionaba internamente a sus empleados y a la población
en general. Esta situación se desbordó a raíz de la exploración y
explotación del fondo del lago, cuando comenzó a hacerse notorio
el daño que ocasionaba la contaminación por petróleo… Comunidades de Cabimas, Lagunillas, La Rosa, entre otras, reclamaron la
36
actuación de las autoridades debido a la imposibilidad de tomar
agua del lago por este motivo. Ejemplo de ello se encuentra en una
comunicación del Jefe Civil del Distrito Bolívar, Pedro Pinto, en la
cual informaba al Secretario de Gobierno: En vista de la urgente
necesidad que tiene el pueblo de Cabimas i sus caseríos: La Rosa,
La Salina, San Ambrosio, i Pueblo Aparte del agua para sus usos
domésticos, debido a que el agua del lago que siempre han usado
estos pueblos ribereños para tal fin, se ha hecho hoy inservible por
la gran cantidad de petróleo que contiene, petróleo que proviene de
los taladros que las compañías tienen establecidos en el agua… En
otra comunicación del mismo año, dirigida al Jefe Civil del Distrito
Bolívar puede verificarse una queja de los habitantes de Lagunillas
por la contaminación de las aguas del lago con petróleo debido
a la “invasión de compañías petrolíferas”, lo cual les impedía su
uso para beberla, situación que había conducido al encarecimiento
del agua potable; en ella expresaban que reclamaban un derecho y
exigían justicia… la inundación de los aceites producidos ha inutilizado las aguas del lago para toda clase de uso; causando graves
perjuicios, muy especialmente a las clases menesterosas que carecen de los medios para proveerse de aquel elemento de primera e
indispensable necesidad, ya que la pequeña cantidad de agua introducida al pueblo es comprada por un bolívar, el envase de 18 litros,
a aquellas personas que se han dedicado a tal comercio…6 Este
último párrafo describe de forma dramática la situación presentada;
había mucho petróleo, y en algunas manos mucho dinero para darse
el lujo de comprar envases de 18 litros de agua por un bolívar, pero
el común del pueblo de esas vecindades había perdido una fuente
histórica del precioso líquido.
6
La situación actual en Maracaibo no dista mucho de ésta, observada por allá a finales
de la década de 1920, ya que esta noble misión de vender agua folclóricamente en un
burrito, la ha heredado la miríada de camiones cisternas que abastecen de agua rutinariamente a una gran parte de Maracaibo. Después dicen que todo pasado fue mejor.
37
La situación de deterioro de las aguas del lago por efecto de la
explotación petrolera no se limitaba a las poblaciones de la Costa
Oriental, en Maracaibo también se hacían sentir sus efectos. Entre
1923 y 1941 vivió a las orillas del Lago una señora alemana de
nombre Ana Julia Bornhorst, quien tenía un hato en la zona de El
Milagro. En su diario, publicado bajo el título Venezuela 1923-1941
en acuarelas y relatos de Julia Bornhorst, habla sobre la imposibilidad de hacer uso del agua salobre en tiempo de sequía porque no
era potable, bastante sucia y a veces con una capa negra, brillante,
oleaginosa, de petróleo. También relata el incendio de un pozo petrolero ocurrido en 1935 y en el cual brotó petróleo hacia el Lago
por semanas…. Durante años el lago estuvo cubierto de petróleo y
solamente podíamos bañarnos cuando soplaba un viento favorable;
yo siempre tenía un frasco de gasolina para limpiarnos… levantándose de esta mezcla un ambiente pestilencial que no todos los
estómagos resisten. Todavía se hacen sordos los señores petroleros.
No quedan dudas en este párrafo que de una forma u otra el común
del pueblo, incluso gente llegada de otras latitudes, asociaba todos
esos problemas con la explotación petrolera. En menos de 20 años la
explotación petrolera había deshecho lazos históricos que la evolución natural y social de las cosas, para bien o para mal, había creado
en siglos.
Pero la queja y la protesta no sólo venía del ciudadano de a pie,
también poetas e intelectuales de diversa índole hacían oír sus voces. En el artículo titulado El proceso petrolero del Zulia en la visión
de escritores, poetas y periodistas (1922-1930), Nilda Bermúdez
(Bermúdez, 2002) hace una exposición que refleja el sentimiento
de algunos poetas de la época ante la naciente industria petrolera.
Apunta Bermúdez: Para la segunda década del siglo veinte, se evidencia la presencia en el Zulia de un colectivo social vinculado por
el quehacer intelectual actuando en un espacio geo-histórico que
estaba entrando en el proceso de transición en el cual empezaban
38
a convivir dos bases económicas: la agroexportadora de larga data
histórica y la petrolera que estaba sentando los cimientos para su
consolidación; esa particularidad permite definirlo como un colectivo de la transición, que traía sobre sí el peso de la mentalidad
tradicional heredada del siglo XIX en cuanto legado cultural y simbólico, formas de relacionamiento social y político, modo de vida,
estilos e influencias a nivel de corrientes y pensamientos; al mismo
tiempo se acomodaba a la nueva realidad y reaccionaba ante los
cambios y transformaciones que sufría la sociedad con la explotación del petróleo, cuyo impacto revelará de alguna manera en
su producción narrativa, poética y periodística. En ese sentido, el
poeta Udón Pérez en su poema Oro Rojo evoca la puesta en escena
de los nuevos actores sociales… los petroleros venidos del norte que
llegaron a los caseríos en busca del oro negro y acabaron con la
paz de quienes habitaban en ellos creando una ficción de progreso.
Apunta Bermúdez a propósito de Udón Pérez: La primera parte que
titula “El Casero” es una visión idílica de la vida en un caserío humilde del Zulia que es “conquistado” por estos nuevos factores que
impactaron a la sociedad rural de entonces y a la mentalidad de las
generaciones decimonónicas representadas por Udón Pérez… I un
día, de puertos distantes/ vinieron al Lago unos hombres/ de músculos rectos, rapados semblantes/ i exóticos nombres… Del vientre
del lago sonoro/ al pie de las sierras vecinas/ con sedes hidrópicas
buscaban el “Oro/ negro” de las minas… Allí donde hallaban sospechas/ propicias o señas exactas/ erguían sus máquinas, al estupro
hechas/ de tierras intactas/ I cuando la aguja buida/ se hundía con
buena fortuna/ i líquido untuoso manaba la herida/ como sangre
bruna: Plantaban, beodos de orgullo/ un mástil, del pozo a la vera/
i en él descogían del viento al arrullo/ su patria bandera/ I ufanos,
alegres, risueños/ paseaban en torno la vista/ como si allí fuesen
señores i dueños/ por ley de Conquista.
39
Ya para 1928, y a raíz de las incontables quejas presentadas,
en particular una nota publicada por Carlos Medina Chirinos en el
diario El Siglo titulada “Se están evitando ya las caídas de petróleo
al Lago de Maracaibo”, en la cual indicaba… la imposibilidad del
empleo del agua del Lago para usos domésticos, la reducción del
porcentaje de la pesca, la destrucción de los cocales y sementeras
de las orillas y la acumulación de aceite bituminoso en la bahía
que se pegaba a los vapores y demás embarcaciones que entraban
o salían del puerto de Maracaibo; se nombra una comisión especial
para estudiar la contaminación del Lago por efecto de los derrames
de petróleo7. En el informe la comisión destacaba que era innegable
y evidente la contaminación de las aguas y comprobó como causas principales las que ya se habían venido señalando. La comisión
también logró que el Congreso de la República decretara el 11 de
julio de 1928 la Ley de Vigilancia para impedir la contaminación
de las aguas por el petróleo en la cual se reconocía el grave peligro
que constituía para la salubridad, la riqueza y la comodidad públicas
este problema, y ordenaba a las personas o compañías explotadoras
de concesiones de hidrocarburos situadas en las costas marítimas,
lacustres o fluviales acatar dicha ley (Bermúdez, 2002). A pesar de
las reacciones y medidas que se tomaron, esto no detuvo la transformación. Desde entonces se produjo un progresivo cambio de uso
en el estuario y en la vida económica del histórico circuito agroexportador marabino, el Lago pasó a ser un instrumento mercantil
para fortalecer el proyecto político del Estado Nacional, pues la
obtención de rentas derivadas de la actividad petrolera permitió la
creación y consolidación de un mercado interno que garantizaría el
crecimiento económico con una nueva articulación al sistema capitalista mundial (Bermúdez, 2002).
7
Al parecer, la costumbre de los gobiernos de nombrar comisiones especiales, tal como
ésta, es de vieja data. Supongo que ésta fue la primera comisión nombrada para tal
efecto; en cierta forma, la génesis de lo que es hoy el ICLAM.
40
Las referencias históricas, no obstante, no se limitan al mundo
local o regional. En 1934, Robert S. Platt (reconocido geógrafo de
la Universidad de Chicago) publicó en los Anales de la Asociación
de Geógrafos Americanos el artículo “Pattern of occupance in the
Maracaibo Basin” (Platt, 1934), en donde contrasta el patrón de ocupación de dos pequeñas áreas en la cuenca del Lago de Maracaibo,
y que refleja el fuerte contraste de un área dedicada a la producción
agropecuaria y otra donde la explotación petrolera se había establecido unos pocos años antes. Indica Platt: Se accedió al campo por
aeroplano desde Colombia por encima de la Sierra de Perijá. La
región es muy grande para ser vista completamente desde un punto,
pero desde el aire la forma de cuenca parece perceptible, el círculo
de montañas, el cinturón de tierras bajas y el cuerpo de agua central. Densos bosques sobre las pendientes de las montañas, rotos
solamente por corrientes, dan paso a los chaparrales de las tierras
bajas, rotos por aberturas o claros que aumentan a medida que se
acerca al lago. En este párrafo se percibe la condición natural, o
poco intervenida, del área descrita… densos bosques… rotos solamente por corrientes… chaparrales… rotos por aberturas o claros.
Clara evidencia de la naturaleza aún agrícola de la mayor parte de
la cuenca del Lago de Maracaibo. Las áreas descritas por Platt fueron: Hatico La Reforma… pequeño rancho de 62 acres con un área
parcialmente deforestada, un conuco, una pequeña casa y un aljibe… ubicado a 10 millas al suroeste de Maracaibo… con parches
irregulares de yuca, maíz y caraotas…unos pocos árboles frutales…
plátanos y lechosa y una mata de mango con buena cosecha… el
resto de la propiedad es tierra de pastos… la propiedad no está cercada… Hay cerca de 50 cabras y cabritos, 2 vacas, 1 burro y unos
pocos cerdos y aves de corral. Las cabras son el principal producto
del hatico. No producen una cantidad significativa de leche, y es
por la piel por la que algunas cabras son llevadas a vender a Maracaibo ocasionalmente… El hatico es un establecimiento viejo. El
41
propietario es un venezolano de descendencia española con algo de
sangre india. Su familia es grande, y tiene de alguna forma el aspecto de un harem. Aparentemente estas personas encuentran el hatico
lo suficientemente grande y con recursos para su soporte… La familia no está aislada ni es peculiar. Existen vecinos en las cercanías…
Cerca del hatico el contraste más fuerte se ve en las orillas del lago.
El segundo campo de estudio está en la costa en Lagunillas, pero
antes de atravesar el lago, se debe mencionar otro lugar en la costa
del lago como una transición del hatico hasta Lagunillas. En la
villa lacustre de Santa Rosa la ocupación rural es tan simple como
en el hatico aunque las casas están más concentradas y los recursos
son diferentes. Las cabras y el dividivi son casi o totalmente suplantadas por pescado y coco. Santa Rosa es más vieja que el hatico.
Ésta incluso pudiera haber sido una de las villas del lago que dio
el nombre de Venezuela, Pequeña Venecia, al país, en el tiempo del
descubrimiento por España… Atravesando el lago, en Lagunillas,
aparece una villa semejante a Santa Rosa. Pero en esta vecindad
ha habido cambios radicales en el patrón de ocupación. El petróleo
ha desviado la atención de las viejas fundaciones y modos de actividad humanas. El coco y el dividivi permanecen sólo como parte
del escenario… Lagunillas es el sitio del mayor campo petrolero de
Latinoamérica, produciendo 50 por ciento de la producción nacional y el 4 por ciento de la producción mundial en 1932. En su estado
actual la villa no es vieja. Ha sido barrida por el fuego dos veces
desde el arribo del petróleo en 1926. El petróleo se observa esparcido en el agua tanto alrededor como debajo de la villa, peligroso,
feo y poco sanitario… Lagunillas aun es una villa de ranchos, más o
menos esparcidos, inconscientes del fenómeno que crece y resuena
a su alrededor, un fenómeno extranjero como una excrecencia que
extrae personas previamente desconocidas y cosas del mundo exterior, y extrayendo desde abajo recursos previamente desconocidos...
El personal importado ha traído sus propios equipos y ha aplicado
42
técnicas extranjeras a problemas locales y desarrollado un patrón
funcional estandarizado de acuerdo a la situación local… Los pozos
petroleros en sí mismos son aspectos básicos del patrón. Existen
622 de ellos, de los cuales 612 están productivos y 10 están abandonados… La compañía holandesa Shell controla toda la tierra y ha
perforado dos hileras de pozos a lo largo de la costa. La compañía
Gulf Oil de Pennsylvania controla los bloques rectangulares cerca
de la costa en el lago, y ha perforado dos hileras de pozos a lo largo
de cada lado de estas concesiones… Finalmente, la compañía Lago,
subsidiaria de la Standard Oil Company de New Jersey, controla el
resto del lago, y ha perforado dos hileras de pozos… Que el presente patrón es solamente un estadio preliminar lo indica el hecho que
perforaciones exploratorias exitosas en la concesión de la Shell indican que existe petróleo 2,5 millas tierra adentro y 2,5 millas lago
adentro en la concesión de la compañía Lago… Existen 199 pozos
activos en el lago. La mayoría de ellos fluye naturalmente; algunos
son ayudados con gas; ninguno es bombeado. Tuberías de pozos individuales se enfocan hacia 27 estaciones de flujo en el lago… Desde las estaciones de flujo el petróleo es bombeado hacia los tanques
de almacenamiento desde donde son enviados a los puertos para su
transporte por tanqueros… Mientras tanto, otra dificultad ha aparecido… La rápida subsidencia local está causando la inundación
de la tierra con agua del lago… Los campos en la tierra baja ya
están parcialmente protegidos por diques, pero estos se han hecho
inadecuados y se necesita su mejora y extensión… El hundimiento
se limita al área del campo y se atribuye a la extracción del petróleo. La industria petrolera es culpada de otro fenómeno natural –¿o
debería decirse “artificial”?– una inusual frecuencia y violencia de
tormentas locales desde el desarrollo del campo. Esto se atribuye a
la descarga de gas a la atmosfera… Es evidente que se había esparcido la voz de que algo estaba pasando en el Zulia, algo tan significativo que motivó a instituciones prestigiosas como la Universidad
43
de Chicago y a profesionales famosos como Robert Platt, a dedicar
tiempo y dinero a observar los acontecimientos en el sitio. El trabajo
de Platt demuestra a todas luces que la queja no era producto de un
regionalismo exagerado ni el afán de mantener un pasado, bueno o
malo, sino algo que cualquiera podía palpar.
La moral de un pueblo
La invasión petrolera no solamente apresuró el deterioro ambiental del territorio zuliano, sino que también erosionó el carácter
moral del pueblo. En ese sentido, indica Nilda Bermúdez que Udón
Pérez también introduce otro elemento vinculado a la presencia petrolera en la región que es el acoso y abuso por parte del yanqui a
la mujer criolla (a quien identifica con el nombre de “Rosa” y con
el apodo “patria”) por creerse dueño de todo lo que le rodea; sin
embargo, en la visión del poeta ésta se muestra digna y resiste…
Miró cierta vez el belitre/ pasar a una joven bizarra: / gacela que
cruza delante de un buitre de pérfida garra/ La moza, en el pueblo
nacida/ diamante en incógnita gruta guardada/ celosa, la flor de
su vida/ su rosa impoluta…La sangre mestiza; de heno/ la piel, con
aromas de mayo/ de estatua las curvas; indócil el seno/ que pugna
en el sayo. La tentativa gringa, sin embargo, tuvo resistencia de parte de la doncella nativa… Mirola pasar el belitre/ de cerca, elegante, bizarra/ y en ella clavando sus ojos de buitre/ dispuso la garra/
Pensó, como a otras, vencerla/ ganada del oro i del rango/ pensó
como a otras, también esa perla/ sumir en el fango/ Mas cuando,
engreído, altanero/ “pisando de recio” fue a ella/ hirióle con fría
mirada de acero/ la casta doncella. Continúa Udón Pérez… Fue, al
fin, el ansiado momento…/ la noche venía embozada…/ “Patria”
discurría por “el campamento”/ sola i retrasada… Huía por la árida alfombra/ de asfalto, hacia el pueblo… De pronto/ una sombra
humana surgió entre la sombra/ del nocturno ponto… Tendió con
44
bramido de macho/ cabrío los brazos en furia/ i quiso ceñirla, postrarla, borracho/ de alcohol y lujuria… A “Patria” es propicio el
momento/ i corre, con ímpetu corre/ socorro impetrando, por “el
campamento”…/ mas nadie la acorre/ Conocen la triste doncella/
que huye cual tímido gamo/ mas ¿cómo ampararla si ven que tras
de ella/ va un “Jefe”, va un Amo?
Las costumbres y los comportamientos sociales también se vieron afectados por la explotación petrolera. Ramón Díaz Sánchez,
otro de los intelectuales que referencia los problemas asociados con
la explotación petrolera, define la época como de desgarramiento
y cambio, al referirse al trastocamiento que se produjo en el habla
cantarina y pintoresca, rizada de reminiscencias castizas… que comenzaba a mancillarse con el idioma invasor o lengua del petróleo
(Bermúdez, 2002). El incremento de las actividades licenciosas se
vio rápidamente amparado en el incremento de la inmigración hacia
el estado y en el dinero que circulaba a raíz de la explotación petrolera. A pesar de que los gobiernos nacional y estatal emitieron oficios
indicándoles a los jefes civiles que debían controlar la descomposición social reinante en sus jurisdicciones, la cuestión no fue resuelta
y por el contrario se incrementó de manera alarmante… Del contenido de una comunicación enviada por el Secretario de Gobierno
del Estado Zulia al Jefe civil del Distrito Bolívar el 10 de octubre de
1927, se evidencia el aumento de la prostitución en los municipios
de la costa oriental del Lago. En ella se informaba que el Presidente del estado tenía conocimiento de que en Cabimas y Lagunillas
era escandalosa la situación de vicios y tráfico de mujeres para
la prostitución, todo ello incentivado por los centros de venta de
licor, lo cual había conducido no sólo a la subversión de los valores
cristianos y principios de convivencia social, también constituía un
freno para el desarrollo y prosperidad de las empresas petroleras,
que no podrían encontrar un ambiente propicio para su progreso
mientras persistieran esas condiciones de vicio y perversión… Esa
45
situación había sido administrada y amparada por las mismas autoridades, particularmente durante el mandato de Santos Matute
Gómez (1918-1925), pues este gobernante había establecido prostíbulos, además de otros negocios donde se propiciaba el vicio y la
ingesta de licores en Maracaibo y poblaciones de la costa oriental;
su actuación fue muy criticada debido a los abusos que se cometían, a la corrupción, la persecución y cierre de periódicos. Jesús
Prieto Soto en su libro “Huellas Históricas Petroleras” afirma que
los gobernantes eran los monopolistas de las actividades de juego,
vicio y corrupción, en las cuales los trabajadores dejaban todo el
dinero que ganaban; señalaba que bajo el patrocinio del Presidente
del Estado Zulia, Gral. Santo Matute Gómez, se inauguró el primer
botiquín en la Rosa Vieja. Fundándolo Eduardo Ramírez Méndez
con el nombre “El Casino de La Rosa”. A éste siguieron otros como
“La Hacienda”, “Cabaret Majestic”, “El Globo”, “El último Tiro”
donde se hicieron famosas mujeres conocidas popularmente como
“La Japonesita”, “La Piquito”, “Carmen, la Cayuco”, “La Bristol
Controlled”, entre otras (Bermúdez, 2002). Todas estas referencias
constituyen signos inequívocos de un pasado decimonónico que fue
y que pronto dejaba de serlo, para dar paso a una época, que aunque
de abundancia económica, llena de cambios profundos en la condición pueblerina del Zulia.
La música y la religión
Es indudable que la presencia de un cuerpo de agua tan cautivante como el Lago de Maracaibo debe haber ejercido grande
influencia musical y religiosa sobre las personas que habitaban en
sus orillas. A este respecto, dice Rafael María Baralt en uno de sus
poemas: Tierra del Sol amada/ donde, inundado de su luz fecunda/
en hora malhadada/ y con la faz airada/ me vio el lago nacer que te
circunda… O José Chiquinquirá Rodríguez en su gaita El Regiona-
46
lista: No hago el verso tierra adentro/ Pues no conozco los llanos/
Ni otros estados cercanos/ Ni las bellezas del centro/ Yo mi verso los
concentro/ En los lares de occidente/ Donde un lago transparente/
Es un cristal que hoy nos muestra/ Una imponente silueta/ de su
majestuoso puente/ Bello será el estero/ Linda también la llanura/
Pero hay que ver la hermosura/ Del lago maracaibero/ Hasta el
turista extranjero/ Admirado de él se queda/ El mismo Alonso de
Ojeda/ Al contemplar su belleza/ Vio que la naturaleza/ Nos donó
un lago de seda/ A mi me da la impresión/ De que nuestro hermoso
lago/ Tiene influencia de un mago/ Porque ejerce sugestión/ Don
Alonso en su excursión/ Puso a estos lares la proa/ Y al ver la Isla
de Toas/ Se extasió el descubridor/ ¿Quién embrujó a ese español?/
Lago de Coquivacoa… Estas hermosas estrofas reflejan perfectamente el sentimiento poético inspirado por el lago, y que probablemente despertara en los pueblos originarios sentimientos religiosos8.
El Lago de Maracaibo también sirvió como marco de referencia
para la fusión cultural de grupos humanos que se vieron envueltos,
sin quererlo, en el proceso de colonización de América. En el trabajo
titulado Los chimbángueles de San Benito, Carlos Suárez (Suárez,
2004) indica: La historia de los pueblos en los que se formaron las
ricas tradiciones musicales del sur del lago de Maracaibo, se inicia
con la presencia de los grupos indígenas que habitaban la zona
antes de la llegada de los europeos. El territorio que ocupa el Distrito Sucre del Estado Zulia, antes de la llegada de los europeos,
fue poblado por los indios Bobures, Moporos, Tomoporos, quienes
habitan en palafitos en la orilla del Coquivacoa; los Torondoies, en
la serranía entre lo que hoy es el perímetro de Caja Seca, Nueva
8
Es indudable que la sugestión y el amor por el Lago hacen que el gaitero José Chiquinquirá Rodríguez exagere en su descripción del mismo. Para la época en que escribe
esta gaita, es dudoso que el lago fuera transparente, un cristal o de seda como él lo
describe en estos hermosos versos, amén de que el puente ya existía. Por supuesto, esto
no desdice para nada del valor poético de esta gaita, y antes por el contrario, enfatiza
la importancia del lago en la cultura poético-musical de la región zuliana.
47
Bolivia, Torondoy y sus alrededores; los Jiraharas ubicados en lo
que hoy es Arapuey, montaña arriba; los Tucanes ubicados en las
márgenes altas del río Tucán, actual centro poblado Tucanizón…
Como ocurre en otras regiones del país, muchos poblados del sur
del lago de Maracaibo tomaron sus nombres de las tribus indígenas que habitaban en la zona. Algunas creencias mágico-religiosas,
tradición oral y elementos musicales se encuentran marcados por
estas culturas prehispánicas, y aún puede notarse tal herencia en
numerosos testimonios que sobreviven en la memoria de algunos de
sus pobladores… Todas las noches antes de dormir, bajaban de sus
palafitos a la orilla y preparaban fogata; cuando el fuego se estaba
apagando, el anciano que leía los mensajes del fuego cogía un tizón
y lo empezaba a soplar; al volver éste a la calma, en él se dibujaban imágenes, plasmando el futuro de la tribu y de algunos de sus
hombres… Probablemente el anciano nunca observó en el tizón el
verdadero futuro de su gente.
Continúa Carlos Suárez… En 1562, fue fundada la villa de San
Antonio de Gibraltar por Gonzalo Piña Ludueña. Con el paso del
tiempo quedaron, bajo su jurisdicción, los pueblos de Bobures, Santa María y San Pedro, que se establecieron poco después. A partir
de 1598 comenzaron a ingresar en la zona grandes cantidades de
esclavos africanos, que fueron utilizados como mano de obra en
la siembra de cacao y tabaco. Para el año de 1600, Gibraltar fue
atacada por una suerte de coalición de grupos indígenas. Las etnias que habían sido despojadas (aliles, eneales, parautes, tucanies,
etc...) organizan un ataque al puerto de Gibraltar, con un ejército de
más de quinientos hombres y más de un centenar de canoas. Entre
1600 y 1606 los españoles reconstruyeron San Antonio de Gibraltar, ciudad que sería nuevamente atacada este último año y en los
sucesivos 1608 y 1617... Fueron, luego, espaciándose los ataques
de los grupos aborígenes y repoblándose la zona con significativos
contingentes de esclavos de origen africano lo que incidió directa-
48
mente en el pronto desarrollo de la explotación agrícola de la zona,
consolidándose de esta forma el puerto de Gibraltar, cuya posición
estratégica, entre los Andes y Maracaibo, y su acceso a través del
lago de Maracaibo a los puertos de Cartagena de Indias, Cuba y
Santo Domingo le sirvió de apoyo para su desarrollo económico…
Los indígenas sobrevivientes de aquellos ataques se retiraron de sus
palafitos a las montañas, donde fundaron caseríos en los cuales se
agruparon con los negros cimarrones que huían de las plantaciones, fusionando sus creencias, mitos y patrimonio musical… A raíz
de esta fusión nace el rico acervo musical del Sur del Lago.
Vale la pena mencionar cómo contrastan cultural y socialmente
las sociedades de Maracaibo y la Costa Oriental con la del Sur del
Lago. No se necesita mencionar nuevamente el desmoronamiento
social que trajo la explotación petrolera, lo cual contrasta fuertemente con la riqueza material, para las sociedades marabinas y de
la Costa Oriental. En el Sur del Lago el contraste se invierte. A este
respecto, indica Carlos Suárez: En la actualidad, los pueblos del sur
del lago se encuentran bastante deprimidos económicamente, hasta
el punto de que a duras penas pueden cubrir los costos de sus fiestas
religiosas. Sin embargo, la fuerza de sus tradiciones se sobrepone a
estas circunstancias, y logran erigirse así como paradigma cultural
de nuestro país… Durante todo el año, en las poblaciones antes
mencionadas, se ejecutan toques de chimbángueles como pago de
promesa a San Benito. El devoto cumple ante el santo organizándole un toque de chimbángueles –algunas veces transcurren años
antes de que pueda pagar la deuda sagrada–, y cuando al fin sus
posibilidades económicas lo permiten, adquiere todos los alimentos y bebidas con las que son agasajados los capitanes, músicos y
devotos que asisten a la ceremonia. De no hacerlo, el peticionario
se arriesga a ser castigado, y si acaso llegara a morir sin saldar
la deuda, existe la convicción de que vagará como alma en pena
espantando a los vivos con sus lamentos… Las cofradías religiosas
49
son organizaciones jerárquicas cuya estructura permite asegurar
el correcto desenvolvimiento de los cultos ancestrales, y su orden
funcional será más complejo en tanto lo exija la riqueza simbólica del ritual. Son paradigmas de organización social y benefician
notablemente a las personas que las integran, por ser asiento del
conocimiento que emana de la tradición. Las cofradías despiertan
los valores fundamentales de la comunidad, al escenificar los contenidos del culto, y sus integrantes deben comportarse de manera
ejemplar para hacerse dignos de esta responsabilidad sagrada. Los
contenidos que se mueven en el rito como emociones reales, transmiten mensajes éticos, pues reconstruyen el tiempo mítico en el que
fueron creadas esas ideas. Estas sociedades de carácter sagrado
exigen a los novicios pasar por un período de aprendizaje que los
irá elevando paulatinamente a los grados más altos de la jerarquía
religiosa. El conocimiento de los aspectos propios del ritual es imprescindible pero, sobre todo, el novicio debe aprender a comportarse ante la sociedad, pues como dignatario del culto tiene que
ser un ejemplo para el resto de los habitantes de su comunidad. Un
cófrade que irrespete la dignidad de su cargo, será de inmediato
castigado según las leyes propias de la sociedad. Las cofradías son
agrupaciones religiosas en las que los socios colaboran y se protegen en casos de penuria económica o enfermedad; ellas ejercen
cierta autoridad política en el pueblo, pues por lo general, están
formadas por hombres sabios y sensatos. Su consejo es fundamental
a la hora de tomar decisiones que afecten a la comunidad. Son, por
otra parte, reservas morales y ejemplos de cohesión social: podrían
servir como referencias de organización comunal, en entornos urbanos abultados demográficamente, llenos de problemas y sometidos
a la influencia estéril del consumo materialista, que promueve una
existencia carente de todo sentido creador…Este párrafo enfatiza
brevemente, pero de manera clara, cómo las sociedades lacustres del
Sur del Lago, utilizando un ícono religioso fundido por dos grupos
50
humanos y teniendo como marco referencial el Lago de Maracaibo,
han logrado desarrollar y mantener una tradición que va más allá del
aspecto religioso; los cófrades son miembros de una comunidad que
se sustenta en las mejores tradiciones de solidaridad y hermandad.
Al parecer el petróleo no pudo acabar con esto, como sí lo hizo con
Maracaibo y la Costa Oriental del Lago. Recordando a Udón Pérez… A “Patria” es propicio el momento/ i corre, con ímpetu corre/
socorro impetrando, por “el campamento”…/ mas nadie la acorre/
Conocen la triste doncella/ que huye cual tímido gamo/ mas ¿cómo
ampararla si ven que tras de ella/ va un “Jefe”, va un Amo?... Al
parecer en el Sur del Lago el Jefe, el Amo se fue tras la colonia.
El Lago y el canal de navegación
El canal de navegación parece tener un fuerte efecto sobre la
integridad del Lago de Maracaibo. Ya para finales de la década de
1930, cuando se observó que el ritmo de crecimiento de la explotación petrolera había sobrepasado la capacidad de extracción que se
demandaba, se concluyó, entre otras cosas, que se requerían canales
más expeditos para extraer el mineral fuera de los límites del Lago.
Antes de 1938, la navegación entre el Golfo de Venezuela y el Lago
de Maracaibo se hacía a través de canales naturales, particularmente
el canal Larrazábal que atravesaba El Tablazo con profundidades
mínimas de 5 metros y el canal Zaparita que atravesaba los bancos
arenosos de la Barra Exterior (Rodríguez, 2001). Sin embargo, en
1939 se comenzó a construir un canal estable de 6 metros de profundidad y que se mantuvo hasta 1947. En 1952, el Instituto Nacional
de Canalizaciones (INC) comenzó la construcción de un nuevo canal de navegación, cuya profundidad era de 12 metros y que pasaba por la parte occidental de la isla Zapara, y que fue finalizado y
puesto en operación en diciembre de 1956. En 1963 la profundidad
del canal se aumentó hasta 13,7 metros para permitir el paso de bu-
51
que-tanques petroleros de mayor calado. Este canal aún se mantiene
y es dragado rutinariamente por el INC.
Uno de los efectos más claros, y al parecer más funestos, de la
creación de este canal de navegación es el aumento en los niveles de
salinidad de las aguas interiores del lago. El doctor Gilberto Rodríguez, en su artículo “El Lago de Maracaibo como cuenca anaeróbica natural: uso de líneas de base históricas en estudios de impacto
ambiental” (Rodríguez, 2001), hace un estudio histórico de los cambios de salinidad ocurridos en el Lago de Maracaibo e indica que la
salinidad del epilimnio9 en la Costa Oriental del Lago se había mantenido entre 1,0 y 1,5 ppm (ppm = partes por mil; actualmente se
usa UPS, Unidades Prácticas de Salinidad, como unidad de medida
de salinidad, mantendré, por respeto a las referencias bibliográficas
originales, el símbolo ppm) con excepción de un máximo de 2,8
ppm en 1949, pero cinco años después de la apertura del canal, la
salinidad aumentó hasta 3 ppm. También indica Rodríguez que la
salinidad para los años 1994 y 1995 era de 4,47 a 5,69 ppm a profundidades de cero a cinco metros y de 5,52 a 7,78 ppm por debajo
de 25 metros, pero que no existía unanimidad de que estuviera ocurriendo un incremento sostenido. Sin embargo, Susana Herman de
Bautista (Herman de Bautista, 1997), analizando los mismos datos
disponibles en la base histórica concluye que sí existe un proceso de
aumento progresivo de la salinidad en el epilimnio del Lago… siendo esto una referencia más que testimonia la degradación del agua
para consumo humano.
Pero resulta que la idea de canalizar la barra de Maracaibo es
de más larga data de lo que había pensado. Hace pocos días cayó
en mis manos (o debería decir, se instaló en el disco duro de mi
computadora) un artículo titulado “Estudio para la canalización de
9
El epilimnio es la capa más superficial de un lago, donde la temperatura es más elevada; la capa inferior es el hipolimnio y la capa intermedia es el metalimnio.
52
la Barra de Maracaibo” por los ingenieros-arquitectos Pedro José
Rojas e hijos, donde se hace un pequeño bosquejo histórico de las
ansias ingenieriles por canalizar la Barra de Maracaibo. El artículo
comienza así: Por primera vez fui a Maracaibo en 1910, pues amanecimos en el Puerto el 1 de Enero de ese año, en el vapor “ZULIA”
de la Compañía la “D” Roja, habiendo emprendido el viaje desde
La Guaira bajo la impresión de la fama de “tremendas sacudidas y
horribles mareos” al atravesar el gran “Saco de Maracaibo, donde
eran frecuentes los naufragios en la barra”… Era evidente que el
canal para salvar la Barra era muy sinuoso, bastante estrecho y
de poco fondo, obligando a recortar tanto la velocidad como para
recoger la corredera. El escándalo no acusaba más de ONCE PIES
(3.355 metros), aunque estábamos entrando en alta-marea, práctica establecida por los Prácticos. La travesía por el canal de la
Barra no fue tan exagerada como era la mala fama de las consejas,
aunque los “marullos” movieron el barco más de lo que podían
soportar muchos de los viajeros… Vivía yo con mi familia en Toas,
y desde allá pasaba días en las “rancherías de pescadores” de San
Carlos, Zapara, Nazariego, Oribor, etc., haciendo largas excursiones, estudiando y tomando datos en sondeos, corrientes, etc…
—EL CERTAMEN (16 de Marzo de 1941). Estábamos bastante
bien preparados con gran acopio de datos y de estudios concretos
sobre la materia cuando fue promovido un certamen para estudios
sobre la “Canalización de la Barra de Maracaibo” por el periódico de Maracaibo “EL FONÓGRAFO” de Don Eduardo López Rivas, Director, y redactores sus dignos hijos Eduardo y Carlos López
Bustamante… “En atención a que la canalización de la Barra es
un asunto de vital importancia para el ZULIA. Resolvemos: Abrir
un certamen entre los escritores regionales y del resto de la República para un estudio que no pase de 50 cuartillas. Como premio
al mejor estudio designamos la suma de Bs. 500. El concurso se
cerrará el 15 de mayo. El Veredicto se pronunciará el 19 de Mayo,
53
y el estudio premiado se publicará el 21 del mismo mes, trigésimo
quinto aniversario del periódico. El Jurado lo compondrán los señores Ramón Illaramendi, Rodolfo Hernández y el Redactor de este
periódico Eduardo López Bustamante. También se publicarán los
demás estudios, en el orden de su importancia.”
Continúa el artículo… Al Certamen, hace más de treinta años,
concurrieron SEIS estudios: N° 1.- “Estudio y Proyecto del Ingeniero norte-americano señor Lindon Bates Jr., hijo del Ingeniero
de fama mundial, presentado por el señor Juan B. Besson, quien
mereció el Premio, y fue publicado en “El Fonógrafo” N° 9423 del
Viernes 22 de Mayo de 1914. N° 2.- “Estudio original sobre Canalización de la Barra, dedicado a la Asociación de Dependientes
de Maracaibo, por Pedro José Rojas, Ingeniero Civil”, publicado
en “El Fonógrafo” N° 9426, el Martes 26 de Mayo de 1914. Nº
3.- “BARRA DE MARACAIBO por NICOLAO, publicado en el N°
9429. Nº 4.- “El problema de la canalización por el Capitán Erick
Yost”, publicado en el N° 9432 del Martes 2 de junio de 1914. N°
5.- “La Canalización de la Barra” sin firma, de San Cristóbal, publicado en el N° 9435. N° 6.- “Canalización de la Barra por Lewys
Snoreyit” publicado en el N ° 9438. Como queda anotado, los seis
estudios fueron íntegramente publicados en “EL FONÓGRAFO”
en los números y fechas indicadas. También fue publicado el Veredicto, otorgando el Premio de Bs. 500 al Estudio y Proyecto del
Ingeniero señor Lindon Bates Jr., presentado por el señor Juan B.
Besson y recomendado un Accésit para el Estudio y Proyecto del
Ingeniero P. J. Rojas, “por el método de exposición, claro y científico, y el caudal de ideas y datos estadísticos que aporta”. Este
patriótico esfuerzo de propaganda de “El Fonógrafo” levantó un
gran entusiasmo dada la enorme importancia de la Canalización
de la Barra, no sólo para el Zulia y Táchira, y el Departamento
Santander de Colombia, sino para Venezuela toda. Se creyó que
el Gobierno Nacional y las Compañías Petroleras se interesarían
54
por el asunto... Pero pasó el tiempo y se olvidó la Barra, ya que en
Venezuela, como dijo una persona inteligente, parece que la consigna fuera la de “tarde o nunca”, o la de “mientras tanto”, se hace
un remedo de lo que debiera hacerse, y el remedo permanece por
muchísimo tiempo, como ha ocurrido con el problema de la Barra
de Maracaibo. Este entusiasmo del certamen ocurrió en 1914; han
pasado treinta años, y nada.
Hay dos cosas que merecen resaltarse hasta este punto: primeramente, que sea un periódico el que se preocupe por promover
un concurso incentivando la canalización de la Barra, hecho que
demuestra el interés por este aspecto (como se recalcará más adelante); y en segundo lugar, que se presente tal cantidad de postulaciones, dado lo corto del período de presentación (16 de marzo al
15 de mayo), lo cual recalca vívidamente el interés de los zulianos,
venezolanos e incluso extranjeros en el tópico. Pero veamos unos
pocos aspectos más del caso… Algunos otros estudios, y proyectos
de contratos. A.- En la memoria de la Secretaría (Ministerio) de
Fomento, de 1863, página 22, Documento N° 17, está un contrato
firmado entre el Ministro de Fomento señor Guillermo Iribarren y el
súbdito alemán Guillermo Bauder para hacer UN CANAL RECTO
en el TABLAZO, por setenta mil pesos (Bs. 280.000,00)... pues el
Comercio abreviará sus operaciones ahorrará gastos, promoverá
empresas nuevas, adquirirá más seguridad e importancia y centuplicará su movimiento, resultando de todo ello que tanto el Estado
ZULIA como la Nación reportarán inapreciables utilidades. Era
Presidente Provisional de la recién nacida Federación, el Mariscal
Falcón. Toda esa literatura política de la época, y mucha más en el
citado Documento N°-17-, se volvió humo. Setenta y cinco años más
tarde, en 1938, la Compañía Caribean Petroleum Co. (SHELL), con
la draga “Invar” hizo a su costa el CANAL “AMPAT” (Bautizado
más tarde CANAL “LARRAZABAL”) en el trayecto de EL TABLAZO. El Plano N° MAR. ZU. 205, del Marine Dept tiene una leyenda
55
que dice: “Canal AMPAT dragado, tiene 180 metros de ancho y
19 pies (5,791 metros) de agua en alta marea. Con este Canal los
buques hacen el viaje de Maracaibo a San Carlos en diez minutos
menos que antes”… En 1894 el Ingeniero Dr. Jesús Muñoz Tébar
presenta un Proyecto al Ministerio de Obras Públicas, citado en
la Memoria correspondiente Página XVIII. Este Proyecto produjo
erudito estudio hidrográfico, ya mencionado por nosotros, publicado en “El Cojo Ilustrado” N° -128- 15 de Abril 1897… El señor
C. Norman Cíalo ciudadano norte-americano, en 1910 introduce
al M. de O. P. una proposición de Contrato para la apertura de un
Canal entre Maracaibo y el Mar. Esta proposición no prospera, y el
señor Clark la presenta de nuevo, con pocas variantes, en 1911, la
cual fue desestimada por un estudio crítico de la Dirección de Vías
de Comunicación… El presunto contratista señor Clark, en carta
de 23 de Abril de 1912 dice: “que es muy probable que se necesite
dragar al propio Puerto de Maracaibo, y aún construir un tajamar
para evitar la obstrucción del Canal por las arenas”. Es evidente
que el Gobierno Nacional no podía ni debía, considerar en firme
esta proposición. En “EL TIEMPO” de 21 de Enero- 1911 encontramos en una extensa carta del señor Clark las condiciones en que
ha propuesto emprender la Obra, y de la cual hacemos el extracto
siguiente: 1°- Construir el Canal a sus propias expensas en tres
años. 2°- Garantizar hacer un canal recto, acortando la distancia
actual entre Maracaibo y el Golfo [de Venezuela] en no menos de
quince Kilómetros. 3°- Se compromete a colocar boyas y un faro.
4°- Pagará al G. N. $ 100.000 dollares en oro. 5°- Después de los
primeros cinco años de explotar el Canal, dará al G. N. el 10% de
las utilidades líquidas. 6°- No cobrará impuestos a los buques y
mercancías de cabotaje. 7°- Al terminar los 25 años, la Empresa pasará a propiedad del Gobierno de la República. 8°- El Contratista
tendrá el derecho a un impuesto de tránsito de Bs. 15 por tonelada
de mil kilogramos durante diez años, de Bs. 12,50 otros diez años, y
56
Bs. 10 los cinco años finales. No cobrará por tránsito de Cabotajes,
etc., etc. En dicha carta el señor Clark decía que: “Zulia y los Andes
se colocan en condiciones de aprovechar del incremento del tráfico
marítimo que resultaría con la apertura del Canal de Panamá”.
El artículo continúa con muchas referencias históricas que no
mencionaré aquí, pero no quiero dejar pasar la oportunidad de recalcar algo que se menciona en él… Nuestro proyecto de 1914 con la
modificación de 1917 adoptando definitivamente las tablestacas de
acero con cobre para los DOS ESPIGONES, se reduce a: PRIMERO. Aprovechar el adecuado Canal LARRAZABAL dragado en EL
TABLAZO por la Standard Dredging Corp, en 1940, para las Compañías Petroleras, extrayendo en cuatro meses dos i cuarto millones
de metros cúbicos de arenas. Este Canal tiene 180 metros de ancho,
6 kilómetros de longitud i 19 pies (5,791 metros) de profundidad, i
por el cual “los vapores pueden entrar i salir simultáneamente sin
peligro alguno”. Este Canal deberá ser profundizado hasta los 30
pies (9,144 metros) de acuerdo con la profundidad en el futuro Canal dragado del centro, entre los dos espigones. SEGUNDO. Dejar
una sola salida para el agua del Lago, entre San Carlos i Zapara
(2.840 metros), tapando en consecuencia los Caños Paijana, Cañonera, Cañonerita i Oribor, a la precisa altura de la alta marea.
Estos Caños serán cerrados por DIQUES SENCILLOS que servirán
como VERTEDEROS para las altas mareas de sicigia i para los
excedentes del agua que sale del Lago.
Todas estas referencias históricas demuestran que el petróleo
no fue el principal o único impulsor del dragado del canal, pero sí
lo aceleró, justificó y aportó el dinero de manera holgada para su
ejecución; de no haber aparecido el petróleo en el Zulia y de haberse
mantenido el esquema económico agroexportador, probablemente
se habría terminado construyendo un canal que permitiera extraer
hacia otras regiones la producción agrícola. Pero eso, por supuesto,
57
nunca lo sabremos; por lo tanto, el petróleo es el culpable de todos
los problemas que ha causado el canal de navegación al Lago de
Maracaibo.
Pesquerías
La cuenca del Lago de Maracaibo, con sus múltiples ecosistemas acuáticos (ríos, lagunas, canales, ciénagas, entre otros), ha
sido siempre una fuente importante de productos pesqueros. Honor
sea hecho, realmente nunca se ha valorado en su justa dimensión el
potencial pesquero del Lago, aunque se han efectuado algunos esfuerzos, como el proyecto MAC-PNUD-FAO10 a finales de la década de 1960 y principios de la de 1970, en el cual se diseñó y evaluó
un mecanismo que permitiría controlar y manejar las pesquerías del
Lago de Maracaibo11. La producción pesquera del Lago nunca se ha
determinado con suficiente exactitud (salvo algunas excepciones in10 Rezaba la introducción de este proyecto: El Proyecto de Investigación y Desarrollo
Pesquero fue creado en virtud de un convenio celebrado entre el Gobierno de Venezuela, representado por su Ministerio de Agricultura y Cría (MAC), el Programa
de Desarrollo de las Naciones Unidas (PNUD) y la Organización de las Naciones
Unidas para la Agricultura y la Alimentación (FAO), como Agencia Ejecutora. Una
vez terminados los trabajos del Proyecto, cuya duración será de cinco años contados
desde su inicio en diciembre de 1967, la Agencia Ejecutora entregará a la Nación
un organismo especializado en la investigación y el desarrollo de las pesquerías, de
modo que el Gobierno pueda continuar y ampliar estas actividades de acuerdo con
las necesidades del desarrollo nacional… El espíritu de la realización del Proyecto
se mantuvo por unos pocos años luego de terminado, a partir de los cuales la política
(o debería decir, la mala política) acaparó todo y la descomposición total fue sólo una
cuestión de tiempo. Me tocó la dicha –¿o debería decir la desdicha?– de sentir los efectos de los últimos años del espíritu de investigación pesquera legado por el Proyecto,
cuando en 1984 pase a formar parte del plantel de investigadores de la Sub Estación
Experimental “El Lago” del Fondo Nacional de Investigaciones Agropecuarias (FONAIAP; actualmente INIA). Esta unidad, junto con la Inspectoría de Pesca del MAC,
tenía entre sus filas para esa época personal técnico que había sido adiestrado durante
la ejecución del Proyecto.
11 Es necesario indicar que el Proyecto se efectuó a nivel nacional.
58
dividuales, como la producción de cangrejos y camarones), inclusive
ni siquiera durante la ejecución del proyecto, por lo que siempre ha
estado abierta a especulaciones y conveniencias de toda índole, desde
la política hasta la meramente regionalista. Las cifras de producción
más exactas son, sin duda alguna, las recopiladas durante la ejecución
del proyecto (1967-1972); no obstante, para el caso de la producción
del Lago de Maracaibo incluso durante esa época hubo de utilizarse
factores de conversión de algún tipo para hacer estimaciones de la
producción total. El Dr. Víctor de Espinosa en su trabajo La biología
y pesca de la curvina Cynoscion maracaiboensis12 del Lago de Maracaibo (de Espinosa, 1972) indica: El hecho de que una parte considerable de pescadores con permiso, no declaren mensualmente la
captura por ellos realizada, determina que parte de los desembarcos
escape al control llevado por el Ministerio de Agricultura y Cría…
Los desembarcos anuales se estimaron multiplicando la producción
declarada de curvina de lago por el factor de ampliación, N/P, donde
N es el número de pescadores permisados y P el número de planillas
recibidas en la Inspectoría de Pesca… Esto significaba múltiples
fuentes de error o incertidumbre; aparte que sólo se controlaba a los
pescadores permisados, muchos de estos no declaraban sus capturas
regularmente, y cuando lo hacían aportaban cifras irreales.
Por supuesto, esta situación no podía achacarse sólo a la inefi12 Cynoscion maracaiboensis fue el nombre científico asignado erróneamente a la curvina del Lago de Maracaibo hasta hace pocos años. A mediados de la década de 1940,
en plena Segunda Guerra Mundial, estuvo por Venezuela el ictiólogo L. P. Schultz
quien, según dice una conseja, para congraciarse con los venezolanos, particularmente
los zulianos y mucho más con los marabinos, le asignó el nombre Cynoscion maracaiboensis a la curvina del Lago de Maracaibo, cuando en realidad no había nada que la
hiciera diferente a Cynoscion acoupa que ya había sido usado hacía unos años atrás.
Cierta o falsa esta conseja, lo cierto es que actualmente se reconoce que el nombre
científico de la curvina del Lago de Maracaibo es Cynoscion acoupa. En mi época de
estudiante oí decir a un profesor que Schultz, más que interesado en la ictiología del
Lago de Maracaibo, lo que efectuó fue un trabajo de espionaje, de más está decir que
para la Agencia Central de Inteligencia (CIA, por sus siglas en inglés), aunque este
organismo no fue creado sino hasta 1947. ¿Fantasía o realidad? Lo cierto es que la
riqueza petrolera lacustre ha servido para todo.
59
ciencia de los mecanismos de control, la anarquía y la complejidad
de las pesquerías, donde cada playa o patio de casa podía ser un punto de desembarque se unían para agravar la situación. Si la realidad
para el caso de la curvina, especie ícono de las pesquerías lacustres
era ésta, es sensato inferir que para otras especies, por ejemplo lisas, róbalos, bagres, manamana, bocachico, entre otros, era igual
o peor. La situación actual, lamentablemente, no dista mucho de
la de hace 30 o 40 años, o quizás peor, con el resultado de que las
estadísticas pesqueras son poco más que un tributo a la burocracia13.
Por lo tanto, cualquier intento de avalar discusiones utilizando las
estadísticas pesqueras oficiales no pasa de ser un mero ejercicio de
retórica14. Las estadísticas, sin embargo, son usadas incluso como
ayuda para comprobar hipótesis sobre la naturaleza fisicoquímica
del Lago de Maracaibo. En este sentido, Rodríguez (2001) indica
que una verificación preliminar de la hipótesis inicial de salinidad/
anoxia puede hacerse comprobando la capacidad de producción
pesquera artesanal del lago a través de las estadísticas disponibles, que si bien adolecen de errores, pueden sugerir tendencias
generales a largo plazo. En 1946 ésta fue de 8400 TM… y en 1952
de 4993 TM… El número de pescadores artesanales en estas fechas
fue de 3.267 y 2.720, respectivamente. Si se comparan los períodos
1959-1971 y 1981-1995… se observa que la producción creció regularmente hasta 1990. En este último año comienza un aumento
notable debido principalmente a la incorporación de capturas de
bagres, que pasaron de 2.500 TM en 1990 a 18.500 TM en 1995…
13 Existen estadísticas de producción pesquera que son relativamente confiables, por
ejemplo, camarones y cangrejos, que por su condición de productos netamente para la
exportación pasan por un proceso de manipulación en plantas; estas plantas llevan un
control interno de producción, aunado al control que ejercen las instituciones fiscalizadoras de exportaciones, las cuales llevan un registro de la producción que sale a través
de puertos y aeropuertos.
14 La mayoría de los trabajos que utilizan las estadísticas pesqueras hacen la salvedad de
que éstas, al menos, indican tendencias, de allí su utilidad.
60
Si se toma una especie indicadora de las condiciones ambientales
en la columna de agua, como es la curvina (Cynoscion maracaiboensis) que desova, se desarrolla y es capturada principalmente en
el segmento mesohalino del Sistema (5-18 ppm), potencialmente el
más afectado, se observa… que las capturas muestran variaciones
interanuales, pero en general se manifiesta un incremento, no una
declinación sostenida de la producción.
Para el caso de la curvina, de Espinosa (1972) indica que en
los desembarcos de curvina de lago controlados por el Ministerio
de Agricultura y Cría y desembarcos anuales estimados durante
el período de 1964 a 1970 puede observarse una tendencia ascendente en las capturas… En efecto, para esa época los desembarcos
anuales alcanzaron un pico de aproximadamente 9000 toneladas en
1969. No obstante, otras publicaciones indican que la producción de
curvina podría haber alcanzado 18.000 toneladas entre las décadas
de 1960 y 1970 (Ferrer Montaño, 1995). Vale la pena mencionar datos de producción de especies netamente continentales, tales como
manamana (Semaprochilodus laticeps) y bocachico (Prochilodus
reticulatus). Utilizando las mismas fuentes documentales para la
curvina, la producción de manamana y bocachico para el período
1973-1983 muestra una disminución significativa. La máxima producción durante ese período se observó en 1974, cuando se reportaron 6.011.980 kilogramos de manamana y 5.741.897 kilogramos de
bocachico; a partir de allí la producción disminuye hasta alcanzar
picos mínimos en 1981 para la manamana (2.278.175 kilogramos)
y 1982 para el bocachico (1.892.372 kilogramos). Habría que preguntarse qué reflejan estas estadísticas, ¿una disminución por efecto
del aumento de la salinidad? o ¿una disminución por efecto de la
sobreexplotación? Estas son especies migratorias dulceacuícolas que
nunca (o rara vez) son capturadas en la porción norte del lago; indudablemente, si la salinidad de las aguas del lago ha aumentado, es ló-
61
gico suponer que el área de incidencia de estas especies se haya visto
reducida a la porción más cercana a la desembocadura de los ríos.
La curvina es una especie eurihalina15 que puede encontrarse
desde la zona Sur del Lago hasta el Golfo de Venezuela y, por lo
tanto, se vería poco afectada por un aumento de la salinidad. El dragado permanente del canal, no necesariamente la salinidad, sí parecería afectar la renovación de los stocks pesqueros de la curvina.
Al desovar, la curvina entierra sus huevos en el fondo del canal de
navegación, y si este es dragado, el resultado es la destrucción de
los mismos. Por otra parte, y al margen de los problemas de salinización, una prueba inequívoca de que las pesquerías de curvina
están siendo sobreexplotadas la constituye el hecho de que las tallas
de captura han disminuido significativamente. En su trabajo de grado para obtener su título de Licenciada en Biología, Isabel Morales
(Morales, 2009) indica: La LT promedio de las capturas de curvina
del Lago de Maracaibo ha disminuido 31% en menos de 25 años, lo
cual indica que la pesquería actual se sostiene fundamentalmente
por la captura de jóvenes y preadultos… Efectivamente, Morales
(2009), analizando series históricas de frecuencias de longitud aportadas por de Espinosa (1972) y Ferrer Montaño (1985-1986; datos
no publicados), demuestra que los rangos de longitud total (LT) han
cambiado de 22,5 - 97,5 centímetros (promedio de 49,0 centímetros)
reportado por de Espinosa (1972) y 31,0 - 95,0 centímetros (prome15 Los eurihalinos son organismos capaces de vivir en ambientes con un rango amplio
de concentración de sales (es decir, pueden vivir a 30 ppm y a 5 ppm, por ejemplo).
Además de la curvina, otras especies eurihalinas en el Lago de Maracaibo son las lisas
(Mugil spp.) y los róbalos (Centropomus spp.). En contraposición, los organismos que
sólo pueden vivir en ambientes con rangos muy estrechos de salinidad (altos o bajos) se
denominan estenohalinos. Entre los estenohalinos se encuentran los organismos continentales (mal llamados dulceacuícolas) que sólo pueden vivir a bajas concentraciones
de sales (por ejemplo, no más de 2 o 3 ppm), como la manamana, el bocachico, muchos
bagres, etc. En el otro extremo de la estenohalinidad se encuentran los organismos marinos, que sólo pueden vivir en ambientes con altas concentraciones de sales (mayores
de 30 ppm), por ejemplo, carites, pargos, la mayoría de los tiburones, entre otros.
62
dio de 48,7 centímetros) reportado por Ferrer, a apenas un rango de
26,3 - 48,8 centímetros (promedio de 33,7 centímetros) obtenido por
ella16. En cualquier caso, demostrar que los cambios en la salinidad
tienen efectos sobre la producción pesquera no es una tarea fácil;
sin embargo, es algo evidente que la explotación petrolera tiene su
carga de responsabilidad.
En adición a los resultados mencionados anteriormente, existen evidencias de que la creciente eutrofización de las aguas del
Lago durante el pasado siglo y la sobreexplotación pesquera han
cambiado la composición de la comunidad de peces hacia una dominancia de especies forraje. En un trabajo publicado en 2003, Elsa
González Bencomo y José Borjas (González Bencomo y Borjas,
2003), indican que casi el 80 por ciento de las capturas en la Ensenada de La Palmita en el estrecho de Maracaibo estuvo representada
por la sardina Anchoa januaria y la mojarra Diapterus rhombeus,
especies forraje de poco valor comercial. Las capturas de curvina,
róbalos y otras especies predadoras fueron insignificantes. Sin embargo, lo más preocupante con relación a las pesquerías del Lago de
Maracaibo no es la sobreexplotación, sino los efectos fisiológicos
que ha tenido la explotación petrolera sobre los peces y el efecto
que el consumo de estos tiene sobre los humanos. A este respecto, Vicente Marcano y Ananda Rose Troconis (Marcano y Troconis,
2001) en su publicación Evaluación del contenido de mercurio en
el pescado expendido en la ciudad de Mérida, Venezuela indican:
Diferentes estudios realizados entre los años 1989 a 1995 indicaban
que el pescado procedente del Lago de Maracaibo[…] presentaba
un contenido de mercurio que sobrepasaba los valores permitidos
por la Organización Mundial de la Salud la cual establece un valor
máximo en músculo de 0,5 μg Hg g-1 tejido (peso seco) y un consumo
máximo de 8,4 mg de mercurio por año. La costa noroccidental de
16 Tanto de Espinosa como Morales obtuvieron sus datos de las pesquerías de curvina
con puertos base en la zona de Sabaneta de Palmas, Municipio Miranda, estado Zulia.
63
Venezuela ha provisto a la región andina más del 80% del pescado
fresco que ella ha consumido. En Venezuela, específicamente en la
Costa Oriental del Lago de Maracaibo, se ha reportado una elevada
incidencia de casos de anencefalia, la cual se mantiene en aumento. Precisamente en esta región existe una intensa actividad industrial dedicada a la perforación, extracción y refinación del petróleo
proveniente del Lago… El complejo petroquímico “El Tablazo” se
encuentra en la zona: la planta cloro-soda de este complejo utilizó
electrodos de mercurio hasta diciembre de 1993. Como consecuencia, se han reportado elevadas concentraciones mercuriales (>1 μg
Hg g-1 tejido, peso seco) en diversas especies biológicas del Lago de
Maracaibo, las cuales constituyen una fuente alimenticia primaria
para los residentes locales de escasos recursos económicos... Los
resultados de este estudio demuestran que de las tres especies provenientes del Lago de Maracaibo (bagre, manamana y armadillo),
sólo manamana tuvo una concentración promedio de mercurio (0,41
μg/g) por debajo del límite máximo permisible según la Organización Mundial de la Salud (0,5 μg/g). Por otra parte, se han reportado
valores de mercurio en la curvina del Lago de hasta 0,66 μg/g y en
palometa de hasta 1,09 μg/g (Colina y Romero, 1992). Aunque estos
resultados no representan una prueba inequívoca de que estos altos
niveles de mercurio sean consecuencia de actividades antropogénicas17 (específicamente, en este caso, la actividad de explotación
petrolera), sí es una situación lo suficientemente preocupante como
para hacerle seguimiento.
Independientemente de cual sea la situación, es importante reconocer que la cuenca del Lago de Maracaibo es, sin duda alguna,
una unidad regional bien definida, y por lo tanto muchos de sus problemas requieren soluciones regionales. El Lago de Maracaibo es
17 Existen evidencias que demuestran que algunos peces tienen tendencias a tener altas
concentraciones de mercurio en condiciones naturales; es decir, en cuerpos de agua
donde no existen concentraciones significativas de mercurio naturales o introducidas.
64
en sí mismo una importante fuente de recursos en la región, está
amenazado por la contaminación, la invasión de plantas y animales, la degradación de sus orillas y la disminución de los recursos
pesqueros. Estas son preocupaciones que requieren urgentemente la
concertación y la unión. Los stocks de peces del Lago de Maracaibo
los comparten los pescadores de los tres estados que tienen costas
sobre él, es decir, Zulia, Trujillo y Mérida; existen infinidad de conflictos entre los pescadores, lo que convierte al co-manejo sostenible de estos recursos en un objetivo elusivo. Algunas pesquerías del
Lago son factibles de mejoras a través de controles y restricciones, e
incluso es posible que surjan nuevas pesquerías que exploten especies hasta ahora no explotadas. Sin embargo, todo esto dependería
de un manejo consciente de las aguas del Lago, previo a un plan
de recuperación a mediano y largo plazo. La expansión de algunas
pesquerías en el Lago de Maracaibo (por ej., la de cangrejos) y el desarrollo vertiginoso del cultivo de camarones han sido productos del
interés individual de algunos empresarios y por el incentivo esporádico de los gobiernos local y nacional, no del esfuerzo consciente de la administración pesquera. Por supuesto, todo esto debe ser
evaluado concienzudamente, so pena de que aquel Todavía se hacen
sordos los señores petroleros de Ana Julia Bornhorst no se convierta
en Todavía se hacen sordos los señores camaroneros.
Valor del agua
Es indudable que el agua es un elemento esencial de la salud
económica, ambiental, estética y sociocultural de los Estados Zulia,
Mérida y Trujillo. El agua es el elemento definitorio del ecosistema
más importante de la región zuliana, el Lago de Maracaibo, cuyas
riquezas minerales y la diversidad biológica que soporta, son valores naturales que hacen contribuciones significativas a la economía
nacional. Los ecosistemas funcionales, en particular los humedales
65
que forman parte fundamental del paisaje lacustre, representan un
capital natural del cual depende nuestra economía para la producción de muchos bienes y servicios. Al ser altamente productivos,
biológicamente ricos y proveedores de muchos servicios ecológicos,
los humedales son particularmente importantes tanto para la biodiversidad como para la economía. Ya hemos visto cómo la cuenca
del Lago de Maracaibo ha representado una fuente de divisas provenientes de la explotación petrolera, y cómo el clamor popular por
los desafueros cometidos por ésta ha resonado casi desde el inicio de
esta explotación. En esta parte presentaré algunos aspectos relacionados con el agua, recurso que cada vez se hace más elusivo para la
mayoría de los zulianos, a pesar de ser un recurso sempiterno en el
paisaje solariego del Zulia.
Para empezar, es bueno hablar un poco sobre humedales. La
Convención Ramsar18 define humedal como las extensiones de marismas, pantanos, turberas o superficies cubiertas de agua, sean
éstas de régimen natural o artificial, permanentes o temporales,
estancadas o corrientes, dulces, salobres o saladas, incluidas las
extensiones de agua marina cuya profundidad en marea baja no exceda de seis metros… Además podrán comprender zonas de bordes
fluviales o de costas adyacentes al humedal, así como las islas o
extensiones de agua marina de una profundidad superior a los seis
metros en marea baja, cuando se encuentren dentro del humedal…
De acuerdo a esta definición, la cuenca entera del Lago de Mara18 La Convención Ramsar, adoptada en la ciudad iraní del mismo nombre en 1971, ha
sido el principal instrumento de cooperación internacional para la protección y uso
racional de humedales, y fue uno de los primeros acuerdos globales ambientales y
el único dedicado a un tipo de ecosistema específico. Actualmente hay 150 Países
Partes Contratantes de la Convención, con 1590 sitios Ramsar, que suman un total
de 134 millones de hectáreas, designados para ser incluidos en la Lista Ramsar de
Humedales de Importancia Internacional. La Convención Ramsar tiene sus orígenes
en la década de 1960, debido al aumento del reconocimiento de la urgente necesidad
de salvaguardar hábitats y especies en humedales, particularmente aves acuáticas que
dependen de ellos.
66
caibo es un gigantesco humedal, ¡somos humedal! El rasgo característico de un humedal, como se infiere del término, es humedad,
es decir, agua. En este contexto, podemos preguntarnos ¿tenemos
suficiente agua útil en la cuenca del Lago de Maracaibo?, ¿cumplen
las aguas del Lago los requisitos básicos para permitir las funciones
necesarias para el mantenimiento de la vida? Responder estas preguntas no es fácil, pero algo sí es cierto, la calidad general de vida
de todos los residentes de la cuenca del Lago de Maracaibo –plantas,
animales y humanos– está inextricablemente ligada a la cantidad y
calidad de los recursos acuáticos.
Los usos del agua no tienen límites. En nuestros hogares la utilizamos para beber, cocinar, bañarnos, lavar la ropa y regar nuestras
plantas y jardines. Los granjeros usan agua para irrigar sus cultivos.
Las industrias de bebidas, alimentos y otras usan agua en sus procesos de elaboración. Las compañías de electricidad usan agua para
generar electricidad y enfriar sus generadores. Muchas industrias
usan las aguas del Lago de Maracaibo para transportar sus productos
allende los mares. El agua a menudo es la principal atracción para
quienes disfrutan actividades al aire libre como canotaje, nado, pesca y contemplación. Y el agua también es un componente clave para
el desarrollo de complejos recreativos. A primera vista parecería que
la región zuliana tiene agua para derrochar. La realidad, según hemos visto, sin embargo, es otra.
Actualmente existen dos perspectivas científicas comúnmente
usadas para valorar recursos naturales, incluyendo el agua. La primera perspectiva consiste en preguntar directamente a las personas
cuánto están dispuestas a pagar por una cantidad dada de recurso, en
este caso, agua. La segunda perspectiva estima el valor identificando
la cantidad que una persona está dispuesta a pagar por bienes o servicios que requieren ese recurso. Por ejemplo, los economistas han
estimado el valor de un lago midiendo la diferencia entre el valor en el
mercado de una propiedad en el lago y el valor en el mercado de una
propiedad similar en cualquiera otra parte. La diferencia entre estos
67
dos valores del mercado se atribuye a la presencia del lago, y sirve
como un indicador de su valor económico. Determinar el valor del
uso del agua por un individuo o un grupo, es extremadamente difícil a
menos que entendamos las razones por las que las personas valoran el
agua. La clasificación de los diferentes valores comienza con el concepto de valor económico total (VET) (Figura 1; Marcouiller y Coggins, 1999). Determinando cómo las personas usan el agua se puede
determinar cómo la valoran. Como se observa en la Figura 1, el VET
del agua se divide en dos categorías: valor de uso y valor de no uso.
El valor de uso se refiere al beneficio que un individuo recibe
por el uso directo o indirecto del agua. Un aspecto relacionado con
el valor de uso del agua viene de su uso directo en la producción de
bienes y servicios y el soporte de la vida. El uso directo del agua
incluye su consumo directo (todos necesitamos beber agua), su uso
para la disposición de desechos y su uso en procesos industriales. El
uso indirecto del agua incluye actividades recreativas y turísticas,
tales como la pesca deportiva, el canotaje, el esquí acuático y la
68
contemplación19. Los usos indirectos son aquellos en los cuales el
agua no se usa directamente para producir un bien. El otro aspecto
con relación al valor de uso tiene que ver con el valor en la función
de los ecosistemas. Este valor reconoce que todas las formas de vida
requieren agua para vivir, y como resultado las personas pudieran
valorar el agua simplemente porque sostiene el ambiente.
Por otra parte, el valor de no uso no se basa en el uso real del
agua; se basa en la noción de que las personas aprecian el agua incluso cuando no la están usando. Existen tres valores principales de
no uso: valores existenciales, valores futuros y valores legados. Un
valor existencial es aquél que un individuo pone sobre el hecho de
que el agua y las funciones que soporta, existen. El valor existencial
no implica que el individuo realmente usará el agua, simplemente
significa que éste valora el hecho de que el agua existe. Un ejemplo
de valor existencial es la creación de reservas, parques, naturales, tales como la Ciénaga de Los Olivitos; hacemos esto conscientemente
para preservar la biodiversidad que se sustenta en esta ciénaga, aunque personalmente nunca hagamos uso de ella. El concepto de valor
futuro, por otra parte, se refiere al valor puesto en el uso futuro de
un recurso. Debido a que no sabemos si necesitaremos un recurso en
el futuro, mucha gente paga para mantener la opción de usarlo en el
futuro si se requiriera. Los lineamientos de la Convención Ramsar
son un ejemplo de esto; necesitamos preservar los humedales, entre
otras cosas, porque nos pudieran ser útiles en el futuro. Finalmente,
los valores legados son distintos a los valores futuros porque no preservan la opción individual de usar el recurso. En esencia, el valor
legado tiene que ver con la preservación del uso del recurso por las
generaciones futuras. Por ejemplo, se asigna el estatus de protegido
19 A manera de ejemplo, veamos esta hermosa estrofa de la gaita El Regionalista de José
Chiquinquirá Rodríguez… En nuestro lago han bogado/ Las grandezas de Urdaneta/
Del escritor, del poeta/ O del zuliano afamado/ Como el temple bien formado/ De
Mara o Maracaibo/ O el jefe de equis tribu/ Que ante ninguno cedía/ Viendo el lago se
sentía/ Un niño imberbe y pasivo.
69
a varias áreas naturales de modo que éstas se mantengan en su estado natural por generaciones.
En conclusión, el VET del agua es una combinación de los cinco diferentes valores de uso y no uso: uso directo, uso indirecto, valor existencial, valor futuro y valor legado. Estimar el valor económico del agua envuelve entender y darse cuenta de que las personas
valoran el agua de diferentes formas. A través de este entendimiento
podemos tratar de incorporar estos valores al agua del Lago de Maracaibo y tratar de establecer políticas de manejo y tomar decisiones
con respecto al estado actual de este recurso. Es indudable que nuestra capacidad de generar valores existenciales, futuros y legados está
fuertemente minada producto de la explotación petrolera. Entender
por qué las personas valoran el agua es sólo la mitad del asunto.
Ya hemos visto cómo la industria petrolera ha valorado el agua del
Lago, y me atrevo a decir que para ella sería incluso mejor que no
existiera ya que, aparte de servir de sustento a la flota que extrae el
petróleo hacia puertos lejanos, sólo le ha servido como medio de
depósito para sus desechos.
A MANERA DE CONCLUSIÓN
Para finalizar, debo indicar que el problema de la degradación
del agua del Lago de Maracaibo que en el pasado, no muy lejano,
sostenía las poblaciones humanas no se remite a interpretaciones de
índole sociológicas. El agua es un recurso natural que tiene un gran
valor, valor que no depende de quien haga la valoración. No obstante
esto, surgen conflictos porque el Lago de Maracaibo no puede sostener simultáneamente los procesos que permiten la existencia de la
diversidad biótica (incluyendo la humana) y la explotación petrolera
como se ha hecho hasta ahora. Como vimos, el pueblo y muchos de
sus intelectuales desde siempre han protestado el deterioro de las
aguas del Lago, pero estos esfuerzos han sido entorpecidos por el
problema de trasladar estas concepciones del valor de las aguas del
70
Lago al lenguaje económico. El Lago de Maracaibo representa un
caso bastante particular de cómo, dentro de una misma sociedad, el
gobierno, y muchas individualidades, y el común del pueblo pueden
asociar diferentes valores a un mismo recurso físico. Los investigadores J. Stephen Lansing, Philip S. Lansing y Juliet S. Erazo en su
artículo The value of a river (Lansing y col., 1998) indican… Tales
casos nos recuerdan que “valor” no es una propiedad física medible, sino una construcción social…Si se le solicita a un economista
adscribirle valor a un recurso como el salmón, éste sólo necesita
consultar el precio por kilogramo en el puerto o el supermercado.
Pero cuando se le hizo esa misma pregunta a un indio Umatilla,
éste respondió “¿Cómo puedo indicarle cuánto vale el salmón? El
salmón define quién soy. ¿Qué más puedo decirle?”. El Lago define
(¿o debo decir definía?) lo que es el zuliano.
Cualquier análisis que implique cuantificar el valor del agua
del Lago de Maracaibo para los habitantes de la cuenca antes de la
explotación petrolera, debe comenzar preguntándose por qué el agua
era apropiada. Sería fácil concluir, después de este pequeño análisis,
que el valor del Lago de Maracaibo para los habitantes de su cuenca
no se puede determinar simplemente desde dentro del marco de la
economía, es decir, no se puede traducir simplemente en cantidad de
bolívares, dólares, producida. Una evaluación del valor del Lago de
Maracaibo basada enteramente en su capacidad de generar riquezas
a través de la explotación petrolera no es más que una conveniencia
de máquina registradora, que ilustra no el poder sino las limitaciones de un análisis económico convencional. Claramente, se necesita
encontrar formas de pensar sobre el valor de los recursos naturales,
o capital natural, que pueda acomodar procesos ecológicos y sociales complejos.
El objetivo de este ensayo fue describir un marco en el cual se
evaluara el valor del Lago de Maracaibo como una forma de capital
natural para los habitantes de la cuenca. Si partimos de la premisa
71
que capital natural se adhiere a la definición de capital social introducida por R. Putnam (1995)… rasgos de la organización social tales como redes, normas y confianza social que facilita la coordinación y cooperación para beneficio mutuo…, debemos concluir que
el valor de las aguas del Lago de Maracaibo para los habitantes de la
zona, va más allá del valor económico. Asignarle un valor económico a algo tan abstracto como los servicios ecológicos de un ecosistema es una idea difícil para la mayoría de las personas. Este pequeño
ensayo sirvió para estimar la magnitud de la pérdida de la condición
natural del ecosistema lacustre por parte de los integrantes de las
comunidades humanas, quienes desde tiempos inmemoriales habían
pescado, cazado, cosechado plantas para fabricar cestas, buscado
visiones sagradas y experiencias religiosas y, lo que es más importante aún, utilizado el agua del lago para consumo directo (es decir,
beber, lavar la ropa, regar sus plantas, etc.). El pueblo, autoridades,
escritores, poetas, periodistas e intelectuales de diversas tendencias
han manifestado desde siempre su inconformidad por el estado de
cosas creado por la explotación petrolera.
Comúnmente, el mercado de capitales asigna valores monetarios a los bienes y servicios sociales. En el caso del Lago de Maracaibo queda claro que la sociedad decidió anteponer un valor económico, representado por el petróleo, a todos los beneficios y servicios
ecológicos que éste es capaz de brindar. Nunca se ha reconocido que
los beneficios ecológicos brindados por el Lago son tan importantes
como los brindados por la actividad petrolera. Es obvio que esta
decisión aplica para aspectos como la biodiversidad, las pesquerías,
control de inundaciones, etc., pero nunca para el Lago proveedor de
agua para consumo humano directo. Como vimos, las comunidades
humanas habían utilizado las aguas dulces y salobres del Lago de
Maracaibo para consumo directo; esta posibilidad se desvaneció en
pocos años luego de comenzar la explotación petrolera. Petróleo,
desechos humanos y animales y sal acabaron con la posibilidad de
seguir consumiendo agua del Lago. Dada la situación actual de es-
72
casez de agua, vale la pena preguntarse si no sería preferible haber
seguido contando con el agua del Lago, si no sería buena idea recuperarlo. Que alguien le ponga precio al agua. Despertemos, el petróleo no lo permitirá. Parafraseando a Ana Julia Bornhorst …Todavía
se hacen sordos los señores petroleros.
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EUTROFIZACIÓN. CONCEPTOS
Y EUTROFIZACIÓN DE EMBALSES
DE VENEZUELA
Ernesto González
Universidad Central de Venezuela. Instituto de Biología Experimental. Apartado
47106 – Los Chaguaramos, Caracas 1041 – Venezuela.
Email: [email protected]
RESUMEN
La eutrofización es el enriquecimiento de las aguas con nutrientes, especialmente fósforo y nitrógeno, que provoca la estimulación de una serie de cambios sintomáticos, entre los que están el
incremento de la producción de algas y macrófitas, el deterioro de la
calidad del agua y otros cambios sintomáticos que resultan indeseables e interfieren con la utilización del agua. En Venezuela existen
más de 100 embalses operativos, de los que sólo se tiene algún tipo
de información limnológica en aproximadamente un 20% de ellos,
a pesar de que varios sufren impactos negativos por las actividades
antrópicas que se desarrollan en sus cuencas de drenaje, reflejando
las consecuencias de la eutrofización en sus aguas: altas concentraciones de nitrógeno y de fósforo, altas densidades de fitoplancton
y/o de macrófitas, floraciones de cianobacterias y una mala calidad
de sus aguas. El Laboratorio de Limnología de la Universidad Central de Venezuela ha acometido la caracterización fisicoquímica y
biológica de varios embalses del país, en los que se han registrado
76
diferentes grados de eutrofización, desde aquellos ultra-oligotróficos, ubicados en áreas protegidas, hasta hipereutróficos, ubicados en
áreas sin ningún tipo de protección en sus cuencas y altos impactos
antrópicos. Con los datos obtenidos, se ha encontrado una estrecha
correspondencia lineal entre la clorofila a (estimador de la biomasa del fitoplancton) y los nutrientes, especialmente con el fósforo.
Igualmente, se ha registrado una estrecha correspondencia lineal entre la biomasa del fitoplancton con la abundancia y la biomasa del
zooplancton. Se concluye que el control o mitigación de la eutrofización de los embalses venezolanos debe basarse en el manejo de la
cuenca y no sólo en el manejo de los embalses.
Palabras clave: Eutrofización, limnología de embalses, embalses
de Venezuela, mitigación de la eutrofización.
INTRODUCCIÓN
La eutrofización se ha definido como el proceso natural de envejecimiento de las cuencas de los cuerpos de agua, los cuales sostenidamente se convierten en menos profundos y más productivos
desde un punto de vista biológico (Powers y Robertson, 1966; Rhode, 1969; Schindler, 2006). Este proceso conlleva un aumento en la
concentración de nutrientes en las aguas, especialmente nitrógeno y
fósforo, y puede llevar centenas de años en ocurrir (Branco, 1984;
Rocha y Branco, 1986; Tundisi y Matsumura-Tundisi, 2008).
Sin embargo, debido a la intensa urbanización, en conjunto con
las actividades industriales, ocurre un aumento considerable en la
descarga de nitrógeno y fósforo en los ecosistemas acuáticos, provocando una eutrofización acelerada de los mismos (Rocha y Branco,
1986; Tundisi y Matsumura-Tundisi, 2008), lo cual se conoce como
“eutrofización cultural” (Schindler, 2006). Este enriquecimiento con
nutrientes, a partir de fuentes antrópicas puntuales y no puntuales,
Eutrofización. Conceptos y eutrofización
de embalses de Venezuela. Ernesto González.
77
resulta en un aumento rápido en la productividad biológica y en
las reducciones significativas de la transparencia en la columna de
agua y puede crear un amplio intervalo de cambios indeseables en
la calidad del agua en los ecosistemas acuáticos (Schindler, 2006).
Así, Ryding y Rast (1992) prefieren definir la eutrofización como el
enriquecimiento en nutrientes de las aguas, que provoca la estimulación de una serie de cambios sintomáticos, entre los que están el
incremento de la producción de algas y macrófitas, el deterioro de la
calidad del agua y otros cambios sintomáticos que resultan indeseables e interfieren con la utilización del agua.
Según Ryding y Rast (1992), hay consecuencias ecológicas
significativas relacionadas con la eutrofización cultural. Cuando la
población de algas muere y se sedimenta en el fondo de una masa
de agua, su descomposición por bacterias puede reducir las concentraciones de oxígeno en el hipolimnion hasta niveles demasiado bajos para mantener la vida de los peces, provocando su muerte. Tales condiciones de deficiencia de oxígeno pueden darse también en
aguas con cantidades excesivas de hierro y manganeso que pueden
interferir con el tratamiento de la potabilidad. Existen también riesgos potenciales para la salud, especialmente en regiones tropicales, relacionados con enfermedades parasitarias como esquistosomiasis, oncocerquiasis y malaria, que pueden verse agravados por
la eutrofización cultural al intensificar ésta los hábitats adecuados
para la proliferación de estos organismos. Además, pueden proliferar cianobacterias filamentosas que interfieren con la alimentación
del plancton animal (Infante, 1988), así como cepas que se caracterizan por poseer una variedad de sustancias nocivas para la biota
del cuerpo de agua, conocidas como cianotoxinas (Pizzolón, 1996).
También, puede generar la proliferación de macrófitas que interfieren con la navegación, el uso del agua, además de que muchas de
ellas tienen una elevada tasa de evapotranspiración, contribuyendo
78
con las pérdidas de agua del lago o del embalse (Wetzel, 2001).
Sin embargo, la eutrofización también tiene aspectos positivos si
se aprovecha para incrementar la producción de peces o, en otras
formas de acuicultura, para producir proteínas para alimentación
(Ryding y Rast, 1992).
En vista de lo anteriormente expuesto, y dado que en los últimos años ha aumentado en nuestro país el entendimiento de la eutrofización como un serio problema que se presenta en los cuerpos de
agua, como el caso del crecimiento excesivo de la Lemna en el Lago
de Maracaibo (González, 2004) y del jacinto de agua (Eichhornia
crassipes) en el embalse La Mariposa (González y Matos, 2012), el
objetivo de este trabajo es presentar los conceptos básicos relacionados con la eutrofización y presentar algunos ejemplos en cuerpos
de agua de Venezuela.
Concepto de la eutrofización en relación con el estado trófico
Los lagos y embalses pueden clasificarse en términos generales
en oligotróficos (del griego “poco alimento”) o eutróficos (del griego “bien alimentados”). Estos términos fueron utilizados originalmente para describir la fertilidad del suelo de las turberas en el norte
de Alemania (Weber, 1907; citado en Ryding y Rast, 1992). Con
posterioridad, Thienemann (1918; citado en Ryding y Rast, 1992)
y Naumann (1919; citado en Ryding y Rast, 1992) aplicaron estos
términos a los lagos. Un tercer término descriptivo, mesotrófico, se
utiliza generalmente para describir las reservas de agua en estado de
transición entre la oligotrofia y la eutrofia.
Esta fertilidad de las aguas viene dada por la concentración de
nutrientes que en ellas se encuentran. Pero, ¿de dónde proceden los
nutrientes?
79
Los materiales disueltos en los cuerpos de agua constituyen
los nutrientes para el fitoplancton, y tienen tres fuentes geoquímicas
(Krebs, 1985):
1. Atmosférica (CO2, N2).
2. Precipitación (originados en los océanos y transportados
en forma de gases y aerosoles: S, B, halógenos y CO2).
3. Litosfera (P, cationes biológicos y metales trazas).
La ley del mínimo de Liebig establece que la cosecha total de
cualquier organismo estará determinada por la abundancia de la sustancia que, en relación con las necesidades del organismo, sea la
menos abundante en el ambiente (Hutchinson, 1973). En los lagos
oligotróficos, generalmente el elemento limitante es el P.
De acuerdo a la relación de Redfield (1958), la proporción
C:N:P en el plancton es 106:16:1. La práctica sugiere que concentraciones de ortofosfatos inferiores a 5 µg/L indicarían una limitación
potencial del P, mientras que una concentración de nitrógeno biológicamente disponible por debajo de 20 µg/L indicarían una limitación potencial del N. Sas (1989), indica que la limitación por P se da
cuando las concentraciones de ortofosfatos son menores a 10 µg/L,
y por N cuando las concentraciones de nitratos + nitritos + amonio
son menores a 100 µg/L.
Por su parte, Salas y Martinó (1991) indican que la relación
N:P es una herramienta útil para diagnosticar el tipo de lago, de
acuerdo a su estado trófico, y que una proporción N:P>9 indicaría
una limitación por P.
80
ficos
Características de los cuerpos de agua oligotróficos y eutró-
La Tabla 1 presenta algunas características de lagos y embalses
templados oligotróficos y eutróficos (Ryding y Rast, 1992). Es de
hacer notar que los cuerpos de agua eutróficos presentan un grado
alto de deterioro en la calidad de sus aguas.
Tabla 1. Características de lagos y embalses oligotróficos y eutróficos
(modificado de Ryding y Rast, 1992).
Parámetros
Oligotrófico
Eutrófico
1. Químicos: Contenido de
Puede ser bajo o ausente en
Alto durante todo el año
oxígeno en el hipolimnion
períodos de estratificación
Contenido total de sales en el
Usualmente bajo
A veces muy alto
agua (conductancia específica)
2. Físicos: Profundidad media
A veces profundo
A veces somero
del cuerpo de agua
Volumen del hipolimnion
A veces grande
Puede ser pequeño o grande
Usualmente caliente,
Temperatura de las aguas del
Usualmente frío
excepto en cuerpos de agua
hipolimnion
eutróficos profundos
3. Biológicos: Producción de
Baja
Alta
plantas y animales acuáticos
Muchas; puede reducirse
N° de especies de plantas y
Muchas
sustancialmente en aguas
animales
hipereutróficas
Niveles de biomasa
Baja
Alta
Ocurrencia de “blooms” de
Rara
Frecuente
algas
Cantidad relativa de algas
Baja
Alta
verdes y cianobacterias
Hasta el hipolimnion
Extensión vertical de la
(aguas profundas) en
Usualmente sólo hasta
distribución de algas
cuerpos de agua estra
aguas superficiales
tificados
A veces abundan
Puede ser escaso o
te; usualmente hay un
Crecimiento de plantas
abundante, usualmente
incremento en la presencia
acuáticas en la zona litoral
consiste en vegetación
de algas filamentosas y una
sumergida y emergente
disminución de macrófitas
Migración diaria de algas
Extensiva
Limitada
Algunos grupos característicos
del fitoplancton
Algunos grupos característicos
del zooplancton
Animales del fondo caracte
rísticos
Tipos de peces característicos
Uso del agua: Calidad
del agua para la mayoría
de los usos domésticos e
industriales
Deterioro para propósitos
múltiples
81
Algas verdes:
Desmidias, Staurastrum.
Diatomeas: Tabellaria,
Cyclotella.
Algas pardo-amarillas:
Dinobryon.
Algas verdiazu
les: Anabaena,
Aphanizomenon,
Microcystis, Oscillatoria.
Diatomeas: Melosira,
Fragilaria, Asterionella.
Bosmina, Diaptomus
Bosmina, Daphnia
Tanytarsus
Quironómidos
Peces de aguas frías y
habitantes del fondo
(salmones, truchas)
Peces de aguas cálidas
y habitantes de aguas
superficiales (percas)
Buena
A veces pobre
Normalmente poco dete
rioro
A veces hay un con
siderable deterioro
4.
Métodos para reducir los niveles de eutrofización en los ambientes naturales
Las fuentes de contaminación pueden ser puntuales o no puntuales, las cuales requieren de tratamientos enteramente diferentes
(Jorgensen y Vollenweider, 1988). En principio, hay dos tipos de
técnicas de remediación disponibles: la tecnología ambiental y la
ecotecnología.
Tecnología ambiental: Este tipo de técnica intenta, por medio
del uso de tecnología de tratamiento del agua, eliminar o reducir los
componentes indeseados en las aguas servidas que entran al cuerpo
de agua. Se usa principalmente para resolver los problemas de fuentes puntuales. Son medidas de control externo.
Ecotecnología (Ingeniería ecológica): Este tipo de técnica
intenta modificar el ecosistema o sus vecindades para acelerar el
proceso de restauración o reducir las concentraciones de los com-
82
ponentes indeseados en el lago o en sus afluentes naturales. Se usa
principalmente para resolver los problemas de fuentes no puntuales,
para mejorar la resistencia del ecosistema a la contaminación o para
acelerar la transferencia hacia un estado más favorable. Puede ser
considerada como medida de control interno y externo.
Jorgensen y Vollenweider (1988), resumen los controles de la
eutrofización de la siguiente manera:
I. Medidas de control externas
1) Protección de la cuenca de drenaje:
a) Reforestación.
b) Cambio en el uso de la tierra.
c) Tratamiento de aguas servidas.
2) Pre-embalses.
3) Control de nutrientes en los efluentes.
II. Medidas de control internas
1) Manipulación física:
a) Desestratificación térmica y mezcla.
b) Aireación del hipolimnion.
c) Extracción selectiva de agua.
2) Manipulaciones químicas:
a) Precipitación interna de nutrientes.
b) Sellado y remoción de sedimentos.
3) Manipulaciones de la biota:
a) Cosecha mecánica.
b) Medidas de control químico (alguicidas, herbicidas, insecticidas).
c) Medidas de control biológico.
83
La estrategia de manejo óptima de un lago requerirá, en general, de la aplicación de un amplio espectro de métodos, basados en
una combinación de tecnología ambiental y ecotecnología. No debe
esperarse que un problema complejo tenga una solución simple.
Eutrofización de embalses en venezuela
Venezuela cuenta con más de 110 embalses operativos
(MINAMB. 2007), los cuales están distribuidos a lo largo del territorio nacional y son usados para propósitos múltiples: suministro de
agua potable y para fines industriales, generación de hidroelectricidad,
irrigación, control de inundaciones y recreación. Sin embargo, sólo se
tiene algún tipo de información limnológica de aproximadamente un
20% de ellos, a pesar de que varios de ellos sufren impactos negativos
por las actividades antrópicas que se desarrollan en sus cuencas de
drenaje, reflejando las consecuencias del proceso de eutrofización en
sus aguas: altas concentraciones de nitrógeno y de fósforo, altas densidades de fitoplancton y/o de macrófitas, floraciones de cianobacterias y
una mala calidad de sus aguas (Infante y col., 1992, 1995; Ortaz y col.,
1999; González y col., 2003, González 2008 González y col., 2009).
González y Quirós (2011), agruparon los datos de 14 embalses del país (Figura 1) según sus concentraciones de nutrientes (nitratos, nitritos, amonio, ortofosfatos), nitrógeno total, fósforo total,
concentración de clorofila a y grupos dominantes del fitoplancton,
encontrando los siguientes resultados:
a) Relaciones lineales significativas entre el fósforo total y el
nitrógeno total con la biomasa del fitoplancton (expresada
como concentración de clorofila a (Figuras 2 y 3).
b) Agrupación de los embalses en dos grandes grupos, separados según sus concentraciones de fósforo total: bajas
(<20µg/l) y altas (>20µg/l) concentraciones (Figura 4).
84
c) El cociente NO3:NH4 permitió diferenciar en cuáles de los
embalses dominan las cianobacterias y en cuáles dominan
otros grupos del fitoplancton (Figura 5).
Figura 1. Ubicación relativa de los embalses del estudio de González y Quirós (2011). 1:
Agua Fría, 2: Taguaza, 3: Lagartijo, 4: Clavellinos, 5: Tierra Blanca, 6: Loma de Níquel, 7:
El Pueblito, 8: El Cigarrón, 9: El Cují, 10: El Andino, 11: La Mariposa, 12: La Pereza, 13:
Pao-Cachinche 1 (ala oeste con aliviadero y torre-toma), 14: Pao-Cachinche 2 (ala este sin
aliviadero), 15: Quebrada Seca. Modificado de González y Quirós (2011).
Figura 2. Relación entre el fósforo total y la clorofila a en los embalses venezolanos. AFR:
Agua Fría, TAG: Taguaza, LAG: Lagartijo, CLA: Clavellinos, TBL: Tierra Blanca, LNI:
Loma de Níquel, ECI: El Cigarrón, EPU: El Pueblito, ECU: El Cují, EAN: El Andino,
LMA: La Mariposa, LPE: La Pereza, QSE: Quebrada Seca, PC1: Pao-Cachinche – ala oeste con aliviadero y torre-toma, PC2: Pao-Cachinche – ala este sin aliviadero. Modificado
de González y Quirós (2011).
85
En la Figura 2 se nota claramente que existe una proporcionalidad directa entre las concentraciones promedios de fósforo total y
las concentraciones promedio de clorofila a en los cuerpos de agua,
con un valor elevado del coeficiente de regresión lineal.
Al igual que en el caso del fósforo total, se registró un alto coeficiente de regresión lineal entre los valores de nitrógeno total y la clorofila a.
86
En este análisis de agrupación de la Figura 4 se incluyeron las
variables siguientes: Profundidad media, transparencia del agua, concentraciones de fósforo total (PT), nitrógeno total (NT), ortofosfatos,
nitritos, nitratos, amonio y clorofila a, además de los cocientes NT:PT
y NO3:NH4. El método de agrupación fue el de City Block Manhattan,
que presenta menor distorsión de los datos. Se puede notar la agrupación de dos grandes conjuntos de embalses, los cuales coincidieron
con el criterio de bajas y altas concentraciones de P total. Los embalses ultra-oligotróficos se agruparon en la extrema derecha del gráfico,
mientras que en el grupo de embalses con mayores concentraciones
de P total, el embalse La Mariposa fue el que resultó más disímil en
comparación con el resto de los cuerpos de agua.
Otras relaciones empíricas permiten extraer información valiosa, a pesar de no encontrarse relación aparente entre las variables
involucradas. A simple vista, la distribución de los embalses según
87
el fósforo total y el cociente nitratos: amonio (NO3:NH4), muestra
una dispersión alta de los datos (Figura 5). En este caso, no sólo
se logran diferenciar dos grandes grupos de embalses, como fue
en el caso de los análisis relacionados con el fósforo total, sino
tres grupos. El primer grupo quedaría conformado por aquellos
embalses en los que las concentraciones de fósforo total son bajas
(<20µg/l, representados con círculos negros), mientras que en el
grupo de embalses con concentraciones de fósforo total de moderadas a altas (>20µg/l), se pueden notar dos grupos más claramente diferenciados: uno de ellos (el inferior, en rombos negros)
está representado por los embalses en los que hay un predominio
del amonio sobre los nitratos, y algunos con tiempos de residencia
de sus aguas relativamente altos; en éstos, las cianobacterias son
dominantes. El otro grupo (el superior, en triángulos negros) lo
componen los embalses con un mayor predominio de los nitratos
sobre el amonio, cuyos tiempos de residencia son relativamente
cortos y en los que los grupos de fitoplancton dominantes son diferentes a las cianobacterias, como por ejemplo las diatomeas, las
algas verdes o los flagelados. La excepción estaría representada
por el embalse Loma de Níquel (en círculo blanco), que está muy
cercano al límite entre las concentraciones de P total bajas y altas
y presentó dominancia de cianobacterias durante los períodos de
estudio, razón por la cual no se incluyó en ninguno de los tres grupos antes descritos.
González y col., 2011, también registraron las relaciones entre el estado trófico de 13 embalses venezolanos y la comunidad
del zooplancton que en ellos se desarrolla. En la Figura 6 puede
notarse que, a medida que aumenta la biomasa del fitoplancton
(como clorofila a), también aumenta la abundancia del zooplancton.
88
Figura 6. Relación entre la biomasa del fitoplancton y la abundancia del zooplancton en
embalses de Venezuela. AFR: Agua Fría, TAG: Taguaza, LAG: Lagartijo, CLA: Clavellinos, TBL: Tierra Blanca, EPU: El Pueblito, ECI: El Cigarrón, ECU: El Cují, EAN: El Andino, LMA: La Mariposa, LPE: La Pereza, QSE: Quebrada Seca, SUA: Suata. Modificado
de González y col. (2011).
La Figura 7 muestra que también se presentó un buen ajuste
entre los valores promedios de clorofila a y la biomasa promedio
del zooplancton. Al igual que la relación entre la biomasa del fitoplancton y la abundancia del zooplancton, la relación también fue
lineal, aunque los valores de los coeficientes de regresión lineal no
fueron tan elevados como en el caso anterior, pero también fueron
estadísticamente significativas (p<0.05).
Figura 7. Relación entre la biomasa del fitoplancton y la abundancia del zooplancton en
embalses de Venezuela. AFR: Agua Fría, TAG: Taguaza, LAG: Lagartijo, CLA: Clavellinos, TBL: Tierra Blanca, EPU: El Pueblito, ECI: El Cigarrón, ECU: El Cují, EAN: El Andino, LMA: La Mariposa, LPE: La Pereza, QSE: Quebrada Seca, SUA: Suata. Modificado
de González y col. (2011).
89
Los copépodos fueron dominantes en 8 de los 13 embalses estudiados por González y col. (2011): Agua Fría, Taguaza, Lagartijo, Clavellinos, El Pueblito, El Cigarrón, El Cují y La Mariposa, y
segundos en abundancia numérica en el embalse El Andino. Por su
parte, los rotíferos dominaron en el embalse El Andino, los ostrácodos dominaron en Tierra Blanca y Suata y los protozoarios presentaron las mayores abundancias relativas en los embalses La Pereza
y Quebrada Seca. Los autores de este trabajo también determinaron
que en todos los embalses ultra-oligotróficos y oligotróficos, los
copépodos fueron dominantes, mientras que al aumentar el estado
trófico, además de los copépodos, otros grupos también pueden dominar la comunidad zooplanctónica.
Recuperación de la calidad del agua en embalses de
Venezuela
En Venezuela se pueden citar dos ejemplos de la recuperación
de la calidad del agua en embalses eutrofizados. Estos casos son los
embalses La Mariposa (Distrito Capital) y Pao-Cachinche (estados
Carabobo y Cojedes).
El embalse La Mariposa sufre grandes y frecuentes fluctuaciones de su nivel, como consecuencia de la alta demanda de agua de la
ciudad de Caracas y por el bombeo de agua desde el embalse Lagartijo (González y Matos, 2012). Su cuenca está altamente impactada
y erosionada, lo cual contribuye directamente con la entrada de altas
cantidades de nutrientes y de sedimentos al cuerpo de agua.
En octubre de 2005, el jacinto de agua, Eichhornia crassipes,
también conocido localmente como “bora”, comenzó a cubrir la superficie del embalse, afectando aún más la calidad de sus aguas.
Desde enero hasta mayo de 2007, se realizó un proceso de remoción irregular de la macrófita, y debido a esta irregularidad, no tuvo
éxito; las plantas cubrieron hasta un 85% la superficie del embalse.
90
En mayo de 2007, desde el Ministerio del Ambiente se ordenó la
remoción del jacinto de agua. La población de E. crassipes fue casi
completamente removida en pocos días mediante cosecha mecánica. Sin embargo, la calidad del agua permaneció afectada, debido
a que grandes cantidades de materia orgánica, proveniente de las
plantas muertas, se acumularon en el lecho del embalse. La remoción del jacinto de agua fue la acción correcta, pero a fines del año
2008, la macrófita aumentó nuevamente su densidad poblacional a
niveles elevados, debido a la falta de una remoción sistemática de
estas plantas. E. crassipes cubrió más del 50% de la superficie del
agua nuevamente en febrero de 2009, y un nuevo plan de remoción
se está aplicando en la actualidad. Las fuentes de eutrofización aún
siguen presentes en el embalse y, por ello, si no es controlada, E.
crassipes volverá a incrementar su abundancia una y otra vez.
En el caso del embalse Pao-Cachinche, sus tributarios transportan aguas servidas sin tratamiento previo desde la ciudad de Valencia, además de aguas servidas provenientes de granjas avícolas y
porcinas en sus alrededores. Así, los tributarios introducen grandes
cantidades de nutrientes hacia el embalse (González y col., 2004a,
2004b). Las floraciones de Cyanobacteria eran comunes durante el
período de lluvias. Por todo ello, el embalse fue catalogado como
altamente eutrofizado. Luego de su caracterización limnológica, ejecutada por el Laboratorio de Limnología de la Universidad Central
de Venezuela, fue sugerida una medida de mitigación a las compañías hidrológicas. De esta forma, a partir de noviembre del año 2001
se inició el proceso de desestratificación artificial del embalse, el
cual controló efectivamente los efectos de eutrofización después de
un año de operación continua, representando así el primer y exitoso
caso de mejoramiento de la calidad de agua de un embalse en Venezuela (Estaba y col., 2006). Los resultados de la desestratificación
artificial se enumeran a continuación:
• Aumento de la transparencia del agua.
91
• Pérdida gradual de la estratificación térmica.
• Disminución de las concentraciones de oxígeno disuelto en
el epilimnion, comparadas con los valores previos de sobresaturación.
• Oxigenación del hipolimnion.
• Disminución de los valores superficiales de pH.
• Disminución de las concentraciones de amonio, N-Kjeldahl
y fósforo total.
• Homogenización de las condiciones físicas y químicas.
• Disminución de las proporciones relativas de las cianobacterias.
• Ausencia de floraciones de cianobacterias.
• Aumento de las proporciones relativas de algas verdes
(Chlorophyta).
Este caso representó un buen ejemplo de interacción entre
científicos, planificadores, compañías hidrológicas y universidades,
la cual logró el mejoramiento de la calidad del agua potable suministrada a la población.
Sin embargo, el embalse Pao-Cachinche fue luego afectado
como consecuencia del aumento del nivel de las aguas del Lago de
Valencia. A finales de la década de los 70, el Lago de Valencia sufrió
un proceso natural de desecación, el cual fue acelerado por las actividades humanas, alcanzando así su nivel más bajo (402 m.s.n.m.).
Desde entonces, el nivel de las aguas fue elevándose debido al desvío de los cursos de agua vecinos, principalmente el río Cabriales,
hacia el lago. Como una consecuencia de este desvío, las aguas del
Lago de Valencia inundaron áreas agrícolas y urbanas, estos últimos construidos a pesar de que los asentamientos humanos estaban
prohibidos en sus alrededores. Debido a estos hechos, aunados a
92
la presión de la población y de los medios de comunicación, desde
noviembre de 2005 se desviaron los ríos Maruria y Cabriales desde el lago hacia la cuenca del río Pao a través del río Paito, uno de
los afluentes principales del embalse Pao-Cachinche. La alta carga
orgánica contenida en estos cursos de agua causó un nuevo agotamiento del oxígeno hipolimnético en la columna de agua del embalse, revirtiendo todos los beneficios logrados luego de la desestratificación artificial. Actualmente, también se bombea agua del Lago de
Valencia directamente al río Paito (González y Matos, 2012).
Para mitigar esta situación, debe realizarse un tratamiento efectivo de las aguas servidas antes de que sean descargadas a los tributarios del embalse Pao-Cachinche. Debe imponerse un programa
de reducción de nutrientes, con una protección real de la cuenca del
embalse. Y dentro del embalse, el sistema de aireación debe ser calibrado, ajustándolo para poder compensar la carga orgánica actual.
CONCLUSIONES
La caracterización limnológica de los embalses ha permitido conocer la dinámica ecológica de los cuerpos de agua. Igualmente, ha permitido detectar los problemas que aquejan a estos ecosistemas acuáticos.
Los resultados de los estudios limnológicos también han permitido proponer medidas de protección y recuperación de los embalses. En este sentido, parece claro que para controlar la eutrofización
de los cuerpos de agua, debe controlarse la entrada de nutrientes,
especialmente del fósforo y del nitrógeno.
Las medidas de protección de los cuerpos de agua deben basarse en la protección de sus cuencas. La eutrofización es un problema
complejo y, por lo tanto, la solución no es sencilla.
Para la protección de los cuerpos de agua y de sus cuencas, es
imprescindible la interacción de todos los actores de la sociedad:
científicos, políticos, empresas, usuarios, comunidades.
93
AGRADECIMIENTOS
El autor de este trabajo desea expresar su agradecimiento a
las siguientes instituciones y personas: Organizadores del I Simposio de la Comisión Permanente para el Estudio de la Cuenca del
Lago de Maracaibo y Gestión Integral del Agua: Pasado, Presente
y Perspectivas de la Eutrofización (I Congreso de Responsabilidad Social Universitaria), Red Interamericana de Academias de
Ciencias (IANAS), compañías hidrológicas Hidroven, Hidrocapital, Hidrocentro, Hidrocaribe e Hidropaez, Organización de los
Estados Americanos (OEA), Consejo de Desarrollo Científico y
Humanístico (CDCH–UCV), Fondo Nacional de Ciencia y Tecnología (FONACIT), Pasquale Molinaro, María Leny Matos, Aída
de Infante, Otto Infante, Mario Ortaz, Carlos Peñaherrera, José Elí
Rincón, Mirixa Boves y a todos mis estudiantes.
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PARTE II
DINÁMICA LACUSTRE,
CAUSAS
Y CONSECUENCIAS
DE LA EUTROFIZACIÓN
DISTRIBUCIÓN DE FÓSFORO EN SEDIMENTOS
SUPERFICIALES DEL LAGO DE MARACAIBO,
VENEZUELA
Julio Torres*, Marinela Colina, Jesús Lecuna,
Yulixis Cano y Daniela Hernández
Universidad del Zulia. Facultad Experimental de Ciencias.
Departamento de Química. Laboratorio de Química Ambiental. Maracaibo,
Venezuela.
*e-mail: [email protected]
RESUMEN
En la presente investigación se estudió la distribución de fósforo en sedimentos superficiales del Lago de Maracaibo por primera
vez. El procedimiento utilizado permite determinar la distribución
de fósforo en muestras de sedimentos superficiales del Lago de Maracaibo. Las fracciones consistieron en 5 etapas: la primera y segunda, llamada NH4-Cl-RP, se extrajo utilizando cloruro de amonio; la
tercera denominada BD-RP con bicarbonato de sodio y tiosulfato
de sodio; la cuarta etapa denominada NaOH-RP con hidróxido de
sodio; la quinta con HCl llamada HCl-RP y la sexta etapa con NaOH
calentado y denominada NaOH85-RP. Estas etapas tienen la ventaja de proveer información sobre los mecanismos de asociación del
fósforo presente en los sedimentos superficiales del Lago de Maracaibo. La exactitud encontrada al utilizar 2 muestras certificadas y
al comparar los valores de fósforo total con la suma de las distintas
fracciones estuvo entre 97-102%. En el periodo de muestreo se recolectaron 3 muestras de sedimentos superficiales del Lago de Ma-
102
racaibo, en junio del año 2009. El fósforo disponible se encontró en
el rango de 0,91-2,89%, en las tres estaciones evaluadas, mientras
que la forma de fósforo predominante en sedimentos superficiales
del Lago de Maracaibo es la inorgánica.
Palabras clave: distribución de fósforo, sedimento superficial,
Lago de Maracaibo.
INTRODUCCIÓN
En las últimas décadas, los ecosistemas acuáticos están presentando un aumento en las concentraciones de nitrógeno y fósforo.
En los ecosistemas acuáticos las fuentes de nitrógeno y fósforo, así
como su biodisponibilidad son indispensables para la alimentación
del fitoplancton, zooplancton y por supuesto de los peces; sin embargo, estos elementos han presentado un aumento de sus concentraciones en los cuerpos de aguas (Deng y col., 2011).
La eutroficación ó eutrofización es el incremento en el contenido de nutrientes (nitrógeno y fósforo) que favorece la producción
excesiva de biomasa en el agua y en los sedimentos, el cual se produce de manera natural, sin embargo, cuando interviene el hombre éste
se acelera. Mayores cantidades de fósforo en la superficie del agua
pueden producir un crecimiento excesivo de algas, que trae problemas de calidad de agua, disminución de oxígeno disuelto, pérdida de
hábitat y muerte de peces. Los fosfatos son la forma más abundante
de fósforo en el medio ambiente, son fácilmente disponibles para
asimilación, y tradicionalmente se utilizan como fertilizantes. Los
fosfatos y otros compuestos de fósforo son ampliamente empleados
como detergentes y aditivos alimentarios, entre otros usos (Kitsiou
y Karydis, 2011).
Los fertilizantes y pesticidas utilizados en la agricultura contienen gran cantidad de fosfatos; en consecuencia, el control del
fósforo en aguas naturales y residuales es esencial para controlar la
eutroficación en los sistemas acuáticos (Kitsiou y Karydis, 2011).
Distribución de fósforo en los sedimentos superficiales del Lago de Maracaibo,
Venezuela. Julio Torres, Marinela Colina, Jesús Lecuna, Yulixis Cano y Daniela Hernández. 103
La abundancia del fósforo en la corteza de la tierra es de aproximadamente 0,12%. Sin embargo, casi todo el fósforo en los ecosistemas acuáticos se encuentra enlazado con el calcio, magnesio, hierro,
manganeso, entre otros. Los fosfatos presentes en las aguas y los sedimentos se encuentran en diversas formas químicas, orgánicas e inorgánicas. La parte inorgánica consiste principalmente de fosfato enlazado
a hierro y calcio, Fe(OOH)-P y CaCO3-P (Worsfold y col., 2008).
Los suelos y sedimentos de los ecosistemas acuáticos son componentes indispensables de cualquier ambiente, ya que ellos suministran nutrientes como el fósforo, indispensable para los organismos vivos, y sirven como trampas de almacenamiento del mismo.
Cuando el fósforo es liberado del sedimento a la columna de agua,
en algunos casos contribuye con el 80% de la concentración total
que se consigue en los lagos. La concentración de fósforo en los
sedimentos es superior al encontrado en la columna de agua. La eficacia en la inmovilización y liberación del fósforo en los sedimentos
y las columnas de agua están relacionados con una serie de factores fisicoquímicos y biológicos. El intercambio de fósforo entre los
sedimentos y el agua depende de la dinámica del fósforo y de los
ecosistemas acuáticos (Deng y col., 2011; Kitsiou y Karydis, 2011;
Worsfold y col., 2008).
El fósforo orgánico es abundante en suelos y constituye una
importante fuente para las plantas y los organismos que habitan en
los ambientes acuáticos. La información sobre el fósforo orgánico
contenido en muestras de suelos es esencial para conocer la comprensión de los ecosistemas, los ciclos bioquímicos y ecológicos
porque los organismos poseen una variedad de mecanismos complejos para el acceso de fósforo orgánico en su medio ambiente (Deng y
col., 2011; Kitsiou y Karydis, 2011; Worsfold y col., 2008).
En los sedimentos es útil conocer las formas de fósforo orgánica e inorgánica. Esto puede efectuarse mediante extracciones secuenciales operacionales o como también es llamado distribución;
104
existen otros métodos reportados (Chang y Jackson, 1957; Williams
y col., 1976; Hieltjes y Likjlema, 1980; Psenner, 1988) para conocer
las formas de fósforo en los sedimentos, a diferencia de otros procedimientos, las extracciones secuenciales hacen uso de la naturaleza
química de los compuestos a ser extraídos, por lo que los resultados
obtenidos pueden reforzar ideas acerca de su estructura, entender el
comportamiento químico y su disponibilidad (Søndergaard, 2007).
El uso de la distribución o extracción secuencial hace posible
definir las formas de fósforo más disponibles en el ambiente y son
las que comúnmente son investigadas por los procedimientos de extracción secuencial. La mayoría de los procedimientos de extracción
convierten los metales enlazados a las fases de sedimentos en formas solubles con el extractante usado en cada etapa (Søndergaard,
2007).
El Lago de Maracaibo es un ecosistema eutroficado, es decir,
enriquecido con fósforo y nitrógeno por lo cual se hace necesario
conocer las formas disponibles de fósforo, sus fracciones orgánicas
e inorgánicas en los sedimentos superficiales por primera vez. Este
trabajo tiene como finalidad evaluar el fósforo total potencialmente bioaprovechable acumulado en los sedimentos superficiales del
Lago de Maracaibo.
MATERIALES Y MÉTODOS
Descripción del área de estudio
El Lago de Maracaibo está localizado en la parte noroeste de
Venezuela, en el Estado Zulia, entre los 70°30’ y 73°24’ de longitud oeste y entre los 8°22’ y 11°51’ de latitud norte, es el lago más
grande de América del Sur y su longitud en dirección Norte-Sur es
de 150 Km y en dirección Oeste-Este es de 110 Km (Figura 1). Es
un lago estuarino que está conectado con el Golfo de Venezuela a
través del estrecho de Maracaibo y la bahía El Tablazo. Un rasgo
físico importante en el Lago de Maracaibo, es la formación del cono
hipolimnético, el cual es muy consistente y de gran tamaño, con
su base en el área central del fondo del lago y su ápex en un punto
variable cerca del centro, entre 5 y 15 m de profundidad. El cono
contiene aguas anóxicas con una salinidad incrementada casi cuatro
veces en los últimos 50 años (Susana, 1997), debido a la intrusión
de agua de mar diluida, que al llegar a las partes más profundas del
lago, es incorporada al hipolimnio y lentamente dispersada hacia
el epilimnio, lo cual hace que las aguas del lago se encuentren estratificadas. Entre los afluentes de agua dulce más importantes se
encuentran los ríos Catatumbo, Santa Ana y Escalante (Soto, 2006).
El muestreo se realizó en época de lluvia el 17 de Junio 2009 en 3
estaciones del Lago de Maracaibo, en las cuales se captaron aproximadamente 10 Kg de sedimento superficial utilizando una draga
tipo EKMAN de acero inoxidable (Figura 1). El análisis de fósfo-
Figura 1. Ubicación geográfica de las 3 estaciones de muestreo en el Lago de Maracaibo.
106
ro se realizó utilizando un ICP-AES marca Thermo Scientific serie
6. Las condiciones instrumentales fueron las siguientes: Velocidad
de flujo de muestra (mL/min)=1,0; Velocidad de flujo de argón (L/
min)=15,0; Energía de radio frecuencia (kW)=1,4; tiempo de registro (seg)=30; réplicas=3. La longitud de onda (λ, nm) de fósforo
utilizada fue 178,284.
Extracción secuencial del fósforo
El método (Romero-González y col., 2001) utilizado para la
realización del fraccionamiento de fósforo es el siguiente: se pesaron 2,5 g de sedimento superficial y se añadieron en un matraz, se le
agregó una solución de 10 mL de cloruro de amonio 1 M, a un pH
= 7. La mezcla se agitó por 2 horas y el sobrenadante fue separado
por centrifugación y filtrado antes del análisis. Este procedimiento
se repitió para obtener la fracción NH4-Cl-RP. Al residuo de la etapa
anterior se le adicionó una solución de 10 mL de una mezcla de bicarbonato de sodio y tiosulfato de sodio 0,1 M (etapa tres o BD-RP),
con un pH= 7, la mezcla se agitó por 30 min a 40 ºC. El sobrenadante fue separado por centrifugación y filtrado. Luego, se adicionó
una cuarta etapa (NaOH-RP) la cual consistió en agregar 10 mL de
hidróxido de sodio 1 M y se agitó por 16 horas; una vez culminado
el tiempo de agitación, se centrifugó y filtró. Posteriormente, se le
adicionó una quinta etapa la cual consistió en agregar una solución
de 10 mL de HCl 0,5 M por 24 horas en agitación constante y se
centrifugó (HCl-RP). El sexto paso (NaOH85-RP) consistió en adicionar 10 mL de hidróxido de sodio 1 M por 24 horas en agitación
a 85º C y se centrifugó. Finalmente el procedimiento fue aplicado a
las 3 muestras de sedimento superficial del Lago de Maracaibo y a
2 muestras certificadas de sedimento (SL-1 y SRM 2704) por pentaplicado y las fracciones fueron evaluadas por ICP-AES.
Determinación del fósforo total en sedimentos por
ICP-AES
Se pesaron 2,5 g de sedimento liofilizado, los cuales se sometieron a ignición por 2 horas en una mufla a 550 oC. Se enfrió y se
le adicionó 10 mL de HCl 1 N, se colocó en ebullición por 1 hora,
se filtró y se llevó a 50 mL con agua desionizada, y se determinó el
fósforo total por ICP-AES (Romero-González y col., 2001).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En el caso de ICP-AES se encontró una linealidad satisfactoria
(r= 0,9999), con LD y LQ encontrados para fósforo de 0,4 y 1,6 µg/g.
En la Tabla 1, se exhiben los valores de las muestras certificadas encontradas utilizando la técnica de ICP-AES, encontrándose que no
hubo diferencias significativas a un p=0,05. La precisión y exactitud
encontradas están dentro del rango analítico adecuado. La recuperación promedio encontrada para la ICP-AES estuvo entre 95-105
(%), la cual es satisfactoria (Tabla 1).
Tabla 1. Evaluación de la exactitud y precisión de la espectrometría de emisión atómica con plasma inductivamente acoplado durante la evaluación de fósforo
total (media ± 1DS, n=5).
Material
Valor certificado
(µg/g)
ICP-AES (µg/g)
DSR (%)
Error relativo
(%)
SL-1
SRM 2704
831
998 ± 28
827 ± 26
961 ± 11
0,90
1,14
0,48
3,71
Precisión (%)=(Desviación estándar/media)*100; Exactitud (%)=[(media valor certificado-media valor encontrado)/media valor certificado]*100.
Concentración de fósforo total encontrados en sedimentos
superficiales del Lago de Maracaibo
Los resultados encontrados de fósforo total en sedimentos superficiales del Lago de Maracaibo en las estaciones C-11, C-9 y NO-2 (Fi-
108
gura 1) fueron los siguientes (media ± DS, µg/g, n=3): 2630,0 ± 21,0;
2970,0 ± 24,6 y 2041,0 ± 17,2. Los valores de fósforo total encontrados
reflejan el impacto del aporte sedimentario del río Catatumbo sobre el
Lago de Maracaibo (C-9>C-11>NO-2) y confirman resultados previos
reportados (Rivas y col., 2000; Romero-González y col., 2001).
Al comparar los resultados encontrados en este estudio con
otros ecosistemas acuáticos observamos que están por encima a los
reportados en el Lago Poyang (China) (Su-lin y Wen-bin, 2011),
Lago Erken (Suecia) (Rydin, 2000), Río Han (Korea) (Kim y col.,
2004), Lago Koronia (Grecia) (Fytianos and Kotzakioti, 2005) y el
río Catatumbo (Venezuela) (Rivas y col., 2000), en algunos casos
por casi 3000 veces su concentración (Tabla 2).
Tabla 2. Comparación de las concentraciones de fósforo total en sedimentos superficiales de diferentes ecosistemas acuáticos.
Nombre del ecosistema
(País) (Autor)
P (mg/Kg)
Lago Poyang (China) (Su-lin
688,29-825,36
y Wen-bin 2011)
Nombre del ecosistema
(País)(Autor)
P (mg/Kg)
Lago Erken (Suecia)
(Rydin 2000)
1814,0
Río Thames (UK)
(House y Denison 2002)
53,0-20119,0
Río Han (Korea) (Kim
y col., 2004)
580-1450
Lago Koronia (Grecia)
(Fytianos y Kotzakioti 2005)
1305
Lago Taihu (China) (Jin
y col., 2006)
420-3408
Río Haihe (China) (Shujuan
y col., 2009)
Lago de Maracaibo
(Venezuela)
(Hernández y col., 1984)
968-2017
670-2650
Río Catatumbo
(Venezuela)
(Rivas y col., 2000)
Lago de Maracaibo
(Venezuela)
(Este estudio)
0,027-1,039
2041-2970
Los resultados son comparables a los encontrados en el Lago
Taihu (China) (Jin col., 2006), Río Haihe (China) (Shujuan y col.,
2009) y un estudio previo realizado en el Lago de Maracaibo
hace más de 30 años, donde se nota valores tan bajos como 670
µg P/g (Hernández y col., 1984). En el caso del Río Thames (UK)
(House and Denison, 2002) los resultados reportados indican
concentraciones hasta 10 veces mayores que las reportadas para
el Lago de Maracaibo, indicando que este río está eutrofizado,
probablemente a causa de todos los aportes domésticos e industriales
que se vierten en él debido a que su cauce pasa por el centro de UK
y directamente son descargados.
Extracción secuencial de fósforo de dos muestras certificadas
de río y lago
Al aplicarle el patrón de fraccionamiento de fósforo utilizado
por Romero-González y col., 2001, los resultados se presentan
en la Figura 2, a las 2 muestras de sedimento certificadas (SL-1
sedimento de lago; SRM 2704 sedimento de río) para fósforo total
(no está certificada para distribución de fósforo) y se encontró una
recuperación adecuada (97-102%). El patrón de fraccionamiento de
fósforo en la muestra certificada SRM 2704, para fósforo total y
no para distribución de sedimento de río, fue el siguiente: NaOH85RP (51,43%)>HCl-RP (23,51%)>NaOH-RP (21,47%)>BD-RP
(3,72%)>NH4Cl-RP (0,2%) (Figura 2). En el caso de la muestra
certificada de lago, el patrón de fraccionamiento encontrado fue: HClRP (68,90%)> NaOH85-RP (14,96%)>NaOH-RP (10,83%)>BD-RP
(4,72%)>NH4Cl-RP (0,59%) (Figura 2). El fósforo se encontró
más disponible en el sedimento del lago que en el de río (SL-1
(0,59%)>SRM 2704 (0,2%)). Estos resultados indican la adecuada
exactitud y precisión encontrada durante la evaluación de muestras
de sedimento de río y lago, que son matrices parecidas a las de
sedimento superficial del Lago de Maracaibo.
110
Figura 2. Patrón de fraccionamiento de fósforo en las muestras certificadas para fósforo total y no para distribución (Romero-González col., 2001) (n=5 réplicas, valores promedio).
Extracción secuencial del fósforo aplicado a tres muestras
de sedimentos superficiales del Lago de Maracaibo
Al realizar la comparación de los resultados de fósforo total obtenidos por el método estándar y el de extracción secuencial, el porcentaje de recuperación encontrado para este estudio fue de 97,1%,
considerándose adecuado, que al compararlo con los reportados por
otros estudios (74-98%) indica una adecuada exactitud (Tabla 3).
La concentración del contenido total del metal en sedimentos provee importante información acerca del nivel de contaminación o la
composición geoquímica, pero la especiación química del elemento
permite determinar las formas fisicoquímicas y el rol con respecto
a toxicidad, reactividad, movilidad y bioaprovechamiento. Para la
obtención de cada una de las fracciones, se utilizó el esquema sugerido por Romero-González y col., 2001, debido a que incluye la
fracción enlazada al hierro, separada de la de hierro-aluminio y de
la del calcio, además, de proporcionar una separación del fósforo
refractario (fósforo orgánico) que no se encuentra en el resto de los
esquemas. Las concentraciones obtenidas en peso seco de fósforo
total de cada una de las fracciones obtenidas se encuentran en la
Figura 3. Como puede observarse, la fracción más pequeña de la
seis fracciones extraídas de cada muestra es la primera y segunda
fracción, que la constituye el fósforo reactivo soluble adsorbido en
el sedimento, denominado NH4Cl~RP, encontrándose valores en el
rango de 18,0 a 72,0 µgP~PO4/g sed.seco.
Figura 3. Patrón de fraccionamiento de fósforo basado sobre el procedimiento de extracción secuencial de Romero-González col., 2001 (n=5 réplicas, valores promedio).
Estos resultados podrían indicar que el fósforo que se adsorbe
en el sedimento es rápidamente acomplejado por los metales, debido a que está pobremente enlazado y se encuentra en condiciones
adecuadas para que ocurra esta reacción (Su-lin y Wen-bin, 2011).
Además, el NH4Cl~RP representa el fósforo absorbido libremente
en los sedimentos, que puede incluir el mismo disuelto en el agua
intersticial y también una gran cantidad de compuestos asociados al
fósforo (Rydin, 2000). El porcentaje de NH4Cl~RP está en el rango
de 0,91-2,89% y la estación que presenta el fósforo más disponible
es la C-11 (Figura 4), porque el centro del Lago de Maracaibo pre-
112
senta un ambiente propicio para la descomposición de la materia
orgánica (Torres y col., 2002). Al comparar los resultados encontrados de fósforo disponible en otros estudios reportados, en el caso
de los Lagos Neunzehnhaim (Alemania) (Uhlmann y col., 1997) y
el Timbo (Argentina) (Maine y col., 1996) sus valores fueron menores que los encontrados en sedimentos superficiales del Lago de
Maracaibo (Tabla 3). Valores equivalentes se reportan para los Lagos Stechlin (Alemania) (Gonsiorczyk y col., 1998), Lago Erken
(Suecia) (Rydin, 2000), Lagos Volvi y Koronia (Grecia) (Kaiserli y
col., 2002), mientras que los Lagos Haussee (Alemania) (Gonsiorczyk col., 1998), Lago Saiderbach (Alemania) (Uhlmann col., 1997),
Lago Kinneret (Israel) (Eckert y col., 1997) y el promedio de 32
lagos en Dinamarca (Maine y col., 1996) se encontró concentraciones superiores. Los lagos que presentan los máximos valores en esta
etapa son el Lago Onondaga (USA) (Penn col., 1995) y el Lago Sete
Ciudades (Portugal) (Søndergaard, 2007).
Figura 4. Patrón de fraccionamiento de fósforo en % utilizando el procedimiento de extracción secuencial de Romero-González col., 2001 (valores promedio).
La fracción BD-RP fue la segunda extracción realizada, con
ditionito de sodio y bicarbonato de sodio a pH 7. El reactivo BD es
un buen agente que reduce las especies oxidadas de hierro y manganeso, liberando el fósforo adsorbido en los oxo-hidróxidos de ambos
metales, por lo cual se consideran los niveles de fósforo obtenidos
en esta fracción una buena estimación de la carga interna, de fósforo en los lagos con fondo anóxicos. La Figura 4, muestra como las
concentraciones de fósforo aumentaron más de 10 veces su concentración en esta fracción, con respeto a la fracción anterior. Se encontraron concentraciones entre 359,0 y 898,0 µgP~PO4/g sed.seco.
Tabla 3. Comparación de resultados publicados para el fraccionamiento de fósforo
en sedimentos de lagos ((µgP/gr) o P (%)).
Lago (País)
Estatus
trófico
NHCl-P
BD-P
NaOH-P
HCl-P
PSu- Fósforo
ma
total
1290
(54%)
250
(17,5%)
200
(14%)h
1768
2389
450
(32%)
1254
1406
1300
300 (7%) 2940
(30,3%)
3000
4
Lago Stechlin
(Alemania)
Oligotrófico
1-3%
Lago Haussee
(Alemania)
Eutrófico
4-8%
320
400
(22,76%) (28,4%)
25%
10-20%
Lago Onondaga Hipertrófico
(USA)
calcáreo
Lago Saidenbach Meso-eutró- 140
(Alemania)
fico
(3,2%)
1200
(28%)
30-60%
Lago Neunzehn<10
150
1000
300
Oligotrófico
1460
haim (Alemania)
(0,68%) (10,27%) (68,49%) (20,55%)
ModeraLago Erken
27
345
85
287
damente
744
(Suecia)
(1,5%) (19%)
(4,7%)
(16%)
Eutrófico
Lago Muggelsee
Eutrófico
23-31%
(Alemania)
Lago Kinneret
(Israel)
Lago el Timbo
(Argentina)58
Monomístico calcáreo
1600
1814
2700
7%
22%
40%
1110
0,06%
42%
30%
677
114
Tabla 4. Comparación de resultados publicados para fraccionamiento de fósforo en
sedimentos de lagos ((µgP/gr) o P (%)) Continuación.
Lago (País)
Estatus
trófico
32 lagos (Dinamarca)58
Lago Volvi
y Koronia
(Grecia)42
NHCl-P
4
BD-P NaOH-P HCl-P NaOH85-P
<5%
Meso a
Eutrófico
Hypereutrofico
<1%
30-35%
Eutrófico
0,92,9%
P
20%
4,819-35% 59-74%
5,6%
MesoeuLagos Sete
trófico, 5-20%, 1-5%, 50-70%, <15%,
<10%,
ciudades,
Hipertró- <1% y <5% y 52,4% y <15% y 28,5% y
Furna y Fogo
fico y Oli- 0,5-2% 1-8% 3-25% 5-20% 50-70%
(Portugal)59
gotrófico
Lago Maracaibo
Psuma
18,135,6%
18,747,6%
17,734,1%
8,516,0%
228,
325 y
86
2475 2547
Este incremento que se encontró entre la fracción NH4-Cl y la
BD-RP se debe principalmente a que estos agentes extraen del sedimento aquellos compuestos de fósforo enlazados a metales, principalmente asociado a hierro y manganeso, debido a que parecen
existir condiciones adecuadas para el acomplejamiento de fósforo
adsorbido sobre el sedimento, tales como ausencia de oxígeno, el
cual pasa a formar parte de esta fracción ya que es el hierro a través de reacciones de óxido reducción es capaz de acomplejarlo (Sulin y Wen-bin, 2011; Rydin, 2000; House y Denison, 2002; Kim y
col., 2004; Fytianos y Kotzakioti, 2005; Jin y col., 2006; Shujuan y
col., 2009). El fósforo enlazado a las formas reducibles de hierro y
manganeso es considerado generalmente como una fracción móvil
de fósforo en el sedimento, ya que puede liberarse del sedimento
anóxico bajo condiciones de reducción de las especies reactivas
oxidadas de los dos metales. Sin embargo, esta fracción representó
entre 18,12-35,67% del fósforo total (Figura 4). Los resultados en-
contrados en esta fracción están por encima a los reportados para
Lago Volvi y Koronia (Grecia) (Kaiserli y col., 2002), Lagos Sete
Ciudades, Furna y Fogo (Portugal) (Søndergaard, 2007) y el Lago
Neunzehnhaim (Alemania) (Uhlmann y col., 1997). Resultados
comparables se encontraron con el Lago Muggelsee (Alemania)
(Kleeberg y Dudel, 1997), Lago Erken (Suecia) (Rydin, 2000),
Lago Saidenbach (Alemania) (Uhlmann y y col., 1997) y Lago
Haussee (Alemania) (Gonsiorczyk y col., 1998). El Lago Stechlin0
(Alemania) (Gonsiorczyk y col., 1998) presentó valores superiores
a los reportados en este estudio (Tabla 3).
La tercera fracción está constituida por los compuestos de fósforo asociados a hierro y aluminio, la cual se consiguió utilizando
como agente extractante NaOH 1M. Se obtuvieron niveles de fósforo desde 471,0 a 944,0 µgP~PO4/g sed.seco, representando entre
18,77-47,65% del fósforo total y destacando que ésta es una de las
fracciones mayoritarias (Figura 4). Los valores de fósforo de esta
fracción al comparar la concentración extraída con NH4Cl-RP aumentó entre 6 a 50 veces su concentración (Figura 4). El reactivo de
ditionito~bicarbonato parece extraer compuestos asociados al hierro, manganeso y aluminio. Las estaciones presentaron las concentraciones en el siguiente orden: C-11>C-9>NO-2. Algunos autores
sugieren que el fósforo extraído con NaOH puede ser utilizado para
estimar el fósforo que se encontrará disponible a corto, mediano y
largo plazo en los sedimentos y es un buen indicativo del fósforo
aprovechable por las algas (Zhou y col., 2001; Dorich y col., 1984;
Kaiserli y col., 2002). Al comparar los resultados encontrados en sedimentos superficiales del Lago de Maracaibo en 3 estaciones, con
los reportados en la literatura, se observa que más del 75% de los
lagos son comparables a los encontrados en este estudio (Tabla 3).
Siguiendo el esquema de extracción se obtuvo la fracción con
HCl, la cual corresponde a los compuestos de fósforo asociados al
calcio, o lo que se conoce como fósforo inorgánico apatita (AIP).
116
Las concentraciones de fósforo en esta fracción van desde 351,0 a
857,0 µgP~PO4/g sed.seco. El orden de concentración de fósforo
enlazado al calcio en las tres estaciones fue: C-11>C-9>NO-2 (Figura 4). Puede observarse cómo esta fracción es comparable a la
NaOH-RP y BD-RP, pero mayor en tamaño que la primera fracción,
indicando que hay más compuestos de fósforo enlazados a hierro y
manganeso y probablemente aluminio y a calcio en el sedimento.
La apatita es el único mineral de fósforo que a lo largo del tiempo
se conserva en su forma original (es un mineral alogénico), aunque
también puede ser formada en el sedimento por procesos diagenéticos (mineral diagenético) (Hoyle, 2004). Por otra parte, el fósforo
en forma de apatita junto con el fósforo orgánico es biológicamente
degradable, por lo que sirve de alimento para algas y bacterias, pudiendo ser liberado a la columna de agua, modificando las concentraciones del mismo como nutrientes en el sistema. Además, la cantidad de fósforo en esta fracción, está estrechamente relacionada con
la caracterización trófica del cuerpo de agua (Dorich y col., 1984).
Se ha hecho referencia aquí a la división más antigua del fósforo en
el sedimento, la cual se conoce como fósforo inorgánico no apatita
(NAIP) y fósforo inorgánico apatita (AIP). El NAIP está constituido
principalmente por compuestos de fósforos asociados al hierro y al
aluminio, en la actualidad se considera la sumatoria de las tres primeras fracciones, y el AIP es el fósforo enlazado al calcio, extraído
con HCl en la cuarta fracción. La suma de estas dos fracciones constituye el fósforo inorgánico presente en el sedimento. En promedio
las tres estaciones, el NAIP representa el 62% del fósforo total y el
AIP el 25% del fósforo total, por lo que se observa que el NAIP es la
fracción dominante, y desde el punto de vista de la liberación de este
nutriente desde el sedimento, ya que son los compuestos asociados
a hierro y aluminio los más susceptibles a sufrir este mecanismo,
debido a que pueden solubilizarse al cambiar algunas condiciones
del sistema, principalmente disminución o aumento de los niveles
de oxígeno, potencial redox y pH, más que los compuestos de calcio
hidroxiapatita, los cuales son más insolubles y menos afectados por
los cambios de pH y condiciones redox en el sedimento (Figura 5)
(Su-lin 2011; Rydin, 2000; Fytianos y Kotzakioti, 2005; Jin y col.,
2006; Shujuan y col., 2009; Kerr y col., 2011; Holliday y Gartner,
2007). Los Lagos Sete Ciudades y Furna (Portugal) (Søndergaard,
2007), Lago Stechlin (Alemania) (Gonsiorczyk y col., 1998), Lago
Saidenbach (Alemania) (Uhlmann y col., 1997) y Lago Erken0 (Suecia) (Rydin, 2000) presentaron concentraciones menores que las encontradas en este estudio. Concentraciones comparables se reportan en Lago Haussee0 (Alemania) (Gonsiorczyk y col., 1998), Lago
Onondaga (USA) (Penn y col., 1995), Lago Neunzehnhaim (Alemania) (Uhlmann y col., 1997), Lago el Timbo (Argentina) (Maine y
col., 1996), 32 lagos (Dinamarca) (Maine y col., 1996) y Lago Fogo
(Portugal) (Søndergaard, 2007). El resto presentó valores superiores
(Tabla 3).
La última fase de la extracción secuencial la constituyó la obtención de la fracción correspondiente al fósforo refractario o lo que se
conoce como fósforo orgánico, el cual se extrajo con NaOH a 85º C,
formando la fracción NaOH85~RP. Los niveles del nutriente bajo esta
forma en el sedimento se encontraron entre el rango de 214,0 a 472,5
µgP~PO4/g sed.seco, correspondiente al 8,5-16,0% del fósforo total.
Esta extracción fue realizada en caliente debido a que es disponible
luego de la mineralización. El orden encontrado de concentración
para las estaciones fue: C-9>NO-2>C-11. Tomando la clasificación
más general del fósforo, ésta se divide en orgánico e inorgánico. En
promedio de esta fracción representó el 87% del fósforo total presente
en el sedimento y el otro 13% lo constituyó el fósforo inorgánico, el
cual es el más susceptible a cambios en el sistema, siendo la parte más
biodisponible del nutriente. La Figura 6 muestra la distribución relativa promedio de las 3 estaciones de las diferentes formas del fósforo
en el sedimento superficial del Lago de Maracaibo. Como se explicó
anteriormente, la mayor fracción corresponde al fósforo no apatita, y
en general al fósforo inorgánico (Su-lin y Wen-bin, 2011; Shujuan,
2009; Kerr y col., 2011).
118
Figura 5. Promedio de distribución de
todas las formas de fósforo evaluadas.
Figura 6. Promedio de distribución
relativa de las diferentes formas del
fósforo.
Tal como se explicó anteriormente, la importancia de esta fracción inorgánica es que los complejos que se forman pueden fácilmente ser liberados a la columna de agua bajo ambientes reductores,
con bajo pH, modificando la distribución de nutrientes en la misma,
y por lo tanto, aumentando la biodisponibilidad de fósforo en el sistema, condición que establece cambios significativos en el mismo,
por el aumento de productividad de algas, plantas acuáticas y bacterias, al disponer de este nutriente como fuente de alimentación
y finalmente origina el problema conocido como eutrofización, y
estas características han sido reportadas para el Lago de Maracaibo
(Kiage y Walker, 2009).
CONCLUSIONES
El método empleado para la determinación de la concentración de fósforo total y su distribución en sedimento superficiales del
Lago de Maracaibo presentaron una elevada confiabilidad al utilizar
los materiales certificados SL-1 y SRM 2704.
Las concentraciones de fósforo total en una muestra de sedimento pueden ser determinadas indistintamente utilizando el método de destrucción de muestra o un esquema de extracción secuencial
por la adecuada precisión y exactitud.
Al evaluar la disponibilidad de fósforo en las muestras certificadas de lago y río se encontró que éste era más disponible en el
primero.
Las formas presentes de fósforo en muestras de sedimentos
pueden ser identificadas satisfactoriamente utilizando el esquema de
extracción secuencial reportado por Romero-González y col., 2001.
La forma inorgánica del fósforo constituye la principal fracción
presente en los sedimentos superficiales del Lago de Maracaibo.
La disponibilidad del fósforo en la columna de agua, proveniente del sedimento del río Catatumbo, se ve limitada debido a la
cantidad del nutriente enlazado a metales que impiden su liberación,
pero debido a la ausencia de oxígeno disuelto y bajo pH favorece la
resuspensión.
Los resultados encontrados de fósforo total en sedimentos superficiales del Lago de Maracaibo estadísticamente no se diferencia
del reportado hace 30 años, aunque al compararlo con otros ecosistemas acuáticos se encontró valores hasta 3000 veces superiores.
La movilidad o disponibilidad de fósforo en las estaciones se
encontró en el siguiente orden: C-11>C-9>NO-2 (0,91-2,89%).
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ESPECIACIÓN DE MERCURIO EN MUESTRAS
AMBIENTALES DEL RÍO CATATUMBO
Ray Garcíaa, Marínela Colinaa*, Brinolfo Montillaa
y José Sánchezb
a: Laboratorio de Química Ambiental. Departamento de Química. Facultad Experimental de Ciencias . Universidad del Zulia. Maracaibo 4011. Zulia. Venezuela.
b: Instituto para la Conservación del Lago de Maracaibo (ICLAM).
a
* email: [email protected]
RESUMEN
La cuenca del Río Catatumbo está afectada por actividades antrópicas conocidas por aumentar los riesgos de contaminación. El
uso indiscriminado de plaguicidas, herbicidas y fungicidas en los
cultivos de la cuenca hidrográfica, particularmente los de flores en
Colombia que pueden incrementar las concentraciones de mercurio.
En este trabajo se determinó el contenido de mercurio total y de
las especies metilmercurio y mercurio(II), presentes en muestras
ambientales. Se tomaron muestras de agua y sedimentos del Río
Catatumbo, a las cuales se les determinó el mercurio total mediante espectrometría de masas con plasma acoplado inductivamente
(ICP-MS). Los límites de detección y cuantificación en aguas fueron
0,013 y 0,044 µg L-1 respectivamente y para las muestras de sedimento 0,325 y 1,1 µg kg-1, respectivamente. La desviación estándar
relativa en la corrida fue de 0,60 % y entre corridas fue de 3,03 %,
indicando una adecuada precisión del análisis, también se obtuvo
126
una excelente exactitud en el estudio del material certificado de sedimento PACS-2, dando un porcentaje de recuperación de 98,4 %.
Las concentraciones de mercurio total en agua oscilaron entre 0,695
- 1,272 µg L-1, mientras que en los sedimentos estuvieron entre
4,969 - 36,860 µg Kg-1. Las especies MeHg y Hg+2 se determinaron
mediante la técnica HPLC-ICP-MS, usando como fase móvil metanol, acetato de amonio, EDTA y 2-mercaptoetanol en fase reversa; y
una columna C18 como fase estacionaria. Las concentración promedio de MeHg en sedimentos fue de 11,74 ± 0,43 µg Kg-1, mientras
que la de Hg2+ fue de 2,76 ± 0,59 µg Kg-1, obteniendo una exactitud
adecuada evidenciada por un porcentaje medio de recuperación de
99,26 % y límites de detección para MeHg de 0,78 µg Kg-1 y para
Hg2+ de 0,64 µg Kg-1. El mercurio encontrado en agua y sedimento del río Catatumbo probablemente proviene de la actividad del
cultivo de flores, marihuana y amapola en Colombia, por cultivos
venezolanos, actividades agropecuarias, así como también, por las
fumigaciones de la DEA.
Palabras clave: mercurio, especiación del mercurio, río Catatumbo, agua, sedimento.
INTRODUCCIÓN
El mercurio (Hg) es uno de los metales más tóxicos y de amplia
distribución en el ambiente (Chan y col., 2003; Díaz y col., 2008;
Dorfe y col., 2008). Es un metal pesado plateado persistente que
a temperatura ambiente es un líquido inodoro ligeramente volátil,
que presenta una presión de vapor elevada. (Molina y col., 2010;
Martín, 2008). Ocupa el número 62 en la clasificación de elementos
por orden de importancia en la corteza terrestre donde su concentración promedio es de 0,02 µg/g, el aire contiene un rango de 0,0050,06 ng/m3, el agua dulce 0,1 y la de mar 0,03 µg/L. Su abundancia
es solamente del 0,5x10-5 % m/m, que corresponde a 25x10-6 áto-
Especiación de mercurio en muestras ambientales del Río Catatumbo.
Ray García, Marinela Colina, Brinolfo Montilla y José Sánchez.
127
mos por cada 100 átomos de silicio (Jara, 2007; Fernández, 2006).
Tiene 7 isótopos estables (196, 198, 199, 200, 201, 202, 204) y 4
isotopos radiactivos inestables (194, 195, 197, 203). Puede existir
en tres estados de oxidación: Hg(I) metálico, Hg(I) mercurioso y
Hg(II) mercúrico, siendo sus propiedades muy diferentes. Las formas mercúricas y mercuriosas pueden formar un gran número de
compuestos orgánicos e inorgánicos, aunque la forma mercuriosa
es raramente estable bajo condiciones ambientales convencionales.
(Gaona, 2004; Esbri y col., 2009).
Los compuestos de mercurio suelen permanecer en la fase
acuosa como moléculas no disociadas, dando lugar a valores bajos de solubilidad. La mayoría de compuestos organomercuriales
no son solubles y no reaccionan con ácidos débiles o bases. Sin embargo, el CH3HgOH es muy soluble debido a la gran capacidad del
grupo hidroxilo para formar puentes de hidrógeno. Por otro lado
las especies mercúricas inorgánicas presentan una gran variedad de
solubilidades. El HgCl2 es por ejemplo muy soluble en agua, HgS
es prácticamente inerte debido a la gran afinidad del mercurio por el
azufre. El mercurio está presente en el medio ambiente de diversas
formas y la transformación de una forma a otra puede ocurrir tanto
en sedimento, agua y aire siendo catalizada por variados sistemas
biológicos. Por ejemplo, el mercurio presente en la atmósfera y que
regresa a la tierra disuelto en el de agua de lluvia, a menudo es dirigido por los cursos de agua hacia lagos y océanos. Microorganismos presentes convierten el mercurio elemental en metilmercurio,
CH3Hg+ (MeHg+) a través del proceso conocido como metilación
y de esta manera puede ascender a través de la cadena alimenticia
acuática (Gavilán y col., 2008; Berzas y col., 2006).
La toxicidad del Hg depende fundamentalmente del grado de
exposición y de la forma fisicoquímica en que se presente, que a
su vez condicionan su movilidad y biodisponibilidad en el medio.
128
(Colina y col., 2011; Houserová y col., 2007; Han y col., 2004). El
mercurio en su forma orgánica (metilmercurio) presenta una alta
toxicidad, afectando al sistema nervioso e incluso pudiendo causar
la muerte. En los últimos años, las actividades humanas basadas
en la combustión de carbón, incineración de residuos, minería del
oro y otros procesos industriales aumentaron los niveles de mercurio en la atmósfera, ríos y otras fuentes. (Guzmán y col., 2010;
Olmos y col., 2004; Pérez y col., 2008; Han y col., 2003; Kieber y
col., 2008).
La subcuenca del Río Catatumbo nace en la parte nororiental
de Colombia y abarca 77% del área del Departamento del Norte
de Santander, para luego cruzar el territorio colombiano y venezolano en dirección noreste hasta su desembocadura en el Lago
de Maracaibo, abarcando parte de los estados Táchira y Zulia de
Venezuela. Geográficamente, se encuentra ubicada entre 72°45’00”
y 73°26’19”O y entre 7°46’30” y 9°31’05”N y abarca un área de
25.565 km2. Esta cuenca presenta una serie de problemas entre los
cuales están el uso excesivo e incontrolado de las aguas, la deforestación de la cuenca alta y media ocasionando una disminución del
caudal del río, el desarrollo agroindustrial y el uso indiscriminado de
plaguicidas, y los derrames de petróleo a través de los ríos Tarra y
Catatumbo (Rivas y col., 2009). El Río Catatumbo descarga al Lago
de Maracaibo el 70% del contenido de su agua dulce por lo que es de
vital importancia saber los contaminantes que arrastra con él.
Por lo antes expuesto, en el presente trabajo de especiación de
mercurio en muestras ambientales del Río Catatumbo se determinaron las concentraciones totales y las especies de mercurio, metilmercurio y Hg2+ en muestras de aguas y sedimentos, utilizando la
técnica analítica HPLC acoplada con ICP-MS (de su acrónimo de
la expresión en inglés High Performance Liquid Chromatography/
Inductively Coupled Plasma Mass Spectroscopy), que proporciona
un poderoso enfoque alternativo para establecer la especiación de
129
mercurio, especialmente en muestras líquidas proporcionando un
rápido análisis de especiación con un mínimo de requisitos de preparación de muestras. Así como también la técnica ICP-MS permite
una alta sensibilidad y capacidad multi-isótopos para el análisis de
especiación de mercurio (Monperrus y col., 2005; Nash y McSheehy, 2007).
Mercurio en el medio ambiente
El mercurio es un elemento de origen generalmente mineral, que se caracteriza por su ubicuidad en el medio ambiente. Por
lo tanto, se encuentra presente en los diferentes compartimentos
medioambientales (e.g., atmósfera, geósfera, hidrósfera y biósfera)
(Vijayaraghavan y col., 2007).
Mercurio en la atmósfera
En la atmósfera, el mercurio se encuentra mayoritariamente (>95 %) como vapor metálico en forma de mercurio elemental
(Hg0), mientras que el resto aparece en forma de Hg2+ tanto unido a
partículas en suspensión como, en menor medida, en forma gaseosa.
(Manolopoulos y col., 2007). Debido a sus diferencias en cuanto
a las propiedades físicas y químicas, las tres formas mayoritarias
en las que puede encontrarse el mercurio en la atmósfera, es decir,
mercurio elemental (Hg0), mercurio divalente (Hg2+) y mercurio en
fase particulada (Hg(P)), presentan un comportamiento atmosférico
y unos tiempos de residencia diferentes. (Fitzgerald, 1996). La lenta
oxidación del mercurio elemental hace que su tiempo de residencia
en la atmósfera sea de aproximadamente un año, tiempo suficiente
para que se distribuya por todo el planeta antes de su deposición en
la superficie terrestre. Sin embargo, la forma oxidada del mercurio
(Hg2+) se deposita en un tiempo más corto que oscila desde horas a
meses a través de deposiciones húmedas (precipitaciones) o secas.
130
No obstante, la escasa fracción de Hg2+ que se encuentra en forma
gaseosa se deposita por vía húmeda de manera mucho más rápida
que el Hg2+ unido a partículas (Hg2+P) (Morel, F. y col., 1998).
La química atmosférica del mercurio implica diversas interacciones: reacciones en fase gaseosa, reacciones en fase acuosa (en
gotas de niebla y nubes y partículas de aerosol delicuescentes), repartición de las especies de mercurio elemental y oxidado entre las
fases gaseosa y sólida y, por último, repartición entre las fases sólida
y acuosa en el caso de materia particulada insoluble recogida por las
gotas de agua de la niebla o las nubes. La acción recíproca entre los
procesos atmosféricos y la química del mercurio se describe en la
Figura 1 (Pirrone y col., 2001).
Figura 1. Modelo de las interacciones entre las especies de mercurio en la atmósfera.
Mercurio en los suelos y sedimentos
Como ya se indicó anteriormente, los procesos de re-emisión
del mercurio a la atmósfera son importantes y vienen controlados
principalmente por la transformación de Hg2+ a Hg0 que tiene lugar
en la superficie del suelo por acción de la luz y diversas sustancias
húmicas (Nelson, Peterson, Morrison, 2004). Una vez depositadas,
131
las especies de mercurio están sujetas a un amplio espectro de reacciones químicas y biológicas. Las condiciones de pH, temperatura
y contenidos en sales y componentes orgánicos del suelo favorecen
la formación de complejos del ion mercúrico como HgCl2, Hg(OH)2 o
complejos orgánicos (Petersen, Iverfeldt, Munthe, 1995, PNUMA,
2005). Este comportamiento acomplejante controla en gran medida
la movilidad del mercurio en el suelo pues aunque los complejos
inorgánicos son bastante solubles en agua y, por tanto, de gran movilidad, muchos de ellos tienden a formar nuevos complejos con la
materia orgánica (e.g., principalmente con los ácidos fúlvicos y húmicos) y coloides minerales del suelo o sedimentos. Así, gran parte
del mercurio que se encuentra en los suelos está unido a la materia
orgánica y puede ser lixiviado por la escorrentía sólo cuando se encuentra unido a humus o suelo en suspensión (PNUMA, 2005). Por
este motivo, el mercurio tiene un largo tiempo de permanencia en el
suelo y, por lo tanto, el mercurio acumulado en el suelo se sigue liberando a las aguas superficiales y otros medios durante largos períodos de tiempo, posiblemente cientos de años (Pirrone, y col., 2001).
No obstante, se considera que los únicos depósitos de largo plazo
para eliminación del mercurio de la biósfera son los sedimentos del
fondo del mar donde el mercurio queda físico-químicamente inmovilizado y permanece sin alteración frente a la actividad antropogénica
o natural (Petersen, Iverfeldt, Munthe, 1995). En suelos y sedimentos
son habituales los procesos de metilación-demetilación (Figura 2) ya
que el Hg2+, especie predominante en estos dos compartimentos, puede transformarse en CH3Hg+ por diversos mecanismos, entre los que
destacan los procesos microbianos (Carpi, Lindberg, 1997; Schuster,
1991).
Las proporciones y la extensión de la metilación del Hg2+ estarán en función de factores como el tipo de compuesto que forma el
Hg2+, el agente de metilación, la composición química del sedimento, su concentración de oxígeno o el pH (Carpi, Lindberg, 1997).
Así, se sabe que niveles elevados de iones cloruro reducen la metila-
132
ción del mercurio en sedimentos de río mientras que niveles altos de
carbono orgánico e iones sulfato aumentan su metilación (Schuster,
1991). Además, se conoce que la interfase óxica-anóxica (sedimentos superficiales) es la que más facilita la biometilación. No obstante, el contenido en monometilmercurio no suele exceder el 1,5 %
del contenido total en mercurio del suelo o sedimento aunque dicha
proporción va a depender de las características de los mismos. Por
otro lado, se considera que el dimetilmercurio es una especie inestable en los sedimentos, aunque puede estabilizarse gracias a una serie
de factores como alto contenido en sulfuro, salinidad, condiciones
anóxicas y una entrada constante de metano en el medio. (Schuster,
1991).
Otra de las especies que condicionan la química del mercurio
en suelos y sedimentos es el sulfuro de mercurio, ya que parece que
los grupos sulfuro podrían ser los responsables de la unión y final
preconcentración de las especies de mercurio en los sedimentos. Este
compuesto, que es muy insoluble (Kps=10-53 mol2 L-2) y de limitada
movilidad, es la principal especie presente en los sedimentos contaminados por mercurio, debido a la reducción del Hg2+ por parte de las
bacterias sulfato reductoras bajo condiciones anaeróbicas.
Figura 2. Principales transformaciones entre las especies de mercurio en los suelos y sedimentos.
133
Mercurio en aguas
El mercurio que llega a los medios acuosos naturales lo hace
fundamentalmente en forma de sales inorgánicas, siendo únicamente una pequeña fracción la que se introduce directamente en
las aguas en forma de metilmercurio a través de las precipitaciones
(United States Department of Health, 1999). Por tanto, el Hg2+ y sus
complejos son la forma mayoritaria del mercurio en el agua. Los niveles de metilmercurio en las aguas son, por tanto, mucho menores
que los de mercurio inorgánico debido además a la dificultad de las
reacciones de metilación en fase acuosa y a la fácil descomposición
por luz UV solar de los compuestos orgánicos de mercurio. Estudios recientes estiman una concentración de mercurio total en las
aguas naturales que oscila desde 0,2 a 100 ng L-1, de los que aproximadamente 0,05 ng L-1 serían de metilmercurio, lo que representa
alrededor del 5 % del mercurio total, porcentaje que aumentaría en
áreas fuertemente industrializadas y en áreas acuáticas de intensa
metilación de mercurio inorgánico.
No obstante, si las condiciones son favorables, cualquier forma
de mercurio que entra en las aguas superficiales puede ser convertida
a iones metilmercurio principalmente por metabolismo microbiano.
(Schuster, E., 1991). Las bacterias reductoras del azufre son las responsables de la mayor parte de la metilación de mercurio, viéndose
favorecida su actividad en condiciones anaerobias. Levaduras como
Candida Albicans y Saccharomyces cerevisiae, cuyo crecimiento
está favorecido por condiciones de bajo pH, son capaces también de
metilar el mercurio y reducir el mercurio iónico a mercurio elemental. Además, los compuestos de cobalamina metilados producidos
por la síntesis bacteriana parecen estar involucrados en la metilación
no enzimática de iones inorgánicos de mercurio. Sin embargo, niveles altos de carbono orgánico disuelto (COD), reducen la metilación
de mercurio, posiblemente como resultado de la unión de los iones
libres de mercurio con el carbono orgánico disuelto, reduciéndose
134
así su disponibilidad para la metilación. Aparte de que el carbono
orgánico disuelto inhibe en cierta medida la metilación bacteriana.
Por lo tanto, todas estas transformaciones que aparecen resumidas
en la Figura 3 van a depender de diversos factores medioambientales como la actividad microbiana, la temperatura, la disponibilidad
de carbono orgánico, la presencia de partículas en suspensión, el
oxígeno disuelto y el pH (Schuster, 1991).
Al igual que en los suelos, la química del mercurio viene determinada por las diferentes variables biológicas, físicas y químicas
de las aguas. Así, las condiciones existentes en las aguas superficiales van a hacer diferentes las especies de mercurio presentes en las
aguas continentales y en las oceánicas. En las aguas dulces superficiales de áreas no contaminadas, el mercurio se encuentra en concentraciones de 1 – 20 ng L-1 y se distribuye en mercurio elemental,
especies mercúricas y mercurio orgánico (e.g., principalmente monometilmercurio, dimetilmercurio y trazas de etilmercurio). La distribución de estas especies entre la fase acuosa, las fases coloidales
y las partículas en suspensión varía espacial y temporalmente. Así,
en general, la concentración de Hg0 es mayor cerca de la interfase
aire-agua mientras que los niveles de Hg2+ y CH3Hg+ son más altos
cerca de los sedimentos. En las aguas dulces continentales no contaminadas, el Hg2+ no se encuentra como ion libre sino formando
complejos con OH- (Hg(OH)+, Hg(OH)2 o Hg(OH)3-), mientras que
en los estuarios y océanos predominan los clorocomplejos (HgCl+,
HgClOH, HgCl2, HgCl3-, HgCl42-). En ambientes anóxicos que contengan sulfuro y en un pH de 4-9, el mercurio se combina formando sulfuro mercúrico. Bajo condiciones ácidas, la actividad del ion
sulfuro decrece y de esta forma se inhibe la formación de sulfuro de
mercurio favoreciendo la formación de metilmercurio. En presencia
de sulfuro en disolución, también pueden encontrarse complejos de
sulfuro como HgS2H2, HgS2H-, HgS22-. (Boudou y col., 2005).
135
Figura 3. Principales transformaciones de las especies de mercurio en el medio acuático.
En términos químicos el monometilmercurio se comporta en
el medio acuoso como el mercurio inorgánico y se va a encontrar
principalmente unido a partículas y a la materia orgánica disuelta.
Además en el medio marino se encuentra formando el complejo con
cloruro (CH3HgCl) y en aguas continentales forma el hidroxocomplejo neutro correspondiente (CH3HgOH). Análogamente, en presencia de sulfuro forma CH3HgS-, pero este complejo tendrá una
importancia mucho menor que los complejos sulfúricos del mercurio inorgánico (Stoichev y col., 2006).
Mercurio en biota
Un factor muy importante de los efectos del mercurio en el medio ambiente es su capacidad para acumularse en organismos acuáticos y ascender por la cadena alimentaria. De las diferentes formas
de mercurio que pueden bioacumularse, el monometilmercurio es
una de las que se absorbe y acumula con mayor facilidad. Existe una
clara unanimidad acerca de la importancia que cobran tanto el pescado como el marisco en lo que a problemas de contaminación por
mercurio se refiere. Los peces adhieren con fuerza el monometil-
136
mercurio y así en el músculo presentan un porcentaje de monometilmercurio frente al mercurio total que supera generalmente el 80 %,
aunque en otros órganos como el hígado o el riñón la concentración
rondaría sólo el 20 %. En otros organismos acuáticos, sin embargo,
el porcentaje de metilmercurio es mucho más variable y depende de
la profundidad del agua, de la localización y del tipo de organismo
(Stoichev y col., 2006).
Ciclo biogeoquímico del mercurio
Su dispersión y distribución entre los diferentes compartimentos del medio ambiente, es decir, atmósfera, aguas, suelos y organismos vivos va a depender de diversos factores. Entre ellos se encuentran la acción de los agentes geológicos externos, que causan
erosión, y los efectos climáticos y medioambientales (Belger y Forsberg, 2006). Así pues, al flujo continuo de este elemento que se
produce entre atmósfera, tierra y agua se le conoce como ciclo del
mercurio, el cual constituye el conjunto de procesos que se esquematiza en la Figura 4.
Figura 4. Ciclo medioambiental del mercurio.
137
El mercurio inicia su ciclo geoquímico pasando tras su emanación a la corteza terrestre y de ésta pasará al aire, al agua y a los suelos, desde donde llegará a los diferentes organismos vivos, es decir,
a plantas, animales y por último al hombre por medio de la cadena
alimentaria. Posteriormente el mercurio y sus compuestos reinician
el ciclo en sentido inverso, en formas: sólidas, disueltas, absorbidas
y/o gaseosas. Esto último explica por qué este metal posee algunas
propiedades únicas que le permiten tener una gran y fácil movilidad
en diferentes medios físicos y químicos.
El mercurio y sus compuestos, una vez introducidos en el medio ambiente, pueden experimentar múltiples transformaciones debido a la gran variedad de formas en que puede encontrarse. Pero
en general, se puede observar un comportamiento muy diferente del
mercurio en los ecosistemas terrestres y acuáticos. A diferencia de
los suelos, en los que el mercurio se encuentra fuertemente retenido
y únicamente es capaz de volatilizarse, en los ecosistemas acuáticos
pueden ocurrir procesos de transformación y bioacumulación del
mercurio.(Cornelis, y col, 2005; Gómez, Lorenzo, García, 2005).
Entre los procesos, anteriormente mencionados, que puede experimentar el mercurio en su ciclo geoquímico cabe destacar los que se
citan a continuación:
Procesos de oxidación-reducción
Las reacciones de transformación de las especies de mercurio
presentes en la atmósfera rigen, de un modo general, la distribución
y deposición del mercurio. El principal mecanismo de transformación entre las especies es la oxidación del mercurio elemental por el
ozono (O3), que ocurre mayoritariamente en las gotas de agua de las
nubes: (Morel, Hemond, 2000).
Hg0 (g)
Hg0 (aq)
Hg0 (aq) + O3 (aq)
Hg2+ (aq) + partículas o polvo
Hg2+ (aq)
Hg2+ (p)
138
En la atmósfera también se dan, pero en menor extensión, otros
mecanismos de oxidación-reducción del mercurio por radicales
como OH, HO2, H2O2, NO3, HOCl/OCl-. (Morel, Hemond, 2000).
La reducción del Hg2+ está considerada como la principal fuente
de Hg0 tanto en las aguas marinas como en las aguas superficiales
donde la reducción del Hg2+ es el proceso más intenso. Hay dos
vías diferentes de producción de Hg0: biótica y abiótica. La reducción abiótica del mercurio inorgánico a mercurio elemental en los
sistemas acuáticos ocurre en presencia de sustancias húmicas solubles ya que las aguas ácidas contienen ácidos húmicos y fúlvicos.
Sin embargo, la reducción biótica tiene lugar en las células con la
participación de genes del operón mer como el mer A que codifica
la enzima mercurio reductasa (Cabañero, Madrid, Cámara, 2004;
Shao, Gan, Shu, 2006).
Este proceso de reducción se potencia con la luz, ocurre bajo
condiciones tanto aeróbicas como anaeróbicas y es inhibido por
competición con los iones de cloro. De esta forma, numerosos parámetros químicos del agua (temperatura, pH, aireación, calcio, dureza total, conductividad) pueden utilizarse como covariables para
explicar la bioacumulación de mercurio a través de la cadena trófica.
(Cabañero, Madrid, Cámara, 2004) (Shao, Gan, Shu, 2006).
Procesos de metilación-demetilación
La forma orgánica de mercurio más extendida en el medio ambiente es el monometilmercurio (CH3Hg+). Por lo tanto, la metilación del mercurio en las aguas naturales y los sedimentos es otro
de los procesos clave en el ciclo global del mercurio (Cabañero,
Madrid, Cámara, 2004).
Una gran parte del CH3Hg+ que se produce en el medio acuático
se forma mediante la metilación directa producida por el fitoplancton y por las algas. De manera secundaria, las raíces de las plantas
139
acuáticas son consideradas también como un importante punto de
metilación. La reacción general de estos procesos de metilación sería la siguiente:
RCH3 + Hg2+
CH3Hg+ + R+
Sin embargo, en ciertas condiciones, en los ambientes acuáticos
también se puede observar la formación de (CH3)2Hg que, al ser volátil, pasará a la atmósfera. Pueden observarse altas concentraciones
de (CH3)2Hg en los sedimentos ricos en sulfuros, por dismutación
del CH3Hg+ o de formas organometálicas por transmetilación. En
océanos y mares, el (CH3)2Hg se puede encontrar en las aguas poco
oxigenadas debido a la gran actividad microbiana. Sin embargo, las
concentraciones de (CH3)2Hg son débiles en las aguas superficiales
porque en este medio se volatiliza o descompone fácilmente. (Shao,
Gan, Shu, 2006).
Las reacciones de metilación pueden tener lugar por mecanismos bióticos o abióticos aunque, como se ven favorecidas por
la ausencia de oxígeno, ocurren preferentemente en condiciones
anaerobias y por procesos bióticos. Uno de los principales agentes capaces de metilar el mercurio inorgánico por vía abiótica es la
metilcobalamina, aunque también pueden llevar a cabo reacciones
de metilación algunos aminoácidos o ácidos húmicos o fúlvicos en
altas concentraciones. Por su parte, las bacterias sulfato-reductoras
son los principales agentes bióticos de metilación, siendo capaces
de actuar en una gran variedad de medios acuáticos diferentes (Cabañero, 2005).
En algunos ambientes, aparte de las reacciones de metilación,
también pueden producirse reacciones de etilación que generan
concentraciones importantes de etilmercurio (CH3CH2Hg+). En los
sedimentos, la etilación natural del Hg2+ puede ser explicada por
una transferencia de un grupo etilo sobre el Hg2+, por transetilación
llevada a cabo por compuestos etilados de plomo, o por alquilación
con etileno (Cabañero, 2005).
140
La incorporación de grupos metilo sobre el Hg2+ en los procesos de metilación puede revertirse por medio de la desmetilación que es un proceso generalmente aerobio. A diferencia de la
metilación del mercurio inorgánico, la desmetilación bacteriana
del metilmercurio se encuentra perfectamente caracterizada. Esta
reacción ocurre en bacterias que oponen resistencia a los organomercuriales, y es factible por la presencia del gen organomercurial
liasa que permite a la bacteria romper el enlace mercurio-carbono
del metilmercurio. Según se describe en la literatura existen dos
mecanismos principales, en función de cuál sea la bacteria implicada (y en consecuencia con substratos iniciales diferentes). Si la
degradación viene dada por bacterias metanogénicas, la reacción
estequiométrica que ocurre es la siguiente, implicando la formación de metano (Shao, Gan, Shu, 2006).
4CH3Hg+ + 2H2O + 4H+
3CH4 + CO2 + 4Hg2+ + 4H2
El segundo grupo de bacterias es de las propias sulforeductoras,
encargadas también de la metilación del mercurio inorgánico. En este
caso los productos finales son sulfuro y dióxido de carbono (Shao,
Gan, Shu, 2006).
SO42- + CH3Hg+ + 3H+ H2S + CO2 + Hg2+ + 2H2O
Especiación química
Según la IUPAC, la especiación química es la clara identificación y cuantificación de las diferentes especies químicas de un
mismo elemento presente en una muestra o matriz real. La suma de
todas esas especies debe corresponder al contenido total del elemento en la muestra estudiada (Cabañero, 2005).
Cabe destacar que en el campo de la especiación en suelos
y sedimentos, la elección del objetivo del análisis puede convertirse en un punto realmente complicado. El analito acostumbra a
ser un compuesto liberado por una fuente antropogénica al medio
141
ambiente, donde suele experimentar una serie de transformaciones
bioquímicas. Incluso conociendo esta serie de transformaciones,
continúan existiendo complicaciones a la hora de concretar dicho
objetivo, debido a factores como la complejidad de las matrices ambientales, a que las especies pueden encontrarse con un gran número
de contraiones, la adsorción sobre una gran variedad de materiales,
la formación de complejos o enlaces covalentes, la agregación o
polimerización, etc. (Cabañero, 2005).
Especiación
contaminados
de
mercurio
en
suelos
y
sedimentos
La gran mayoría de investigaciones en este campo se centran
en la determinación del metilmercurio, debido a su toxicidad y
gran capacidad de bioacumulación. Pero la química de suelos y
sedimentos es realmente complicada, lo que hace difícil la observación fidedigna de lo que ocurre con el mercurio a escala molecular.
Muchos autores coinciden sin embargo en decir que la química del
mercurio en suelos y sedimentos está íntimamente ligada con la
materia orgánica presente en ellos (Cabañero, 2005; Tseng y col.,
2001). Los ácidos húmicos y fúlvicos que se encuentran en la materia orgánica tienen una gran capacidad para acomplejar al mercurio, tanto en su forma inorgánicas como organometálicas, gracias
sobre todo a la presencia de grupos tiol. Debido a la gran polarizabilidad del átomo de mercurio, éste se caracteriza como un ácido de
Lewis blando que formará enlaces covalentes fuertes con base de
Lewis blandas entre las que se encuentran las formas reducidas de
azufre. Esta relación marca también en gran medida la solubilidad
y por lo tanto la movilidad del mercurio en función de la mayor o
menor presencia de ácidos húmicos disueltos (hecho que depende,
entre otras variables del pH) o la posibilidad de formación de fases
coloidales (0.4 μm-10kDa) (Tseng y col., 2001).
Si bien existen algunos sistemas no cromatográficos para la
separación y determinación de las especies de mercurio una vez ex-
142
traída del suelo/sedimento (e.g., extracción-líquido selectiva) la mayoría de técnicas separativas utilizadas son cromatográficas (Gaona,
2004).
Muestreo
Las muestras de aguas fueron tomadas por el Instituto para
la Conservación del Lago de Maracaibo (ICLAM). Las muestras
de aguas (dos puntos de muestreo) tomadas fueron: Catatumbo
Borrachera, Catatumbo Tasajera. Las muestras de sedimento (5
puntos) fueron: Río Zulia centro del Catatumbo, Río Tarra antes de
su desembocadura, Río Catatumbo antes del Tarra, Río Catatumbo
Borrachera, Río Catatumbo Tasajera. En la Figura 5 se muestran los
diferentes puntos de muestreo.
Figura 5. Ubicación de la estaciones de muestreo.
Reactivos y equipos
Para la determinación de la concentración de mercurio total
en las muestras se prepararon patrones de una disolución de mercurio inorgánico (Hg(NO3)2 en HNO3 al 10 % disolución ICP están-
143
dar Aristar 10.000 mg L-1 Hg Merck). Tolueno, ácido clorhídrico,
L-cisteína y ácido nítrico que se utilizaron en los métodos digestión-extracción fueron también suministrados por Merck. Para la
fase móvil, ácido etilendiaminotetraacético (EDTA) por Fluka, metanol grado HPLC (99.9 %), 2-mercaptoetanol (grado Analar) de
Merck y acetato de amonio de Aldrich. Se utilizaron para el estudio
de la exactitud materiales de referencia certificados: PACS-2 material de referencia de sedimentos marinos para metales traza y otros
constituyentes, National Research Council of Canada Measurement
Science and Standards 1200 Montreal Road, Bldg y el material referencia de sedimento estuarino LGC 6137 (LGC: Laboratory of the
Government Chemist, Middlesex, UK).
Para el tratamiento de las muestras de sedimentos y muestras
de agua se utilizaron equipos como balanza analítica Mettler AT621
Delta Range®, estufa Precision (Gravity Convection Oven), Bomba
Parr Instrument Company Moline, Illinois USA, pipeta manual Prescision 5 mL. Para la determinación de mercurio total se utilizó un
ICP-MS Agilent Technologies modelo 7500 equipado con un muestreador automático modelo ASX-500 Series y para la especiación se
utilizó un HPLC Agilent Technologies modelo 1200 con una columna analítica (XDB-C18, 5μm, 150mm x 4,6 mm, Zorbax Eclipse Columns Agilent, USA) en fase reversa para separar las especies, y una
precolumna (Zorbax SB-C18, 3,5μm, 30mm x 2,1mm, USA).
Metodología para el tratamiento de la muestra en la determinación de mercurio total
Las muestras de agua en la determinación de mercurio total
no requirieron de ningún tratamiento, se midieron directamente en
el ICP-MS haciendo diluciones por triplicado. Las muestras de sedimento se prepararon secándolas y homogeneizándolas, se pesó la
cantidad de 0,1 - 0,4 g de muestra directamente en las cápsulas, se
agregaron 3 mL ácido nítrico concentrado (HNO3) y 5 mL de agua
144
desionizada, luego las cápsulas se introdujeron en las bombas Parr,
para llevarlas a la estufa a 110 ºC, al cabo de 4 horas se dejaron
enfriar a temperatura ambiente durante 24 horas, se llevaron a volumen de 10 mL y finalmente se hicieron diluciones por triplicado
para el análisis por ICP-MS. Se prepararon patrones utilizando la
solución concentrada de mercurio de 10.000 mg L-1. (Nascimento;
Chartone, 2003; Ullrich y col., 2001; Taylor; Jackson; Chen, 2008;
Baralkiewicz y col., 2007; Wasik; Namieśnik, 2001).
En la Tabla 1 se muestran las condiciones iniciales de operación del ICP-MS, para la determinación de mercurio total.
Tabla 1. Condiciones operacionales del ICP-MS.
Condiciones para la determinación de Hg total
Rf (Potencia)
1400 W
Velocidad de la bomba
Flujo del gas de enfriamiento (Argón)
Flujo de gas de arrastre (Argón)
Método de adquisición de la data
0,1 rps
10 L min-1
1,25 L min-1
Spectrum
Extracción y determinación de las especies de mercurio
Se pesó la cantidad de 1,5 - 5,0 g de sedimentos liofilizado, se
mezclaron con 10 mL de agua desionizada, 5 mL de HCl y 20 ml de
tolueno en un matraz Erlenmeyer de 100 mL, se agitó durante 10
min y la mezcla se centrifugó a 3000 rpm durante 5 min. De la fase
orgánica extraída 12 mL se mezclaron con 3 mL de L-cisteína y se
agitaron durante 2 min, la mezcla se centrifugó a 3000 rpm durante
5 min y 2 mL de la fase acuosa se usó para la determinación de las
especies de mercurio. Después de la extracción, las muestras se ajustaron a pH 6,5 con NaOH al 1 %. Finalmente se usaron las siguientes
condiciones para HPLC: Para la fase móvil se usó, acetato de amonio
0,06 M, metanol al 3 %, 2-mercaptoetanol al 0,1 %, 2 mM EDTA,
pH 6,5 y para la fase estacionaria una columna C18 en fase reversa.
145
En la Tabla 2 se muestran las condiciones iniciales de operación del HPLC-ICP-MS, para la especiación de mercurio.
Tabla 2. Condiciones operacionales del HPLC-ICP-MS.
Condiciones para la especiación del Hg
Rf (Potencia)
Velocidad de la bomba
1200 W
0,4 rps
Flujo del gas de enfriamiento (Argón)
10 L min-1
Flujo de gas de arrastre (Argón)
1,25 L min-1
Método de adquisición de la data
Tiempo de corrida HPLC
Velocidad de flujo HPLC
Volumen de inyección HPLC
Time Resolved Analysis
11,30 min
1mL min-1
100 µL
Parámetros de mérito del método analítico
La metodología analítica desarrollada para la determinación de
la concentración total de Hg y sus especies químicas en muestras
ambientales del Río Catatumbo se determinaron evaluando los parámetros de mérito analítico, para ello, la cuantificación del Hg total
y sus especies químicas (MeHg y Hg(II)) se realizó por curvas de
calibración para evaluar el intervalo de concentración lineal del método, así como el límite de detección (LD) y límite de cuantificación
(LC) del mismo. Para el cálculo de dichos valores se utilizaron las
siguientes ecuaciones:
LD= YB + 3SB (1)
Donde, YB es la señal del blanco y SB es la desviación estándar del blanco.
LC= YB + 10SB (2)
Donde, YB es la señal del blanco y SB es la desviación estándar del blanco.
La precisión y exactitud de la determinación de mercurio total
se evaluó empleando diluciones de muestras de sedimento. El estu-
146
dio de precisión se realizó en la corrida y entre corridas, y se expresaron a través de la desviación estándar (DE= DE/χ) y la desviación
estándar relativa (%) (DE= DE/χ x 100). La precisión debe ser ≤
5%. La exactitud se evaluó a través de estudios de recuperación por
el método de adición estándar, así como también, analizando material certificado PACS-2. Los valores experimentales óptimos están
comprendidos entre 95 y 105%. Estas muestras se prepararon por
triplicado y las lecturas arrojadas por el equipo por triplicado.
Para evaluar la precisión del método de especiación, se inyectó
al sistema una muestra (3 réplicas) las cuales se midieron por triplicado y de esta forma la desviación estándar relativa de las medidas
se tomó como la precisión. Por su parte para la exactitud se verificó
preparando disoluciones de concentración conocida y se inyectaron
en el sistema cromatográfico para así obtener el porcentaje de recuperación, así como también, analizando materiales de referencia
estándar (SRM, por sus siglas en inglés) certificados de sedimentos.
Se realizó un estudio de interferencias químicas comparando
las pendientes de la curva de calibración y de las obtenidas por el
método de adición estándar. Si el error entre pendientes es ≤ 5%
entonces se deduce que no existirán interferencias de este tipo en los
análisis realizados.
Una vez establecidas todas las condiciones del método y evaluados los parámetros de mérito analítico se aplicaron a las muestras
de sangre completa y plasma.
La exactitud del método se evaluó a través del estudio de recuperación de material certificado, la precisión se expresó a través
de la media de la desviación estándar relativa en la corrida y entre
corridas de las muestras, el límite de detección y de cuantificación
del método analítico también se determinaron.
147
Curva de calibración para determinar la concentración de
mercurio total
La técnica ICP-MS permite una alta sensibilidad y capacidad
multi-isótopos, además tiene un amplio reconocimiento como técnica principal para el análisis de metales traza. La Figura 7 muestra el
sistema de calibración de Hg, donde a partir de ésta se pudo cuantificar el contenido total de este elemento en las muestras de agua y
sedimento.
En la Figura 6, se observa la curva de calibración obtenida a
partir de soluciones patrones de mercurio, el cual muestra los parámetros de regresión lineal. El análisis de esta figura nos permite demostrar que existen proporcionalidades entre las intensidades
(Count/CPS) que emite el equipo con respecto a las diferentes concentraciones de mercurio, dando un intervalo lineal excelente con
un coeficiente de correlación lineal de Pearson r = 0,9986. Los límites de detección y cuantificación en la determinación de mercurio
total fueron 0,013 y 0,044 µg L-1, respectivamente para las muestras
de agua y para las muestras de sedimento 0,325 y 1,1 µg Kg-1, respectivamente.
Figura 6. Curva de calibración para determinar concentración de mercurio total.
148
Evaluación de los parámetros de mérito para la determinación de mercurio total en sedimento
En los estudios de exactitud y precisión realizados para la determinación de la concentración de mercurio total, se obtuvieron valores
analíticamente aceptables para las diferentes muestras de sedimento
(Tabla 3 y 4). En la Tabla 3 se muestra el valor de la concentración
experimental y teórico en la evaluación de la exactitud mediante el
estudio de recuperación del material certificado de sedimento.
Tabla 3. Evaluación de la exactitud en la determinación de mercurio total.
Muestra
Certificada
Vexp. (µg kg-1)
Vt. (µg kg-1)
Er (%)
PACS-2
2,99 ± 0,5 µg kg-1
3,04 ± 0,2 µg kg-1
1,6
Se obtuvo una excelente exactitud, dando un error relativo de
1,6 %, lo que evidencia que el método es confiable y libre de interferencias para la metodología desarrollada en la determinación de
mercurio total. Por otra parte, la precisión expresada en % DER,
para la determinación de la concentración total de mercurio para 3
muestras de sedimento y realizado por triplicado fue de 0,60 % en
la corrida y de 3,03 % entre corridas (Tabla 4). El método analítico
desarrollado mostró valores menores al 5 % para la precisión, lo
cual indica que el método es reproducible.
Tabla 4. Evaluación de precisión en la corrida y entre corridas en la determinación
de mercurio total.
Muestra
Sedimento
1
2
3
X
En la corrida
Entre corridas
X (µgkg1)
DE
DER (%)
DE
DER (%)
2,532
14,115
0,05
0,06
0,68
0,87
0,51
0,53
1,41
1,86
18,345
0,01
0,24
0,31
5,82
0,04
0,60
0,62
3,03
149
Concentraciones totales de mercurio en muestras de agua y
sedimento del Río Catatumbo
La metodología propuesta se empleó para establecer las concentraciones de mercurio total (media ± DE) para muestras de agua
y sedimento del Río Catatumbo. Los valores medios de concentración de mercurio y los intervalos de concentración en agua del Río
Catatumbo en la estación Catatumbo Borrachera (CB) y la estación
Catatumbo Tasajera (CT) se reflejan en la Tabla 5.
Tabla 5. Concentraciones de mercurio total en muestras de agua del Río Catatumbo.
Concentración de Hg (µg L-1)
Muestras de
Agua
n
X ± DE
Intervalo
CB
CT
3
3
1,103 ± 0,15
0,893 ± 0,19
0,974 – 1,272
0,695 – 1,084
Los resultados obtenidos para la concentración de mercurio total en muestras de agua del Río Catatumbo, oscilaron entre 0,695 –
1,272 µg L-1. En comparación con estudios realizados de mercurio
total en el Lago de Maracaibo 1,1 – 7,8 µg L-1 (Colina y col., 2011),
las concentraciones de mercurio total en el Río Catatumbo fueron
más bajas, pero prácticamente dentro de los niveles recomendados
de agua potable por la Comunidad Europea, la Organización Mundial de la Salud y los estándares de agua en Alemania, los cuales
recomiendan (1 µg L-1), en tal sentido, es difícil asegurar indicios
de contaminación en este cuerpo de agua.
Así mismo, en la Tabla 6 se pueden observar los valores medios
de las concentraciones de mercurio y los intervalos de concentraciones en sedimentos para cada punto de muestro, Río Catatumbo antes
del Tarra (RCAT), Río Tarra antes de su desembocadura (RTAD),
Río Zulia Centro del Catatumbo (RZCC), Catatumbo Borrachera
(CB) y Catatumbo Tasajera (CT).
150
Tabla 6. Concentraciones de mercurio total en muestras de sedimentos
del Río Catatumbo.
Concentración de Hg (µg kg-1)
Muestras de
Sedimento
n
X ± DE
Intervalo
RCAT
RTAD
RZCC
CB
CT
3
3
3
3
3
36,271 ± 0,51
28,505 ± 0,53
< LD
< LD
5,323 ± 0,31
35,925 – 36,860
27,940 – 28,992
< LD
< LD
4,969 – 5,546
En sedimentos, los niveles de mercurio normalmente son superiores a las aguas debido a los fenómenos acumulativos, mercurio
inorgánico y metilmercurio se pre-concentran en los sedimentos.
Otra razón es que el mercurio es más estable en muestras de sedimentos ya que forma complejos. Los sedimentos del Río Catatumbo
revelan una concentración de mercurio total que van desde 4,969
– 36,860 µg kg-1. Por otro lado, si se comparan los intervalos de
las concentraciones de mercurio total en sedimentos del Río Catatumbo, con los intervalos de la concentración de mercurio total
en sedimentos del Lago de Maracaibo 126,3 – 277,5 µg kg-1 y la
concentración del Lago Bjorken en Suecia 11 mg kg-1 y resultados
reportados para áreas consideradas como moderadamente contaminadas en Israel (22 - 500) µg kg-1(Colina y col., 2011) las concentraciones de mercurio en el Río Catatumbo son más bajas. También
se puede decir que los niveles de mercurio total encontrados en sedimentos del Río Catatumbo están muy por debajo en comparación
con el valor umbral de mercurio en suelos de la Comunidad Europea
de 1.0 – 1.5 mg kg-1 y de los Paises Bajos (Norma Holandés) de
0.3 – 10.0 mg Kg-1 (Colina y col, 2011). El mercurio presente en
el Río Catatumbo probablemente se deba a la entrada de productos
químicos como: plaguicidas, herbicidas y fungicidas utilizados para
el cultivo de flores en Colombia.
Esta contaminación pasa la frontera colombo-venezolana rumbo al Lago de Maracaibo. Al comparar las corrientes del Río Ca-
151
tatumbo con las del Lago de Maracaibo, son completamente diferentes, el Lago tiene una corriente circular en forma de cono que
arrastra todo hacia su centro y es donde se encontraran las mayores
concentraciones de mercurio, por otro lado en el Río Catatumbo sucede todo lo contrario, la corriente es lineal y va dispersando trazas
de mercurio a través de todo su recorrido, presentando mayor concentración de mercurio en las estaciones de muestreo cercanas a la
frontera con Colombia como se pudo observar en la Tabla 6.
Comparación de las concentraciones de mercurio total presente en los sedimentos para los isótopos de 201Hg y 202Hg
En la Tabla 7, se pueden apreciar las diferentes concentraciones de mercurio total presente en las muestras de sedimentos para
los isótopos de 201Hg y 202Hg. Las concentraciones de 201Hg fueron
más bajas que las concentraciones de 202Hg esto debido a la abundancia del isótopo en la naturaleza. Los dos isótopos son naturales
y estables pero difieren en la abundancia en la naturaleza, el isotopo
de 201Hg tiene una abundancia en la naturaleza de 13,18 % mientras
que el isótopo 202Hg tiene una abundancia de 29,86%. Por esta razón
en la determinación de mercurio total se monitoreó el isótopo más
abundante, estable y libre de interferencias.
Tabla 7. Concentraciones de mercurio en sedimentos para los isótopos
de 201Hg y 202Hg.
Muestras de
Sedimento
n
X
RCAT
3
30,974
36,271
RTAD
3
24,154
28,505
RZCC
3
< LD
< LD
CB
CT
3
3
< LD
4,359
< LD
5,323
Hg
201
X
Hg
202
152
Especiación de mercurio en muestras de sedimento del Río
Catatumbo
Las condiciones cromatográficas empleadas fueron una fase
estacionaria enlazada al octadecilsilano de 5 µm, y como fase móvil
una solución que contenía: Acetato de amonio 0,06 M, EDTA 2 mM,
2-mercaptoetanol 0,1 % y metanol al 3 %, a un flujo constante de
1 mL min-1, en modo isocrático. La identificación y cuantificación
de las especies de Hg se lograron mediante el acoplamiento HPLCICP-MS. Las Figuras 7 y 8 muestran los sistemas de calibración a
partir de soluciones patrones de las especies MeHg y Hg2+, donde a
partir de éstas se pudo cuantificar el contenido de éstas especies en
las muestras de sedimento. Dichas curvas muestran los parámetros
de regresión lineal, dando excelentes coeficientes de correlación
lineal de Pearson, para MeHg r = 0,9989 y para Hg2+ r = 0,9983.
En la Tabla 8, se pueden observar los valores de límite de detección y cuantificación obtenidos durante la medición de las diferentes especies de mercurio en las muestras de sedimento.
Figura 7. Curva de calibración para determinar concentración de MeHg.
153
Figura 8. Curva de calibración para determinar concentración de Hg2+
Tabla 8. Límites de detección y cuantificación de las especies de Hg.
Especie
Límite de detección (µg Kg–1) Límite de cuantificación (µg Kg–1)
MeHg
Hg
+2
0,78
0,64
0,85
0,67
Evaluación de la exactitud en la especiación de Hg en sedimentos
La exactitud para la parte de especiación fue evaluada empleando material de referencia de sedimentos LGC 6137 (LGC: Laboratory of the Government Chemist, Middlesex, UK), los resultados
son mostrados en la Tabla 9, como puede observarse que no existen
diferencias estadísticamente significativas entre las concentraciones
esperadas y encontradas de metilmercurio para el material de referencia empleado en el método propuesto, dando un porcentaje de recuperación de 99,26 %, lo que evidencia que el método es confiable
y libre de interferencias.
Tabla 9. Evaluación de la exactitud para la especiación de mercurio en sedimentos.
Muestra certificada
Vexp. (µg kg-1)
Vt. (µg kg-1)
Er (%)
LGC 6137 (MeHg)
5,5 ± 0,7
5,46 [5,07 - 5,84]
0,74
154
Parámetros cromatográficos en la especiación de Hg
En la Figura 9, se muestra el cromatograma en fase reversa de
una solución mezcla de las especies de MeHg y Hg2+ a concentraciones de 25 µg L-1. Como se puede observar el MeHg y Hg2+ presentan un rango de respuesta lineal lo suficientemente amplio para
una buena cuantificación, donde se puede apreciar claramente que
no existe solapamiento cromatográfico entre las especies, así como
también una alta simetría en las señales, lo que refleja una buena
selectividad del sistema cromatográfico.
Los tiempos de retención de las especies de MeHg y Hg2+ fueron de 5,31 min y 8,78 min, respectivamente, lo que demuestra una
alta selectividad del método para la separación de estas especies.
Como se puede apreciar en la figura el MeHg presenta un menor
tiempo de retención con respecto al Hg2+, esto es debido a la afinidad
que presenta la fase estacionaria con las especies, ya que la fase estacionaria es capaz de aumentar la retención a medida que aumenta
la polaridad de la fase móvil, por lo tanto el MeHg es un compuesto
muy polar a diferencia del Hg2+, y su elución aparece en menor tiempo de retención.
Figura 9. Cromatograma para las especies MeHg y Hg2+, solución patrón a concentración
de 25 µg L-1. Condiciones experimentales: columna (XDB-C18, 5 μm, 150 mm x 4,6 mm)
en fase reversa, precolumna (Zorbax SB-C18, 3,5 μm, 30 mm x 2,1 mm); Eluente: Acetato
de amonio 0,06 M, EDTA 2 mM, 2-mercaptoetanol 0,1 % y metanol al 3 %; velocidad de
flujo constante de 1 mL min-1.
155
En la Tabla 10, se observan los valores de los parámetros cromatográficos para una solución de concentración de 25 µg L-1 en la
separación de las especies de Hg estudiadas. Empleando una columna C18, fase móvil acetato de amonio 0,06 M, EDTA 2 mM,
2- mercaptoetanol 0,1 % y metanol al 3 %, a un flujo de 1 mL min-1.
Tabla 10. Parámetros cromatográficos.
Parámetros Cromatográficos
Tiempo de retención / (min)
Factor de retención (K´)
Número de platos teóricos (N)
Factor de selectividad (α)
Resolución (Rs)
MeHg
5,31
1,82
57
Hg+2
8,78
3,67
481
2,01
1,57
Los valores de K´ y los tiempos de retención demuestran una
elución ideal y eficiente en términos de tiempo con velocidad moderada, los resultados de la resolución (Rs) muestran también un grado
de separación correcta de los analitos, ya que presentan valores por
encima de 1,5; del mismo modo los resultados en cuanto al factor de
selectividad (α) demuestran que ésta resulto efectiva para la separación de las dos especies de mercurio corroborando la eficiencia de la
separación cromatográfica (Berglund, Wieser, 2011; Skoog, Holler,
Nieman, 1992).
En la Figura 10, se muestra el cromatograma correspondiente
a la muestra de sedimento de la zona Río Catatumbo antes del Tarra
(RCAT), se observa a un tiempo de retención de 4,30 min la especie
de MeHg y a un tiempo de retención de 8,80 min la especie de Hg2+.
Concentraciones de las especies MeHg y Hg2+ en muestras
de sedimento del Río Catatumbo
Las concentraciones promedio de las especies de MeHg y Hg2+
en las muestras de sedimento del Río Catatumbo fueron 11,74 ± 0,43
µg kg-1 y 2,76 ± 0,59 µg kg-1 respectivamente. Es interesante notar
156
que las concentraciones de la especie metilmercurio en las muestras
de sedimentos del Río Catatumbo fueron más altas que la concentraciones de la especie de mercurio inorgánico, esto puede deberse
a la presencia en el Río Catatumbo de agentes capaces de metilar el
mercurio inorgánico por vía abiótica como la metilcobalamina, aminoácidos o ácidos húmicos o fúlvicos en altas concentraciones, o por
vía biótica por la acción bacterias sulfato-reductoras (Gaona, 2004).
Figura 10. Cromatograma obtenido a partir de una muestra de sedimento de la zona RCAT.
Condiciones experimentales: columna (XDB-C18, 5 μm, 150 mm x 4,6 mm) en fase reversa. Eluente: Acetato de amonio 0,06 M, EDTA 2 mM, 2-mercaptoetanol 0,1 % y metanol
al 3 %; velocidad de flujo constante de 1 mL min-1.
En la Tabla 11, se pueden ver las concentraciones de MeHg
y Hg2+ en sedimentos de las zonas: Río Catatumbo antes del Tarra
(RCAT), Río Tarra antes de su desembocadura (RTAD).
Tabla 11. Concentraciones de las especies de mercurio en sedimentos.
Hg2+
MeHg + Hg2+
Muestra de
Sedimento
MeHg
RCAT
11,92 ± 0,34
3,99 ± 0,61
15,91 ± 0,47
RTAD
11,57 ± 0,53
1,53 ± 0,57
13,1 ± 0,55
Hg Total
36,271 ±
0,51
28,505 ±
0,53
157
Por otro lado, al comparar las concentraciones de las especies
de MeHg y Hg2+ del Río Catatumbo con otros estudios realizados
tales como (ver Tabla 12): especiación de mercurio en el Lago de
Maracaibo específicamente en la zona del Golfo, con estudios realizados de especiación en el Caño Alpargaton municipio Juan José
Mora Edo. Carabobo - Venezuela (Smith, 2012) y con estudios realizados de especiación de mercurio en el Lago Swarzędzkie, Polonia (Baralkiewicz y col., 2007) se observa que las concentraciones
de las especies de mercurio en el Río Catatumbo son más bajas.
Sin embargo, es más alta la concentración de la especie MeHg al
compararla con estudios realizados de especiación de mercurio en
el Lago Balaton Hungría (Leermakers y col., 2005).
Tabla 12. Comparación de las concentraciones de las especies del Río Catatumbo
con otros ríos y lagos
Sitios de estudio
Lago de Maracaibo
Caño Alpargaton
Lago Swarzędzkie
Lago Balaton
MeHg
Hg2+
18,6 - 39,7
50,2 - 79,2
14,92 ± 1,85 - 20,25 ± 1,35
3,78 ± 1,2
1,12 ± 0,17 - 58,1 ± 4,2
0,07- 0,84
También se puede observar en la Tabla 11, que la suma de las
dos especies MeHg y Hg2+ para la zona RCAT fue de 15,91 ± 0,47
µg kg-1 y para la zona RTAD de 13,1 ± 0,55 µg kg-1, comparando
estas concentraciones con la concentración de mercurio total (RCAT
36,271 ± 0,51 µg kg-1 y RTAD 28,505 ± 0,53 µg kg-1), se observa de
que la suma de las dos especies son más bajas en las muestras de sedimento, pudiendo estar presente otra especie de mercurio en dichas
muestras de sedimento.
En la Figura 11, se muestra el cromatograma correspondiente
a la muestra de sedimento de la zona Río Tarra antes de su desembocadura (RTAD). En la Figura 11, se puede observar que probablemente se encuentra otra especie de mercurio que no es ninguna de
158
las dos especies que se estudiaron, ya que se comienza a desarrollar
un pico después de los 10,50 min.; estas especies podrían ser fenilmercurio o metoxietilmercurio utilizados como fungicidas y herbicidas en los cultivos de flores en Colombia y que descargan sus
desechos al Río Catatumbo. Entre los objetivos de este trabajo no
estaba previsto la identificación de estas otras especies, pero debería
hacerse en estudios futuros ya que probablemente se encuentran en
altas concentraciones si los comparamos con los picos de metilmercurio y mercurio inorgánico.
Figura 11. Cromatograma obtenido a partir de una muestra de sedimento de la zona RTAD.
Condiciones experimentales: columna (XDB-C18, 5 μm, 150 mm x 4,6 mm) en fase reversa. Eluente: Acetato de amonio 0,06 M, EDTA 2 mM, 2-mercaptoetanol 0,1 % y metanol
al 3 %; velocidad de flujo constante de 1mL min-1.
CONCLUSIONES
La metodología para el análisis de la determinación de mercurio total en muestras de agua, sedimentos, ofreció excelentes resultados de exactitud y precisión, obteniendo un porcentaje de recuperación de 98,4 % en el estudio del material certificado y precisión
en la corrida de 0,60 % y entre corridas 3,03 % durante el estudio.
Las concentraciones de mercurio disuelto en las aguas fueron
de 0,695 – 1,272 µg L-1. En los sedimentos del río las concentra-
159
ciones de mercurio total oscilaron entre 4,969 – 36,860 µg kg-1. En
cuanto al metilmercurio (MeHg), las concentraciones máximas encontradas en sedimentos fueron de 11,92 ± 0,34 µg kg-1. Por otro
lado, las concentraciones de mercurio inorgánico (Hg2+) máximas
encontradas en sedimentos fueron de 3,99 ± 0,61 µg kg-1. Los valores obtenidos fueron comparados con otras zonas expuestas al
mercurio y afectadas por actividades mineras, encontrándose que
las concentraciones de mercurio en el Río Catatumbo fueron bajas,
en tal sentido, es difícil asegurar indicios de contaminación en este
cuerpo de agua.
La metodología de extracción/digestión empleada para la determinación del MeHg y Hg2+ en muestras de sedimentos, resultó efectiva en el estudio realizado. Obteniendo una exactitud de
99,26 %, lo cual indica que el método es libre de interferencias.
La técnica empleada ofreció bajos límites de detección tanto
en la determinación de mercurio total como en la parte de especiación de mercurio. Límites de detección para la determinación de
mercurio total en muestras de agua 0,013 µg L-1, para muestras de
sedimentos 0,325 µg kg-1, mientras que en la parte de especiación
de mercurio en sedimentos 0,78 µg kg-1 para MeHg y 0,64 µg kg-1
para Hg2+.
Las concentraciones de mercurio total encontradas en el río
pueden deberse al uso indiscriminado de plaguicidas, herbicidas y
fungicidas por el cultivo de flores en Colombia, ya que se encontró
mayor concentración de mercurio en las zonas del río cercanas a
Colombia.
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FACTORES AMBIENTALES ASOCIADOS
AL SOBRECRECIMIENTO DE LEMNA OBSCURA
EN EL LAGO DE MARACAIBO: EVALUACIÓN
DE UNA HIPÓTESIS
José Elí Rincón y Leyda Mejía
Departamento de Biología, Laboratorio de Contaminación Acuática y Ecología
Fluvial, Facultad Experimental de Ciencias, Universidad del Zulia.
Email: [email protected]
RESUMEN
Durante la presente investigación se estudiaron los factores
ambientales asociados al sobrecrecimiento de la lenteja de agua
(Lemna obscura) en el Lago de Maracaibo. Como objetivo principal
se propuso la obtención de datos ambientales y fisiológicos de la
planta en cuerpos de agua temporales o permanentes de la zona litoral con conexión directa o indirecta con el Lago de Maracaibo, así
como dentro del propio lago, con la finalidad de someter a prueba
una hipótesis propuesta por Leng y col., (2004) quienes intentaron
dar explicación al fenómeno de invasión masiva de este organismo
en el año 2004. En este sentido se realizaron tres campañas donde
se muestrearon 31 sitios localizados tanto en la zona litoral como en
el espejo de agua. Durante los muestreos se registraron parámetros
ambientales y se recogieron muestras de planta para determinar diferentes características fisiológicas y morfológicas de las mismas.
Adicionalmente, se realizaron ensayos de crecimiento de la plan-
168
ta bajo condiciones de laboratorio. Se identificaron tres zonas de
crecimiento de la especie L. obscura durante el estudio. Una zona
en el área continental costera que denominamos Zona A, presenta
condiciones físico-químicas, niveles de nutrientes y características
del hábitat que permiten un óptimo crecimiento de esta planta. Una
zona en las aguas abiertas del lago, Zona C en la cual las tasas de
crecimiento fueron intermedias a bajas, pero las variables biológicas
indicaron que el estado fisiológico de la misma era deficiente. Por
último, una zona constituida por la región litoral lacustre o Zona
B, en la cual se obtuvieron tasas de crecimiento variables (altas o
bajas), pero las plantas presentaron un “estado intermedio” de las
condiciones fisiológicas. Los datos aportados en el presente estudio
parecen arrojar evidencia que sustenta la hipótesis inicial de trabajo.
Palabras clave: nutrientes, proteínas, Lemna, Lago de Maracaibo,
zona litoral.
ABSTRACT
We studied the environmental factors associated with the overgrowth of the duckweed (Lemna obscura) on Lake Maracaibo. Our
main objective is to obtain environmental and physiological data
of the plant in temporary or permanent water bodies of coastal area
with direct or indirect connection with the lake and in the lake itself,
in order to test a hypothesis proposed by Leng y col., (2004) who
tried to give explanation to the phenomenon of massive invasion of
this organism in 2004. We performed three campaigns which sampled 31 sites located both in the coastal zone and in open waters.
During sampling the environmental parameters were recorded and
plant samples were collected to determine different physiological
and morphological characteristics thereof. Additionally, plant growth tests were conducted under laboratory conditions. We identified
three areas of growth of L. obscura during the study. An area on the
Factores ambientales asociados al sobrecrecimiento de Lemna obscura
en el Lago de Maracaibo: evaluación de una hipotésis. José Rincón y Leyda Mejía.
169
mainland coast we call Zone A, which have physical and chemical
conditions, nutrient levels and habitat characteristics that allow optimal growth of this plant. A zone in the open waters of lake (Zone C)
in which the growth rates were intermediate to low, but biological
variables indicated that the plant physiological state was deficient.
Finally, an area consisting of the lake coastal region or Zone B, in
which growth rates were variable (high or low), but the plants had
an “intermediate state” of physiological conditions. The data provided in this study seem to lead to evidence that supports the initial
working hypothesis.
INTRODUCCIÓN
A partir del mes de enero del año 2004 se comenzó a observar en la zona sur-occidental del Lago de Maracaibo la presencia
extraordinaria de enormes masas flotantes de una planta acuática
perteneciente a la familia Lemnaceae, llegando a ocupar aproximadamente un 8,3% de la superficie total del Lago para el mes de mayo
de ese mismo año (Klein y col., 2005). La sobrepoblación de esta
planta acuática causó una gran conmoción tanto a nivel nacional
como internacional, y produjo problemas en la navegación, usos recreativos, pesquerías, salud, etc. Para su recolección y control el gobierno venezolano ha llegado a invertir más de 2 millones de dólares
por mes, por lo cual adicionalmente se convirtió en un problema
económico para el país.
Esta planta, conocida comúnmente como lenteja de agua, ha
sido identificada por el Dr. Elias Landolt del Geobotanisches Institut ETH de Suiza como Lemna obscura (Landolt, Comunicación
Personal), quien además ha señalado que esta especie es altamente
resistente a la salinidad y requiere de fósforo y nitrógeno en el agua
para su crecimiento. Este último elemento se presenta en elevadas
concentraciones en el lago debido a las fuentes puntuales y no puntuales que llegan al cuerpo de agua desde hace varias décadas.
170
Dentro de los numerosos intentos ofrecidos para dar explicación a este fenómeno, Leng y col., (2004) propusieron una hipótesis
en la cual planteaban la existencia de áreas en los alrededores del
lago con miles de lagunas, diques y pequeños riachuelos que presentan altas concentraciones de nutrientes poco tiempo después del
inicio de las lluvias (Zona A). Estas zonas constituirían las fuentes
de poblaciones de Lemna rica en nutrientes, la cual es esparcida dentro del lago y transportadas por las corrientes lacustres incorporando
los nutrientes aportados por las fuentes puntuales de contaminación
del lago. En zonas protegidas del área litoral del lago (Zona B), tales
como pequeñas bahías o lagunas internas con conexión directa o
indirecta al lago, estas poblaciones de la lenteja de agua son capaces
de reproducirse de manera óptima aunque probablemente con un
contenido de nutrientes menor que en la zona A. La Lemna sigue
creciendo a medida que las corrientes, los vientos o el oleaje la movilizan en grandes masas como balsas a zonas de aguas abiertas con
bajo contenido de nutrientes (Zona C). Al mismo tiempo la acción
del oleaje y las corrientes rompe la estratificación química y reduce
la disponibilidad de nutrientes. Esto provocaría una reducción de la
velocidad del crecimiento de la planta, los nutrientes son movilizados y eventualmente la tasa de mortalidad excede la tasa de formación de nuevos frondes.
De acuerdo a la literatura revisada existe una relación entre
las condiciones del crecimiento de las lemnáceas y las condiciones
del hábitat donde vive (Leng y col., 1995). El habitat natural de las
lemnáceas es la superficie de cuerpos de aguas dulces o salobres que
se encuentran protegidos de la acción del viento y de las corrientes.
Estas plantas no sobreviven bien en aguas con elevado movimiento
(> 0.3m/segundos) o aguas desprotegidas de los vientos. Las mejores situaciones nutricionales para el crecimiento de las lentejas de
agua están en aguas con material orgánico en descomposición, lo
cual provee de un suministro estable de nutrientes. Elevadas tasas de
171
crecimiento de las lemnáceas requiere que los nutrientes estén disponibles a una tasa proporcional al crecimiento, los cuales pueden
derivar de fertilizantes orgánicos o minerales (Leng y col., 1994).
La presente investigación tiene como propósito la obtención de
datos que permitan dar soporte o rechazar la hipótesis inicialmente
formulada por Leng y col., 2004. Específicamente nuestros objetivos son: a) Identificar sitios con crecimiento de Lemna obscura en
algunos cuerpos de agua temporales y permanentes localizados en
la zona litoral del Lago y en las planicies de inundación de algunos
ríos afluentes, b) Determinar las tasas de crecimiento de L. obscura
en diferentes cuerpos de agua temporales o permanentes de la zona
litoral con conexión directa o indirecta con el Lago de Maracaibo,
así como dentro del propio Lago, y c) Medir las concentraciones
de ortofosfatos, NO3, NO2 y NH4 y otras variables ambientales en
diferentes cuerpos de agua temporales o permanentes con conexión
directa e indirecta con el Lago de Maracaibo, y así como dentro del
lago.
Área de estudio
El estudio fue conducido sobre el eje costero occidental del
Lago de Maracaibo, desde la localidad de Bajo Grande hasta el río
Concha al extremo suroccidental. En este eje costero se ubicaron
estaciones de muestreo tanto en cuerpos de agua naturales o artificialmente creados, como en lagunas costeras, zonas anegadizas y
pantanosas y desembocaduras de los ríos. Otras estaciones también
fueron ubicadas en aguas abiertas del Lago donde se encontraron
mantos flotantes de Lemna. En la costa occidental se descarga un
gran volumen de agua proveniente de diferentes ríos, entre los que
destacan el Catatumbo, Escalante, Santa Ana, Apón y Palmar, con-
172
formando en las tierras bajas, una gran planicie de inundación formando pantanos y ciénagas con comunicación directa con las aguas
del lago.
Programa de muestreo
Se establecieron estaciones de muestreo en los ejes costeros:
Punta de Palmas Sur-Potreritos, Potreritos-Barranquitas y Barranquitas-Catatumbo, y para propósitos comparativos se incluyeron
algunas estaciones en el centro del lago y la Costa Oriental. Se seleccionaron un total de 31 sitios de muestreo, tanto en el área costera
como en la red fluvial y espejo de agua (Ver Tabla 1, Figura 1).
Se realizaron tres campañas de muestreo para poder cubrir la
extensión propuesta para el estudio. La primera campaña (NOV2004) se realizó del 01 al 02 de noviembre del 2004 y se muestrearon
las siguientes estaciones: Manglar Don Alonso, Barranquita-Don
Alonso, Salida del Río Negro, 8km del Congo Mirador, Centro del
Lago (superficial, intermedia, fondo), Bachaquero, Tía Juana, La
Salina, Punta de Palma Sur y Bajo Grande. Las coordenadas de estas estaciones se muestran en la Tabla 1 y su ubicación se muestra
en la Figura 1. La segunda campaña de muestreo (ENE-2005) del
21 al 22 de enero de 2005 se realizó por vía terrestre y se incluyeron
cuerpos de agua cercanos a la costa que incluyeron las siguientes
estaciones: Hda. Mi Querencia (12,7 km de Barranquitas), 9,2 km
de Barranquita, 24,6 km Barranquitas, 31,5 km Barranquitas, 32,4
kms Barranquita, Boca de Laguna Limaso, Laguna Limaso, Hda.
Rafito Galeón (48 km de Barranquita), Hda. Alto Viento y Curarire.
No se disponen de las coordenadas de estos sitios. La tercera campaña se hizo por vía lacustre hacia la zona suroccidental costera y se
muestrearon las siguientes estaciones: Don Alonso, Congo Mirador,
Santa Ana, San Isidro, Río Concha, Laguna Manatí, Catatumbo-La-
173
go, Catatumbo-Río, Bajo Grande, Palmarejo La Cañada, Laguna
Ologas, Río Negro, Río Bobo y Punta Los Palos. Las coordenadas
geográficas de estas estaciones se muestran en la Tabla 1.
Recolección de muestras
En cada sitio de muestreo se tomaron 3 muestras de Lemna
obscura con una red de mano de 500 μm de abertura de poro. Las
muestras se colocaron en bolsas plásticas de polietileno de capacidad de 2 litros y se almacenaron en una cava con hielo para su posterior análisis en el laboratorio. Una muestra adicional fue colectada
con la finalidad de mantener vivas las plantas para los ensayos de
crecimiento en el laboratorio.
Adicionalmente, se colectaron muestras de agua de la superficie con un captador tipo Botella de Van Dorn. Se colectaron tres
muestras de 500 mL c/u en botellas de polietileno y fueron refrigeradas en una cava con hielo hasta su transporte al laboratorio. Se
tomaron 5 litros adicionales de agua para utilizar en los ensayos de
crecimiento en el laboratorio. En el laboratorio el agua fue sometida
a aireación constante.
Registro de parámetros ambientales
En el campo se registraron las condiciones de iluminación,
vegetación, morfometría, actividad humana y cualquier otro parámetro de interés ambiental. Así mismo, se registraron in situ con
ayuda de una sonda multiparamétrica la conductividad del agua,
salinidad, pH, sólidos disueltos totales y temperatura. El oxígeno
disuelto fue determinado por el método de Winkler. Con ayuda de
un equipo GPS se registraron las coordenadas geográficas del sitio
de muestreo.
174
Tabla 1. Estaciones de muestreo con sus respectivas coordenadas, zona asignada y
fecha del muestreo. ND= No determinada.
Estación
1. Don Alonso Mangle
2. Barranquita-Don Alonso
3. Costa Río Negro
4. 8 km Congo
5. Centro del Lago
6. La Salina
7. Bajo Grande
8. Hda. Mi Querencia
9. 9.2 km Barranquita
13. Boca de Limaso
14. Ciénaga Limaso
15. Hda. Rafito Galeón
16. Hda. Alto Viento
17. Curarire
18. Don Alonso Lago
19. Congo Mirador
20. Santa Ana
21. San Isidro
22. Río Concha
23. Laguna Manatí
24. Catatumbo Lago
25. Catatumbo Río
26. Bajo Grande
27. Palmarejo La Cañada
28. Ologas
29. Río Negro
30. Río Bobo
31. Punta Los Palos
Coordenadas
N 10° 07’; W 71° 54’
N 10° 03’; W 71° 57’
N 09° 48’; W 72° 02’
N 09° 28’; W 71° 45’
N 09° 46’; W 71° 35’
N 10° 20’; W 71° 27’
N 10° 30’; W 71° 34’
ND
ND
ND
ND
ND
ND
ND
ND
ND
ND
N 10° 06’; W 71° 53’
N 09° 22’; W 71° 48’
N 09° 30’; W 71° 52’
N 09° 30’; W 71° 55’
N 09° 04’; W 71° 43’
N 09° 29’; W 71° 56’
N 09° 22’; W 71° 43’
N 09° 22’; W 71° 43’
N 10° 30’; W 71° 36’
N 10° 27’; W 71° 37’
N 09° 25’; W 71° 49’
N 09° 43’; W 72° 03’
N 09° 30’; W 71° 56’
N 09° 24’; W 71° 42’
Zona
Asignada
B
C
C
C
C
C
C
A
A
A
A
A
B
B
A
A
A
C
B
C
B
B
B
C
C
C
C
B
C
B
C
Fecha
01-10-2004
01-10-2004
01-10-2004
02-10-2004
02-10-2004
02-10-2004
02-10-2004
21-01-2005
21-01-2005
21-01-2005
21-01-2005
21-01-2005
22-01-2005
22-01-2005
22-01-2005
22-01-2005
22-01-2005
04-05-2005
05-05-2005
04-05-2005
04-05-2005
05-05-2005
04-05-2005
05-05-2005
05-05-2005
06-05-2005
06-05-2005
04-05-2005
06-05-2005
04-05-2005
05-05-2005
72° 00´
71° 00´
Mara caibo
C am paña 1
C am paña 2
26
7
27
10° 30´
10° 00´
9
175
C am paña 3
6
17
16
15
12
13
11 1 14
10
18
8
2
3
5
29
La g o d e Mar ac ai bo
9° 30´
21
4
30
28
20
31
23
24
19
25
22
9° 00´
50 Km
Figura 1. Ubicación de las estaciones de muestreo durante las tres campañas realizadas a la
costa occidental del Lago de Maracaibo.
Análisis de las muestras de plantas
Una vez en el laboratorio las muestras de las plantas fueron dispuestas para distintos análisis. Una fracción de las muestras fue analizada bajo el microscopio para el diagnóstico e identificación de la
especie. Otra fracción de las muestras fue enviada al Laboratorio de
Nutrición Animal e Instrumentación Analítica del Instituto de Investigaciones Agronómicas de la Facultad de Agronomía (Universidad
del Zulia) para la determinación de los niveles de fósforo, nitrógeno,
proteínas y lignina en el material vegetal. En el Laboratorio de Contaminación Acuática de la Facultad de Ciencias (LUZ) se determinó
176
el contenido de clorofila a y total de las plantas mediante el método
de extracción con acetona alcalina descrito en el Standard Methods
(APHA 1989). Por otro lado, de cada muestra se seleccionaron entre
300 y 500 individuos en buen estado para obtener medidas de la
longitud de la raíz, longitud del fronde, ancho del fronde y número
de yemas presentes.
Análisis de las muestras de agua
Los nutrientes fueron determinados en el Laboratorio de Química Ambiental del Departamento de Química de la Facultad de
Ciencias (LUZ). El contenido de amonio en las muestras de agua
fue determinado por el método del electrodo selectivo utilizando un
electrodo selectivo de amonio ORION Modelo 95-12. Las concentraciones de nitratos y nitritos se determinaron mediante el método
de reducción en columnas de Cadmio. Los ortofosfatos fueron registrados por el método del ácido ascórbico (APHA 1989). En el
Laboratorio de Contaminación Acuática se determinó la alcalinidad
(utilizando el indicador verde de bromocresol – rojo de metilo), dureza total y cálcica con EDTA a través de métodos titulométricos
(APHA 1989).
Experimentos de crecimiento de Lemna en el laboratorio
Para los experimentos de crecimiento en el laboratorio se utilizaron las plantas y el agua extraída del mismo sitio de muestreo.
Para mantener las condiciones de luz y temperatura controladas, los
experimentos fueron realizados en gabinetes que contenían iluminación con lámparas fluorescentes y la temperatura se mantuvo alrededor de los 25°C (± 2°C). Los experimentos de crecimiento fueron
realizados por triplicado para cada sitio de muestreo, empleando 5
frondes individuales (sin yemas) como inóculo inicial. Los frondes
fueron cuidadosamente seleccionados para asegurar que estuvieran
en buen estado. Las plantas fueron colocadas en envases plásticos
177
transparentes con 100 ml de agua obtenida en el área de estudio,
bajo un fotoperíodo de 12 h luz / 12 h oscuridad. El agua fue renovada cada 3 días y la temperatura era registrada diariamente. Los
frondes y las yemas producidas fueron contados diariamente por un
periodo de 20 días, luego cada 2 días hasta 30 días. Adicionalmente,
se registraba el estado de los frondes y se realizaban observaciones
sobre las raíces.
Análisis de los resultados
La tasa de crecimiento in vitro fue obtenida mediante el ajuste
no lineal de la curva de crecimiento obtenida durante el tiempo de
exposición (30 días). El ajuste se realizó sobre la ecuación exponencial y=x.ekt, ó Nt= No.ekt, donde No= número inicial de plantas,
Nt= Numero final, k=tasa de crecimiento, t=tiempo. Para el ajuste
no lineal se utilizó el programa Prism 5.0 (GraphPad Software, San
Diego California USA).
Los parámetros determinados fueron correlacionados mediante
el coeficiente de correlación paramétrico de Pearson y aquellos con
correlaciones significativas a un p<0,05 fueron seleccionados para
realizar gráficos bivariados y análisis de regresión lineal simple.
Para la ordenación de las distintas estaciones de muestreo en
base a los parámetros fisicoquímicos, se practicó una Análisis de
Componentes Principales a partir de la matriz de correlación no centrada (Statistica 7.0).
RESULTADOS
Condiciones físico-químicas en las estaciones de muestreo
Los valores para los parámetros físico-químicos en las distintas
estaciones de muestreo se muestran en la Tabla 2. La conductividad
alcanzó un promedio de 2,32 mS/cm para las 31 estaciones estudia-
178
das. La máxima conductividad (8,4 mS/cm) se obtuvo en la Ciénaga Limaso y la mínima en la estación 24,6 km Barranquita (0,068
mS/cm). La conductividad mostró correlaciones significativas con
la salinidad (r=0,741; p<0,001), con los sólidos disueltos totales
(r=0,999, p<0,01), con la lignina (r=0,422, p<0,05) y con el número
promedio de yemas (r=-0,623, p<0,01). En cuanto a la salinidad, se
encontró un promedio general de 3,3 ppm, variando entre un máximo en la Laguna Limaso (8,0 ppm) y un mínimo en el Congo Mirador, San Isidro, río Concha, Laguna Manatí y río Bobo (0,0 ppm).
La salinidad se correlacionó con la conductividad (r=0,741, p<0,01)
y los sólidos disueltos (r=0,741, p<0,01).
El oxígeno disuelto para los 31 puntos de muestreo arrojó un
promedio de 6,3 mg/L, con un máximo encontrado en la estación
Curarire (12,4 mg/L) y un mínimo de 0,8 mg/L en el río Concha.
El oxígeno disuelto sólo mostró correlaciones significativas con
el contenido de fósforo en la planta (r=-0,558, p<0,05), con el pH
(r=0,721, p<0,001) y con la relación N/P en la planta (r=-0,558,
p<0,05). Por su parte, el pH alcanzó un promedio general de 7,87.
Su máximo se encontró en la salida del río Catatumbo (9,03) y el
mínimo en el río Concha (6,84). El pH mostró correlación significativa con el oxígeno (antes mostrada), con el contenido de fósforo
en la planta (r=-0,461, p<0,05), con la longitud de la raíz (r=0,478,
p<0,05) y con la relación lraiz/lfronde (r=0,567, p<0,01).
Entre las diferentes formas de nitrógeno inorgánico, el amonio (NH3-N) resultó en un promedio general de 0,08 mg/L con un
máximo de 0,34 mg/L en la estación Don Alonso Lago y un mínimo
de 0,032 mg/L en la estación Catatumbo Entrada. El amonio mostró correlaciones significativas con los fosfatos (r=0,561, p<0,01),
los nitratos (r=0,523, p<0,05) y nitrógeno total (r=0,832, p<0,01).
Los nitratos (NO3-N) resultaron con un promedio general de 0,166
mg/L, un máximo de 0,612 mg/L en la estación Curarire y un mí-
179
nimo de 0,0 mg/L en las estaciones Hda. Alto Viento, Palmarejo La
Cañada y Punta Los Palos. Los nitratos se correlacionaron significativamente con los ortofosfatos (r=0,518, p<0,05), con el amonio
(mostrada antes), los nitritos (r=0,460, p<0,01) y el nitrógeno total
(r=0,720, p<0,01). Por su parte el contenido de nitritos (NO2-N) resultó con un promedio de 0,024 mg/L con un máximo en la estación
31.5km Barranquitas (0,48 mg/L) y un mínimo de 0,001 mg/L en
Barranquitas/Don Alonso, Bajo Grande, Boca Limaso y Punta Los
Palos. Los nitritos sólo mostraron correlaciones significativas con
los nitratos (r=0,460, p<0,01).
Tabla 2. Valores promedios, máximos y mínimos de los parámetros físico-químicos
registrados para las 31 estaciones de muestreo.
Parámetro
Conductividad (µS/cm)
Salinidad (ppm)
pH
Oxígeno Disuelto (mg/L)
Sólidos Disueltos (mg/L)
Ortofosfatos (mg/L)
Nitratos (mg/L)
Nitritos (mg/L)
Amonio (mg/L)
Nitrógeno Total (mg/L)
Relación N/P
Promedio
2,3
3,3
7,87
6,3
1,1
0,117
0,166
0,024
0,085
0,247
4,4
Máximo
8,4
8
9,03
12,4
4,1
0,398
0,612
0,480
0,341
1,037
16,7
Mínimo
0,1
0
6,84
0,79
0,03
0,0
0,0
0,001
0,013
0,002
0,7
N
31
31
24
28
31
21
31
31
21
31
21
En cuanto al fósforo medido en la forma de ortofosfatos, los
máximos valores se encontraron en San Isidro (0,348 mg/L) y la
mínima en la estación Ologas (0,0 mg/L), con un promedio general
de 0,117 mg/L para la totalidad de las estaciones muestreadas. Se
debe señalar que los datos de fósforo correspondientes a la campaña
de muestreo 2 (10 estaciones) no fueron determinados y por tanto no
están incluidos en este promedio. Probablemente, el valor promedio
de fósforo incremente al incluir los valores de estas estaciones debido al estado eutrófico que presentaban muchas de ellas. Los valores
de fósforo se correlacionaron con las tasas de crecimiento (r=-0,502,
180
p< 0,05), con el amonio (r=0,561, p< 0,01), los nitratos (r=0,528,
p<0,05) y con el nitrógeno total (r=0,615, p<0,01).
La relaciones N/P fueron calculadas a partir de los datos de las
concentraciones molares de ortofosfatos y de nitrógeno total. Esta
relación N/P fue máxima en la estación La Salina (16,7) y mínima
en la estación Centro del Lago (0,7), resultando en un promedio
general de 4,4. Estos valores no incluyen las estaciones ubicadas en
la zona litoral más alejadas de la costa pertenecientes a la segunda
campaña, por cuanto los valores de ortofosfatos y amonio no fueron
determinados.
Variables biológicas registradas en muestras de Lemna
obscura
Adicionalmente, a la determinación de las tasas de crecimiento
(k), otros parámetros biológicos fueron obtenidos, como el contenido de clorofila a y clorofila total, proteína, nitrógeno, fósforo y
lignina en la planta, longitud de la raíz y fronde, número de yemas
por planta, porcentaje de frondes muertos y cloróticos.
El contenido de clorofila a arrojó un promedio de 100 μg/g
PS (peso seco), con un máximo obtenido en la estación río Concha
(210 μg/g PS) (Tabla 3). Es importante señalar que las muestras de
Lemna obtenidas del río Concha pertenecieron a la especie L. aequinoctialis y no a L. obscura. Las muestras de Lemna que presentaron
menores concentraciones de clorofila a se obtuvieron en la estación
Santa Ana (10 μg/g PS). Los valores de clorofila a en la planta mostraron correlaciones significativas con la clorofila total (r=0,700,
p<0,001). Por su parte la clorofila total (la sumatoria de la clorofila
a y b) mostró un promedio de 173,5 μg/g PS con un máximo valor
en la estación Hda. Mi Querencia (420 μg/g PS) y un mínimo en la
estación Santa Ana (30 μg/g PS) (Tabla 3). Como era de esperarse, mostró correlación significativa con los valores de clorofila a
(r=0,700, p<0,001).
181
Tabla 3. Valores promedios, máximos y mínimos de algunas variables determinadas
en muestras de L. obscura.
Variable
Clorofila a (mg/g)
Clorofila Total (mg/g)
Proteína (%)
Nitrógeno (%)
Fósforo
Lignina
Longitud de la raíz (mm)
Longitud del Fronde (mm)
Número de yemas/planta
% frondes necróticos
% frondes cloróticos
Promedio
Máximo
Mínimo
0,11
0,17
14,5
2,3
0,7
17,9
11,3
3,3
0,9
7,2
15,4
0,21
0,42
26,9
4,3
1,1
51,3
20,8
4,2
1,6
73,3
31,8
0,01
0,03
9,9
1,6
0,5
2,7
5,2
2,5
0,0
0,0
2,0
El contenido de proteínas en la planta varió entre un máximo
en la estación 32.4 km Barranquitas (26,9%) y un mínimo en la
estación Centro del Lago (9,9%) con un promedio general para todas las estaciones de 14,5% (Tabla 3). El contenido de proteínas se
correlacionó significativamente con el contenido de fósforo en la
planta (r=0,376, p<0,05), con el contenido de nitrógeno en la planta (r=0,99, p<0,001), con la relación nitrógeno/fósforo en la planta (r=0,551, p<0,01) y negativamente con el porcentaje de plantas
con clorosis (r=-0,396, p<0,05). El contenido de nitrógeno (%) en
la planta mostró un promedio de 2,32% con un máximo de 4,3%
en la estación 32.4 km Barranquitas y un mínimo de 1,59% en la
estación Centro del Lago (Tabla 3). Las correlaciones encontradas
fueron con las proteínas (antes mostrada), con la relación N/P de
la planta (r=0,579, p<0,01) y negativamente con el porcentaje de
clorosis en las plantas (r=-0,378, p<0,05). Las relaciones entre el
contenido de proteínas, Nplanta, y la relación N/Pplanta son mostradas
en la Figura 2.
correlaciones encontradas fueron con las proteínas (antes mostrada), con la relación N/P de la
planta (r=0,579, p<0,01) y negativamente con el porcentaje de clorosis en las plantas (r=-0,378,
p<0,05). Las relaciones entre el contenido de proteínas, Nplanta, y la relación N/P planta son
182
mostradas en la Figura 2.
28
a)
26
24
22
% Proteinas = 9.063+8.2616*%P planta; 0.95 Conf.Int.
20
18
% Proteinas
% Proteinas
16
14
12
10
8
0.4
0.5
0.6
0.7
0.8
0.9
1.0
1.1
1.2
% P planta
28
b)
26
24
% Proteinas = 13.3488+17.4088*N/P planta; 0.95 Conf.Int.
22
20
18
% Proteinas
% Proteinas
16
14
12
10
8
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
0.35
0.40
N/P planta
Figura 2. Relaciones entre el contenido de proteínas y a) el contenido de fósforo en la plan-
ta y b) la relación
N/P
en la planta.
líneas punteadas
el intervalo
de confianza
Figura 2. Relaciones
entre el
contenido
deLas
proteínas
y a) elindican
contenido
de fósforo
en la planta y b)
de un 0,95 para la recta de regresión.
la relación N/P en la planta. Las líneas punteadas indican el intervalo de confianza de un 0,95
Por su parte, el porcentaje de fósforo en la planta fluctuó entre
un máximo en la estación Hda. Rafito Galeón (1,08 %) y un mínimo en la estación Curarire (0,45%) (Tabla 3) con un promedio de
0,66% para todas las estaciones estudiadas. El porcentaje de fósforo
en la planta mostró correlaciones significativas con el pH (r=-0,461,
p<0,05), con el oxígeno (r=-0,558, p< 0,01), con el contenido de
proteínas (mostrado antes) y negativamente con la relación N/P de
la planta (-0,512, p<0,01).
para la recta de regresión.
El contenido de lignina en la planta mostró un promedio general de 17,9%, con un máximo en la estación 8km Congo (51,32%)
183
y un mínimo en la estación Punta Los Palos (2,72%) (Tabla 3). El
contenido de lignina en la planta mantuvo correlaciones significativas con la conductividad (r=0,422, p<0,05), los sólidos disueltos
(r=0,433, p<0,05) y el promedio de yemas (r=-0,513, p<0,01).
La longitud de la raíz varió entre un máximo en Palmarejo La
Cañada (20,84 mm) y un mínimo en la estación Catatumbo Lago
(5,19 mm) (Tabla 3), alcanzando un promedio general para las
muestras de todas las estaciones de 11,35 mm. La longitud de la raíz
mostró correlaciones significativas con el pH (r=0,478, p<0,05), con
el nitrógeno total (r=-0,459, p< 0,05) (Figura 3) y con la relación
lraíz/lfronde (r=0,822, p<0,01). Por su parte, la longitud del fronde
obtuvo un máximo en la estación río Concha (4,21 mm) y un mínimo en la estación río Negro (2,54 mm) (Tabla 3), alcanzando un promedio de 3,33mm para todas las estaciones. Es importante aclarar
que las muestras de plantas provenientes de la estación río Concha
fueron identificadas como L. aequinoctialis. Excluyendo esta estación, la estación con mayor longitud del fronde para L. obscura resultó 32.4km24Barranquita (4,20 mm). La longitud del fronde mostró
22
correlaciones significativas con el porcentaje de clorosis (r=-0,455,
20
p< 0,05) y con la relacion N/P (r=-0,479, p < 0,05).
Longitud de la Raíz
18
16
14
12
10
8
Longitud
de la Raíz (mm)
6
4
2
0
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
Nitrógeno Total (mg/L)
Figura 3. Relación entre la longitud de la raíz y las concentraciones de nitrógeno total en
el agua.
184
El porcentaje de plantas con clorosis promedió 15,36% para las
muestras provenientes de todas las estaciones. El máximo porcentaje se obtuvo en la estación La Salina (31,8%) y la mínima en el río
Concha (2,0%) (Tabla 3). El porcentaje de clorosis mostró correlaciones negativas significativas con el porcentaje de nitrógeno en la
planta (r=-0,378, p<0,05), con el porcentaje de proteína en la planta
(r=-0,396, p<0,05), con la longitud del fronde (r=-0,455, p< 0,05)
y con el promedio de yemas (r=-0,414, p<0,05). De igual modo,
el porcentaje de plantas necróticas alcanzó un promedio general de
7,24%, con un máximo en Punta Los Palos (73,3%) y un mínimo
en las estaciones Hda. Mi Querencia (0,0%), 31.5 km Barranquitas
(0,0%), Hda. Alto Viento (0,0%), Estación Don Alonso (C3) (0,0%),
Laguna Manatíes (0,0%), Bajo Grande (0,0%) y Ologas (0,0%) (Tabla 3). El porcentaje de plantas necróticas no mostró correlaciones
significativas con ninguna de las variables medidas.
El número promedio de yemas por planta arrojó un promedio general de 0,85 yemas, con un máximo en las estaciones Ologas (1,55
yemas/planta) y río Negro (1,55 yemas/planta) y un mínimo en la estación Centro del Lago (0,0 yemas/planta) (Tabla 3). El número de yemas
se correlacionó significativamente con la conductividad (r= -0,623,
p<0,01), los sólidos totales disueltos (r= -0,634, p<0,01), la lignina (r=
-0,513, p<0,01) y el porcentaje de clorosis (r=-0,414, p<0,05).
Las tasas de crecimiento (k) fluctuaron entre un máximo perteneciente a las muestras de la Hda. Rafito Galeón (0,150) y un mínimo
negativo en las muestras de la estación San Isidro (-0,313) (Figura
4). El promedio para la totalidad de las muestras resultó en una tasa
de 0,071 (excluyendo la estación río Concha por pertenecer a otra
especie). La tasa de crecimiento mostró correlaciones significativas
negativas con las concentraciones de fosfatos en el agua (r=-0,5402,
p<0,05) y con los nitratos (r=-0,815, p<0,01). Las curvas de crecimiento obtenidas en los ensayos de laboratorio se ajustaron, en su
gran mayoría, al modelo exponencial utilizado en el presente estudio.
0,1
0,0
0,1
0,2
B
B
A C
A A
B
C C
C A
C C
A
B C
A B
C C C
B C C
C
B
A
A
A
A
A
4-San Isidro
13-Río Bobo
2-Congo Mirador
8-Catatumbo
6-Laguna Manatí
5-Centro del Lago
7-Catatumbo Lago
4-8km. Congo
7-Bajo Grande
9-Bajo Grande
1-Hda. Mi Querencia
11-Ologas
7-Ciénaga Limaso
3-Costa Río Negro
1-Don Alonso Mangle
10-Palmarejo La Cañada
1-Don Alonso
6-La Salina
10-Curarire
3-Santa Ana
2-Barr/Don Alonso
6-Boca Limaso
14-Punta los Palos
3-24.6 km Barranq.
4-31.5 km Barranq
12-Río Negro
9-Hacienda Alto Viento
5-32.4 km Barranq.
5-Río Concha
2-9.2 km Barranq.
8-Hda. Rafito Galeon
Tasa de Crecimiento (No./día)
0,2
185
0,3
Figura 4. Valores ordenados de las tasas de crecimiento “in vitro” para muestras obtenidas
de diferentes estaciones de muestreo. Las líneas punteadas indican valores de k por encima
de 0,1 (rojo) y b) por encima de 0,05 (negro). La letra en otro color indica que la muestra
de planta no perteneció a la especie L. obscura.
Ordenación de las estaciones de muestreo de acuerdo a
parámetros ambientales y biológicos
Se practicó el Análisis de Componentes Principales (ACP) incluyendo tanto variables ambientales como parámetros biológicos
medidos en las plantas partiendo de una matriz de correlación. Las
variables incluidas fueron: salinidad, conductividad, pH, sólidos totales disueltos, oxígeno disuelto, nitratos, nitritos, amonio, nitrógeno total, ortofosfatos, clorofila a, clorofila total, % Pplanta, % Nplanta,
% Proteína, % Lignina, % Clorosis, % Necrosis, N/Pagua, N/Pplanta,
Longitud del fronde, Longitud de la raíz, N° promedio de yemas por
planta, relación Lraíz/Lfronde, Tasa de Crecimiento. Los dos primeros componentes (CP1 y CP2) explicaron un 34,1 % de la variación
estandarizada en la matriz de variables/estaciones de muestreo (Ta-
186
bla 3). Al eje 1, que explicó el 18,84% de la variación, estuvieron
correlacionadas las variables % Nplanta (r=-0,867), % proteína (r=0,866) y % Pplanta (r=-0,706). El eje 2 explicó una variación adicional
de 15,30% y estuvo representado por los Sólidos Disueltos (TDS)
(r=-0,815) y la salinidad (r=-0,756). Como podemos observar al
eje 1 están asociadas variables biológicas mientras que al eje 2 se
asociaron variables fisicoquímicas. Las estaciones de muestreo se
ordenaron en un espacio bidimensional (Figura 5) y se observa que
la mayoría de los puntos de muestreo identificados a priori como
pertenecientes a la zona “A”, se distribuyeron predominantemente
hacia la izquierda del eje 1, mientras que los correspondientes a la
zona “C” se ubicaron en su gran mayoría hacia la derecha de este eje
1. En el centro del gráfico se ubicaron predominantemente los muestreos correspondientes a la zona “B” y algunos puntos de muestreo
pertenecientes a las zonas A y C. Esta distribución de los puntos de
muestreo sobre el eje 1 indica que las estaciones de muestreo ordenadas a la izquierda de este eje poseen valores de intermedio a altos
de nitrógeno, fósforo y proteínas en las plantas; mientras que los
puntos ubicados hacia la derecha de este eje poseen valores de intermedio a bajos de estas tres variables biológicas. Particularmente, las
estaciones de muestreo de la zona A pueden presentar valores altos
o intermedios de N, P o proteínas en las plantas allí encontradas,
pero nunca bajos. La estaciones muestreadas identificadas como de
la zona C pueden presentar valores intermedios o bajos de N, P o
proteínas en las plantas pero nunca altos. Los puntos de muestreo de
la zona B en general presentan valores intermedios de estas tres variables (N, P y proteínas en las plantas) pero nunca muy altos o muy
bajos. Sobre el eje 2, los puntos de muestreo fueron ordenados de
acuerdo a sus valores de sólidos totales disueltos (TDS) y salinidad.
Aquellos puntos ubicados hacia la parte superior de este eje contenía
valores bajos de ambas variables, mientras que los puntos de muestreo ubicados hacia la parte inferior del eje presentaban valores altos
187
de salinidad y sólidos disueltos. Podemos observar que la mayoría
de los puntos de muestreo, independientemente de la zona a la cual
pertenecen, se ubican en la zona media, lo que indica que la mayoría
de las estaciones poseen valores intermedios de ambos parámetros.
Las excepciones la constituyeron las estaciones Centro del Lago,
Barranquitas/Don Alonso, Ciénaga Limaso, Boca de Limaso, La
Salina, Don Alonso Mangle, 8km Congo y Bajo Grande; las cuales
poseen valores un poco más altos de sólidos totales y salinidad. Las
estaciones San Isidro, río Concha y 31.5 km Barranquitas poseen
valores bajos de sólidos totales disueltos y salinidad.
21 -SanIs
B
11 -31.5K
A
B
C
22 -Rio Co
B 23 -Lag un
8Hd aMiQu
A
A
A
C
9-9.2Km
A
29 -Rio Ne
A
20 -Santa
15 -Hd aRa 10 -24.6K
18 -D o n A
19 -Co ng o
24 -Catat
B
12 -32.4K
C
30 -Rio Bo
B 28 -Olo g a B
A
17 -Curar
25 -Catat
C
B 13 -Bo ca16 -Hd aAl
C
C
31 -Punta
C
27 -Palma
26 -Bajo G
C
A
C
14 -Ciena
B
3Co sta R
A 1D o n Alo
6La Sali
C
2Barr/D o
48kmCo ng
C
C
Axis 1
7Bajo Gr
C
5Centro
%N planta
% Proteina
% P planta
Oxígeno
Figura 5. Diagrama de ordenación de las estaciones de muestreo a partir del análisis de
componentes principales (ACP). Se muestran las variables con mayor correlación y peso
con los ejes de ordenación.
188
DISCUSIÓN
Características físico-químicas de las estaciones de muestreo
Los valores de conductividad, salinidad, sólidos totales disueltos, pH y oxígeno disuelto no mostraron una clara tendencia en
cuanto a la ordenación de las estaciones de muestreo. A juzgar por
las correlaciones encontradas entre la salinidad, la conductividad y
los sólidos disueltos, pareciera que la salinidad está ejerciendo gran
influencia sobre los otros dos. Resulta obvia la alta correlación encontrada entre la conductividad y los sólidos disueltos, dado que por
definición la conductividad nos indica la concentración de iones disueltos en el agua. No obstante, aunque se esperaban correlaciones
significativas con los nutrientes (fosfatos, nitratos, nitritos y amonio), nuestros resultados no arrojaron tales correlaciones significativas. Esta ausencia de correlación entre los nutrientes y la conductividad puede obedecer a que en proporción, los iones Na++ y Cl- son
predominantes y aportan mayor porcentaje a las variaciones de la
conductancia específica del agua. Mientras que las bajas concentraciones de los nutrientes, en comparación con las aportadas por la salinidad, tendrían poca influencia en los cambios de la conductividad
entre las estaciones. No obstante, en aguas con salinidades cercanas
a cero (Estaciones río Bobo, Laguna Manatí, río Concha, San Isidro
y Congo Mirador) la conductividad resultó bastante baja y probablemente otros iones, incluyendo a los nutrientes, estén contribuyendo
en mayor proporción a la misma. Llama la atención que los cuerpos
de agua muestreados en tierra posean valores de cierta salobridad.
Esto indica que existe conexión entre estos y el lago propiamente
dicho, dado que al ser tierras anegadizas, existe un intercambio de
agua a través de los niveles freáticos. Es importante comentar que las
estaciones muestreadas en tierra están a menos de 5 km de la zona
costera del Lago y que constituyen depresiones del terreno, que en
muchos casos conforman sistemas pantanosos o de humedales con
conexión directa o indirecta con las aguas del Lago de Maracaibo.
189
Los valores de salinidad y conductividad registrados en este estudio para las estaciones ubicadas en el espejo de agua y zonas costeras (no continentales) concuerdan con los valores reportados por
otros trabajos (Parra-Pardi, 1986; Esclapés y col., 1998; Rodríguez
2000). Al igual que en trabajos anteriores, se reporta un gradiente norte-sur de salinidad en el estrato superficial de la columna de
agua. Es importante comentar los elevados valores de conductividad
y salinidad encontrados en las estaciones Ciénaga Limaso y Boca de
Limaso, estaciones muy cercanas a una granja camaronera ubicada
en este sector. Los valores registrados de conductividad y salinidad
en la Ciénaga Limaso resultaron los más elevados registrados en el
presente estudio, aún estando al sur de otras estas estaciones que, por
su ubicación más hacia el norte, debían recibir mayores aportes de
la intrusión salina como ha sido reportado en estudios previos (Parra-Pardi, 1986; Rodríguez, 2000). Una posible explicación a estos
elevados valores en conductividad y salinidad podría estar relacionada con las actividades de acuicultura en la granja ubicada muy
cerca de esta laguna. Las piscinas para el cultivo del camarón utilizan agua proveniente del lago. El agua retenida en estas piscinas,
además de enriquecerse con los nutrientes añadidos y excretados por
los animales, experimenta una elevada tasa de evaporación, concentrando a su vez los iones disueltos en las mismas. En consecuencia,
durante los períodos de recambio, el agua descargada o devuelta al
lago contiene una elevada salinidad y conductividad y provocará un
incremento localizado de estos parámetros, sobre todo en sistemas
parcialmente cerrados como la Laguna Limaso. Adicionalmente, el
agua experimentará un enriquecimiento con nutrientes que también
serán descargados a los sistemas vecinos o directamente al lago. Estas
hipótesis requieren un estudio más detallado para su confirmación.
En cuanto al oxígeno disuelto, se encontró una gran variación
entre las diferentes estaciones de muestreo. En líneas generales, el
oxígeno disuelto es principalmente aportado por la actividad foto-
190
sintética del fitoplancton y por la difusión con la atmósfera. Al no
existir diferencias altitudinales importantes entre las estaciones de
muestreo, la difusión se puede considerar relativamente constante,
aunque en algunos casos la distribución hidromecánica puede provocar grandes variaciones durante el ciclo diario sobre todo en la
zona litoral (Wetzel, 2001). En nuestro estudio, algunas estaciones
de muestreo se presentaron con valores por debajo de los 3 mg/L
(río Concha, 31.5 km Barranquitas, Ciénaga Limaso, Congo Mirador y 9.2 km Barranquitas). Aún cuando una limitante para la comparación entre estaciones pudiera ser las diferencias temporales en
cuanto a la toma de la muestra, estos bajos valores pueden tener
diferentes explicaciones. El valor más bajo registrado se encontró en
el río Concha (0,79 mg/L), el cual posee una gran cantidad de sustancias húmicas en solución dando a las aguas una coloración rojiza
o pardusca. Esta situación provoca una atenuación importante de la
luz disponible para la realización de la fotosíntesis por el fitoplancton y consecuencialmente una disminución del oxígeno disuelto. En
el caso del Congo Mirador se trata de una zona lagunar pantanosa
de escasa profundidad y con abundante vegetación macrofítica y
suelos ricos en materia orgánica. Los procesos de descomposición
que consumen oxígeno superan a los procesos que lo producen, conduciendo a un déficit expresado por muy bajos valores que, durante
la noche, pueden llegar a la anoxia o hipoxia (Moss, 1992; Wetzel,
2001). Esta situación se puede ver magnificada por los desechos orgánicos provenientes del asentamiento humano allí presente.
En el caso de la estaciones litorales ubicadas en préstamos o
lagunas artificiales dentro de los potreros de la zona (31.5 km Barranquitas, 9.2 km Barranquitas, 32.4 km Barranquitas, Hda. Mi
Querencia), los suelos son predominantemente orgánicos con crecimiento abundante de macrófitas (especialmente Typha dominguensis) en sus orillas. Los ingresos de nutrientes y materia orgánica a
estas lagunas están usualmente vinculados a las actividades de gana-
191
dería de la zona y normalmente son abundantes, creando situaciones
de eutrofización de estos cuerpos de agua. En los mismos, a pesar
de tener una producción abundante, también se producen procesos
de descomposición de la materia orgánica, lo que trae consigo una
disminución apreciable del oxígeno disuelto en sus aguas. Un caso
particular lo reviste la estación Curarire, la cual presentó el mayor
valor de oxígeno disuelto en este estudio. Este cuerpo de agua se caracteriza por conformar un área pantanosa extensa y de baja profundidad, con abundante vegetación macrófitica sumergida y de hojas
flotantes. Sus aguas son bastante transparentes lo que promueve un
buen desarrollo de la actividad fotosintética del fitoplancton y algas
bénticas.
En las aguas abiertas del lago las concentraciones de oxígeno
están condicionadas por la actividad fotosintética del fitoplancton y
por lo general están cercanos a la saturación con este gas (Estaciones Catatumbo Lago, Centro Lago, Santa Ana, La Salina, etc.). Sin
embargo, en las zonas litorales con abundancia de Lemna, los procesos de descomposición de la misma durante su senescencia pueden
ocasionar disminuciones del oxígeno como ocurre en la Laguna Manatí y Estación río Bobo, donde se observaron grandes extensiones
de Lemna en estado senescente y en descomposición.
Nutrientes
El valor promedio de nitrógeno amoniacal en nuestro trabajo
(0,08 mg/L) es 4 veces mayor que el valor reportado (0,02 mg/L)
por Galindo y col. (1999) para aguas superficiales del lago; mientras que el mayor valor reportado para los estratos superficiales del
lago por Parra-Pardi (1986) coincide muy cercanamente con nuestro
promedio. Es importante destacar que los valores de amonio de las
estaciones ubicadas en tierra no fueron incluidos para la elaboración de nuestro promedio. Los valores en dichas estaciones deben
192
ser elevados si tomamos en consideración que la mayoría reciben
aportes de nutrientes provenientes de las actividades agropecuarias
y producto de la descomposición de la materia orgánica que es muy
abundante en los sedimentos.
En nuestro estudio no se encontró ningún patrón que pudiese
explicar la distribución espacial del amonio entre las distintas estaciones. Este resultado puede obedecer, tanto a la diferencia temporal
en la toma de las muestras, como a factores locales que influyen en
las concentraciones individuales en cada estación de muestreo. Los
valores de amonio estuvieron altamente correlacionados con el nitrógeno inorgánico total en el agua, lo cual nos indica la importante
contribución que tiene este ión en la suma total de las formas inorgánicas de nitrógeno en el lago. En lagos eutróficos, como el Lago de
Maracaibo, el amonio tiende a contribuir más con las formas inorgánicas de nitrógeno que en aguas oligotróficas (Wetzel, 2001). No
obstante, las mayores concentraciones usualmente son encontradas
en el hipolimnio y bajo condiciones de anoxia se acelera su acumulación en los sedimentos orgánicos de los lagos.
En cuanto al nitrógeno inorgánico en forma de nitratos (NO3-N),
no se pudo detectar un patrón definido en cuanto la distribución de
las estaciones de muestreo basadas en el contenido de nitratos de las
aguas. Al igual que para el caso del amonio, este resultado puede estar
indicando la existencia de factores locales que pueden estar influenciando las concentraciones de nitratos en cada estación de muestreo.
Debido a que esta forma del nitrógeno es la utilizada principalmente
por el fitoplancton para su crecimiento, las variaciones en las diferentes estaciones de muestreo pueden ser debidas a incrementos o
decrecimientos de la actividad fitoplanctónica en cada una de ellas.
El valor promedio de nitratos obtenidos en nuestro trabajo (165,7
μg/L) se encuentra dentro del intervalo de valores (0 – 200 μg/L)
reportados por Galindo y col. (1997), no obstante el valor máximo
193
registrado en nuestro trabajo supera el máximo de este intervalo (612
μg/L). De acuerdo a Rodríguez (2000) los valores de NO3-N han incrementado desde 1973 hasta 1997. Nuestros resultados arrojan evidencia que indica que este aumento continúa en el presente.
Otro nutriente importante determinado en el presente estudio
es el fósforo. Los valores de ortofosfatos obtenidos en este estudio
(0 – 398 μg/L) resultaron más elevados comparados con los valores
reportados para fósforo total (80 – 120 μg Ptotal/L) por Galindo y
col. (1997). El valor más alto encontrado por este autor en la zona
profunda de la estación Centro Lago es ligeramente superior al valor
encontrado por nosotros en las estaciones superficiales Don Alonso
y San Isidro. Esto sugiere un incremento en los contenidos de fósforo en los últimos años. Rodríguez (2000) reporta un incremento de
fósforo total desde 1955 hasta 1996 en la región central del Lago de
Maracaibo. Este aumento progresivo del ingreso de fósforo puede
estar relacionado con el incremento en el uso de fertilizantes agrícolas, una mayor deforestación y erosión de los suelos, la expansión
de las actividades agropecuarias y la acuicultura, y al incremento de
descargas residuales debido al acelerado crecimiento poblacional.
Al examinar la relación N/P encontramos que el valor promedio es considerablemente bajo y menor al valor de 9, de acuerdo
al índice de Redfield. Esta relación está indicando que el nutriente limitante para la producción fitoplanctónica es el nitrógeno. Rodríguez (2000) señaló que, de los estudios analizados para el año
1997 en el Lago de Maracaibo, el nutriente limitante para la producción primaria era el nitrógeno. Con anterioridad se había señalado
al nitrógeno como el nutriente limitante en el sistema (Parra-Pardi,
1986). La estación La Salina presentó el mayor valor de la relación
N/P lo que nos indica que tanto el P como el N pudiesen estar limitando la producción en esta estación.
Los valores de N/P que limitan la producción del fitoplancton
no necesariamente son útiles para indicar limitación al crecimien-
194
to de la Lemna. Se han reportado valores mínimos requeridos de
P y N para el crecimiento de las Lemnáceas (Landolt y Kandeler,
1987). Wolek (1979) reportó que los requerimientos de nitrógeno en
las Lemnáceas es específico para cada especie y dependiente de las
condiciones de cultivo. Landolt y Kandeler (1987) indicaron valores
entre 0,02 mg/L (L. minuta) y 0,1 mg/L (L. gibba) para varias especies del género Lemna. En cuanto al fósforo los valores mínimos requeridos por las distintas especies van desde 0.003 mg/L (L. minuta)
hasta 0.017 mg/L (L. gibba).
Relación entre el estado fisiológico de la planta y las variables
ambientales
Los parámetros medidos en las plantas nos arrojan importante
información acerca del estado fisiológico en que se encuentran éstas
en los distintos ambientes muestreados y su relación con los factores
fisicoquímicos. De acuerdo a nuestros resultados, el porcentaje de
clorosis está inversamente correlacionado con el contenido de nitrógeno y proteínas en la planta. Esto puede estar corroborando que el
estado de deterioro de la planta se produce como consecuencia de la
limitación por el nitrógeno. Las dos estaciones con mayor porcentaje de necrosis (Centro Lago y La Salina) resultaron con valores de
la N/P que evidenciaron limitación de nitrógeno para la producción
primaria en un caso, o limitaciones por N y P en el otro. El agotamiento del nitrato puede sobrevenir como consecuencia del rápido
crecimiento de densas poblaciones de las plantas, las cuales tienen
que compartir este nutriente con el fitoplancton. Para la formación
de la biomasa de estas grandes manchas de Lemna obscura se requiere grandes cantidades de nutrientes, especialmente de nitrógeno
y fósforo. Las altas velocidades de crecimiento de estos organismos
ocasionan una rápida disminución de estos nutrientes en los niveles
superficiales de la columna de agua y provoca una limitación para su
propio crecimiento, dificultando los mecanismos fisiológicos y con-
195
duciendo a la pérdida de pigmentos clorofílicos. Esto es evidenciado
por la relación negativa (aunque no significativa) entre la clorofila a
y el porcentaje de clorosis.
Como buenos indicadores de las condiciones fisiológicas de
las plantas resultaron los parámetros longitud del fronde y número
de yemas, ya que éstos presentaron una correlación negativa con el
porcentaje de clorosis. Este resultado nos demuestra que el estrés fisiológico de la planta afecta la inversión de energía en formación de
nuevos tejidos, la reproducción vegetativa y sus procesos metabólicos. Algunos estudios han reportado una disminución del tamaño
del fronde a bajas concentraciones de nitrógeno en Lemna minor y
Lemna minúscula (Landolt y Kandeler, 1987).
Una indicación del estado fisiológico de la planta también puede ser evaluado por el contenido de proteínas, nitrógeno, fósforo y
clorofila a. A juzgar por los resultados del análisis de componentes
principales los niveles de proteína y los porcentajes de fósforo y nitrógeno explicaron en gran medida la ordenación de las estaciones
de muestreo. Cuando se identificaron estas estaciones de acuerdo a
las zonas previamente formuladas como A, B, ó C, nos encontramos
una clara separación entre las estaciones de los cuerpos de agua ubicados en tierra y cercanos a la zona litoral (los cuales denominamos
“Zona A”) y las estaciones ubicadas en aguas abiertas del lago (“Zona
C”). Las estaciones que se encontraron en la zona litoral, constituyendo lagunas costeras con conexión directa al lago pero con cierto
grado de aislamiento debido a las irregularidades en la línea de costa
(“Zona B”), se ubicaron en una situación intermedia entre ambos grupos. Estos resultados nos indican que las poblaciones de L. obscura
que se encuentran creciendo en la Zona A poseen altos valores de
proteína, nitrógeno y fósforo. Ejemplo de estas estaciones son: Hda.
Mi Querencia y 32.4 km Barranquita. Estas estaciones pertenecen a
la depresión costera que conforma un sistema cenagoso que puede,
196
durante la época de lluvias, conectarse con las aguas del lago. Las
condiciones fisicoquímicas de estos hábitats son muy diferentes a las
encontradas en aguas abiertas del lago. Los sedimentos están constituidos por abundante materia orgánica y reciben un aporte abundante
de nutrientes (especialmente fósforo y nitrógeno) de las actividades
agropecuarias de la zona. Muchos de estos cuerpos han sido construidos como reservorios de agua y muchos otros forman parte del
sistema cenagoso constituido por el interflujo de agua subsuperficial
con el lago y por las planicies de inundación de los ríos Palmar y San
Ignacio cuando confluyen con el lago.
Muchas de las estaciones de esta zona mostraron tasas de crecimiento en el laboratorio por encima de 0,1 (Figura 4); lo cual demuestra que en general estos ambientes deben promover mejores
condiciones para el crecimiento de esta planta: alto contenido de
nutrientes, buenas condiciones de iluminación, poco movimiento
de las masas de agua. En contraste, las tasas de crecimiento de la
Lemna que se encuentran en aguas abiertas del lago (Zona C), son
menores a 0,1 y en base a los bajos contenidos de proteína, fósforo y
nitrógeno, el crecimiento está por debajo de su óptimo y en algunos
casos puede llegar a estar limitando su crecimiento. Un ejemplo de
esta zona son las estaciones Centro Lago, Punta Los Palos, La Salina
y Bajo Grande. En estas estaciones los bajos niveles de nutrientes,
un aumento del movimiento de las masas de agua o la competencia con el fitoplancton, pueden influenciar las tasas de crecimiento
y las condiciones fisiológicas de la planta. Un aspecto interesante
que se deriva de este trabajo es que al parecer las estaciones más
alejadas del área costera (Centro del Lago) presentan condiciones
poco adecuadas para el crecimiento de L. obscura. Esto indica que
la influencia de los procesos que ocurren en la zona cenagosa costera, probablemente haya determinado y esté determinando el ingreso
de las poblaciones de L. obscura como el que inició en el año 2004.
197
De acuerdo a nuestros resultados, los niveles de P y N en el
agua no determinan los contenidos de N y P en la planta. La mayoría
de los estudios concuerdan en que la concentración de los minerales en la solución nutritiva en cultivos de laboratorio tiene una
influencia fundamental en el contenido mineral dentro del fronde
(Landolt y Kandeler, 1987). No obstante, la determinación de estos
nutrientes en el agua durante un muestreo puntual nos ofrece sólo un
cuadro estático momentáneo de la concentración de este nutriente.
Las concentraciones de nutrientes en el agua son muy dinámicas y
presentan variaciones considerables con respecto al tiempo, de manera que podemos encontrar variaciones entre semanas o aún días.
Estas variaciones pueden ser producidas por cambios climáticos,
como una lluvia ocasional, actividad biológica o movimientos de
las masas de agua (Landolt y Karzycki, 1994). Por el contrario, el
contenido de nutrientes en las plantas resulta de la acumulación durante un lapso de tiempo, y por tanto integra las variaciones en las
concentraciones de nutrientes en el cuerpo de agua. Este argumento
explicaría la ausencia de correlación entre los nutrientes en el agua
y en la planta.
Examinemos este resultado en más detalle. Si existe alguna
limitación por nitrógeno o fósforo se esperaría entonces una disminución de la tasa de crecimiento. En primer lugar observaremos
las concentraciones de nitrógeno inorgánico total en las distintas estaciones y tomamos el valor de 0,08 mg/L como la concentración
de nitrógeno mínima requerida para el crecimiento reportada para
L. minor (Landolt y Karzycki, 1994) de la Lemna en el Lago. Estos resultados concuerdan bien con la ordenación de las estaciones
de muestreo. Un gran número de estaciones asignadas a la zona C
presentan niveles de nutrientes en las aguas por debajo del mínimo
requerido para el crecimiento, mientras que gran parte de las estaciones asignadas a las zonas A y B mostraron concentraciones de N
total en el agua por encima de los requerimientos mínimos que se
198
necesitan para el crecimiento. Al comparar estos resultados con los
valores de nitrógeno en planta, proteínas y % de clorosis, nos damos
cuenta de que en general las estaciones de la zona C presentan plantas con bajos niveles de N y proteínas en sus tejidos, pero los porcentajes de clorosis son más altos, lo que nos indica que las condiciones de crecimiento de las plantas no son muy buenas. Ahora bien,
aún cuando el crecimiento en esta zona está siendo limitado, no es
detenido por completo. Landolt y Zarzycki (1994) indicaron que en
aguas con una densa cobertura de lemnáceas hay siempre un flujo
de nutrientes desde la biomasa muerta al agua, y los frondes son capaces de tomar algunos nutrientes, aún si el contenido en el agua es
mínimo. Los valores de nutrientes liberados durante la senescencia
de las plantas pueden ser altos si la cobertura de la planta es densa y
las aguas poco profundas, pero puede ser un poco más bajo en aguas
más profundas. Esto puede explicar los densos crecimientos de esta
planta que se han observado en el lago desde el año 2004.
En el presente estudio, nos propusimos conocer los factores
que influencian las tasas de crecimiento de la Lemna. Es importante
aclarar que las tasas de crecimiento fueron determinadas en condiciones de laboratorio por lo que la extrapolación a las condiciones
de campo debe hacerse con cautela. Al relacionar las tasas de crecimiento medidas en el laboratorio con los parámetros físico-químicos
y biológicos medidos en el campo encontramos que los factores que
explican en mayor grado las variaciones en las tasas de crecimiento
son el oxígeno, el pH y los nitratos.
La relación negativa encontrada entre la tasa de crecimiento y
el pH puede sugerir un mejoramiento de la absorción de nutrientes
a valores mas bajos de pH. Se ha reportado que la absorción de fosfatos y amonio puede incrementar cuando el pH disminuye (Landolt
y Kandeler, 1987). Un aspecto inesperado lo constituye la relación
negativa encontrada entre las tasas y las concentraciones de nitratos
199
y fosfatos en el agua. Ya hemos visto que las concentraciones de
nutrientes en el campo no determinan las concentraciones de nutrientes en la planta, por tanto las tasas de crecimiento obtenidas
en el laboratorio no deben estar directamente relacionadas con las
concentraciones de nutrientes en el campo. La composición química
del agua puede experimentar cambios durante el transporte del agua
del campo al laboratorio. Hay evidencias de que el fósforo puede
precipitar bien en el campo o durante el transporte del agua antes
del análisis (Landolt y Kandeler, 1987). De igual manera, durante el
transporte del agua (que en muchos casos tomaba mas de 24 horas)
las botellas se mantenían cerradas y bajo estas condiciones las concentraciones de oxígeno deben disminuir considerablemente, contribuyendo a la transformación del nitrato en amonio el cual puede
constituirse como agente tóxico.
Finalmente una relación que ha sido suficientemente documentada es la longitud de la raíz y el contenido de nutrientes. En
este estudio se encontró una relación significativa y negativa entre
la longitud de la raíz y la concentración de nitrógeno total en el
agua. Landolt y Kandeler (1987) proponen el elongamiento de la
raíz cuando los nutrientes disminuyen en el agua. Se ha encontrado
que L. minor puede “aclimatarse” morfológica y fisiológicamente a
la disponibilidad de N en el medio de crecimiento, destacando que el
alargamiento de la raíz en relación al fronde se encontró en plantas
que crecieron a bajas concentraciones de N (Cedergreen y Vindbaek
Madsen, 2002). Los autores indicaron que Lemna tiene la capacidad
de incorporar NH4+ y NO3- a través de las raíces y del fronde. La
contribución diferencial de una u otra estructura parece estar determinada por las concentraciones de N en el medio. Al nivel morfológico, la relación área superficial de la raíz/fronde incrementa cuando
declina el suministro de N. Esto representa una ventaja para una
planta flotante donde tanto la raíz como el fronde están expuestos
al mismo medio, ya que el gasto energético parece ser mucho más
bajo cuando se invierte en biomasa para la raíz en relación al fronde.
200
CONCLUSIONES
Al finalizar este trabajo podemos llegar a las siguientes conclusiones:
1) Se identificaron tres zonas de crecimiento de la especie
L. obscura durante el estudio. Las estaciones de muestreo
ubicadas en el área continental Costera (Curarire-Barranquitas) que denominamos Zona A, presentan condiciones
físico-químicas, niveles de nutrientes y características del
hábitat que permiten un óptimo crecimiento de esta planta.
En la mayoría de estas estaciones se encontraron las mayores tasas de crecimiento registradas en los ensayos en el
laboratorio. Asimismo, las plantas se encontraban en mejores condiciones fisiológicas a juzgar por los altos valores de
proteínas, nitrógeno, fósforo y menores valores de clorosis
y necrosis. Por otro lado, encontramos las estaciones de
muestreo pertenecientes a las aguas abiertas del lago, y que
denominamos Zona C. En gran parte de estas estaciones
las tasas de crecimiento fueron de intermedias a bajas, pero
las variables biológicas indicaron que el estado fisiológico
de las mismas era deficiente. En líneas generales, los valores de proteínas, nitrógeno y fósforo fueron bajos, mientras
que los porcentajes de clorosis y necrosis fueron más altos.
Por último, las estaciones localizadas en la región litoral
lacustre o Zona B, mostraron tasas de crecimiento variables (altas o bajas), pero las plantas presentaron un “estado
intermedio” de las condiciones fisiológicas si atendemos a
sus valores de proteínas, nitrógeno, fósforo y porcentaje de
clorosis comparados con las zonas A y C.
2) La estación con la mayor tasa de crecimiento fue la estación ubicada en la cercanía de la Hacienda Rafito Galeón
(Zona A), mientras que la que presentó la menor tasa resultó ser la estación San Isidro (Zona B), la cual presentó una
201
tasa negativa. La determinación de las tasas de crecimiento
en el laboratorio tiene varias limitaciones que impiden una
completa relación con el ambiente natural en el que se encuentran.
3) Al examinar los sitios litorales de la Zona B que promueven mayores tasas de crecimiento dentro del lago, se identificaron las siguientes estaciones: Boca de Limaso, Ciénaga
Limaso y Ologas. La Ciénaga Limaso es un área crítica
por cuanto recibe aportes de nutrientes provenientes de una
granja productora de camarones. Estas estaciones pueden
constituirse en “zonas calientes” de rápida reproducción
para la Lemna, y pueden ser los suministros constantes de
densas masas de estas plantas con buenas condiciones fisiológicas hacia las aguas abiertas del lago.
4) Las concentraciones de nutrientes (ortofosfatos, nitratos
y amonio) en las estaciones estudiadas se consideran altos al compararlos con estudios previos. Llama la atención
que los valores reportados para nitrógeno amoniacal sean
4 veces más elevados a los reportados en 1999. Una de las
estaciones que mostró valores más elevados de amonio fue
Don Alonso, lo cual puede estar relacionado con entradas
provenientes de la zona litoral costera y vinculado con actividades agropecuarias y de acuicultura. No obstante, la
determinación de las fuentes de los nutrientes al lago está
fuera del alcance de este trabajo, y por tanto es recomendable la realización de estudios más específicos orientados en
este sentido.
5) El contenido de proteínas en la planta resultó un buen indicador de las condiciones fisiológicas de las mismas y
mostró ser una variable con un buen poder discriminatorio
entre las distintas estaciones. De similar ayuda resultaron,
para la consideración del estado fisiológico de la planta,
202
la determinación del porcentaje de clorosis y necrosis y la
producción de yemas. No obstante, no se encontró relación
entre estos indicadores y las tasas de crecimiento determinadas en el laboratorio. Es probable que las condiciones
físico-químicas del agua utilizada en los ensayos hayan
cambiado durante el transporte y mantenimiento de los
mismos.
6) Las condiciones físico-químicas en el campo no reflejaron
las condiciones fisiológicas de las plantas. Este resultado
implica que los muestreos puntuales sólo reflejan las condiciones del medio en el momento en el cual se toma la
muestra y por tanto no integran la totalidad de los procesos
que se suceden durante el crecimiento de estos organismos.
Nuestros resultados indican que los parámetros biológicos
tales como contenido de Nplanta ó Pplanta, proteínas, clorosis,
producción de yemas, longitud del fronde y la raíz, reflejan
mejor las condiciones de crecimiento de la Lemna. Sería
recomendable realizar muestreos más intensivos que intenten seguir la dinámica de crecimiento de esta planta y que
puedan ofrecer información integrada de las condiciones
ambientales a lo largo del tiempo.
7) Se encontró una relación negativa significativa entre la
longitud de la raíz y la concentración de nitrógeno inorgánico total (NO3 + NO2 +NH4). Este resultado soporta los
obtenidos de estudios previos que indican que la planta se
“aclimata” morfológica y fisiológicamente ante la disponibilidad de N en el medio de crecimiento.
8) Con miras a ofrecer una posible explicación al sobrecrecimiento de la especie L. obscura en el Lago de Maracaibo,
se puede concluir que, a partir de nuestros resultados, la
Lemna fue suministrada al Lago desde las Zonas A, donde
esta especie está creciendo desde hace muchos años. Du-
203
rante los períodos de intensas lluvias ocurridos en los últimos años, las escorrentías litorales transportaron estos organismos hasta las Zonas B, donde consiguieron abundantes nutrientes y ambientes más protegidos del movimiento
del agua, en áreas con características semejantes a las estaciones Don Alonso y Ciénaga Limaso. En estas zonas las
plantas se reprodujeron de manera exponencial y en buenas
condiciones fisiológicas. Posteriormente, grandes masas de
estas plantas entraron al cuerpo de agua e iniciaron un ciclo
de transporte y reproducción alrededor del Lago. Estos movimientos antihorario impulsados por el movimiento lacustre, transportan la especie en sentido circular y con cercanía
a las áreas litorales con mayores suministros de nutrientes.
Asimismo, las plantas pueden obtener nutrientes para su
crecimiento durante los ciclos de senescencia, incorporando nutrientes liberados de los ejemplares en descomposición. Los datos aportados en el presente estudio parecen
arrojar evidencia que sustenta nuestra hipótesis inicial.
AGRADECIMIENTOS
Este trabajo fue desarrollado gracias al financiamiento del Instituto para la Conservación del Lago de Maracaibo (ICLAM) y Petróleos de Venezuela (PDVSA) bajo el número de proyecto P04027. Extendemos nuestro agradecimiento a los licenciados Erika León,
Iliana Martínez, Laura Volta, Brinolfo Montilla y Roberto Santelloco por su activa participación durante las labores de campo y laboratorio. Asímismo, agradecemos a la Dra. Marinela Colina por
permitirnos utilizar algunas de las instalaciones y facilidades del Laboratorio de Química Ambiental del Departamento de Química de
la Facultad Experimental de Ciencias de la Universidad del Zulia.
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EVALUACIÓN DE PATRONES DE
DEFORESTACIÓN EN LA CUENCA DEL LAGO
DE MARACAIBO (1985-2010) MEDIANTE EL USO
DE IMÁGENES SATELITALES
Autores y Afiliaciones:
C.A. Portillo-Quintero1*, A.M. Sánchez2, C.A. Valbuena2,
I. Gonzalez 2, J.T. Larreal1
Centro de Estudios Botánicos y Agroforestales, Instituto Venezolano de Investigaciones Científicas, Apdo. 21827. Maracaibo, Venezuela.
1
Departamento de Biología, Facultad Experimental de Ciencias, Universidad del
Zulia. Maracaibo, Venezuela.
2
* Autor correspondiente: Email: [email protected]; Dirección: Centro de Estudios Botánicos y Agroforestales, Instituto Venezolano de Investigaciones Científicas, Apdo. 21827, Maracaibo, Venezuela.
RESUMEN
Este trabajo sintetiza los resultados de la aplicación de técnicas
de clasificación y muestreo probabilístico de imágenes satelitales
para estimar los patrones de deforestación en la Cuenca del Lago de
Maracaibo –CLM– (Venezuela y Colombia). Los resultados indican
una disminución drástica de la cobertura forestal como resultado de
la expansión agrícola y urbana, especialmente cuando se compara la
extensión actual con la extensión potencial dentro de las ecoregiones
“Bosques Secos de Maracaibo” y “Bosques Montanos de los Andes
Venezolanos”. Utilizando series temporales de imágenes satelitales
208
Landsat, se calcularon tasas de deforestación para el período 19852010. El análisis se realizó en 24 celdas de muestreo de 10x10 km2
ubicadas al azar dentro de estratos de probabilidad de cambios de
cobertura previamente definidos. Se elaboró un modelo predictivo
de la distribución espacial general de las tasas de deforestación mediante la aplicación de un modelo de regresión simple basado en las
probabilidades de cambio de cobertura a escala de la CLM. Nuestros
resultados indican que la deforestación es considerada baja (<0,5 %/
año) en el 85% de la CLM, con frentes de deforestación (tasas intermedias a altas, <2,5 %/año) altamente focalizados en tres regiones:
a) Subcuenca del río Motatán, b) fajas premontana y submontana
de la subcuenca del río Catatumbo y c) faja submontana de las subcuencas del río Apón y Santa Ana. Los resultados de este artículo
permiten abrirle la vía a las investigaciones sobre causas de deforestación en la CLM en la actualidad. El estudio también demuestra la
viabilidad de utilizar métodos alternativos diferentes a los métodos
tradicionalmente utilizados considerados insostenibles a nivel técnico y financiero en Venezuela y otros países latinoamericanos.
Palabras clave: bosques tropicales, cuenca del Lago de Maracaibo
MODIS, tasas de deforestación, muestreo anidado, Landsat.
INTRODUCCIÓN
La pérdida de los bosques tropicales trae consigo una gran
cantidad de efectos deletéreos incluyendo la pérdida de especies,
erosión del suelo, sedimentación de los arroyos y la desestabilización de las cuencas hidrográficas, y en consecuencia, problemas
socioeconómicos a las poblaciones que dependen de sus servicios
ecosistémicos (Peres, 2011; Laurance y col., 1997). La deforestación tropical también conlleva a mayores emisiones de CO2 , considerándose un contribuyente importante de las emisiones de gases
Evaluación de patrones de deforestación en la Cuenca del Lago de Maracaibo. (1985-2010) mediante el uso de
imágenes satelitales. C.A. Portillo-Quintero, A.M. Sánchez, C.A. Valbuena, I. González, J.T. Larreal.
209
de efecto invernadero en el mundo (Achard y col., 2010). El ritmo
acelerado de la deforestación tropical es, por consiguiente, una gran
preocupación para las sociedades humanas alrededor del mundo.
Para el periodo de 2000-2010, la deforestación estimada fue
de aproximadamente 52.110 km2/año, con pérdidas anuales desde 4.100 km2/año hasta 39.970 km2/año en diferentes regiones del
mundo (Achard y col., 2010). Los índices estimados de deforestación por país reportados por la FAO han sido de gran valor en el suministro de información en tendencias intrarregionales en la pérdida
de bosques. En comparación con otras partes del mundo, en la última década los países latinoamericanos han experimentado las tasas
más altas de deforestación. De acuerdo a la FAO (2011), el cambio
en la cobertura forestal durante el periodo 2000-2010 en los países
de América Central y América del Sur se estimó en tasas anuales de
-1,2% y -0,5%, comparado con -0,49% en África,+0,19% en Asia
y la región del Pacífico, +0,03% en Norte América, y +0,09% en
Europa. En América del Sur (AS), los países tropicales (Colombia,
Venezuela, Ecuador, Brasil, Bolivia y Perú) representan el 90% de
la deforestación total. La tasas de deforestación más altas se encuentran en Ecuador y Venezuela (-1,8 y 0,6%, respectivamente), seguido por Bolivia (-0,5%), Brasil (-0,5%), Colombia (-0,2%) y Perú
(-0,2%). En América Central, las tasas más altas de deforestación
se encuentran en Honduras (-2,1%), Nicaragua (-2,0%), Guatemala (-1,4%) y el Salvador (-1,4%). Estas cifras por país son de gran
valor ya que son usadas a menudo para evaluar las diferencias y similitudes entre las causas socioeconómicas del cambio de la cobertura forestal (Laurance, 1999; Forner y col., 2006). Para los países
en desarrollo en América Latina, esta información es especialmente
útil para alentar a los entes oficiales en ambiente a reforzar las estrategias operacionales dedicadas a estabilizar o reducir las elevadas
tasas de deforestación en sus países.
210
En el caso de Venezuela, que de acuerdo con la FAO (2011) es
el país con la segunda tasa más alta de deforestación en América del
Sur, las estimaciones nacionales de deforestación se basan en reportes que han sido cuestionados, ya que su información deriva de bases
de datos de la cobertura vegetal que se encuentran obsoletas, provenientes de los años 70 y principios de los 80, con falta de claridad y
transparencia en relación a las metodologías y fuentes de datos utilizadas (GFW, 2001; Pacheco-Angulo y col., 2011). Las estimaciones
subnacionales de las bases de datos nacionales venezolanas (a nivel
de estado o nivel bioregional) tienen las mismas inconsistencias, y
por ello, las tendencias sub-nacionales en cobertura forestal deben
ser interpretadas con precaución en el mejor de los casos.
Uno de los problemas técnicos en los cuales se hizo énfasis en
el UNFCC, en el asunto de la reducción de las emisiones por la deforestación y degradación (REDD), es que todos los estimados deben ser transparentes, consistentes y tan exactos como sea posible,
al igual que deben estar abiertos a la revisión independiente (Eckert
y col., 2011; Achard y col., 2010).
Tucker y Townshend (2000) afirman que los procedimientos
adoptados con sensores remotos por equipos científicos a través del
mundo han alcanzado altas precisiones por medio de una combinación del uso de datos de la alta resolución satelital, integración de
métodos automatizados e interpretaciones humanas. Dichos procedimientos y capacidades técnicas han avanzado desde los 90´s y la
aplicación de sistemas operacionales de monitoreo a nivel nacional
y subnacional son ahora una meta factible para la mayoría de los
países en desarrollo (DeFries y col., 2007).
Una de las metodologías más prácticas para determinar tasas
de deforestación es el muestreo probabilístico de imágenes satelitales de alta resolución (Stehman y col., 2003; Achard y col., 2010;
DeFries, 2007). El muestreo probabilístico se basa en la presunción
211
de que los eventos de deforestación no se encuentran distribuidos
al azar en el espacio, y por lo tanto, se requiere especial atención
para asegurar que el diseño estadístico del muestreo esté enfocado
en las áreas de deforestación potencial (Achard y col., 2007). En
comparación con los aportes de pared a pared o cobertura completa
(Wall-to-wall), el muestreo probabilístico se ha convertido en una
alternativa viable debido a que los costos de su aplicación son más
bajos, hay menores sesgos de errores de clasificación y asegura el
reporte oportuno de los resultados (Stehman y col., 2003). Achard
y col., (2002) desarrollaron una estrategia de muestreo usando imágenes satelitales para proporcionar una medición confiable de los
cambios en los bosques tropicales de manera uniforme, independiente y repetible. Este enfoque también es conocido como “método de muestreo anidado”. En este procedimiento, datos de baja
resolución (mapas subcontinentales de cobertura forestal a escala
de 1:5.000.000) fueron analizados para producir un mapa de riesgo
de la deforestación que se clasificó más tarde en estratos de riesgo.
Luego, se seleccionaron 100 sitios de muestreo entre los estratos a
través de un esquema de muestreo estratificado para cubrir un 6,5%
del dominio de los bosques tropicales. Cada sitio de muestreo fue
posteriormente analizado utilizando datos de moderada resolución
(20-30 mts de resolución espacial).
En América del Sur, un sistema de monitoreo sistemático basado
en un método de muestreo anidado similar sólo ha sido desarrollado
por la Agencia Espacial Nacional de Brasil (INPE) para la Amazonia
Legal a través de un programa completo de seguimiento anual
llamado PRODES. El sistema de monitoreo brasilero PRODES para
la Amazonia de ese país es utilizada para el enfoque de los “hot
spots” o puntos críticos con bases en los seguimientos de los años
anteriores (INPE2006). Dichos puntos o áreas son prioritarios para
el análisis de los años próximos para ser utilizados como mapas de
alta resolución de deforestación.
212
Para Venezuela y otros países en desarrollo de Suramérica la
implementación de un sistema de vigilancia de los bosques nacionales está a la mano. Las estrategias operativas de estos sistemas deben
evaluar la disponibilidad de la información auxiliar y la singularidad
de las características geomorfológicas y biofísicas locales.
El propósito de este trabajo es mostrar los resultados de la aplicación de técnicas de muestreo anidado de imágenes satelitales para
calcular tasas de deforestación a nivel subnacional en Venezuela. El
estudio está enfocado dentro de los límites de la Cuenca del Lago de
Maracaibo, una de las regiones más degradadas del país en términos
de presión antropogénica histórica sobre sus bosques.
MÉTODOS
Área de estudio
Cuenca del Lago de Maracaibo, Venezuela
La Cuenca del Lago de Maracaibo (CLM) es una gran depresión costera localizada entre los 9° y 12° N y los 70° y 72° O, en
el noroeste de Venezuela y el noreste de Colombia (Figura 1). La
región está flanqueada por la bifurcación de la Cordillera de los
Andes en el extremo norte de América del Sur y se extiende por
aproximadamente 121.823 km2 (Medina y Barboza, 2006; Rivas y
col., 2005). El relieve topográfico es variable en toda cuenca, y alcanza altitudes de 3.000 a 5.000 metros en los flancos occidentales y
orientales de la Cordillera Andina. La figura 1 muestra la ubicación
relativa del área de estudio y la distribución geográfica del relieve
topográfico. Las cordilleras actúan como barreras naturales para los
vientos que vienen desde el nor-este, creando diferentes condiciones de precipitación y evapotranspiración que va desde ambientes
áridos a semiáridos hasta ambientes húmedos en el sur de la CLM
(Medina y Barboza, 2006).
213
Figura 1. Área de estudio: Cuenca del Lago de Maracaibo (CLM). Cada sub-cuenca está etiquetada con su nombre. La línea punteada indica los bordes internacionales dentro de la CLM. Diferencias en la escala de grises muestra la distribución
de los rangos de altitud (0 msnm= color negro; >5000 msnm= blanco).
214
Las formaciones de bosques caducifolios también conocidos
como la ecoregión de “Bosques Secos de Maracaibo”, alguna vez
dominaron las tierras bajas coluvio-aluviales que rodean al lago,
pero poco queda desde los años 60 debido a la fuerte intervención
humana. El área es ahora dominada por la ganadería, actividades
agrícolas, infraestructura para la industria petrolera, áreas residenciales y urbanísticas (WWF, 2002). Varios restos de pequeños a
grandes remanentes de los boques montanos y submontanos se encuentran extendidos en el occidente (montañas de Perijá) y las cordilleras del sur-este (cordillera de Mérida), rodeada de poblaciones
de propietarios de tierras agrícolas de tamaño pequeño y mediano
de una diversidad de cultivos (desde vegetales hasta plantaciones
de plátano y café). Los bosques húmedos se pueden encontrar en
la región del sur-oeste de la cuenca, a lo largo de la frontera entre Venezuela y Colombia, y el valle del río Catatumbo. Esta área
es también conocida como la ecoregión de “Bosques Húmedos del
Catatumbo”; el área central de estos bosques se encuentra rodeada
de pendientes más bajas y tierras bajas de las cordilleras de Perijá y
Mérida y se encuentran entre las más ricas en diversidad de flora en
los bosques húmedos tropicales de Venezuela (WWF, 2002).
En la Figura 2, se muestra el mapa de distribución de cobertura de bosques (CLM2010) producida por el Centro de Estudios
Botánicos y Agroforestales (CEBA) del Instituto Venezolano de
Investigaciones Científicas (IVIC) a partir de análisis de imágenes
MODIS correspondientes a enero de 2010. El mapa muestra una
exactitud general de clasificación de 90% (Exactitud del productor:
Bosques 82%, No-Bosques 98%; Exactitud del usuario: Bosques
97%, No-Bosques 83%). Según este mapa, la cobertura total de bosques para el año 2010 es 29.710 km2 lo que representa el 38% de la
cobertura terrestre total de la CLM. De esta extensión, 18.343 km2
(61,74%) pertenecen a Venezuela y 11,367 km2 (38,26%) se encuentran en Colombia.
215
Figura 2. a) Mosaico de imágenes de “MODIS-Terra surface reflectance 8-Day
500-m L3” para enero de 2010 con poca cobertura de nubes, b) Mapa de cobertura
forestal (CLM2010) producido por clasificación semiautomatizada del mosaico
de imágenes MODIS.
Diseño del muestreo para cuantificar las tasas de deforestación
La metodología aplicada para cuantificar las tasas de deforestación es una adaptación del trabajo publicado por Achard y col.
(2002); Hansen y col. (2008); Hansen y col. (2009), Broich y col.
(2009) y Stehman y col. (2011). El método consiste en tres pasos:
1) la derivación de un mapa indicador de cambios mostrando las
tendencias generales de las pérdidas de bosques, 2) diseños de selección estadísticos de bloques de muestra de 10 x 10km, 3) mapeos de
deforestación en bloques de muestra de 10 x 10 km usando series de
tiempo de Landsat, y 4) la derivación de un modelo de deforestación
basado en un análisis de regresión.
216
Imágenes Satelitales y datos auxiliares
Se utilizaron imágenes Landsat TM y ETM+ (Level 1T – terrain corrected) adquiridas a través del servicio Global Land Cover
Facility (http://www.landcover.org) con muy poca cobertura de nubes y/o neblina (menos de 10%) para fechas de adquisición entre
2008 y 2011 (Circa 2010) y entre 1984 y 1989 (Circa 1985). Un total
de nueve escenas Landsat (p006/r052; p006/r053; p006/r054; p007/
r052; p007/r053; p007/r054; p008/r052; p008/r053; p008/r054) fueron necesarias para cubrir el área de estudio para cada período.
La información hidrográfica digital para los sistemas de información geográficos (SIG) se obtuvo de la base de datos de USGS
HydroSHEDS (http://hydrosheds.cr.usgs.gov) con el fin de definir
los límites geográficos de la Cuenca del Lago de Maracaibo. La información geográfica de los límites en la ecoregión dentro de los
bosques húmedos y secos se obtuvo de la base de datos SIG de las
ecoregiones terrestres de la WWF (disponible en: www.worldwildlife.org), la cual es el resultado de la exploración de los mapas de
globales existentes florísticos, de provincias zoogeográfícas y los
diversos tipos de vegetación, y la consulta de los expertos regionales (Olson y col., 2001). Información adicional de soporte sobre
extensiones de bosques a escala de 1:2,000,000 estuvo disponible a
través de la base de datos de SIG del uso de tierras y cobertura de
las mismas elaborado y distribuido por el Ministerio de Ambiente
y Recursos Naturales de Venezuela (MARN) en 2003 (Rodríguez y
col., 2010). Esta base de datos fue producida para la interpretación
visual de imágenes SPOT, Landsat TM y MSS provenientes de 1988
y 1995, con información actualizada a partir de imágenes de 20002001 (Pacheco-Angulo, 2011; FRA, 1999; Rodríguez y col., 2010,
Oléa, 2008). La base de datos será referida como mapa forestal de
MARN2000.
217
Mapa de probabilidad de cambios de cobertura
Un mapa general de las tendencias en la pérdida de bosques
se obtuvo a partir del mapa MARN2000 y el mapa de CLM2010.
Para los bosques húmedos en la región de la región del sur-este de la
Cuenca en Colombia, se utilizó el MODIS 500-m Vegetation Continuous Fields (VCF) correspondiente al año 2001 (disponibles a través del sitio web de LPDAAC) como estado inicial de la cobertura
de bosques para la zona (Hansen y col., 2009). La determinación de
valores umbrales, ayudado por la interpretación visual de imágenes
de alta resolución, fue necesario en fin de definir las extensiones de
bosques húmedos en producto de MODIS 500-m VCF. Este conjunto de datos representan la mejor cobertura forestal disponible para
la Cuenca del Lago de Maracaibo de dos fechas lo suficientemente
lejanas para mostrar el cambio significativo en la cobertura desde una
escala del paisaje.
Para la detección de cambios entre mapas de cobertura, una grilla vectorial de 10 x 10 km fue creada en zonas a menos de 5 km de
distancia de los bosques representados en MARN2000/VCF utilizando Hawth´s tools (Beyer y col. 2004) en el software de ArcGIS. La
cantidad de cobertura (en km2) representada por MARN2000/VCF
y CLM2010 fue calculada para cada celda de 10 x 10 km, al igual
que el porcentaje de cambio entre los datos. Dado que ambos mapas
fueron producidos a partir de diferentes esquemas de clasificación,
los cambios detectados en cobertura forestal pueden ser atribuidos
a errores de geolocalización e inconsistencias en la digitalización de
coberturas. Por ello, el valor de porcentaje de cambio obtenido se entiende como el valor de “probabilidad de cambio” de cobertura forestal, y no se considera un estimador directo de porcentaje de pérdida
de bosque. De manera similar a Hansen y col. (2008a) y Broich y col.
(2009), los porcentajes de valores de cambio se clasificaron en estratos. El método de optimización de Jenks (conocido como “natural
breaks”) fue utilizado para clasificar los datos en los siguientes estra-
218
tos: bajo, intermedio, alto y muy alto. Las celdas que no presentaron
cambios de cobertura fueron descartadas para los siguientes análisis.
Diseño de muestreo estratificado
Un diseño de muestreo estratificado con asignación óptima fue
utilizado para determinar el número de bloques de 10 x 10 km por
estrato para ser analizados utilizando datos de series temporales de
Landsat (Broich y col., 2009; Stehman y col., 2011). Un tamaño de
muestra que abarcara el 5% del área total de estudio fue inicialmente
considerado un tamaño de muestra apropiado, en base a los resultados de estudios similares globales y regionales (Broich y col., 2009).
En primera instancia, los tamaños de las muestras fueron asignados a los cuatro estratos, mediante el método de asignación óptima
de Neyman (Broich y col., 2009; Stehman y col., 2011). La asignación óptima fue determinada usando desviaciones estándar de las
probabilidades de cambio de todas las celdas para cada estrato. Una
vez que los tamaños de las muestras por estrato fueron calculados,
un procedimiento de selección al azar de celdas fue llevado a cabo
utilizando la herramienta de Hawth´s tools en ArcGIS.
Estimación de la deforestación con Landsat
Las imágenes Landsat (Circa 1985) y Landsat (Circa 2010) fueron recortadas utilizando el área de muestreo por celdas seleccionadas por estratos y luego estas muestras fueron clasificadas en mapas
categóricos de Bosques y No-Bosques a través de clasificaciones no
supervisadas (Jensen, 2007). Las clasificaciones por celda fueron auxiliadas por la interpretación de las composiciones a falso color de
Landsat y los índices de vegetación provenientes de las mismas escenas mencionadas, y utilizando imágenes de alta resolución de Google
Earth (<5-m resolución espacial), al igual que toda la data secundaria
219
o auxiliar necesaria. La tasa anual de deforestación (Td) fue calculada por celda de muestreo usando la siguiente fórmula:
Td (%/año) =
(A1-A2)
(A1* n) *100
(1)
Donde A1 es el estado inicial de la cobertura forestal (Circa,
1985), A2 es el estado final de dicha cobertura (Circa, 2010) y n es el
tiempo (años) entre A1 y A2 (Hernández y Pozzobon, 2004). Cuatro
categorías fueron asignadas para los índices de deforestación: Bajo
(< 0,5 %/año), Medio (0,5 – 2,0 %/año), Alto (2,0 – 3,0 %/año) y
Muy alto (> 3 %/año). Esta fórmula y las categorías fueron utilizadas
para permitir la comparación con las tasas a nivel nacional y otros
estudios a nivel del paisaje en Venezuela (Catalán, 1991; Hernández
y Pozzobon, 2004).
Finalmente, un modelo de regresión lineal simple fue aplicado
entre las tasas de deforestación calculadas por celda y las probabilidades de cambio previamente estimadas. El modelo permitió predecir las tasas de deforestación en toda la población de celdas 10 x 10
km inicialmente elaborada para cubrir la CLM (Hansen y col., 2009).
Tabla 1. Tasas anuales de deforestación calculadas a partir de imágenes
satelitales Landsat: a) Por estrato de probabilidad de cambio de cobertura forestal; b) por nivel de deforestación según Catalán (1991).
Tabla 1
a)
Estratos Número total
de celdas
1
2
3
4
189
125
56
7
Número
de celdas
muestrales
7
9
7
1
Tasa de deforestación
a partir de imágenes
Landsat
(%/año)
0,24
0,83
0,58
0,42
*Rangos estimados a un intervalo de confianza del 95%.
Rango de
valores
estimados*
0,20-0,28
0,22-1,44
0,01-1,15
-
220
b)
Estratos
Número
total de
celdas
Número
de celdas
muestrales
Categorías
de Tasas de
Deforestación
según Catalán
(1991)
7
Tasa de
deforestación
a partir de
imágenes
Landsat
(%/año)*
0,24 + 0,04
Probabilidad baja de
cambio
(Estrato 1)
189
Probabilidad media a
alta de cambio
(Estratos 2,3,4)
Total
188
17
0,70 + 0,32
Media
377
24
0,56 + 0,24
Media
Baja
* Rangos estimados a un intervalo de confianza del 95%.
RESULTADOS
Los cuatro estratos derivados de la comparación entre los mapas MARN2000/VCF y CLM2010 correspondieron a las siguientes
probabilidades de cambio de cobertura forestal: 0-5% (Estrato 1),
>5-17% (Estrato 2), >17-38% (Estrato 3), y >38% (Estrato 4). La
Figura 3b muestra la disposición espacial de cada estrato en la CLM.
Un total de 33 celdas de muestreo correspondientes al 8.75% del
total de celdas de 10x10 km2 (n=377) fueron inicialmente analizadas
mediante el análisis de 10, 13, 9 y 2 celdas de muestreo seleccionadas por estrato. Durante el procesamiento de imágenes Landsat,
fueron descartadas las celdas con más del 50% de datos ausentes a
causa de cobertura de sombras y nubes y/o provenientes de la malfunción “Scan-line corrector-off (SLC-off)” de Landsat ETM+. Finalmente el número de celdas analizadas por estrato 1-4 fueron 7, 9,
7 y 1, respectivamente. Estas 24 celdas de muestreo correspondieron al 6,36% del área de estudio.
La Figura 3c muestra la localización de las 24 celdas de muestreo analizadas. La Tabla 1 resume los resultados provenientes del
cálculo de tasas de deforestación por estrato.
221
Figura 3. a) Mapa indicando áreas de ocurrencia de cambios en extensión de bosques a
partir de la comparación de los mapas MARN2000/VCF y CLM2010; b) Probabilidades
de cambio de cobertura forestal calculados para celdas 10 x 10 km2 ubicados a 5 km de
todos los fragmentos de bosques detectados (n=377). Los valores fueron clasificados en
cuatro estratos utilizando el método de optimización de Jenks (Natural breaks); c) Celdas de muestreo seleccionados utilizando el método de selección óptima de Neyman por
estrato. Las tasas de deforestación fueron calculadas por celda de muestreo utilizando
imágenes Landsat de 1985 y 2010; d) Tasas de deforestación estimadas para 377 celdas
basadas en un modelo de regresión simple calculado a partir de valores de probabilidad
de cambios de cobertura previamente definidos (R2=0,29, p <0,05; Rd= 0,0263[Prob_
Cambios] + 0,1482). Con bordes negros, se resaltan las dos celdas muestrales con la
mayor tasa de deforestación (>2 %/y) calculadas a partir de imágenes Landsat.
222
Los resultados para las celdas analizadas dentro del estrato de
baja probabilidad de cambio de cobertura forestal (Estrato 1) mostraron una tasa de 0,24 + 0,04 %/año, correspondiendo a la categoría de
tasa de deforestación baja según Catalán (1991). Los valores dentro
de los estratos 2 y 3 (probabilidades de cambio intermedio y alto)
fueron 0,83 + 0,61 %/año y 0,58 + 0,57 %/año respectivamente, las
cuales corresponden a la categoría de tasa de deforestación intermedia. Sólo una celda fue analizada para el estrato de muy alta probabilidad de deforestación mostrando una tasa de deforestación de
0,42%/año, también en la categoría intermedia según Catalán (1991).
A pesar de que los valores promedios difirieron entre estratos,
reflejando sólo dos niveles de deforestación (Tabla 1b), los datos obtenidos dentro de la categoría intermedia fueron altamente variables y
no mostraron una diferencia estadísticamente significativa en comparación con los datos obtenidos para la categoría baja (Mann-Whitney
U= 34, p>0.05). Esto es debido a que una larga proporción de celdas
de muestreo exhiben valores bajos de deforestación, incluyendo en las
áreas donde se predijeron valores intermedios y altos de deforestación
(85% en el estrato 1; 37% en el estrato 2; 71% en el estrato 3). La
estratificación localizó exitosamente las áreas con tasas de deforestación intermedia y alta en la CLM. Éstas están localizadas en la faja
submontana y premontana de los bosques de la cordillera de Perijá,
los bosques húmedos de la subcuenca del río Catatumbo y la subcuenca del río Motatán (Cordilleras de la Costa Oriental del Lago).
En la Figura 3d se muestran los resultados de la elaboración de
un modelo predictivo de la distribución espacial general de las tasas
de deforestación en la CLM mediante la aplicación de un modelo de
regresión simple aplicado a las 377 celdas. El modelo de regresión
simple aplicado para el período 1985-2010 capturó el 29% de la variación de la deforestación estimada con imágenes Landsat (R2=0,29, p
<0,05, n=20; Rd= 0,0263[Prob_cambio] + 0,1482). Las tasas de deforestación del modelo mostraron un rango de 0,15 %/año a 1,86 %/año.
223
El modelo de regresión muestra una distribución espacial de
la presión por deforestación en la CLM con una exactitud general
satisfactoria, ilustrando mayores tasas en la cordillera de la costa
oriental (sub-cuenca del río Motatán), la región central de la cordillera de Perijá y las pendientes bajas de la cordillera de Perijá en la
sub-cuenca del río Catatumbo.
El modelo provee una aproximación a las tasas de deforestación en la CLM durante 1985-2010, pero los valores absolutos de
las tasas calculadas por celda de muestreo no fueron necesariamente
capturados por el modelo. Por ejemplo, el modelo predice altas tasas
de deforestación en la cordillera de la costa oriental (subcuenca del
río Motatán) cuando, de hecho, las tasas de deforestación calculadas
a partir de imágenes Landsat para la faja premontana de la subcuenca del río Catatumbo (Promedio Anual Td= 0,89 %/año, n=4) fueron
mayores que las calculadas en celdas de muestreo en la subcuenca
del río Motatán (Promedio Anual Td= 0,52%/y, n=5). Este sesgo
hacia la subcuenca del río Motatán fue probablemente producido
por la existencia de valores más altos de probabilidad de cambios de
cobertura forestal previamente definidos para la zona. Como complemento para el entendimiento de la dinámica de deforestación en
la CLM, en la Figura 5d se resaltan las dos celdas de muestreo cuyas
tasas de deforestación calculadas son altas (>2 %/y).
DISCUSIÓN
La aplicación de un diseño de muestreo anidado para calcular
tasas de deforestación permitió generar información estadísticamente válida sobre los patrones locales de deforestación de una manera
eficiente a nivel de costos en tiempo y en inversión financiera.
Los resultados permitieron no sólo distinguir dos categorías de
tasas de deforestación (baja e intermedia) en el área de estudio y una
tasa de deforestación promedio de 0,56 %/año para toda la CLM,
sino que también generó información espacialmente explícita sobre
224
la localización de los frentes de deforestación dentro de la cuenca.
La cuantificación periódica de tasas de deforestación puede ser mejorada al calcular probabilidades de cambio de cobertura forestal
utilizando CLM2010 como mapa inicial y versiones de este mapa
para los años subsiguientes elaborados mediante métodos similares
de clasificación. Por otro lado, los errores estándar de los valores de
deforestación dentro de los estratos y entre ellos, pueden ser reducidos mediante el incremento del tamaño de la muestra por estrato.
Mejoras en la estimación de las probabilidades de cambio de
cobertura forestal y un incremento en el número de muestras por
estrato pueden mejorar significativamente el coeficiente de determinación (R2) del modelo simple de regresión lineal, para así obtener
predicciones globales de tasas de deforestación más ajustadas a las
obtenidas por imágenes de alta resolución. Adicionalmente, la selección de un número mínimo apropiado de celdas de muestreo debe
tomar en consideración los costos de hombre/hora y de mantenimiento de la capacidad de computación con el fin de asegurar que el
sistema de monitoreo se mantenga a largo plazo.
Adicionalmente, al comparar la delineación de las ecoregiones
terrestres según Olson y Dinerstein (2002) con la cobertura forestal
en CLM2010 se encontró que 88% de la ecoregión “Bosques secos
de Maracaibo”, 66% de la ecoregión “Bosques Montanos de los Andes Venezolanos”, 58% de los “Bosques Húmedos del Catatumbo”
y sólo 6% de los “Bosques de la Cordillera Oriental” han sido ya
transformados a usos antrópicos de la tierra.
Esto indica una disminución drástica de la cobertura forestal
como resultado de la expansión agrícola y urbana, especialmente
cuando se compara la extensión actual con la extensión potencial
dentro de la ecoregión “Bosques Secos de Maracaibo”. Sin embargo, se estima que la mayoría de los cambios de cobertura forestal en
la CLM ocurrieron durante los años 50 y 60 a partir de la construc-
225
ción de la carretera panamericana que bordea toda la faja premontana y submontana de la CLM. Las únicas tasas de deforestación
oficiales para la región, publicadas por GFW (2002), fueron calculadas por interpretación visual de imágenes satelitales y reportan una
tasa anual de deforestación de 4,4% para el período 1977-1982 en el
Estado Zulia, el cual ocupa >50% del territorio de la CLM.
Para los últimos 25 años (1985-2010), nuestros resultados indican que la deforestación fue baja (<0,5 %/y) en el 85% de la cuenca,
con frentes de deforestación (tasas intermedias a altas, <2,5 %/año)
focalizados en tres regiones: a) sub-cuenca del río Motatán , b) fajas
premontana y submontana de la subcuenca del río Catatumbo y c)
faja submontana de las subcuencas del río Apón y Santa Ana.
Llamozas y col. (2002) y Rodríguez y col. (2010) reportan que
los bosques húmedos del río Catatumbo están casi extintos. A pesar
de que esta aseveración puede ser cierta para los bosques en la zona
venezolana de la subcuenca del Catatumbo, no representa la condición real de los bosques nivel de toda la subcuenca. De hecho, la
subcuenca del río Catatumbo contiene el núcleo boscoso de mayor
tamaño de la CLM (14,736 km2) pero el 78% de éstos está localizado en territorio colombiano. Este hecho es especialmente importante porque enfatiza la importancia del manejo binacional de la
subcuenca del río Catatumbo y la necesidad del estudio integral de
la CLM más allá de las fronteras internacionales.
CONCLUSIONES
Los resultados de este artículo permiten abrirle la vía a las investigaciones sobre las causas de deforestación en la CLM. El estudio también demuestra la viabilidad de utilizar métodos alternativos
diferentes a los métodos tradicionalmente utilizados considerados
insostenibles a nivel técnico y financiero en Venezuela y otros países
latinoamericanos.
226
Para la Cuenca del Lago de Maracaibo y Venezuela en general,
la elaboración de mapas utilizando métodos de interpretación visual
de imágenes satelitales al igual que la determinación de niveles de
deforestación usando enfoques de pared-a-pared de imágenes satelitales de alta resolución, ha demostrado ser insostenible debido a
que requieren mucho tiempo de trabajo en procesamiento y recursos
financieros. Para las instituciones ambientales locales y nacionales,
la aplicación de métodos eficientes a nivel de costos y de mantenimiento garantiza la generación de información a largo plazo para la
conservación y manejo de bosques. La metodología aquí aplicada
puede ser implementada por pequeños equipos de geógrafos especializados en SIG y sensores remotos utilizando información satelital gratuita o de bajo costo que se encuentra disponible en servicios
internacionales.
El proyecto en curso de la Agencia Bolivariana para Actividades Espaciales (ABAE) para el lanzamiento del primer satélite venezolano de sensores remotos (VRSS-1) en el 2012-2013, promete
beneficiar aún más las iniciativas de monitoreo de la cobertura y deforestación de los bosques en Venezuela. El VRSS-1 está diseñado
para proporcionar imágenes ópticas de alta resolución (VIS-NIR) a
un tamaño de pixel de 10 mts, lo cual mejorará la colección de sitios
de entrenamiento y validación, y el cálculo de las tasas de deforestación en celdas de muestreo. Mientras tanto, es necesario llevar a
cabo investigaciones para hacer frente a necesidades metodológicas
tales como: a) la derivación de mapas de cobertura vegetal más precisos, b) determinar el tamaño mínimo apropiado de la muestra por
estrato y c) establecer métodos estadísticos y normas de calidad para
el reporte de estimaciones de tasas anuales de deforestación. Dar
respuestas a estas preguntas ayudará a establecer un sistema de monitoreo de cobertura de bosques de mayor exactitud y transparencia
a escala sub-nacional y nacional.
227
AGRADECIMIENTOS
Este trabajo fue llevado a cabo como parte del proyecto N°
1046 del Centro de Estudios Botánicos y Agroforestales del Instituto Venezolano de Investigaciones Científicas (IVIC). Agradecemos
la ayuda de la “Fundación Amigos del Lago” (Banco Occidental de
Descuento) en las etapas tempranas de este trabajo. Agradecemos a
Edgar Oléa y Miguel Pietrangeli por sus comentarios en la metodología y el análisis de los resultados.
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PARTE III
APLICACIONES Y
USOS DE LA PLANTA
ACUÁTICA
LEMNA OBSCURA
BIOREFINACIÓN DE LA LEMNA OBSCURA
DEL LAGO DE MARACAIBO.
PARTE I. ACONDICIONAMIENTO
DE MATERIA PRIMA
Faneite Noguera Alexis1*, Ferrer Ocando Alexis2, Tudare Torres
Josué1, Cardozo Rosales Rosángela 1
Laboratorio de Ingeniería Química “Prof. Ydelfonso Arrieta”, Escuela de
Ingeniería Química, Facultad de Ingeniería, Universidad del Zulia. Avenida
Guajira, Sector Grano de Oro, Ciudad Universitaria “Dr. Antonio Borjas
Romero”, Edificio de Petróleo y Química. Maracaibo, Venezuela.
1
Instituto Zuliano de Investigaciones Tecnológicas. Km. 15 vía La Cañada de
Urdaneta, Venezuela.
*Autor correspondiente: email: [email protected]
2
RESUMEN
La reproducción explosiva de la Lemna obscura en el Lago de
Maracaibo, indica su envejecimiento prematuro y acelera su eutrofización. Biorefinarla para valorizar sus constituyentes contribuiría
con el saneamiento del lago y disminuiría importaciones. Su elevada
humedad (94% en base húmeda, bh) implica un acondicionamiento
previo para hacer factible su utilización. Se planteó, en un trabajo
de 3 etapas, evaluar las potencialidades y la cinética de secado en
capa fina de la Lemna a diferentes temperaturas y alturas de capa
(L), estudiar el secado al sol, así como evaluar el secado en secador rotatorio y diseñar un prototipo a escala semi-industrial. En la
etapa 1, se analizó la Lemna químicamente y se modeló su cinética
238
de secado entre 55 y 115 ºC, a 2 mm de L. En la etapa 2, se modeló
su cinética de secado entre 55 y 115ºC, a 4, 5 y 6 mm de L y se estudiaron estrategias de secado al sol. En la etapa 3, se corrieron 20
pruebas en un secador rotatorio piloto a diferentes condiciones, para
validar un modelo de simulación. Las curvas de secado son predichas por un modelo nuevo desarrollado en este trabajo. Las curvas
de régimen muestran una etapa principal de velocidad decreciente
de la humedad con control interno, concordando con el tipo de difusión anómala mostrada por las curvas de desorción. Media tonelada
de Lemna, recogida en la Costa Oriental del Lago, puede ser secada
hasta 16% bh, con un día al sol y dos días a la sombra. Para secar 10
kg/h de lemna hasta 10% (bh) de humedad final, se requiere un secador rotatorio de 5,9 m de largo y 1,4 m de diámetro, con 0,33° de
ángulo de inclinación y 2,6 rpm, con 0,146 m3/s de aire de entrada
al calentador a 120 °C.
Palabras clave: Lenteja de agua, cinética de secado en capa fina,
difusión anómala, secado al sol, secadores rotatorios continuos.
INTRODUCCIÓN
El Lago de Maracaibo ha comenzado un proceso de eutrofización que lo convertirá en un pantano; la proliferación de la Lemna
obscura y parámetros fisicoquímicos y bacteriológicos así lo demuestra (Rivas y col., 2005). La cuña salina del canal de navegación
ha impedido la autopurificación natural de eliminación de nitrógeno
y fósforo acumulados por años en el cono hipolimnético (Rincón
y Godoy, 2006). Las intensas lluvias produjeron la crecida del río
Catatumbo que dispersó los nutrientes acumulados, y aunado a esto,
se cree que aves migratorias trajeron semillas desde Everglades de
Florida. El saneamiento del Lago a través de la recolección de la
Lemna ha sido poco efectivo.
Biorefinación de la Lemna Obscura del Lago de Maracaibo. Parte I. Acondicionamiento
de materia prima. Alexis Faneite, Alexis Ferrer, Josué Tudare, Rosángela Cardozo.
239
Mediante un proceso de desfibrilación conocido como Presurización y Despresurización Amoniacal (PDA), se puede biorefinar la
Lemna y disponer sus componentes (celulosa, hemicelulosa, lignina
y proteínas) para producir concentrados proteicos para animales monogástricos, biocombustibles, y productos químicos derivados de la
lignina (Ferrer y col., 2006). Por su gran contenido de humedad, la
Lemna requiere ser secada para hacer factible su procesamiento; reducir la humedad de la Lemna de 94 a 10%, disminuiría un 90% los
costos de transporte y aumentaría el tiempo de vida útil de la Lemna
que facilitaría a su vez su almacenaje en silos.
Iguaz y col. (2003) validaron un modelo de simulación riguroso para un secador rotatorio de vegetales, obteniendo un error de
±4% para la humedad de salida del sólido. Ferrer y col. (2006) obtuvieron a partir de la Lemna un concentrado proteico de 32%, con
potencial para alimentar cerdos y aves. Ríos (2009) pretrató Lemna
con PDA, obteniendo un rendimiento de extracción de proteínas de
44.69% comparado con 18.54% del material no tratado. Con base
a estos estudios y con miras a las potencialidades de la Lemna, se
planteó como objetivo establecer una metodología económicamente
factible y sostenible de acondicionamiento y logística de suministro
de Lemna como materia prima para biorefinerías, en la producción
de alimentos para animales, biocombustibles y químicos.
Materiales
La Lemna se recolectó en diferentes zonas de la costa del estado Zulia, y se codificaron según su procedencia de la siguiente
manera: L1: Punta Don Alonso, Barranquitas, municipio La Cañada
de Urdaneta (año 2005) (Cardozo y Pirela, 2011); L2: lagunas de estabilización pertenecientes al Centro de Investigación del Agua de la
240
Universidad del Zulia, Maracaibo (año 2009) (Araujo y Villalobos,
2009); L3: cañada ubicada a 20 km al norte de Ciudad Ojeda (año
2010); L4: Sector “El Ahorcado”, municipio Lagunillas (año 2011)
(Suárez, 2010). Las muestras L1, L2 y L3, se lavaron, almacenaron
en bolsas selladas y se refrigeraron a 2 ºC.
Análisis
Para determinar la humedad, se pesaron por triplicado entre
100 y 200 g de muestra y se introdujeron en una estufa a 105 ºC
por 24 h (Alibas y col., 2007). Para la humedad de saturación, se
humedecieron las muestras hasta saturación, se filtraron en embudos cubiertos con papel parafilm, se pesaron y se introdujeron en
una estufa a 105 ºC por 24 h para determinar la humedad. En la
determinación de la fibra, se utilizó el método de Van Soest (1963),
que fracciona la pared celular en fibra neutro detergente, fibra ácido detergente y lignina ácido detergente, reportándose porcentajes
de celulosa, hemicelulosa y lignina. Para determinar proteína cruda
se usó el método micro-Kjeldahl (A.O.A.C, 1990). Para medir el
porcentaje de grasa en base seca, se siguió el método de extracción
Soxhlet (COVENIN, 1979) usando hexano como solvente extractor.
Modelaje de la cinética de secado experimental
Medición de la cinética de secado experimental
Las muestras por triplicado se colocaron en porta-muestras de
aluminio, en forma de una capa fina y se les midió su masa inicial
con precisión de 0,1 mg (con una balanza analítica Adventure™
OHAUS Corp. Pine Brook, NJ). Se introdujeron en la estufa de convección forzada (Thermo Fisher Scientific, modelo: 6528. USA),
puesta previamente a la temperatura de interés, con precisión de ±
1 °C y, cada 5 o 3 minutos para las temperaturas por encima de 85
°C, se pesaban rápidamente. El tiempo de pesada no se contabilizó
241
como parte del tiempo de secado. Al constatar que en 3 pesadas
sucesivas la masa de las muestras no variaba en el orden de 10-3 g
(estado de pseudo equilibrio dinámico), se pasaron a una estufa de
convección natural a 105 °C por 24 h (Memmert 854. Schwabach,
Alemania) (Araujo y Villalobos, 2009; Suárez, 2010; y Faneite,
2010). Se midió la cinética de secado de la muestra L2 fresca a 55,
65, 75, 85, 95, 105 y 115 ºC y rehidratada hasta saturación a 65, 75,
85 °C, a 0,002 m de altura de capa (L) y, para la muestra L3, se midió con muestras frescas a 55, 75, 95 y 115 ºC y de 0,004 a 0,006 m
de altura de capa (L).
Modelado de la cinética de secado
Para el modelaje empírico, se determinó por cada corrida la humedad en base seca (bs) por cada pesada, y esta humedad se convirtió
a fracción de humedad no eliminada por medio de la ecuación (1)
M r (t ) =
Xt − Xe
(1)
X0 − Xe
donde Mr(t) representa la fracción no eliminada o relación de humedad en el tiempo t, Xt representa la humedad (bs) en el tiempo t, X0,
la humedad (bs) del material y Xe la humedad (bs) del material en el
equilibrio (pseudo-equilibrio dinámico). Se graficaron las curvas de
secado y se suavizaron con polinomios. Se calcularon los parámetros de los modelos de secado en capa fina (Tabla 1) con el método
de los mínimos cuadrados utilizando los datos suavizados, y se graficaron las curvas de secado experimentales con la representación de
los modelos, para hacer una inspección visual.
Los modelos que superaron la inspección visual se sometieron
a las pruebas estadísticas de selección mostradas en la Tabla 2.
Los valores de los criterios estadísticos de selección (Tabla 2)
para cada modelo y para cada temperatura, se les aplicó un ANOVA
242
y una prueba LSD con 95% de confianza, para verificar diferencias
significativas, asumiendo los resultados por temperatura como réplicas y los modelos como tratamientos.
Tabla 1. Ecuaciones semi-teóricas y empíricas del secado en capa fina
Ecuación Nombre
Ecuación
Referencia
N.
2
Page
Page (1949)
M (t) = exp(-ktn)
r
3
4
Page
Modificada I
Verma y col.
5
6
7
Midilli y col
Hii
Nuevo
Mr (t) = exp[-(kt)n]
Mr (t) = aexp(-ktn)+(1-a)exp(-gt)
Overhults y col.,
(1973)
Verma y col. (1985)
Midilli y col. (2002)
Mr (t) = aexp(-ktn)+bt
Hii y col. (2009)
Mr (t) = aexp(-ktn)+c exp(-gtn)
Mr (t) = aexp(-ktn)+ (1-a)exp (-gtn)+bt Suárez (2010)
L: longitud de la capa; t: tiempo; Mr(t): fracción de humedad no eliminada; a, b, c, g, k, y
n, parámetros y constantes de las ecuaciones.
Para el modelaje teórico, se derivaron los polinomios con respecto al tiempo y se graficaron en función de la fracción de humedad no eliminada para evaluar los períodos de secado para todas las
temperaturas. Se graficó la curva de humedad desorbida en función
de la raíz del tiempo para evaluar el tipo de difusión.
Se calculó la difusividad efectiva para cada punto experimental
con la solución de Crank a la segunda Ley de Fick (Crank, 1975),
truncada en el primer término:
M r (t ) =
 π 2 Deff ⋅ t 
8
 (8)
 −
exp
π2
4 L2 

donde Mr(t) es relación de humedad (adimensional) en el tiempo t;
L es la mitad del espesor de la capa, cuando ésta se seca por ambos
lados, o el espesor de la capa, cuando se seca por un solo lado (m);
Deff es la difusividad efectiva (m2/s); y t es el tiempo (s).
Se constató que la difusividad efectiva tenía un comportamiento potencial, graficando en función de Mr. Se calcularon los paráme-
243
tros siguiendo el modelo de régimen regular (Rao y Rizvi, 1995). El
parámetro pre-potencial se correlacionó con una ecuación de línea
recta, y la potencia se promedió para obtener una expresión independiente de la temperatura:
Deff = (b +mT)Mr (9)
donde b, m y n son los parámetros del modelo de régimen regular y
T es temperatura en Kelvin.
No.
10
Tabla 2. Criterios estadísticos de selección (Faneite, 2010).
Nombre
Ecuación
Criterio
Coeficiente de
determinación
R
2
∑
=1−
∑
N
(M
(M
i =1
N
r pred ,i
i =1
r pred ,i
(M
)
)
De tendencia. El mejor
tiende a 1.
− M rpred ,i
De distribución equitativa de los errores por
defecto y por exceso. El
mejor tiende a 0.
2
− M rexp,i
− M rpred ,i
2
11
Error promedio
sesgado
1
MBE =
N
∑
12
Desviación relativa promedio
1
MRD =
N
 Mr − Mr
pred ,i
∑i =1  exp,Mi
r exp,i

13
Raíz del promedio del error
cuadrado
RMSE =
Ji cuadrado
χ2 =
14
∑
N
i =1
rexp,i
N
∑
N
i =1
(M
rexp,i
− M rpred ,i
N
N
i =1
(M
rexp,i
− M rpred ,i
N −n
)
2
)
2
)
De distribución relativa
 de los errores por defec
 to y por exceso. El mejor

tiende a 0.
De sesgo. El mejor tiende a 0.
De sesgo corregido por
el número de parámetros
del modelo. El mejor
tiende a 0.
N es el número de observaciones, n es el número de constantes, M r exp, i es la i-ésima relación de humedad experimental, M r exp, i es la i-ésima relación de humedad calculada,
M rpred ,i es la relación de humedad calculada promedio, y M rpred , i es la relación de humedad experimental promedio.
244
Secado al sol (capa fina)
Se pesaron las muestras por duplicado en 16 portamuestras de
aluminio, de 1 cm de altura, 12 cm de largo y 6 cm de ancho, con
un espesor de capa de 5 y 10 mm, y se expusieron al sol durante
4 h. Cada 30 min, se retiraban dos portamuestras para cada altura
de capa y se almacenaban en bolsas selladas dentro de una cava
para conservar la humedad. Se determinó la humedad y contenido
de proteína cruda (Suárez, 2010).
Secado al sol (prueba piloto)
Se revisaron las predicciones meteorológicas y fotografías satelitales del Lago de Maracaibo y se llevaron a cabo conversaciones
con el ICLAM sobre sus experiencias en recolección. Posteriormente se conversó con los consejos comunales para la disponibilidad de
personal, y finalmente se realizó la compra de materiales y se esperó
el momento de justo.
Pruebas en secador rotatorio a escala piloto
Equipo
En la Figura 1, se muestra una fotografía del secador rotatorio
a escala piloto (Bench Scale Equipment, modelo 1-34287, Dayton,
Ohio) existente en el Laboratorio de Ingeniería Química de LUZ.
El secador rotatorio (D-901) tiene 0,50 m de longitud y 0,10 m de
diámetro interno. Tiene aletas curvadas longitudinales internas para
tomar el sólido desde la parte inferior y hacerlo caer mientras van
subiendo, durante cada giro del secador. Cuenta con un soplador con
admisión variable a través de orificios de restricción concéntricos.
Tiene además, un controlador de temperatura de aire de entrada al
secador, un alimentador de velocidad variable y un ciclón a la salida
del aire (Faneite y col., 2007a; Faneite y col., 2010).
245
Procedimiento
Se estableció la velocidad de rotación del horno y el ángulo de
inclinación. Luego se colocó el flujo de aire deseado para la prueba
y se midieron las temperaturas de bulbo húmedo y bulbo seco del
aire de entrada al soplador. Inmediatamente se colocó en servicio
el controlador de temperatura de aire de entrada al secador en 120°
C. Se escogió esta temperatura para todas las pruebas para evitar el
deterioro de la biomasa por efecto térmico. Luego se midieron las
temperaturas de bulbo húmedo y bulbo seco a la salida del secador y
al verificar temperatura constante, se midió la temperatura de entrada de la biomasa y se inició la alimentación. Luego de que observó
la salida de Lemna seca, se chequeó el estado estacionario, verificando que las temperaturas de salida del gas estuvieran constantes
por 5 min, momento en el cual, se cambió el recipiente de lemna a la
salida por otro para recibir la Lemna seca en estado estacionario por
10 min, y se descartó la que salió en la etapa inicial.
Figura 1. Fotografía del secador rotatorio piloto (Faneite y col., 2010).
Las primeras 12 pruebas se llevaron a cabo a 0.33 º de inclinación y 0.1112 rev/s de velocidad de rotación, variando el flujo de gas
246
seco por unidad de área en 0.1027, 0.1055, 0.1091, 0.1137, 0.1161,
0.1271 kgAS/m2.s. Para cada flujo de aire se hizo un duplicado. Las
siguientes 8 pruebas se llevaron a cabo a 0.1155 kgAS/ m2.s y 0.56º
de inclinación variando la velocidad de rotación en 0.0492, 0.0812
y 0.1112 rev/s. Las dos primeras por triplicado y la última por duplicado (Faneite y col., 2007a).
Modelaje, simulación y diseño del secador rotatorio
El modelo se basa en establecer un diferencial de balance
de energía en un diferencial de longitud del secador, en donde, el
diferencial de calor transferido por el gas se iguala al diferencial de
calor transferido hacia el sólido más el diferencial de calor perdido.
Desarrollando por separado cada uno de los términos e integrando
desde 0 hasta Z se obtiene una expresión para la longitud que viene
dada por el número total de unidades de transferencia de calor por la
longitud de la unidad de transferencia de calor (Friedman y Marshall,
1949; Faneite y col., 2007b).
Se divide el secador en tres zonas: La zona de precalentamiento
(Zona I), la zona de evaporación (Zona II) y la zona de sobrecalentamiento (Zona III), donde para cada zona se calcula el número de
unidades de transferencia y se suman para obtener el número total
de unidades de transferencia. En las 3 zonas, el gas disminuye su
temperatura y el sólido aumenta a excepción de la Zona II en donde
el sólido mantiene su temperatura constante, debido a que todo el
calor transferido por el gas en esta zona, la usa el sólido para vaporizar el agua (Treybal, 2001). Esta zona está limitada por la primera
y segunda humedad crítica, que son el inicio y el fin de la etapa de
velocidad de secado constante en una curva de régimen de secado,
especialmente hecha para esta medición y cuyos valores son 8,043
y 3,600 kgH2O/kgLS (LS: Lemna seca), respectivamente (Faneite y
col., 2010). La longitud de la unidad de transferencia se calcula con
una ecuación empírica recomendada para secadores comerciales
247
(Treybal, 2001) y se multiplica por el número total de unidades de
transferencia para obtener la longitud teórica, predicha o calculada
(Friedman y Marshall, 1949; Faneite y col., 2007b).
El error entre la longitud predicha y la real se correlacionó con
los datos de entrada y, con este factor de corrección, se corrigió la
longitud calculada, mediante el modelo de diferencial de balance de
energía, para un secador rotatorio de 10 kg/h de Lemna húmeda. El
diámetro interno, como consecuencia de la velocidad lineal del gas
establecida, se calcula mediante optimización experimental con los
datos de las 20 pruebas realizadas (Faneite y col., 2007a; Faneite y
col., 2010). Los detalles de diseño se establecieron por recomendaciones de la literatura en función del diámetro y longitud obtenidos
(Treybal, 2001). Los detalles mecánicos correspondientes al tipo
de material, soportes, motores, alimentador y aislamiento térmico,
están perfectamente explicados en el trabajo de Cardozo y Pirela
(2011).
RESULTADOS
Potencialidades para biorefinerías
Tabla 3. Caracterización fisicoquímica de las muestras
Muestra
L1
L2
L3
L4
%x0
93,891
94,843
95,734
-
%xS
88,003
-
%PC
15,002
24,793
31,064
20,00
%C
17,002
12,733
-
%H
18,402
15,993
-
%L
2,402
1,013
-
%G
8,503
8,804
-
%x0: porcentaje de humedad inicial (bh); %xS: porcentaje de humedad de saturación (bh);
%PC: porcentaje de proteína cruda (bs); %C: porcentaje de celulosa de Van Soest (bs);
%H: porcentaje de hemicelulosa de Van Soest (bs); %L: porcentaje de lignina de Van
Soest (bs); %G: porcentaje de grasa cruda Soxhlet. (bh): base húmeda o base total. (bs):
base seca. Superídices: 1Cardozo y Pirela, 2011. 2Ríos, 2009. 3Araujo y Villalobos, 2009.
4
Suárez, 2010.
248
Cinética de secado en capa fina. muestra l2
1 ,0
0 ,9
0 ,8
0 ,7
0 ,6
M r 0 ,5
0 ,4
0 ,3
0 ,2
0 ,1
0 ,0
0
10
20
30
t (m in )
40
50
60
Figura 2. Modelos cinéticos de secado que mejor se ajustaron a los datos experimentales:
Midilli y col.; Ecuación 15. 55 ºC; 65 ºC; 75 ºC; 85 ºC; 95 ºC; 105 ºC; 115 ºC.
(Araujo y Villalobos, 2009).
Tabla 4. Parámetros y criterios estadísticos del modelo Midilli y col., para la
muestra L2.
T
Parámetros del modelo
Criterios estadísticos
(ºC) k
R2
RMSE MBE
χ2
MRD
n
a
b
55
0,0241 1,1201
0,9895 -2,20E-03 0,9981
0,0294 0,0000
0,0013 0,5061
65
0,0231 1,1638
0,9926 -4,60E-03 0,9975
0,0166 0,0000
0,0005 0,0460
75
0,0330 1,1862
0,9971 -4,70E-03 0,9992
0,0096 0,0000
0,0002 0,0343
85
0,0241 1,4396
0,9932 -1,90E-03 0,9980
0,0162 0,0016
0,0006 0,6668
95
0,0308 1,4440
0,9938 -1,10E-03 0,9975
0,0181 -0,0003 0,0008 3,9917
105
0,0564 1,2648
0,9945 -7,00E-03 0,9975
0,0245 -0,0001 0,0014 0,1388
115
0,0745 1,176
0,9984 -1,01E-02 0,9949
0,0305 0,0111
0,0022 4,4410
T: temperatura; k, n, a y b: Parámetros de la ecuación de Midilli y col.; R2: Coeficiente
de determinación; RMSE: Raíz del cuadrado medio del error; MBE: error del promedio
sesgado; χ2: Ji cuadrado; MRD: desviación relativa promedio.
249
Cinética de secado en capa fina. muestra l3
1 ,0
1 ,0
(a)
0 ,8
(b)
0 ,8
0 ,6
Mr
0 ,4
0 ,6
Mr
0 ,4
0 ,2
0 ,2
0 ,0
0 ,0
0
20
40
60
t iem p o (m in )
80
100
0
20
40
60
80
100
120
140
160
t iem p o (m in )
1 ,0
(c)
0 ,8
0 ,6
Mr
0 ,4
0 ,2
0 ,0
0
20
40
60
80 100 120 140 160 180 200
t iem p o (m in )
Figura 3. Modelo cinético de secado Nuevo que mejor se ajustó a los datos experimentales
para una altura de capa de: (a) 4 mm; (b) 5 mm y (c) 6 mm (Suárez, 2010). 55 ºC; 75
ºC; 95 ºC; 115 ºC; ― modelo nuevo.
Tabla 5. Criterios estadísticos de selección para la muestra L3 (Suárez, 2010).
Altura de capa: 4 mm
Modelo
R2
Page
0,9900 c
Midilli y col. 0,9978 ab
Nuevo
0,9994 a
Hii
0,9985 ab
Verma y col. 0,997 b
Page
0,9937 b
Midilli y col. 0,998 ª
Nuevo
0,9994 ª
Hii
0,999 ª
MBE
-1,02E-02 d
7,42E-02 a
3,56E-04 b
-2,68E-03 c
2,16E-03 a
MRD
-0,4779 d
0,2358 a
0,1059 b
-0,1972 c
0,2841 a
RMSE
0,0323 a
0,0146 bc
0,0074 d
0,0124 c
0,0171 b
χ2
1,26E-03 a
3,40E-04 bc
1,20E-04 c
2,54E-04 bc
3,83E-04 b
1,04E-02 d
-9,94E-05 b
5,30E-04 b
-2,97E-03 c
6,59E-03 a
-0,9949 c
1,0659 ab
0,3933 abc
-0,2761 bc
1,8488 ª
2,87E-02 ª
1,53E-02 b
8,31E-03 c
1,15E-02 bc
2,82E-02 ª
9,26E-04 ª
3,27E-04 b
1,09E-04 b
1,90E-04 b
1,02E-04 ª
250
Page
0,9931 b
Midilli y col. 0,998 ª
Nuevo
0,9989 ª
Hii
0,9981 ª
1,11E-02 d
9,19E-04 b
1,55E-03 b
-3,53E-03 c
7,61E-03 a
-0,7721 c
0,6805 ab
0,4379 ab
-0,1445 c
1,0956 ª
0,0296 ª
0,0152 b
0,0112 b
0,0152 b
0,0283 ª
9,68E-04 ª
3,09E-04 b
1,83E-04 b
3,00E-04 b
9,98E-04 ª
R2: Coeficiente de determinación, MBE: Error promedio sesgado, MRD: Desviación
relativa promedio, RMSE: Raíz del promedio del error cuadrado, χ2: Ji cuadrado.
Superíndices a, b y c representan grupos de valores sin diferencias significativas en la
prueba LSD (95% confianza).
Tabla 6. Parámetros del modelo Nuevo para altura de capa de 4 mm
(Suárez, 2010).
T
a
55
0,8561
75
0,8778
95
0,8202
115
0,9308
55
0,9423
75
0,8833
95
0,8966
115
0,8266
55
0,8998
75
-3,6809
95
0,8911
115
0,9314
b
-2,06E-05
-2,34E-05
-2,37E-05
-5,84E-05
g
1,31E-05
4,92E-05
1,18E-04
1,25E-03
k
1,01E-06
1,02E-06
2,67E-06
4,20E-05
n
1,6972
1,7715
1,7155
1,4471
-8,68E-06
-1,20E-05
-1,89E-05
-1,13E-05
1,63E-05
1,13E-05
3,27E-05
6,43E-05
3,79E-07
3,92E-07
1,07E-06
1,41E-06
1,7604
1,7770
1,7886
1,9420
-7,41E-06
1,87E-04
-3,00E-05
-2,59E-05
1,61E-05
3,54E-05
5,02E-05
4,39E-05
4,38E-07
-2,43E-06
1,51E-06
1,32E-06
1,6851
1,1005
1,6763
1,7425
T: temperatura (°C); a, b, g, k y n son parámetros del modelo.
251
Régimen de secado
20
16
)
4 14
8
1 1 5 °C
1 0 5 °C
(a)
18
4
12
x10
-1
10
95
85
75
65
55
8
6
-dMr/dt(s
4
(b)
7
1 1 5 °C
9 5 °C
)6
5
x10
-1
4
°C
°C
°C
°C
°C
7 5 °C
5 5 °C
3
2
-dMr/dt
(s
1
2
0
0
0 ,0 0 ,1 0 ,2 0 ,3 0 ,4 0 ,5 0 ,6 0 ,7 0 ,8 0 ,9 1 ,0
Mr
0 ,0 0 ,1 0 ,2 0 ,3 0 ,4 0 ,5 0 ,6 0 ,7 0 ,8 0 ,9 1 ,0
Mr
Figura 4. Curvas de régimen de secado para una altura de capa de: (a) L2 fresca y
dratada; (b) L3, 4 mm.
rehi-
Tipo de difusividad
1 ,0
12
(a)
0 ,9
(b)
10
)
0 ,8
0 ,7
-09
0 ,6
0 ,5
mt/me
0 ,4
2
8
/s x10
6
(m
4
Deff
2
0 ,3
0 ,2
0 ,1
0
0 ,0
0
20
t 1 /2
40
(s1 /2 )
60
0 ,0 0 ,1 0 ,2 0 ,3 0 ,4
80
0 ,5 0 ,6 0 ,7 0 ,8 0 ,9 1 ,0
Mr
Figura 5. Curvas de (a) desorción y de (b) difusividad efectiva para la muestra L2 fresca.
55 ºC; 65 ºC; 75 ºC; 85 ºC; 95 ºC; 105 ºC; 115 ºC.; ― Líneas suavizadas de
unión entre puntos (Figuras a) y ecuación 16 (Figura b).
Deff (m2 /s)
2,0E-08
1,5E-08
1,0E-08
5,0E-09
0,0E+00
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
Mr
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1,0
Figura 6. Curvas de difusividad efectiva para la muestra L3 (Suárez, 2010). Figuras: triángulos: 4 mm; cuadrados: 5 mm; círculos: 6 mm. Colores: blanco, 55 ºC; gris claro, 75 ºC;
gris oscuro, 95 ºC; negro, 115 ºC; ― Ecuación 18.
252
90
37
85
(a)
36
(b)
80
35
75
70
34
65
33
60
32
55
Humedad
relativa (%)
50
31
Temperatura
ambiente (°C)
07:12
09:36
12:00
14:24
07:12
16:48
09:36
Horas del día (HH:MM)
10
2
(c )
8
12:00
14:24
16:48
s)
35
30
(d)
25
6
20
15
4
10
2
5
Radiación solar (kJl/m
0
Velocidad
del viento (m/s)
0
07:12
09:36
12:00
14:24
07:12
16:48
09:36
12:00
14:24
16:48
Figura 7. Condiciones ambientales de secado al sol. (a) temperatura ambiente; (b) humedad
relativa; (c) velocidad del viento; (d) radiación solar (Suárez, 2010). día 1; día 2; día
3; día 4; día 5.
140
140
(a)
120
(b)
120
100
100
80
80
60
60
40
Temperatura
(°C)
20
40
Temperatura
(°C)
20
0
0
0,00
0,20
0,40
0,60
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
Dis tanc ia c alc ulada des de la alimentac ión
Dis tanc ia c alc ulada des de la alimentac ión
(m)
(m)
Figura 8. Perfiles de temperatura dentro del secador rotatorio obtenidos en el modelaje, de
la pruebas (a) 15 y (b) 8 (Cardozo y Pirela, 2011). Temperatura del Gas; Temperatura
del sólido; ― línea suavizada de unión de puntos.
1
Pruebas
2
1,64E-06
4,68E-07
15,6667
94,00
2,5020
71,44
6,16E-06
S2
S´
X1
x1
X2
x2
mH2OS
9,08E-04
9,14E-04
8,95E-04
G1
G2
G´
8,91E-04
9,13E-04
9,03E-04
 
9,94E-06
71,70
2,5333
94,00
15,6667
7,57E-07
2,67E-06
1,26E-05
Balance para el gas: 
7,80E-06
S1
Balance para el sólido:
 
8,60E-04
8,81E-04
8,72E-04
9,25E-06
70,50
2,3893
94,00
15,6667
6,96E-07
2,36E-06
1,16E-05
3
5
73,33
2,7500
93,84
15,229
8,53E-04 9,10E-04
8,74E-04 9,29E-04
8,65E-04 9,23E-04
 
8,65E-06 6,32E-06
68,98
2,2237
94,00
15,6667
6,44E-07 5,07E-07
2,07E-06 1,90E-06
1,07E-05 8,22E-06
4
9,13E-04
9,36E-04
9,26E-04
9,30E-06
72,00
2,5714
94,00
15,6667
7,10E-07
2,54E-06
1,18E-05
6
9,06E-04
9,27E-04
9,20E-04
 
6,95E-06
74,05
2,8536
94,00
15,6667
5,43E-07
2,09E-06
9,05E-06
7
9,94E-04
1,01E-03
1,01E-03
3,46E-06
75,98
3,1632
94,00
15,6667
2,77E-07
1,15E-06
4,62E-06
8
Tabla 7. Balances de masa pruebas secador piloto (Cardozo y Pirela, 2011
Secado en secador rotatorio
1,00E-03
1,02E-03
1,01E-03
 
5,64E-06
75,76
3,1254
94,00
15,6667
4,50E-07
1,86E-06
7,50E-06
9
8,29E-04
8,51E-04
8,40E-04
1,05E-05
64,39
1,8081
93,86
15,2857
7,81E-07
2,19E-06
1,27E-05
10
253
1,19
CV
0,98
9,31E-06
9,37E-06
70,26
0,0246
29,77
0,0137
59,21
0,0211
30,41
0,0141
0,39
0,55
8,68E-06 6,35E-06
8,70E-06 6,37E-06
70,61
0,0249
31,34
0,0147
0,80
9,36E-06
9,41E-06
68,66
0,0244
30,41
0,0141
0,25
6,97E-06
6,98E-06
61,67
0,0226
31,65
0,0149
0,28
3,47E-06
3,48E-06
53,64
0,0215
36,13
0,018
0,95
5,68E-06
5,72E-06
47,64
0,0177
26,95
0,012
0,50
1,06E-05
1,06E-05
79,68
0,0271
30,72
0,0143
1
: flujo de sólido de entrada (kg SH/s); S2: flujo de sólido de salida (kg SH/s); S´: flujo de sólido seco (kg SS/s). SH: sólido húmedo;
SS: sólido seco. X: humedad del sólido en base seca (bs); x: humedad del sólido en base húmeda (bh); mH2OS: flujo de agua transferida
por el sólido; G1: flujo de gas de entrada (kg AH/s); G2: flujo de gas de salida (kg AH/s); G´: flujo de gas seco (kg AS/s); Y: humedad
absoluta del aire (kg agua/kg AS); HR: humedad relativa del gas (%);mH2OG: flujo de agua transferida por el sólido (kg agua/s); mH2OG:
flujo de agua transferido hacia el gas (kg agua/s); mH2O: flujo de agua transferida promedio (kg agua/s). Subíndices 1 y 2: entrada y
salida del secador, respectivamente; S: sólido; G: gas. AH: aire húmedo; AS: aire seco. CV: Coeficiente de variación (%).
0,88
1,00E-05
69,51
6,21E-06
59,24
HR2
0,0248
mH2O
0,0222
Y2
29,45
1,01E-05
32,11
HR1
0,0135
mH2OG 6,26E-06
0,0152
Y1
254
255
Tabla 8. Evaluación de la velocidad lineal del aire a 0,33 ° de ángulo de inclinación
y 0,111 rev/s (Cardozo y Pirela, 2011).
m 2
(kg 3
Tratamiento vg (m/s) CRHS (%)1 H2O
Qp4 (W) ηEx5 (%)
η (%)
agua/s)
1
0,1075 a 82,62 a
7,54E-06 a
23,36 a 34,14 a
27,08 a
2
0,1115 b
88,73 b
8,20E-06 b
23,94 b
32,27 ab
3
0,1159 c
85,28 c
8,08E-06 bc
22,57 c
30,32 abc 31,88 b
4
5
d
0,1220
0,1243 e
83,93
82,44 a
abc
7,96E-06
7,76E-06 ac
21,65
20,34 e
27,56 cd
29,88 bc
36,77 c
35,68 c
6
0,1390 f
79,93 d
7,76E-06 abc
19,71 f
25,17 d
43,59 d
ac
d
28,13 a
No se ve afectada significativamente por ninguna de las variables de entrada. 2 Corregido
por flujo de sólido seco como covariable. 3Corregido por humedad de entrada del gas,
flujo de sólido seco y temperatura de sólido de entrada. 4 Corregido por humedad de
entrada del gas. 5 Corregido por humedad de entrada del gas y flujo de sólido seco. a,
b, c, d y f como superíndices representan diferencias significativas (P < 0.05) entre los
tratamientos (Prueba LSD). vg: velocidad lineal del gas; CRHS: cambio relativo de
la humedad del sólido; mH2O: flujo de agua transferida; η: eficacia térmica; Qp: calor
perdido; η Ex: eficiencia exergética.
1
0,1
0
-0,1
-0,2
Lcalc-Lreal
-0,3
-0,4
-0,5
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
Pruebas
Figura 9. Residuales de longitud entre el modelo y el valor real (Cardozo y Pirela, 2011).
Residuales de longitud; ― línea de unión de puntos.
256
1,0
1,0
0,9
0,8
(b)
0,9
(a)
0,8
0,7
0,7
0,6
0,6
Mr
Mr 0,5
0,5
0,4
0,4
0,3
0,3
0,2
0,2
0,1
0,1
0,0
0,0
0
30
60
90
120
tiempo (min)
150
180
0
30
60
90
120
150
180
210
240
270
300
330
360
390
420
tiempo ( min)
Figura 10. Curvas de secado al sol representadas con el modelo Nuevo para una altura de
capa de: (a) 5 mm y (b) 10 mm (Suárez, 2010). día 1; día 2; día 3; día 4; X día 5.
Tabla 9. Ingeniería básica del secador (Cardozo y Pirela, 2011).
Variable
Valor
Unidad
Datos de entrada
Flujo másico requerido
10
kg SH/h
Humedad de entrada del sólido (bh)
93.89
%
Humedad de salida del sólido (bh)
Temperatura de entrada del sólido
10
26
%
°C
Temperatura de salida del sólido
50
°C
Temperatura de entrada del gas
Temperatura de salida del gas
121.11
60
°C
°C
Humedad absoluta de entrada del gas
0.0160
kg agua/kg AS
Humedad absoluta de salida del gas
Dimensiones
Diámetro
Longitud
L/D
0.0314
kg agua/kg AS
1.4
5.9
4.12
metros
metros
adimensional
Caudal de aire requerido
0.1460
m3/s*
Calor teórico requerido para calentar al aire
16.56
kW
Pérdidas de calor al ambiente
4.14
kW
Datos mecánicos
Eficacia térmica
Ángulo de inclinación
Velocidad de rotación
Longitud de los elevadores
Números de elevadores
AS: Aire seco; bh: Base húmeda; SH: Sólido
0.0160 kg agua/kg AS.
37.66
%
0.33
°
0.0492
rev/s
0.14
metros
11
elevadores
húmedo; rev: revoluciones. *a 26°C y
257
DISCUSIÓN
Potencialidades para biorefinerías
La tabla 3 muestra la caracterización fisicoquímica de las muestras de Lemna. Se puede observar que el %x0 es elevado, lo que demuestra la necesidad de establecer estrategias de secado y acondicionamiento para utilizar la Lemna. El %xS es menor que el %x0, indicando que el secado es un proceso irreversible. El %PC revela que
en condiciones favorables de clima y disponibilidad de nutrientes, se
pudieran tener altos contenidos de proteína para producir concentrados proteicos. El %C es bajo, sin embargo, con un 30% de polisacáridos totales (celulosa + hemicelulosa) y con un proceso de hidrólisis y
fermentación simultáneos de pentosas y hexosas, se pudiera producir
bioetanol. El %G es aproximadamente la mitad del de la soja, por
lo que se pudiera producir biodiesel. La mayor potencialidad que la
Lemna presenta es la producción de suero verde para la alimentación
de cerdos, por su bajo %L al hidrolizar celulosa y hemicelulosa.
Cinética de secado en capa fina muestra L2
La Figura 2 muestra la curva de secado experimental para la
muestra L2, conjuntamente con el modelo de Midilli y Kucuk y la
ecuación 15. En los datos experimentales se observa una disminución monotónica de la humedad y una disminución del tiempo de
secado, con el aumento de la temperatura. Se observa a su vez como
los modelos seleccionados predicen de forma excelente la cinética
experimental. En la Tabla 4 se presentan los parámetros y criterios
estadísticos para el modelaje de la cinética experimental de secado
de la muestra L2, con el Modelo de Midilli y col. Valores de R2 cercanos a uno, de RMSE en el orden de 10-2 y 10-3, de MBE por debajo
de 10-5, de χ2 entre 10-2 y 10-4 y bajos valores de MRD, demuestran el
excelente desempeño en predicción del modelo de Midilli y col. La
ecuación de Page Modificado I, sin embargo, pudo ser llevada a una
258
expresión independiente de la temperatura y su representación está
dada por la ecuación 15 (Araujo y Villalobos, 2009). La ecuación
15, en donde T, representa la temperatura en K, puede ser utilizada
para el diseño de secadores industriales.



 1721, 6222  
−

2
,
5917
*
exp
 
 8, 314*T  
 20850,8757  





M r (t ) = exp− 88,7450 * exp −
 *t

8
,
314
*
T








Cinética de secado en capa fina muestra L3
En la Figura 3a, 3b y 3c se muestran las curvas de secado experimentales para 4, 5 y 6 mm, respectivamente, de la muestra L3 y
el modelo Nuevo como el que mejor se ajustó a la cinética de secado. La Tabla 5 presenta los criterios estadísticos de selección de los
modelos que se ajustaron a la cinética de secado de la muestra L3 a
las distintas altura de capa conjuntamente el resultado de las pruebas
ANOVA y LSD con 95% de confianza. Para todos los criterios evaluados, se encontraron diferencias significativas entre los modelos
(P<0,05). Se puede apreciar que el modelo Nuevo presenta significativamente el mejor coeficiente de determinación con respecto
a los demás modelos, al igual que los demás criterios. La Tabla 6
muestra los parámetros del modelo Nuevo para la muestra L3 a cada
temperatura y a las alturas de capa fina de 4, 5 y 6 mm. Se observa
que no hay una tendencia bien definida como para correlacionar los
parámetros del modelo con la temperatura.
Régimen de secado
La Figura 4 muestra las curvas de régimen de secado para las
muestras (a) L2 fresca y rehidratada y (b) L3 con 4 mm de altura de
capa (las otras 2 alturas de capa de la muestra L3, 5 y 6 mm, tuvieron
un comportamiento similar). Se puede observar que existe un solo pe-
259
riodo de secado de velocidad decreciente con control interno y corto
periodo de ajuste inicial, con ausencia del período de velocidad constante. Se observa a su vez, al hacer la comparación entre la muestra
fresca y rehidratada (Figura 4a), que la velocidad de secado tiende a
ser un poco menor para la rehidratada, lo que era de esperarse, debido
a que el agua no regresa a los sitios originales, que presumiblemente,
fueron modificados al ser secados previo a la saturación. También se
nota la ausencia del periodo de ajuste inicial y trayectorias diferentes, lo que indica la modificación estructural irreversible del material
cuando es sometido a un proceso de secado.
Tipo de difusividad
La Figura 5 presenta las (a) curvas de desorción y (b) de difusividad efectiva para la muestra L2 fresca, teniendo la muestra L2
rehidratada el mismo comportamiento. La curva de desorción no
es más que la representación gráfica de la razón de la masa de agua
que va perdiendo el material durante el transcurso de la prueba cinética, entre la masa de agua total que perdió (mt/me), graficado en
función de la raíz del tiempo y sirve para conocer el tipo de difusión
(Crank, 1975). La forma en “S” de las curvas de desorción para la
Lemna muestran que el secado es un proceso difusional anómalo o
no fickciano, es decir, un proceso en donde la difusividad efectiva
varía con la humedad del material, debido a los cambios estructurales que sufre éste durante el transporte del agua a través de él, y que
concuerda con los resultados de las curvas de régimen y de la comparación entre la humedad de saturación con respecto a la inicial.
La variación de la difusividad efectiva en función de la humedad se
confirman con el comportamiento potencial de la difusividad efectiva de la Figuras 5b. La Figura 6 muestra las curvas de difusividad
efectiva para alturas de capa fina de 4, 5 y 6 mm a diferentes temperaturas. Una correlación lineal, con 95% de confianza demostró
que la difusividad efectiva es independiente de la altura de capa, lo
260
que se esperaría de un medio fickciano y puede deberse a la diferencia mínima que hay entre las alturas motivo de estudio. En vista de
que la potencia “n” es proporcional a la Fickcianidad del proceso
difusional de desorción de agua, las ecuaciones 19, 20 y 21 (para un
altura de capa fina de 2 mm, 2 mm rehidratada y 4, 5 y 6 mm, respectivamente) muestran que la Lemna rehidratada es más fickciana por
que ya pasó por un proceso de encogimiento. En el secado de capas
mayores de 4 mm, el proceso es más anómalo porque el agua pasa
por varias capas antes de evaporarse. La fibra (capas superiores) es
puesta en contacto con más agua de lo que normalmente contiene
cada Lemna.
Deff2 mm = (−1,0657 x10−8 + 3,5023 x10−11T ) M r
−0 ,1950
Deff2 mm( rehid ) = (−7,8746 x10−8 + 2,6570 x10−11T ) M r
Deff4,5 y6 mm = (−1,4748 x10 −8 + 4,9973x10 −11T ) M r
(16)
−0 ,1744
−0 , 3505
(17)
(18)
La Figura 7 presenta la variación de las condiciones ambientales (a) temperatura ambiente, (b) humedad relativa, (c) velocidad
del viento y (d) radiación solar, para los días del secado al sol en
capa fina. Se observa que para el día 5 la temperatura fue considerablemente menor con respecto a los demás días. La Figura 8 muestra
las curvas de secado al sol para una altura de capa fina de (a) 5 y (b)
10 mm. Se puede notar que el factor que más influye en el secado en
10 mm es la temperatura ambiente, ya que en el día 5, la temperatura
ambiente más baja produjo una curva de secado más prolongada. Se
observa además que a 5 mm de altura de capa los factores ambientales no afectan la velocidad de secado de forma apreciable.
261
Secado al sol (prueba piloto)
La Lemna se esparció en paños de aproximadamente 3x3 m
con 1 cm aproximado de altura de capa y se revolvían cada 30 min.
El material se secó hasta una humedad de 41% (bh) y luego de 3 días
a la sombra en horas del día, se alcanzó un 16% (bh). Se recolectaron 500 kg de Lemna húmeda y al final quedaron aproximadamente
80 kg de Lemna seca con 20% de proteína cruda, ensacada para su
uso como complemento de alimentación animal.
Secado en secador rotatorio
La Tabla 7 muestra los datos del balance de masa para las
pruebas de la 1 a la 10, los cuales fueron tomados completos para
chequear la consistencia, esto es, flujos de entrada y humedades de
entrada y salida de ambas corrientes (sólido y gas). El coeficiente de
variación, criterio estadístico usado para evaluar la consistencia de
la data experimental y que no es más que la desviación estándar entre el promedio, entre el agua transferida por el sólido y la recibida
por el gas estuvo por debajo de 1%, indicando que existen muy bajas
diferencias entre el flujo de agua que transfiere el sólido y el flujo
de agua que recibe el gas, con lo que se puede decir que los datos
se ajustan perfectamente a la ley de la conservación de masa, comprobándose una buena consistencia, lo que significa que los datos
experimentales fueron tomados de manera correcta y que los valores
reportados son confiables. Se obtuvieron humedades de salida del
sólido entre 75,98% y 37,39% (bh).
La Tabla 8 muestra los resultados de la evaluación de la velocidad lineal del aire a 0,33 ° de ángulo de inclinación y 0,111 rev/s, valores de “vg” por encima de 0,1115 el tiempo de retención disminuye
considerablemente, y a “vg” por debajo se forman aglomerados. La
longitud calculada difiere de la real (0.50 m), tal como se observan
los residuales presentados en la Figura 9, debido principalmente a
262
que se asumió una velocidad de transferencia de calor prácticamente
constante a lo largo del secador, expresada en términos de coeficiente de transferencia de calor por convección calculado con una correlación empírica usada para secadores. La ecuación empírica del
coeficiente de transferencia de calor entre el gas y el sólido asume
una carga óptima volumétrica de sólidos dentro del secador, entre
3 y 7%, y esto no sucedió en la realidad debido a incompatibilidad
del alimentador del equipo piloto, con el tipo de material. La Figura
10 muestra los perfiles de temperatura a lo largo del secador de dos
pruebas significativas en este estudio. En todos los casos la temperatura del gas disminuye progresivamente mientras que la temperatura
del sólido aumenta progresivamente a lo largo del secador, siendo
constante, por teoría, en la zona II. Los perfiles de temperatura de
sólido y gas, tan cercanos (Figura 10a) indican una buena carga de
sólidos dentro del secador, lo que hace que la longitud teórica de la
Prueba 15 fuera la más cercana al valor real, caso contrario de la
Prueba 8 (Figura 10b), en donde una baja carga de sólidos se traduce
en perfiles alejados y por lo tanto una diferencia notable de la longitud calculada en relación a la real.
La ecuación 19 proviene de la regresión lineal de la razón de
la longitud real entre la teórica (Lreal/Lcalc) en función de los datos
de entrada de las 20 pruebas realizadas, para contar con una expresión que corrija la longitud calculada (teórica) para efectos de hacer
el escalamiento respectivo. La regresión lineal con 95% confianza
arrojó que el factor de corrección se vea afectado significativamente
por la razón del flujo másico de gas seco entre el flujo másico del
sólido seco (G´/S´), la velocidad de rotación (N, en revoluciones/s)
y la velocidad lineal del gas (vG, en m/s).
Lreal / Lcalc = 0,002234G′ / S′ + 4,3194 N + 34,853vG − 5,3227 (19)
El factor de corrección predice los datos experimentales de forma excelente, obteniendo un coeficiente de determinación (R2) de
263
0,9911 y un error absoluto promedio (EAP) de 5,57%, calculado con
la ecuación 20,
20
EAP =
∑ xi
i =1
exp
− xipred *100% xiexp
(20)
20
donde x, representa la razón Lreal/Lcalc, i, representa las pruebas,
los subíndices exp, representa los valores calculados con el modelo
para secadores rotatorios, y pred, representa los valores calculados
con la Ecuación 19.
La Tabla 9 presenta los datos de entrada, dimensiones y datos mecánicos requeridos para un secador de Lemna de 10 kg SH/h
necesario para un desarrollo biorefinador hipotético. Dentro de los
detalles mecánicos requeridos por el secado están: un espesor de
0,98 cm, de acero A-310. Las aletas serán rectas en los primeros 30
cm de recorrido, y luego tendrán el borde inclinado en 45°, con un
espesor de 2 mm y de acero galvanizado. El tambor se sustentará en
dos estaciones de bases de apoyo, con el material del bandaje más
dúctil que los rodillos. Aislante, lana mineral de roca, de 3 a 4 in
de espesor. El motor del secador será de 11 HP y el moto-reductor
tendrá una relación de 50:1, con una cadena como transmisor de
potencia. El alimentador será un tornillo sin fin, con un diámetro del
helicoide de 4 in y de la artesana de 5 in. El helicoide girará a 2,5
rpm. Se usará un calentador a gas y un soplador de acople directo
con el motor, modelo SFD 6 (Cardozo y Pirela, 2011).
CONCLUSIONES
La Lemna obscura del Lago de Maracaibo es un material potencial para la producción de concentrados proteicos para monogástricos, y con la tecnología adecuada, pudiera producirse etanol
vehicular y biodiesel. Se estima un mayor potencial como suero
verde para alimentación de cerdos. Su secado reduciría los costos de
264
transporte y almacenaje y haría factible su utilización. El modelo de
Page Modificado I es la ecuación más adecuada para ser utilizada en
simuladores para el diseño de secadores industriales de Lemna, sin
embargo, con herramientas de cálculo más potentes, puede usarse el
modelo Nuevo ya que reúne las ventajas de 3 modelos anteriores y
se ajusta más a los datos. El secado de la Lemna, es un proceso difusional anómalo, de cambios estructurales irreversibles que compacta la fibra y disminuye la capacidad natural de sorción de agua. Se
lleva a cabo en un solo período de velocidad decreciente con control
interno, con un corto período de ajuste inicial. El modelo de régimen
regular se ajustó bien al comportamiento potencial de la difusividad
efectiva. El secado al sol es una opción real para disminuir los costos de instalación de secadores rotatorios industriales, en el estado
Zulia, por su clima imperante. Los secadores rotatorios son apropiados para el secado industrial de la Lemna, siempre y cuando tengan
aletas rectas al principio del recorrido y utilicen un alimentador tipo
tornillo sin fin, ambos debido a lo pegajoso del material.
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BIOREFINACIÓN DE LA LEMNA OBSCURA
DEL LAGO DE MARACAIBO. PARTE II.
PRODUCCIÓN DE ALIMENTOS PARA
ANIMALES Y BIOETANOL
Ferrer Ocando Alexis1, Ríos Moary Josybel1 y Urribarrí Cobo
Lauris2.
1
Instituto Zuliano de Investigaciones Tecnológicas. Km. 15 vía La Cañada
de Urdaneta, Venezuela. Correo electrónico: [email protected].
Laboratorio de Instrumentación Analítica. Departamento de Química. Facultad Experimental de Ciencias, Universidad del Zulia. Maracaibo, Venezuela.
2
RESUMEN
Existe una gran escasez de alimentos en Venezuela, principalmente proteínicos. La principal fuente para uso animal es harina de
soya importada. Como alternativa ha surgido el uso de la lenteja
acuática, la cual en forma cíclica ha estado presente en forma abundante en el Lago de Maracaibo. A pesar de que puede contener elevado contenido de proteínas, su alto nivel de fibra impide su consumo directo con eficiencia en animales monogástricos, requiriéndose
de un tratamiento fisicoquímico, como el proceso de Presurización y
Despresurización Amoniacal (PDA), que debilita la matriz lignocelulósica. En este trabajo se estudiaron las condiciones de extracción
y precipitación de las proteínas citoplásmicas de la Lemna tratada
con amoníaco (LT), para obtener un concentrado proteico. Se logró
aumentar 1,82 veces el rendimiento de extracción de la Lemna no
tratada, desde 25,54%, hasta 46,41%, lo que evidencia la efectividad
270
del tratamiento. Se logró además un rendimiento de precipitación
de 96,29%, 1,35 veces mayor al obtenido para la Lemna no tratada
(LNT) que fue 71,2%. El estudio electroforético reveló proteínas de
masa molar aproximada entre 11,28 y 21,68 kDa y un perfil de aminoácidos excelente, indicando el gran potencial de la Lemna para la
producción de concentrados proteicos de uso en aves y cerdos. Por
otro lado, se logró producir azúcares de la celulosa y la hemicelulosa de la Lemna con un rendimiento de 86%, que comparado con
32% de la no tratada, representa un aumento de 2,69 veces, lo que
muestra también el gran potencial de la Lemna para la producción
de bioetanol. Del proceso queda como remanente aproximadamente
un 9% de aceite (base seca) que podría utilizarse para la producción
de biodiesel.
Palabras clave: Proteína foliar, lenteja acuática, tratamiento amoniacal, azúcares, etanol.
INTRODUCCIÓN
En países como Venezuela, la producción de aves, cerdos y
otros animales de estómago simple, se ha visto limitada, debido a
que su alimentación se basa en el uso principalmente de cereales y
harina de soya, los cuales también forman parte de la alimentación
humana (Corzo y col., 2004), y además no se producen en las cantidades requeridas ya que no se cuentan ni con las condiciones agroecológicas ni con los avances tecnológicos necesarios, por lo que
hay que recurrir a la política de importación (Trompiz y col., 2007)
lo que ocasiona elevados costos de los alimentos balanceados y por
ende los de la carne y la leche.
El incremento demográfico, el aumento de los ingresos y la urbanización inducen un notable crecimiento de la demanda mundial
de alimentos, entre ellos los de origen animal, que aportan un alto
contenido de proteínas a la dieta humana. Para la producción intensi-
Biorefinación de la Lemna Obscura del Lago de Maracaibo parte II. Producción de alimentos para
animales y bioetanol. Alexis Ferrer, Josybel Ríos y Lauris Urribarrí
271
va de animales monogástricos (cerdos y aves de corral) se requieren
grandes cantidades de alimentos ricos en nutrientes como proteínas,
carbohidratos, ácidos grasos, vitaminas, antioxidantes y minerales,
que compiten con la alimentación humana (Lon Wo, 1995). Por tanto, la producción de estos animales está concentrada en países con
amplio desarrollo tecnológico. Según datos de la Organización de
las Naciones Unidas para la Agricultura y la Alimentación (F.A.O.),
la producción porcina y la de aves de corral son las que crecen y se
industrializan con mayor rapidez a nivel mundial, duplicando a la
población humana, con una tasa de crecimiento anual del 2,6 y del
3,7%, respectivamente. Si se compara el consumo de cereales por
parte del hombre con respecto al de aves y cerdos se tiene que son
equivalentes, y esto es alarmante en un mundo donde la tasa de desnutrición es cada día mayor.
Los problemas antes señalados obligan a la búsqueda de fuentes alternas de proteínas no convencionales, derivadas de productos
vegetales, subproductos de la agricultura, ganadería y de la industria, con la calidad suficiente para cubrir las necesidades alimenticias
de animales monogástricos, y así reducir al mínimo la necesidad de
suplementación, importaciones y la competitividad con la alimentación humana (Lon Wo, 1995), siendo las fuentes proteicas mas
estudiadas las oleaginosas, leguminosas, follajes, plantas acuáticas,
otras plantas superiores y algas. Entre éstas, las plantas acuáticas
reciben una atención especial, ya que constituyen fuentes proteicas
de alto valor nutricional (18 a 46% PC), potenciadas por el hecho de
poseer buen balance de aminoácidos, encontrándose en mayor proporción la lisina, treonina, leucina, metionina y triptófano (Ponce
y col., 2005), y bajos valores de ácidos nucleicos en comparación
con fuentes de proteína unicelular (Morris y col., 1999). Se destacan las integrantes de la familia de macrofitas acuáticas flotantes,
por su amplia distribución geográfica, sobresaliente producción de
biomasa, elevada supervivencia en condiciones naturales, elevada
272
reproducibilidad vegetativa bajo condiciones ambientales propicias,
disponibilidad durante todo el año y fácil incorporación en sistemas
de alimentación para cerdos y aves. Particularmente en estas macrofitas no se han encontrado factores antinutricionales que pudieran
limitar su uso en alimentación animal, lo que las hace muy atractivas
en este sentido (Mastrodi y Correa, 1987).
La Lemna es una planta que asimila los nutrientes como el fósforo y nitrógeno, liberados en el proceso de descomposición de la
materia orgánica presente en las aguas residuales, tiene una gran velocidad de crecimiento y puede alcanzar una concentración de hasta
45% de proteína cruda, mostrando además buena digestibilidad por
su bajo contenido de lignina (Castillo y col., 2005), lo que la convierte en una alternativa que el trópico presenta para el desarrollo
de sistemas apropiados de producción sostenibles desde el punto de
vista ambiental, económico y humano y en especial, Venezuela, debido a su abundante crecimiento en el Lago de Maracaibo (entre el 4
y 9% de la superficie del lago) el cual puede ser aprovechado para la
producción de proteínas de excelentes características nutricionales,
que permitirían minimizar la escasez de alimentos concentrados.
También la Lemna se puede cultivar de manera intensiva en lagunas de oxidación ubicadas en las instalaciones de granjas porcinas
del país para su posterior empleo en la alimentación de animales,
con lo que a su vez se lograría la descontaminación de los efluentes
producidos en dichas granjas (Febrero y col., 2005). Es importante
destacar que en otras regiones del mundo, la Lemna se cultiva de
dicha manera, y esto permite recolectarla cada dos-tres días, obteniéndose una biomasa con un elevado contenido proteico y un nivel mínimo de fibra, que permite utilizar la Lemna directamente en
alimentación de animales monogástricos. En el caso concreto de la
lenteja de agua del Lago de Maracaibo, ésta sólo se puede recoger
de manera práctica cuando alcanza las orillas, pero esta Lemna ya
no es joven y la concentración de proteína puede bajar a valores
273
entre 6 y 25%, y por el contrario, el nivel de fibra puede subir a valores entre 15 y 40% (Ferrer y col., 2006). Como consecuencia, su
consumo directo por animales de estómago simple se ve limitado,
ya que el elevado contenido de fibra le confiere baja digestibilidad.
Además, las proteínas se encuentran en la compleja matriz fibrosa
del material lignocelulósico, quedando una gran parte inaccesible
para los animales monogástricos por no contar estos con las enzimas
requeridas para hidrolizar los enlaces de la matriz lignocelulósica,
haciendo difícil la absorción de los nutrientes y la liberación de los
aminoácidos. Sin embargo, existen diversos tratamientos fisicoquímicos a los cuales puede ser sometido el material vegetal que
ayudan a remover las proteínas del material fibroso, lo que permite
incrementar su digestibilidad y su concentración.
El proceso de Presurización y Despresurización Amoniacal
(PDA) es un tratamiento donde se utiliza amoníaco en fase líquida
a temperatura y presión relativamente bajas durante un corto período, que finaliza con una rápida descompresión causando cambios físicos y químicos en el material vegetal. Un estudio reciente ha demostrado su efectividad al abrir la estructura de materiales
lignocelulósicos, debido al rompimiento de los enlaces tipo éster
que mantienen unidos a los constituyentes de la matriz, lo cual ha
permitido una mayor liberación de proteínas y por consiguiente ha
facilitado su extracción del material vegetal, dejando en éste una
fibra con mayor digestibilidad tanto para los rumiantes como para
los procesos enzimáticos para su conversión en azúcares (Urribarrí
y col., 2005, 2009), los cuales pueden fermentarse posteriormente a
bioetanol para ser utilizado como aditivo en la gasolina. Venezuela
importa actualmente 25 millones de litros al mes de etanol del Brasil
(MPPPM, 2010) para este fin. Para la utilización de las proteínas
presentes en los extractos vegetales, es necesaria su precipitación a
fin de obtener un producto con elevada concentración de proteínas,
bajos niveles de fibra, mayor digestibilidad y valor nutritivo, y me-
274
nor contenido de humedad. En el proceso se separa fácilmente un
9% de aceite (base seca), el cual puede ser utilizado para producir
biodiesel como parte de una biorefinería integral.
La Lemna obscura fue recolectada en la cuenca del Lago de
Maracaibo, municipio Machiques de Perijá, Estado Zulia. La biomasa se secó en un horno de convección forzada a 55ºC por 72 h.
Se trituró manualmente hasta un tamaño de partícula aproximado
de 2 mm.
Tratamiento de presurización y despresurización amoniacal (PDA)
Se procesaron 300 g de materia seca en la planta piloto de presurización y despresurización amoniacal (PDA). Se aplicaron cuatro tratamientos amoniacales a las siguientes condiciones: cargas de
amoníaco 0,25; 0,50 y 0,75 g NH3/g de materia seca con 60% de
humedad y 0,50 g NH3/g de materia seca con 30% de humedad a
75°C por 2 min. Se utilizó material no tratado como control.
Caracterización de la biomasa
Para la caracterización de la biomasa se determinó el contenido de humedad y proteína cruda (método de Kjeldahl) de acuerdo
a AOAC 930.15 y AOAC 978.04, respectivamente (AOAC 2010),
mientras que el contenido de celulosa, hemicelulosa y lignina se
evaluó por el método de Goering y Van Soest (1970).
Extracción de proteínas
Para las extracciones se siguió el procedimiento planteado por
Urribarrí y col. (2005). Se utilizaron 2 g de muestra en base seca
275
para las extracciones, usando como agente extractante soluciones de
hidróxido de calcio a diferentes pH (10, 11, 12 y 13) y agua destilada, además se varió el tiempo de extracción (5, 10, 20, 30, 45 y 60
min), la relación sólido-líquido (1:10 y 1:15) y la temperatura (30,
45, 60, 75 y 90 ºC). Las extracciones se realizaron por triplicado.
Posteriormente, se les determinó proteína soluble (por duplicado)
a los extractos por el método de Lowry modificado (Lowry y col.,
1951), previa construcción de la curva de calibración, utilizando para
medir la absorbancia un Espectrofotómetro UV-Visible, marca PERKIN ELMER, modelo Lambda 25 (Waltham, Massachussets, USA).
Determinación del punto isoeléctrico de las proteínas
Para la determinación del punto isoeléctrico de las proteínas se
construyó un gradiente de pH (2,0 – 6,5) a partir de alícuotas de 10
mL de solución proteica ajustando cada una con HCl 0,1 N en intervalos de 0,5. Seguidamente se colocaron en baño termostatizado a
60 ºC durante 30 minutos. Una vez atemperadas las soluciones, se
centrifugaron cada una a 6880g durante 10 minutos: Finalmente se
guardaron en el refrigerador por 12 horas a 4 ºC. Se evaluó el contenido de proteína soluble y se estimó por diferencia la cantidad de
proteínas que precipitaron.
Precipitación de las proteínas de la Lemna obscura
Se tomaron alícuotas de 5 mL del extracto proteico y se ajustó
el pH al pI. Estas alícuotas se atemperaron a 50, 65 y 80 ºC durante
30 min. Luego se centrifugaron a 10.000 rpm por 60 min. Todos
estos ensayos se realizaron por triplicado. El contenido de proteína
precipitada a cada uno de los pH utilizados se verificó por el método
de Kjeldahl (AOAC, 2010).
276
Fraccionamiento de las proteínas
La resolución de las proteínas se realizó por cromatografía
preparativa de exclusión molecular, en una columna de 10 cm de
longitud por 1 cm de diámetro. Se usó como soporte Sephadex
G-100 de tamaño de partícula 20-50 µm y como eluyente una solución amortiguadora de fosfato pH 7,0. El volumen de exclusión
molecular se estimó con una solución de Blue Dextran. A cada fracción eluida se le monitoreó la absorbancia a 280 nm en un Espectrofotómetro UV-Visible. Posteriormente se graficó absorbancia vs
el número de fracciones con la finalidad de determinar los grupos
de proteínas presentes.
Estudio molecular de las proteínas
Para estimar la masa molar aparente se siguió el método propuesto por Laemmli (1970), el cual consistió en preparar un gel de
apiñamiento de poliacrilamida de concentración 4 % y pH 6,8 y un
segundo gel de separación al 12 % y pH 8,8. Para la corrida se utilizó una mini-cámara EC 120 Mini Vertical Gel System (Holbrook,
USA). Se tomó 10 mg de muestra liofilizada y se diluyó en 300 µL
de solución amortiguadora, la cual contenía dodecil sulfato de sodio
(SDS) al 10 %, 2-mercaptoetanol al 1 %, buffer Tris-HCl 0,5 M a pH
6,8; glicerol y como marcador de corrida se utilizó azul de bromofenol. Al finalizar la corrida los geles fueron coloreados con azul de
Coomassie para luego ser revelados con una solución de tiosulfato
de sodio y formaldehído, en un tiempo aproximado de 2 horas. Se
emplearon patrones de proteínas con masas molares en un rango de
14-70 kDa.
Determinación del perfil de aminoácidos de las proteínas
Las muestras se hidrolizaron tomando 100 mg de los concentrados proteicos, se adicionó 10 mL de ácido clorhídrico (HCl) 6 N
277
por un período de 22 horas en reflujo a 110 ºC. Seguidamente, se
ajustó el pH en 2,2 con un buffer de citrato 0,02 N. Luego, se aforó a
100 mL con el mismo buffer y se tomó una alícuota de 10 mL que se
filtró a través de un filtro millipore de 0,45 µm. Se tomaron 5 µl del
buffer borato, luego se tomó 1 µl del reactivo derivatizante orto-ftalaldehido (OPA) y 1 µl de la solución estándar de aminoácidos o de
la muestra preparada. Seguidamente, se mezclaron los 7 µl en 6 ciclos para su posterior inyección en la columna de un sistema HPLC
descrito por Coward-Kelly y col. (2006). La determinación se llevó a cabo en un cromatógrafo líquido de alta resolución (HPLC)
Agilent de la serie 1100, equipado con un desgasificador G1323A,
una bomba cuaternaria G1311A, un automuestreador G1313A, un
compartimiento de columna G1316 y un detector de fluorescencia
G1321A. Se utilizó una columna de fase reversa Hypersil AA-ODS,
con una escala de 200 mm x 2,1 mm y un tamaño de partícula de
5 _m. Las condiciones cromatográficas fueron las siguientes: la
fase móvil A contenía acetato de sodio 20 mMol + 0,018 % v/v trietilamina (TEA) ajustado a un pH 7,2 con ácido acético al 1-2 % v/v
y la fase móvil B 20 % v/v de acetato de sodio de 10 mMol ajustado
a un pH 7,2  con ácido acético al 1-2 % v/v  y acetonitrilo: metanol
(40:40) % v/v. La velocidad de flujo fue constante a 0,45 mL/min y la
temperatura de la columna se mantuvo a 40 ºC. La detección se realizó por fluorescencia con excitación a 340 nm y emisión a 450 nm.
Digestibilidad in vitro
Se determinó la digestibilidad in vitro de las muestras según
el método ácido-enzimático de Boisen (Boisen y Fernández, 1993).
Se utilizaron como patrones proteínas de la clara de huevo, harina
de soya y harina de plumas tratadas con PDA. Este ensayo está altamente correlacionado con la digestibilidad in vivo de alimentos para
animales monogástricos, especialmente cerdos y aves.
278
Producción de azúcares fermentables
Se utilizaron los complejos enzimáticos de celulasas Celluclast
1,5L (Novo Nordisk, Princeton New Jersey, USA) y de xilanasas
Multifect XL (Genencor Internacional, Rochester, NY).
La hidrólisis enzimática se llevó a cabo en erlenmeyers de 500
ml utilizando concentraciones de sustrato seco de 5% en solución
buffer de citrato de sodio 0,05M a pH 4,8. Se emplearon 2 UI/g de
materia seca (MS) como dosis de enzimas. Se utilizó un incubador
INNOVA 4300 (New Brunswick Scientific, Edison N.J., USA) a 50ºC
a 100 r.p.m. durante 48 h a 50 ºC y 100 r.p.m (Ferrer y col., 2000).
Los azúcares producidos se determinaron empleando el método del ácido dinitrosalicílico (DNS) (Miller, 1959) en un Spectronic 20 a 540 nm usando patrones de glucosa. El rendimiento se
obtuvo por el cociente entre la cantidad de azúcares producidos y la
cantidad de azúcares teóricos, multiplicado por 100. Los azúcares
teóricos se determinan por la sumatoria de la cantidad de celulosa
y hemicelulosa presente en el material, multiplicado por 1,1 factor
que se introduce por la incorporación de una molécula de agua por
cada enlace glicosídico hidrolizado.
Caracterización de la biomasa
El contenido de celulosa, hemicelulosa, lignina, proteína cruda y humedad de las muestras de Lemna tratada (LT) y no tratada
(LNT) con amoníaco en base seca se presenta en la Tabla 1.
Tabla 1. Composición química de la Lemna obscura no tratada y tratada
con amoníaco a diferentes condiciones.
Muestra
LNT
LT1
Solubles
(%)
44,39a
45,54ab
Ha
(%)
22,98b
22,07ab
Ca
La
(%)
(%)
17,25a 2,46a
18,32a 3,63a
PC a
(%)
13,23
12,99
FNDa
(%)
55,61a
54,46ab
LT2
LT3
LT4
47,55ab
48,22b
45,26ab
21,86a
21,67a
22,96b
17,15a 3,37a
17,52a 3,24a
17,70a 4,74a
13,68
13,84
13,92
279
52,45ab
51,78b
54,74ab
H = Hemicelulosa, C = Celulosa, L = Lignina, PC = Proteína cruda, FND = Fibra neutro
detergente.
Materia seca. Letras diferentes indican diferencias significativas entre los
resultados (p<0,05).
LNT: Lemna no tratada. LT1: Lemna tratada: r 0.5, 30%H, 2 min. y 75ºC.
LT2: Lemna tratada: r 0.25, 60%H, 2 min. y 75ºC. LT3: Lemna tratada: r
0.5, 60%H, 2 min. y 75ºC.
LT4: Lemna tratada: r 0.75, 60%H, 2 min. y 75ºC.
a
Normalmente las plantas acuáticas, constituyen fuentes proteicas de alto valor nutricional, con un contenido de proteína cruda que
se encuentra reportado y varía entre 6,8 a 45,3%, encontrándose los
valores obtenidos para la muestra no tratada y las tratadas dentro
de dicho rango. El contenido proteico encontrado en la Lemna no
tratada fue de 13,23%, valor que señala que se trataba de Lemna en
proceso de envejecimiento. Los valores de las muestras tratadas son
muy cercanos al contenido proteico de la Lemna no tratada, por lo
tanto, la desamonificación posterior al proceso PDA fue adecuada.
El tratamiento LT3 aumentó el contenido de compuestos solubles y disminuyó el contenido de hemicelulosa de manera significativa (p≤0,05), con respecto a la Lemna no tratada. Esto representa
realmente una solubilización parcial de la hemicelulosa, lo cual está
ampliamente reportado en gramíneas y leguminosas que está correlacionada con el aumento de la digestibilidad de los nutrientes (Ferrer y col., 2000, 2002), concretamente con aumento de la susceptibilidad de la celulosa y la hemicelulosa a la hidrólisis enzimática.
Por lo general, los tratamientos amoniacales solubilizan parte de la
lignina (disminución del contenido de lignina determinada por el
método de Van Soest), sin embargo en el caso de la Lemna aumentó
ligeramente, probablemente debido a la condensación de moléculas
280
que aparecen ahora como parte de la lignina cuando se usa el método
de Van Soest (Ferrer y col., 2000). Azúcares libres, moléculas de almidón presentes en las muestras, pudieran haber reaccionado en las
condiciones del proceso amoniacal con la celulosa y hemicelulosa,
para formar compuestos que no son atacados por el ácido sulfúrico
al 72% (Método de Van Soest), por lo que aparecieron como lignina.
Por otro lado, el contenido de celulosa no presentó diferencias significativas (p≥0,05) entre los tratamientos amoniacales y el control.
En la LNT y LT los niveles de fibra (FND) son tan elevados que
influyen negativamente en la biodisponibilidad de minerales como
el manganeso y en la digestibilidad de las proteínas (Febrero y col.,
2005) e impiden su uso directo en alimentación de animales monogástricos, ya que son diez veces más altos que los recomendados
para dietas de aves (<4%) y tres veces mayor, que lo recomendado
para la alimentación de cerdos (10-15%), lo que hace necesario que
las proteínas presentes en la biomasa sean separadas y concentradas
y así se convertiría en un alimento o un valioso suplemento para la
alimentación de estas especies (Mondor y col., 2004). Por otro lado,
a medida que aumenta la madurez de la planta, disminuye su proporción de compuestos solubles y su valor nutritivo (Cassab y col.,
1998). Dependiendo del tipo de tejido y a medida que la célula de la
planta madura, la pared celular se ensancha y comúnmente produce
una pared secundaria de composición distinta con una notable deposición de constituyentes aromáticos, por lo que ocurren cambios
químicos y anatómicos, que afectan su digestibilidad (Jeong y col.,
2004). Como resultado el contenido de hemicelulosa y de lignina
aumenta, al igual que los enlaces entre ambas moléculas. Este hecho nos permite asociar el alto contenido de fibra en la LNT con su
madurez.
Las condiciones del tratamiento PDA seleccionadas fueron la
del tratamiento LT3: 75 ºC, 60% de humedad, 0,5 Kg amoníaco/
281
Kg materia seca y 2 min de reacción, para las cuales se obtuvieron
un mayor incremento en el contenido de solubles (S = 48,22%), y
mayor disminución en el contenido de fibra neutro detergente (FND
= 51,78%), aunque estos cambios fueron pequeños comparados con
los que ocurren en gramíneas y leguminosas (Ferrer y col., 2000,
2002). Con este tratamiento físico-químico, se buscó mejorar la degradabilidad química y/o enzimática de la Lemna, lo que se espera
se traduzca en una mayor extracción y precipitación de las proteínas. La muestra LT3 se utilizó para el resto de las evaluaciones.
Extracción y precipitación de las proteínas de la Lemna
Extracción de las proteínas de la Lemna obscura tratada con
amoníaco.
Se optimizaron las condiciones de extracción de las proteínas
de la LNT y LT, las cuales fueron: pH, tiempo, relación sólido-líquido y temperatura. Resultados de cada grupo experimental aparecen
reportados por Urribarrí y col. (2010).
Tanto para la LNT como para la LT las concentraciones de las
proteínas solubles para los diferentes pH fueron similares, manteniéndose prácticamente constante el rendimiento de extracción entre
26 y 27% para la LT y entre 18 y 20% para la LNT, por lo que un
aumento en el pH por encima del pH del agua destilada con hidróxido de calcio no ejerce influencia en el rendimiento de extracción.
El pH del agua destilada usada como solución extractante (entre 5 y
6) fue suficiente para provocar que los grupos carboxilatos crearan
repulsión de cargas negativas entre las proteínas, facilitando así su
movilidad y extracción, por lo que se seleccionó como solución extractante, para el que se obtuvo un máximo. Además, el uso de agua
representa menores costos en el proceso.
En cuanto al tiempo de extracción se observó que para la LNT
se requirió de 45 min para encontrar una mayor remoción de pro-
282
teínas (20,95%), mientras que para la LT se obtuvo un mayor rendimiento de extracción a los 20 min (31,29%).
En cuanto a la temperatura de extracción, se observó que a
medida que ésta aumenta hasta cierto nivel, se incrementa gradualmente el rendimiento. La LNT se alcanzó el máximo a los 45ºC
(25,54%), y se mantuvo casi invariable a 60 y 75 °C (p>0,05), mientras que para la LT se necesitan temperaturas de 90 ºC para remover
la mayor cantidad de proteínas solubles (46,41%). Para todas las
condiciones de temperatura de extracción, los rendimientos fueron
superiores para la relación sólido-líquido 1:15.
En cuanto a la relación sólido-líquido no se emplearon menores a 1:15, ya que el uso de mayor cantidad de solución extractante
generaría mayores costos de tratamiento de efluentes y a nivel industrial los equipos necesarios tendrían que tener mayor capacidad.
En la Figura 1, se muestra el rendimiento de extracción obtenido a las mejores condiciones de extracción de las proteínas de la
lenteja acuática tratada (46,41%) y no tratada (25,54%).
Rendimiento %
50
40
30
20
10
0
LNT
LT
Figura 1. Efecto del tratamiento sobre el rendimiento de extracción de las proteínas de la
lenteja acuática a las mejores condiciones de extracción para la LNT y LT.
Las proteínas extraídas de la lenteja acuática no tratada son
aquellas que se encuentran débilmente ligadas a la pared celular y
283
que son solubles en la solución extractante empleada, que fue agua
destilada, éstas generalmente comprenden proteínas periféricas
como las asociadas a arabino galactanos, glucoproteínas o enzimas
(Cassab, 1998).
Al someter la Lemna al tratamiento PDA se obtuvo un incremento del rendimiento de extracción de 1,82 veces con respecto a la
biomasa no tratada, y esto evidencia que el tratamiento desfribriló
parcialmente la Lemna, quedando las proteínas más expuestas y por
ende, fueron mas fácilmente liberadas de la matriz lignocelulósica.
En la Tabla 2, se resumen los rendimientos máximos de la extracción de proteínas para la Lemna no tratada y tratada, y las condiciones de extracción (pH, relación sólido/líquido, tiempo y temperatura) que produjeron dichos rendimientos.
Tabla 2. Efecto del tratamiento amoniacal sobre las condiciones óptimas de
extracción de pH, relación sólido-líquido, tiempo, temperatura y rendimiento de
extracción de las proteínas de la LNT y LT.
Tiempo (min.)
pH inicial
Relación S/L
Temperatura (ºC)
Rendimiento (%)
LNT
45
5,86
1:15
45
25,54
LT
20
5,79
1:15
90
46,41
LNT: Lenteja acuática no tratada; LT: Lenteja acuática tratada con amoníaco.
El aumento del rendimiento de extracción para LT, demuestra
la efectividad del tratamiento PDA para facilitar la liberación de las
proteínas, y el valor de rendimiento máximo obtenido, es considerablemente alto, tomando en cuenta que estas proteínas son principalmente citoplásmicas (proteínas blancas) y suelen estar presentes de
un 40 a un 50% en las fuentes vegetales (Hernández y col., 1995).
Son las proteínas de mayor calidad nutricional de los vegetales.
284
En el trabajo publicado por Ferrer y col. (2006), observaron
para la Lemna no tratada que un aumento de la temperatura provocó una disminución de la proteína extraída probablemente debido a
desnaturalización; un comportamiento diferente mostró la Lemna
tratada en este trabajo, ya que requirió de una temperatura de 90
ºC, para obtener el máximo rendimiento. Sin embargo, no es conveniente elevar la temperatura por encima de 90 ºC, ya que la proteína
pueden degradarse afectando la calidad nutritiva del producto, debido a que algunos aminoácidos pueden condensarse con azúcares
(reacciones de Maillard) formando compuestos como melanoidinas
(de color marrón), que contienen 11% de nitrógeno y que tienen muchas de las propiedades físicas de la lignina (Gaggiotti e Inta, 2008)
o se pueden formar complejos proteínas-taninos. En ambos casos,
disminuye la solubilidad de gran parte de las proteínas, haciéndose
resistentes a la acción de las proteasas y por tanto, decrece la susceptibilidad de las proteínas de liberar aminoácidos y su digestibilidad
(Badui, 2006; Gaggiotti e Inta, 2008).
En cuanto al tiempo requerido para la remoción de las proteínas en la Lemna tratada fue menor que el necesario para la biomasa
no tratada, debido a que la proteína en este caso está más accesible
y por lo tanto, más fácilmente extraíble que en la Lemna no tratada,
ya que el pretratamiento ayuda a la ruptura de los enlaces ésteres
presentes en el material lignocelulósico (entre la celulosa, hemicelulosa y lignina) quedando más expuestas las proteínas facilitando
así su remoción.
Necesariamente para poder utilizar los extractos proteicos aislados de fuentes vegetales por solubilización en medio alcalino, en
la alimentación balanceada de animales monogástricos, se requiere
concentrarlos mediante precipitación isoeléctrica, que es la manera
más usual y económicamente factible de obtener los concentrados
proteicos en la industria alimentaria, ya que ésta permite la separación de las proteínas de los componentes no proteicos y/o tóxicos
como los azúcares, fibra y compuestos químicos antinutricionales
285
que disminuyen su valor proteico (Pedroche y col., 2004; Maninder
y Narpinder, 2007).
Precipitación de las proteínas de la Lemna obscura tratada
con amoníaco
Para la precipitación de proteínas es necesario optimizar la
temperatura y pH. Como las cargas de las proteínas en solución dependen del pH, es importante determinar su punto isoeléctrico, ya
que en este pH la carga neta de las proteínas es cero y por lo tanto,
la solubilidad es mínima, ya que es posible que ocurran interacciones proteína-proteína que conducen a que precipiten (formación de
partículas suspendidas o coloídes) con mayor facilidad (Adebowale
y Lawal, 2003). En la Figura 2 se observa que el rendimiento de
precipitación va aumentando a medida que disminuye el pH (<5)
para estabilizarse a pH 3–3,5 tanto para la LNT como para la LT y
éste vuelve a aumentar a valores de pH más ácidos. Sin embargo,
se comprobó que dicho aumento no correspondía de proteínas a hemicelulosa y lignina, las cuales precipitan a pH muy ácido. Por lo
tanto, la precipitación proteica fue mayor para los pH 3 y 3,5.
Proteina Cruda (1/1)
25
20
15
10
5
0
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
pH
3.5
4.0
4.5
5.0
Figura 2. Contenido de proteína cruda determinado por el método de micro-Kjeldahl de
los precipitados obtenidos de la LT.
286
Como se requiere menor cantidad de ácido clorhídrico para
ajustar el pH, se eligió pH 3,5 como óptimo para precipitación de
las proteínas. Para aumentar el rendimiento, se precipitaron las proteínas en el pI a diferentes temperaturas (rango de 25 a 80 ºC), obteniéndose incremento del rendimiento desde de 25 ºC hasta 50 ºC. Es
una ventaja importante desde el punto de vista de costos de energía
que sólo haya que calentar hasta 50 ºC. Además, el uso de temperaturas altas puede producir una desnaturalización irreversible y pérdida de solubilidad de las proteínas, por exposición de residuos de
aminoácidos hidrófobos, que pueden afectar sus propiedades funcionales y limitar su rango de aplicaciones.
En la Tabla 3, se observa el efecto del tratamiento amoniacal
sobre las condiciones de temperatura, pI y rendimiento de precipitación para la lenteja acuática. El rendimiento incrementó 1,35 veces
en la LT con respecto a la LNT. El tratamiento no provocó cambios
en el pI y en la temperatura óptima de precipitación de proteínas.
Tabla 3. Efecto del tratamiento amoniacal sobre la temperatura,
pI y rendimiento de precipitación.
pI
Temperatura (ºC)
Precipitación (%)
LNT
3,5
50
71,2
LT
3,5
50
96,29
LNT : Lenteja acuática no tratada; LT: Lenteja acuática tratada
Condiciones de precipitación: pI 3,5 y temperatura 50º C.
En la Tabla 4, se muestra que el tratamiento PDA permitió producir concentrados proteicos con un rendimiento global de 44,69%,
que es 2,41 veces mayor que el obtenido para la lemna no tratada.
La concentración de proteínas en el concentrado proteico aumentó
de 16,68% hasta 22,89%.
287
Tabla 4. Comparación de los rendimientos de extracción, precipitación global y la
concentración de proteínas en LNT y LT.
Extracción (%)
Precipitación (%)
Rendimiento global (%)
[P]
LNT
25,54
71,2
18,18
16,68
LT
46,41
96,25
44,65
22,89
LNT: Lenteja acuática no tratada; LT: Lenteja acuática tratada
Condiciones de precipitación: pI 3,5 y temperatura 50 ºC.
Sería ideal que los concentrados proteicos alcanzaran tenores
proteicos de 46-48%, para poder reemplazar a la soya. Esto se podría conseguir con precipitaciones fraccionadas.
Tabla 5. Perfil de aminoácidos de la proteína extraída de Lemna sp. tratada con
amoníaco.
Aminoácidos
Serina
*Histidina
L-T (g/16 g N)
7,28
7,20
Glicina
5,22
*Treonina
5,61
*Alanina
5,10
Arginina
Tirosina
Cisteína
5,67
5,77
5,46
*Valina
5,90
*Metionina
1,00
*Fenilalanina
*Isoleucina
*Leucina
4,34
5,94
6,34
*Lisina
6,92
*Aminoácidos esenciales.
288
Fraccionamiento de proteínas
Se conoce muy poco de las proteínas de la Lemna sp. La Figura
3 muestra varias fracciones de masas molares distintas obtenidas de
proteínas precipitadas con calentamiento en el punto isoeléctrico.
0,045
0,04
0,035
Abs. 280 nm
0,03
0,025
0,02
0,015
0,01
0,005
0
0
5
10
15
20
Número
N_merodedeFracciones
Fracciones
Figura 3. Fraccionamiento por cromatografía de exclusión molecular en Sephadex G-100
de las proteínas de la Lemna obscura precipitadas con calentamiento en el punto isoeléctrico.
Cuando los extractos se precipitaron con el método del salado
(Figura 4), se observa un gran pico (proteína en abundancia) y de
elevada masa molar. El resto de las proteínas están en baja concentración y son de menor masa molar. Pareciera que la precipitación
termoácida (Figura 3) hace que las proteínas de alto peso molecular se hidrolizaran parcialmente o que ocurriera un desdoblamiento
de proteínas con estructura cuaternaria, típica de enzimas, disminuyendo la masa molar de las proteínas fraccionadas. Si esto ocurre, aumentaría la susceptibilidad de dichas proteínas a la hidrólisis
enzimática, y por lo tanto aumentaría su digestibilidad. El método
termoácido es fácil de industrializar mientras que la precipitación
con sal es más que todo de carácter analítico (Ferrer y col., 2006).
289
0,16
0,14
Abs. 280 nm
0,12
0,1
0,08
0,06
0,04
0,02
0
0
5
10
15
20
N_mero de
Número
defracciones
Fracciones
Figura 4. Fraccionamiento por cromatografía de exclusión molecular en Sephadex G-100
de las proteínas de la Lemna obscura precipitadas con el método del salado.
Perfil electroforético de las proteínas de la Lemna obscura tratada con amoníaco en gel de poliacrilamida.
En la Figura 5, se muestra el perfil electroforético de las proteínas de la lenteja acuática tratada con amoníaco, precipitadas a
diferentes pH y luego liofilizadas.
Masa molar (kDa)
1
2
P
3
1
4
1,5
5
2
6
2,5
7
3
8
3,5
9
4
4,5
10
5
pH
Figura 5. Análisis SDS-PAGE empleando teñido con azul de Coomassie para las proteínas
concentradas de la LT. (1) Banda para las proteínas estándar. (2-10) Bandas para las proteínas de los concentrados proteicos obtenidos a diferentes pH.
290
Para todos los pH de precipitación, los concentrados proteicos
obtenidos a partir de la lenteja acuática presentaron una banda muy
pronunciada a una masa molar aproximada a 21,68 kDa, seguida de
una gran mancha hasta 11,28 kDa. No se encontró evidencia de la
presencia de la enzima ribulosa-1,5 difosfato carboxilasa oxigenada
mejor conocida como Rubisco de masa molar aproximada a 56 kDa,
proteína que se encuentra en gran proporción en las plantas verdes
(Spreitzer y Salvucci, 2002), y que a su vez está formada por cuatro
unidades diméricas. Por otra parte, en extractos proteicos de Lemna no tratada con amoníaco (Ferrer y col., 2006), si se observaron
bandas correspondientes a proteínas de elevada masa molar entre 66
y 70 kDa. Es posible que el tratamiento esté desdoblando la enzima rubisco en sus monómeros, además de causar hidrólisis parcial
de las proteínas fraccionándolas en proteínas de menor masa molar.
Esto explicaría también la alta solubilidad y digestibilidad de las
proteínas de la lenteja acuática. Las proteínas, al ser parcialmente
hidrolizadas bajo la acción alcalina del amoníaco, el cual produce
un tipo de hidrólisis no específica, origina diferentes fragmentos que
corresponden a polipéptidos de peso molecular relativamente bajo.
En el PDA es posible que ocurra un ataque nucleofílico del OH– del
hidróxido de amonio formado al carbonilo parcialmente positivo del
enlace peptídico. Preferiblemente su ataque es sobre los segmentos
que poseen residuos que no donen alta densidad electrónica sobre
los carbonilos, como los aminoácidos con grupos carboxilo en sus
grupos R como aspártico y glutámico, y con grupos hidroxilados
como la serina y treonina, entre otros (Peters, 2003). Sin embargo,
en este tipo de muestras con elevado contenido proteico como la
Lemna se utilizan temperaturas relativamente bajas en el tratamiento para evitar la degradación de las proteínas. Además, el tiempo
de tratamiento es corto (2 min.) y la temperatura baja rápidamente
después de la despresurización.
291
Evaluación de la calidad nutricional
Perfil de aminoácidos
En la Tabla 5 se muestra el perfil de aminoácidos del concentrado proteico de la Lemna sp. Se observa un elevado contenido de lisina, comparable al reportado por Landolt y Kandeler (1987). Éste es
el principal aminoácido limitante de las proteínas de origen vegetal
en la dieta de humanos, aves y cerdos. Los aminoácidos esenciales
histidina, valina, leucina e isoleucina también fueron elevados.
El contenido de treonina fue bueno, éste es frecuentemente el
tercer aminoácido limitante (después de lisina y metionina) en dietas
de porcino y aves basadas en cebada y trigo, y el segundo, y a veces
el primero, en dietas de conejos (De Blas y col., 2000). Cuando el
suministro de estos aminoácidos en la dieta es limitante en relación
a otros aminoácidos esenciales, la síntesis proteica, la ganancia de
peso y la eficacia alimenticia se reducen (Jansman, 2000).
En general el perfil de aminoácidos mostrado en el concentrado
proteico extraído de la Lemna sp. es adecuado para utilizarlo en alimentación de animales monogástricos, obteniéndose incluso mayor
contenido en algunos aminoácidos esenciales (como histidina, valina, isoleucina, lisina) que en la harina de soya.
Digestibilidad in vitro
La Figura 6 muestra que los concentrados proteicos de Lemna son de excelente digestibilidad, comparables o superiores a la
harina de soya, pero inferiores a las de la clara de huevo, cuyo
valor es cercano al 100%. No se observó gran variación entre las
digestibilidades de la Lemna no tratada y tratada, demostrando
que las proteínas que se hacen susceptibles a la extracción por
el tratamiento tienen una calidad similar a las que se extraen en
la Lemna no tratada.
292
100
90
23,4
19,02
14,5
80
Digestibilidad (%)
66,2
70
60
50
40
30
20
10
0
CPLNT
CPLT
HH
HS
HPNT
HPT
M uestras
Figura 6. Digestibilidad proteínica in vitro de concentrados proteicos de lemna no tratada
(CPLNT), de lemna tratada con amoníaco (CPLT), harina de clara de huevo (HH), harina
de soya (HS), harina de plumas no tratada (HPNT) y harina de plumas tratada con amoníaco (HPT).
Producción de azúcares fermentables para bioetanol
El valor obtenido de 32% (Tabla 6) es el valor más alto conseguido en materiales vegetales sin tratamiento físico-químico alguno.
El valor de 86% (Tabla 6) demuestra que el tratamiento amoniacal
hizo mucho más susceptibles las fibras a la hidrólisis enzimática. Estos resultados indican que la Lemna tiene un gran potencial para la
producción de azúcares que podrían ser convertidos posteriormente
mediante un proceso fermentativo en etanol, el cual actualmente se
importa y se requiere para ser combinado con la gasolina para aumentar su octanaje y disminuir los efectos adversos ambientales que
tiene la combustión de la gasolina y otros compuestos oxigenados
usados para aumentar el octanaje. La conversión de azúcar en etanol
es una relación de 0,51 kg de etanol por kg de azúcar empleada. De
acuerdo a estos resultados preliminares, de 100 kg de materia seca
de Lemna de la composición usada en este trabajo, aproximadamente el 86% de sus fibras pude convertirse en etanol, o sea un 34% de
293
la materia seca, y de ésta, aproximadamente un 52% se convertiría
en etanol.
Tabla 6. Rendimiento de la hidrólisis enzimática de la Lemna no tratada y tratada
con PDA.
Muestra
Lemna no tratada
Lemna tratada
% de Conversión
32
86
El aumento obtenido en la conversión de la fibra residual de
la Lemna en azúcares, confirma la acción positiva del tratamiento
amoniacal sobre su biomasa.
AGRADECIMIENTOS
Al Instituto de Conservación del Lago de Maracaibo (ICLAM)
y a PDVSA – Petroregional del Lago por el financiamiento de la
investigación.
CONCLUSIONES
El pretratamiento PDA permitió aumentar grandemente el rendimiento de extracción y precipitación de las proteínas citoplásmicas de la Lemna (rendimiento global 2,41 veces mayor). Las proteínas tienen elevada digestibilidad (90%) y un excelente perfil de
aminoácidos para animales monogástricos comparable o superior
al de la harina de soya. El pretratamiento disminuyó el tamaño de
dichas proteínas. De igual forma, el pretratamiento aumentó la susceptibilidad de la celulosa y hemicelulosa a la hidrólisis enzimática
lo cual conlleva a la formación de azúcares fermentables con un
rendimiento de 86% lo cual la hace adecuada para la producción de
bioetanol. Estos resultados hacen de la Lemna una excelente materia
prima para una biorefinería de producción de alimentos para animales y bioetanol.
294
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ELABORACIÓN DE CARBÓN ACTIVADO
A PARTIR DE LEMNA DEL LAGO DE
MARACAIBO PARA UTILIZARLO EN LA
CLARIFICACIÓN DEL ACEITE DE PALMA
Marinela Colina1, Alonso Pifano2, Helí Hernández3
y Gilberto Colina4.
1
Laboratorio de Química Ambiental. Departamento de Química. Facultad Experimental de Ciencias. Universidad del Zulia. Maracaibo 4011. Zulia. Email: [email protected].
2
Instituto Politécnico Santiago Mariño. Facultad de Ingeniería. Escuela de Química.
Maracaibo, estado Zulia.
3
Fundación Centro de Investigación del Estado para la Producción Experimental
Agroindustrial (CIEPE). San Felipe, Estado Yaracuy.
4
Dirección de Saneamiento Ambiental. Facultad de Ingeniería. Universidad del Zulia. Maracaibo, estado Zulia.
RESUMEN
La Lemna sp., caracterizada por presentar un rápido crecimiento, ha provocado interés en el control con énfasis a su erradicación
en el Lago de Maracaibo donde se ha presentado desde el 2004; ésta
genera problemas para la actividad de pesca artesanal y de navegación, además de crear ambientes propicios para plagas que puedan
afectar la salud humana. Otra consecuencia que se podría generar es
el agotamiento del oxígeno en los estratos profundos que causaría
un fenómeno de mortandad masiva de peces. Posterior a su extracción física queda como materia contaminante generadora de gases
putrefactos en las costas del lago y lugar de desecho. Sin embargo,
300
la Lemna es una biomasa útil para la producción de carbón activado, que actualmente es importado en el país. El carbón activado
es un material poroso preparado por la carbonización y activación
de materiales orgánicos, lignocelulósico, hullas, lignitos, turbas, coque, cáscaras de frutas. En referencia a lo antes descrito el aumento
ecológico y la significación económica de la protección del medio
ambiente nos ha conducido al uso de biomasa inútil como materia
prima en la producción del carbón activado, los cuales han sido preparados artificialmente para que exhiban un alto grado de porosidad
y una alta superficie interna. Debido a su bien desarrollada red de
poros estos carbones presentan una alta eficiencia en los fenómenos
de adsorción, el cual es ampliamente utilizado en muchas aplicaciones tanto en fase gaseosa como líquida, ya sea como desecante,
soporte de un catalizador, separación de gases, purificación de un
líquido, control de contaminantes y para protección respiratoria, por
lo cual, este producto es de gran importancia por sus innumerables
usos en la industria farmacéutica, petroquímica, de alimentos, petróleo y para protección ambiental, entre otros. El objetivo de esta
investigación fue evaluar la utilización de la Lemna sp para la elaboración de carbón activado para utilizarlo en la clarificación del
aceite de palma africana (Elaeis guineensis J.).
Palabras clave: carbón activado, Lemna sp, aceite de palma, clasificación.
INTRODUCCIÓN
Lemna sp.
La Lemna es una planta vascular acuática, cuyo nombre científico es Lemnaceae. La Lemna o lenteja de agua es una planta minúscula, frágil y flotante. Se producen primariamente de manera
vegetativa o asexual.
Elaboración de carbón activado a partir de Lemna del Lago de Maracaibo para utilizarlo en la clarificación
del aceite de palma. Marinela Colina, Alonso Pifano, Helí Hernández y Gilberto Colina
301
El género Lemna se divide en varias especies, entre ellas se
encuentran: Lemna aequinoctialis, Lemna gibba, Lemna minuta,
Lemna minor, Lemna obscura, Lemna trisulca, Lemna valdiviana y
Lemna perpusilla.
En el Lago de Maracaibo, la planta presente es un conjunto de
especies entre las cuales se encuentran Lemna gibba, Lemna minor
y Lemna obscura en forma mayoritaria. La composición orgánica de
las Lemnaceae en porcentaje de peso seco es la siguiente: proteínas
6,8-45,0, lípidos 1,8-9,2, fibra cruda 5,7-16,2, carbohidratos 14,146,3, cenizas 12,0-27,6. La fibra cruda incluye celulosa, homicelulosa y lignina (Vermaat y col., 1998).
Esta explosión de Lemna encontrada en el Lago de Maracaibo
ha generado interés en buscar alternativas para disminuir su cantidad tratando de utilizarla antes de que genere una mayor contaminación en los sedimentos y buscando alternativas que impliquen una
recolección en el sitio y la transformación en otro material como el
carbón activado que pueda ser transportado sin dañarse en el camino. Una de estas alternativas seria construir una planta de carbón
activado que podría transportarse mediante una gabarra hasta el sitio
de aparición de la Lemna.
Carbón activado
El carbón activado es un carbón poroso que se produce artificialmente de manera que exhiba un elevado grado de porosidad y una
alta superficie interna. Estos sólidos suelen ser microporosos y, como
consecuencia, presentan altos valores de superficie específica, normalmente entre 1000 y 1500 m2/g, además pueden presentar variadas
contribuciones de meso y macroporosidad (Rodríguez y col., 2001).
Estas características, junto con la naturaleza química de los átomos de
carbono que lo conforman, le dan la propiedad de atraer y atrapar de
manera preferencial ciertas moléculas del fluido que rodea al carbón.
302
A esta propiedad se le llama adsorción, al sólido se le denomina
“adsorbente” y a la molécula atrapada, “adsorbato”. La unión entre
el carbón y el adsorbato se lleva a cabo por medio de fuerzas de
London, que son una de las clases de fuerzas de Van der Waals. Éstas son relativamente débiles y, por lo tanto, reversibles. El carbón
activado, es un compuesto covalente y, por lo tanto, muestra preferencia por moléculas covalentes, es decir, por moléculas que tienden
a ser no iónicas y poco polares. Tal es el caso de la mayoría de los
compuestos orgánicos. Por lo tanto, el carbón activado se considera
un adsorbente casi universal de moléculas orgánicas. Debido a lo
anterior una de las principales aplicaciones del carbón activado es la
purificación de líquidos y gases contaminados con alguna molécula
orgánica (Somorjai, 1975).
Los grupos funcionales se forman durante el proceso de activación por interacción de los radicales libres de la superficie del
carbón con átomos tales como oxígeno y nitrógeno, que pueden en
parte provenir del precursor o de la atmósfera. Estos grupos funcionales hacen que la superficie del carbón se haga químicamente reactiva y esa es la razón por la que afectan las propiedades adsorbentes,
especialmente para moléculas de cierto carácter polar.
Así, el carbón activado puede ser considerado en principio
como hidrofóbico por su poca afinidad por el agua, lo que es muy
importante en aplicaciones como la adsorción de gases en presencia
de humedad, o de especies en disolución acuosa; pero la presencia
de grupos funcionales en la superficie del carbón activado hace que
puedan interaccionar con el agua, haciendo que la superficie sea más
hidrofílica. Más aún, la oxidación de un carbón, que es inherente
a la fabricación del carbón activado, resulta en la formación de
grupos de hidroxilo, carbonilo, carboxilo, entre otros, (tal como se
muestra en la Figura 1), que le dan al carbón activado un carácter
anfotérico, por lo que puede ser ácido o básico. Además de influir
en la adsorción de muchas moléculas, los grupos superficiales de
oxígeno contribuyen a la reactividad de los carbones activados hacia
303
ciertos disolventes en aplicaciones como la recuperación de disolventes (CIAPA, 2005).
Figura 1. Algunos grupos funcionales en el carbón activado. Composición típica: 1-22%
O, 73-99% C, 0,5-5% H y 1-20% Cenizas. (Taller Iberoamericano de Adsorbentes, 2005).
Los poros de un carbón activado se clasifican en tres tipos, de
acuerdo a su tamaño:
• Los microporos son poros con un diámetro d < 20 Å y son
los que más área proporcionan. Son útiles para adsorber moléculas
muy pequeñas, que generalmente se encuentran presentes en la purificación de gases.
• Los poros medios o mesoporos están en el rango de 20 <
d < 500 Å y aunque su contribución al área total es menor que los
microporos, su tamaño les permite adsorber moléculas grandes que
por lo general están presentes en la purificación de líquidos.
• Los macroporos con d > 500 Å, casi no contribuyen al área
total de un carbón, pero su importancia radica en que actúan como
vías de acceso a los mesoporos y microporos, afectando la velocidad
de difusión de las impurezas en el carbón (clarimex).
Por otro lado también hay que tener en cuenta tanto la geometría
del poro como la del adsorbato. Así, por ejemplo, determinadas moléculas pueden penetrar en poros con geometrías del “tipo rendija” y
no hacerlo en poros de dimensiones similares y geometría cilíndrica.
304
Materiales de partida para la obtención de carbón activado
Prácticamente cualquier material orgánico con proporciones
relativamente altas de carbono es susceptible de ser transformado
en carbón activado. Los carbones activados obtenidos industrialmente pueden provenir de madera y residuos forestales u otros tipos
de biomasa, materiales lignocelulosos, turba, lignito y otros carbones minerales, así como de diferentes polímeros y fibras naturales o
sintéticas. Existen, no obstante, algunas limitaciones. Así, desde un
punto de vista estructural los carbones activados son carbones muy
desordenados e isótropos. Por tanto, no serán adecuados para preparar carbones activados aquellos materiales carbonosos que pasen
por un estado fluido o pseudo-fluido durante su carbonización, dado
que durante la resolidificación de esta fase suelen formarse estructuras ordenadas en los carbones resultantes.
Tipos de activación
Este procedimiento desarrolla una estructura porosa en el carbón natural favoreciendo la aparición de grandes superficies internas (ver Figura 2). Existen dos tipos a saber: activación térmica y
activación química.
Figura 2. Esquema del carbón activo antes y después de la activación: (a) Antes de la activación, y (b) Después de la activación.
305
Activación térmica
Llamada también activación física, a pesar de que la activación
se produce por la reacción (química) del agente activante (un oxidante como el aire, vapor de agua, CO2, entre otros) con el carbono
del material que está siendo activado. Este tipo de activación consta
de varia etapas. Así, a veces son necesarios ciertos pretratamientos
como la molienda y el tamizado para obtener un tamaño adecuado
del precursor. Si el precursor es un carbón coquizable será necesario entonces una etapa de oxidación para eliminar las propiedades
coquizables.
En otras ocasiones el material de partida es molido hasta formar un fino polvo, después compactado con algún aglomerante en
forma de briquetas y luego vuelto a moler hasta obtener el tamaño
deseado. De esta forma se consigue una mejor difusión del agente
activante y por tanto una mejor porosidad en el carbón activado resultante. Otra etapa previa a la activación propiamente dicha es la
carbonización, en la cual el precursor es sometido a elevadas temperaturas (del orden de los 800 ºC) en ausencia de aire, para eliminar
las sustancias volátiles y dejar un residuo carbonoso que será el que
se someta a la activación.
Activación química
En este tipo de activación el precursor se hace reaccionar con
un agente químico activante. En este caso la activación suele tener lugar en una única etapa a temperaturas que pueden variar entre
450 y 900 ºC. No obstante, en este tipo de activación, es necesaria
una etapa posterior de lavado del carbón activado para eliminar los
restos del agente activante. Existen numerosos compuestos que podrían ser usados como agentes activantes, sin embargo los más usados industrialmente son el cloruro de zinc (ZnCl2), el ácido fosfórico
306
(H3PO4) y el hidróxido de potasio (KOH). La activación química
con ZnCl2 fue el método más usado hasta 1970, especialmente para
la activación de residuos de madera. Su uso, sin embargo, se ha restringido mucho en la actualidad debido a los problemas medioambientales que conlleva el uso del ZnCl2.
Aceite de palma
Para los países tropicales, la palma africana (Elaeis guineensis)
representa una alternativa de excelentes perspectivas para el futuro.
Una de las ventajas del cultivo de palma es que produce diez veces
más aceite en comparación con otros cultivos oleaginosos (Baryeh,
2001). La producción nacional de palma africana está concentrada
en tres entidades federales: Zulia, Monagas y Yaracuy. Los rendimientos obtenidos en años recientes (9 –13,5 tn/ha) son similares al
promedio mundial, pero se encuentra ligeramente por debajo de los
principales productores de palma (Sánchez y col., 2000).
El mercado de los aceites expedidos en Venezuela es controlado por pocas empresas, de las cuales un consorcio domina cerca
del 70% del mercado, casi exclusivamente con productos importados y, el resto (30%), por dos empresas que incorporan parte de la
producción nacional en mezclas de aceites y grasas. La producción
nacional es cubierta por la palma aceitera en el orden del 90%, donde la estructura productiva está definida por una fase primaria en
plantaciones asociadas a la extracción de aceites crudos y el procesamiento de aceites, grasas y sus derivados en factorías de complejos industriales (Sánchez y col., 2000).
Importancia del aceite de palma
El aceite de palma es un alimento natural que se viene consumiendo desde hace 5000 años. Se refina sin necesidad de disolven-
307
tes químicos, por lo que se reduce el riesgo de contaminación por
residuos. La palma africana (Elaeis guineensis) produce dos importantes aceites:
a.Aceite de palma: se caracteriza por ser blando y es muy utilizado en margarina, manteca y grasas para la cocina y en la fabricación industrial de muchos otros productos para la alimentación
humana.
b.Aceite de almendra de palma (palmiste): posee un alto contenido de ácido láurico, que produce jabones de excelente espuma y
otros productos industriales (Zaidul y col., 2007).
El aceite de palma contiene iguales proporciones de ácidos grasos no saturados con respecto a los ácidos saturados, conteniendo
alrededor del 40% de ácido oleico, 10% de ácido linoleico, 44%
de ácido palmítico y 5% de ácido esteárico. De la misma manera,
el aceite crudo de palma es fuente natural de vitamina E y pro vitamina A (Morillo y col., 2002). La composición del aceite de palma
lo hace altamente nutritivo y versátil (Tabla 1). Siendo semi-sólido,
tiene propiedades físicas necesarias para múltiples usos en las comidas. Como otros aceites vegetales, el aceite de palma es libre de colesterol y fácilmente digerible, asimilable y utilizable como fuente
de energía (Baryeh, 2001).
Tabla 1. Composición típica del aceite crudo de palma.
Contenido de grasa (%)
88,19
Contenido de ácido graso libre (%)
3-5
Humedad (%)
Impurezas (%)
0,1
0,01
Cobre (ppm)
3,5
Indice de Peróxido
4,5
Fuente: Morillo y col. (2002)
El aceite crudo de palma está compuesto principalmente por
triglicéridos. Sin embargo contiene componentes menores de gran
308
importancia en la salud, tal es el caso de los tocotrienoles y los carotenoides. Los tocotrienoles tienen efecto de antioxidantes que
reducen las enfermedades cardiovasculares (CVD) y el cáncer. En
el campo del cáncer, se ha demostrado que tratamientos quimioterapéuticos con tocotrienoles, como suplemento de vitamina E, influyen notablemente en la actividad anti-tumoral. En particular, los
β-carotenos se conocen por mucho tiempo como provitamina A, el
cual tiene efecto hipocolesterolémico.
Dado a las bondades de estos compuestos, el aceite de palma
cada día toma mayor interés (Meng-Han y Brunner, 2006). El aceite
de palma es considerado una de las fuentes vegetales más ricas en
carotenoides, identificándose un total de 11 tipos de carotenos. Sin
embargo, estos carotenoides se destruyen durante el proceso de refinamiento convencional (De Moura y col., 2005), (Ver Tabla 2).
Tabla 2. Composición de varios tipos de carotenos presentes en el aceite de palma.
Tipo de carotenos
Composición (%)
Fitoeno
Cis β-caroteno
β-caroteno
α-caroteno
Cis α-caroteno
ζ- caroteno
γ- caroteno
β-Zeacaroteno
δ – caroteno
1,27
0,78
56,22
35,36
2,59
0,79
0,33
0,84
0,93
Fuente: Puah y col. (2005)
Normas para productos de grasa vegetal y aceite comestible
de palma especificada (CODEX)
Por grasas y aceites comestibles se entienden los productos
alimenticios constituidos principalmente por glicéridos de ácidos
309
grasos. Podrán contener pequeñas cantidades de otros lípidos, tales
como fosfátidos de constituyentes insaponificables y ácidos grasos
libres naturalmente presentes en la grasa o aceite. El CODEX describe otros factores que determinan la composición y calidad de una
grasa o aceite (Tablas 3 y 4).
Tabla 3. Factores esenciales de composición y calidad del aceite de palma.
Parámetros
Contenido de grasa
Color
Olor y sabor
Textura
Índice de ácido
Características
No menos del 99,5% m/m
Entre blanco crema y amarillo pálido
Característico, sin olores ni sabores extraños
Varía de cristales granulosos de grasa sólida dispersos
en fase oleosa, a una textura lisa finamente cristalina
No más de 0,6 mg KOH/g No más de 0,6 mg KOH/g
Índice de peróxido
No más de 10 meq de O2 en forma de peróxido/kg
Fuente: CODEX STAN 125 – 1987 (Norma mundial para aceite de palma comestible).
Aceite vegetal comestible (Norma general (COVENIN 301992): Es el aceite puro o mezclado destinado al consumo humano
extraído de semillas y frutos oleaginosos tales como: oliva, ajonjolí,
algodón, maíz, maní, soya, girasol y aquellos calificados por la autoridad sanitaria competente. Los aceites y/o mezclas de aceites vegetales deberán cumplir con los requisitos especificados en la Tabla 4.
Tabla 4. Especificaciones para aceites vegetales.
Características (Método de Ensayo)
Límites
Min
Índice de Temperatura Refracción
25 oC
1,463
1,476 (COVENIN 702)
40 oC
1,457
1,470
60 C
1,441
1,462
Indice de saponificación (g KOH/kg)
Índice de Yodo (Cg I / g)
Materia insaponificables (g/kg)
180
85
0
210
145
20
o
Max
(COVENIN 323)
(COVENIN 324)
(COVENIN 326)
Fuente: COVENIN 30-1992 (Norma General para aceites vegetales comestible).
310
Clarificación del aceite
La clarificación es el proceso encargado de reducir el contenido
de algunos contaminantes en el aceite, como metales, jabones, fósforo, clorofila, pigmentos (no contaminantes), y otros productos de
oxidación y pro-oxidantes. Estos compuestos pueden ser separados,
a través del uso de materiales adsorbentes. Es importante considerar
la operación de clarificación como un paso determinante para que
el producto final sea de buena calidad. De nada valdrá realizar una
buena desodorización, si el clarificado no se ha hecho con debida
profundidad, que asegure la remoción de todas aquellas impurezas
que aceleran la oxidación, el desarrollo del mal sabor y olor y la
degradación del color en el producto final.
Muchos tipos de materiales adsorbentes han sido estudiados para remover los pigmentos presentes en los aceites vegetales
(Kamga y col., 2000; Falaras y col., 2000). Dentro de los materiales
comúnmente usados hoy día en el blanqueo de los aceites vegetales,
se encuentran las montmorillonitas activadas y el carbón activado.
El uso de estos adsorbentes, han sido de gran interés en las agroindustrias aceiteras, por el bajo costo que confieren al proceso de blanqueado (Christidis y Kosiari, 2003). La adsorción selectiva de los
pigmentos del aceite y grasa dependerá de la actividad específica
de adsorción de las fuentes blanqueadoras. La elección de un adsorbente dependerá en la mayor parte de los casos, de los resultados de
un balance entre los tres factores siguientes: costo del adsorbente,
actividad del mismo y su retentividad para el aceite.
En esta investigación se realizó la clarificación por medio de la
adsorción, esto implica la eliminación de pigmentos, existentes, ya
en forma de disolución en el aceite o en forma de partículas dispersas
coloidalmente. Desde el punto de vista de la teoría, la adsorción da
lo mismo que los pigmentos estén disueltos o en simple dispersión.
311
Obtención de Carbón Activado a partir de Lemna sp.
(CALsp)
La obtención del carbón activado se llevó a cabo mediante el
procedimiento utilizado por Lozano (2009). Se realizó la conversión de Lemna sp. a carbón activado mediante la activación química
de 6 kg de Lemna sp. con una solución de ácido fosfórico al 30%p/p
la cual se dejó reaccionar durante 14 horas, esta reacción se dio a
temperatura ambiente y presión atmosférica. Se utilizó una proporción (1:1,6) ya que de esta forma el ácido fosfórico deshidrata por
completo a la Lemna sp, por cada kg de Lemna sp, se agregaron 1,6
litros de solución de ácido fosfórico al 30% v/v, luego esta mezcla
fue expuesta a diferentes temperaturas de pirólisis de 450, 500 y 550
°C en una mufla con temperatura programable marca Fisher Scientific. De esta manera se obtuvieron distintos rendimientos los cuales
se pueden apreciar en la siguiente Tabla 5:
Tabla 5. Porcentaje de rendimiento del CALsp a 450, 500 y 550 °C
Muestra
CALsp-450
CALsp-500
CALsp-550
Rendimiento (%)
51
24
21
El porcentaje de rendimiento está referido a la relación del material de partida y el producto de carbonización obtenido y se calculó mediante la siguiente fórmula:
%Rendimiento = Carbon obtenido /Material de Partida*100
Este rendimiento va en constante descenso debido al aumento
de temperatura de la pirólisis la cual influye en la pérdida de materia; estos resultados fueron cercanos a los obtenidos por Basso y
col., 2001. Posterior a la pirólisis, el carbón obtenido se lavó con
312
agua caliente a una temperatura de 90 ºC y el ajuste de pH se realizó
con una solución de hidróxido de sodio a 0,1 N obteniendo así un
pH entre 7,01 y 7,04, el pH del carbón debe ser neutro para que no
interfiera en el proceso de clarificación y sólo se desempeñe como
agente adsorbente. Luego fue secado en una estufa a 130 ºC por
un período de 3 horas. Finalmente fue tamizado para obtener una
distribución de tamaño de partícula adecuada para cada uno de los
análisis.
Se realizó el análisis de granulometría al CALsp para así
determinar el tipo de filtro a utilizar en la clarificación, el análisis se llevó a cabo bajo la norma ASTM 447 B (04-447020-23),
se utilizaron 4 tamices con distintos diámetros, uno puesto sobre
otro, se pesaron 5 g de CALsp y se colocaron en el tamiz de mayor
diámetro, se ajustaron los tamices a la tamizadora y se dejaron allí
durante 2 minutos, luego se retiraron y se pesó la cantidad de carbón retenido por cada tamiz. Como material de referencia se utilizó
carbón comercial proveniente de la cáscara de coco elaborada por
la empresa Carbac de Venezuela ubicada en Coro, estado Falcón,
Sector Cumarebo, la cual se denotara a lo largo del trabajo como
CAC. Al sumar el peso retenido por los tamices se obtuvo 4,87 g
esto quiere decir que hubo 0,13 g de pérdida en el ensayo lo cual no
fue muy significativo. El tamiz N° 200 fue el que retuvo mucho más
carbón, indicando que un poco más del cincuenta por ciento del carbón presenta una granulometría de 0,0745 mm. De esta manera se
pudo determinar que el material a usar para la filtración del carbón
debía tener un tamaño menor a 0,0643 mm para así retener el mayor
porcentaje de carbón activado y obtener una eficiente clarificación.
Contenido de humedad
Este análisis se realizó mediante el procedimiento estándar
(ASTM D2867-70). En un crisol limpio, seco y pesado previamente.
313
Se colocó aproximadamente un gramo de la muestra y se introdujo
en la estufa a 150 °C por 3 horas con el fin de eliminar todas las
moléculas de agua presentes en las muestras. Después del proceso
de secado, se pesó el crisol con su contenido y por diferencia se
determinó el porcentaje de humedad. Este análisis se realizó para el
CALsp, CAC.
% HUMEDAD= (g muestra-g seco) *100/g muestra
Densidad aparente
Este análisis se llevó a cabo mediante los procedimientos estándares (ASTM D2854-96, 2000) publicados por González-Serrano y
col., 2004. En un cilindro graduado de 10 ml limpio y seco se fue
adicionando la muestra del material sólido hasta aforar el cilindro.
Con una liga de goma se le dieron golpes al cilindro hasta compactar
el material sólido. Se peso el cilindro con el contenido y posteriormente se dividió entre el volumen del cilindro de 10 ml para obtener
la densidad aparente. Este análisis se realizó para el CALsp, CAC.
p aparente= g materia10 mL
Contenido total de cenizas
Este análisis se elaboró bajo el procedimiento estándar ASTM
D2866-94, 1999. Se pesó alrededor de un gramo de la muestra y se
colocó en un crisol de porcelana. Se llevaron a una mufla calentada
eléctricamente a una temperatura de 650 °C durante 5 horas de calentamiento para la Lemna sp., y CAC. Después de transcurrido el
período de calcinado, las muestras se trasladaron al desecador y se
pesaron para obtener por diferencia el contenido total de cenizas.
% Cenizas= (g muestra-g calcinado) *100/g muestra
314
Estudio de adsorción de azul de metileno por espectrofotometría
Se utilizó una solución de azul de metileno para evaluar carbones activados preparados, realizando las curvas con ayuda de un
espectrofotómetro. El experimento se realizó a 25 oC con agitación
constante de 100 rpm. El material se colocó en un beaker de 100
ml con 25 ml de solución de azul de metileno a una concentración de 100 ppm de azul de metileno como concentración inicial,
con aproximadamente 0,05 g de la muestra de carbón activado que
previamente se secó en la estufa a 140 oC por espacio de 2 horas.
Los tiempos de agitación fueron de 1, 5, 15, 20, 30, 40, 60, 80
y 100 min. Luego se removió el carbón activado por medio de
una centrifugación a 5 min. El centrifugado se colocó en el espectrofotómetro de absorción atómica para realizar la cuantificación,
la longitud de onda para determinar azul de metileno fue de 652
(Casmir y col., 2009).
Los valores de Q para el proceso de adsorción se obtuvieron
de la siguiente manera:
Q= (Co-Cfx) Vm
Donde m es la masa del adsorbente empleado la cual será de
0,05 g, V el volumen de solución de 25 ml del azul de metileno a
estudiar, Co es la concentración inicial de dicha solución la cual fue
de 100mg/Lt y Cf es la concentración final obtenida después del
proceso de adsorción.
Área superficial del carbón activado
El método de BET para la determinación de área superficial
del carbón activado se basa en que en la adsorción de gases que
presentan isotermas del tipo II, corresponde al volumen adsorbido
necesario para dar una capa monomolecular del gas sobre la superfi-
315
cie; esto ocurre generalmente a un valor aproximado de P/P0= 0,35.
El área del sólido para un peso definido de adsorbente esta dado por:
σ=PoVbRToNS
En esta ecuación σ es el área en Å2, Po = 1 atm, To = 273,2
K, R es la constante de los gases, vb el volumen correspondiente al
punto B, N es el número de Avogadro y S es el área ocupada sobre
la superficie por una molécula de gas. En la determinación del área
se suele utilizar con frecuencia el nitrógeno en su punto normal de
ebullición (77 K). A esta temperatura el área de la molécula de nitrógeno se toma igual a 16,2 Å2.
Las isotermas de adsorción-desorción de nitrógeno fueron obtenidas utilizando el sortómetro (Micromeritics Gemini 2375) a 77
K. Antes de cada experimento el carbón activado preparado fue secado y desgasificado a 473 K por un lapso de 2 horas. Posteriormente se pesó una cantidad determinada del carbón activado preparado
y se tomaron las lecturas de manera automática en el sortómetro de
adsorción-desorción (Castellán, 1998).
Método para la evaluación de color: Método Lovibond
Este método determina el color por comparación entre el color
de la luz transmitida a través de un determinado espesor de grasa
o aceite líquido (normalmente 5 ¼ pulgadas) y el color de la luz
originada por la misma fuente, transmitida a través de standards de
vidrio coloreados. La escala del Lovibond Tintometer consiste de
lecturas en el rojo (R), el amarillo (Y), el azul (B) y el neutro (N),
aunque las lecturas en el rojo y en el amarillo son las más usadas.
Este método es el standard internacionalmente aceptado para la medición del color en aceites y grasas vegetales y animales.
316
Establecimiento de las condiciones de adsorción en el proceso de clarificación del aceite de palma africana
Para llevar a cabo este objetivo fue necesario el neutralizado
del aceite de palma africana el cual se realizó mediante el siguiente
proceso de refinación:
- Neutralización del aceite de palma africana
El aceite crudo de palma africana (Elaeis guineensis) fue proporcionado por la empresa Bananera Venezolana C.A. (Sector El
Guayabo, Edo. Yaracuy). La refinación del aceite crudo de palma
africana se realizó en las instalaciones del Centro de Investigación
del Estado para la Producción Experimental Agroindustrial (CIEPE)
en el laboratorio de cereales y oleaginosas, San Felipe, Edo. Yaracuy.
Desgomado
Todos los aceites y grasas contienen complejos compuestos
órgano-fosforados, estos son fosfolípidos (fosfátidos) o más comúnmente llamados, gomas. Los fosfolípidos deben ser removidos
del aceite ya que poseen una fuerte acción emulsificante, si no son
extraídos, el aceite tomaría un color muy oscuro durante la desodorización ya que en este proceso se manejan altas temperaturas y los
fosfolípidos reaccionan ante éstas. Estas gomas floculan y precipitan cuando son hidratadas con una solución de ácido fosfórico o
ácido cítrico. En pocas palabras el desgomado es un proceso que
consiste en remover las gomas indeseadas, las cuales interfieren en
la estabilidad del aceite a lo largo de su refinación y por ende en el
producto final.
Para esta primera etapa de refinación del aceite crudo de palma
africana se utilizó una solución acuosa de ácido fosfórico (se usó
ácido fosfórico debido al factor costo ya que es mucho más económico que el ácido cítrico) al 50%v/v para la hidratación de las
gomas y sustancias mucilaginosas con un 0.7% p/v con respecto
317
al aceite crudo, también se adiciono 1% de CACLsp-500 para la
separación parcial de impurezas como los pigmentos, fosfolípidos
y productos de oxidación.
Se procedió a pesar 1000 g de aceite crudo de palma, este se
colocó en un erlenmeyer adicionándole la solución acuosa de acido fosfórico haciéndose reaccionar bajo una temperatura de 90 °C
durante 15 minutos y agitación constante, como se puede observa
en la Figura 8. Luego de los quince minutos la mezcla de aceite
crudo y acido fosfórico fueron llevados a una centrífuga durante
diez minutos a 3000 rpm, de esta manera se separaron del aceite los
fosfolípidos y gomas ya hidratadas que precipitaron, se obtuvo un
aceite desgomado el cual pasaría a la siguiente etapa de refinación
para continuar con la eliminación de impurezas.
- Neutralizado
El fin de la neutralización es eliminar las impurezas que se
colaron en el desgomado mediante la adición de una solución de
hidróxido que sodio que al combinarse con los ácidos grasos libres
forman jabones, emulsiones entre los fosfátidos y gomas, precipitando y arrastrando consigo pigmentos colorantes y otras impurezas
insaponificables. Al aceite desgomado de palma africana se le determinó el porcentaje de ácidos grasos libres para calcular la cantidad de hidróxido de sodio a utilizar, según la siguiente fórmula:
%NaOH=(%A.G.L.) 0.156+(% Exceso de NaOH)(% NaOH en
la solución) 100
Determinación de ácidos grasos libres (A.G.L.)
Se disolvieron 50 g de aceite crudo en 150 ml de una mezcla
de éter dietílico y etanol de volumen 1:1, previamente neutralizada,
se tituló con una solución acuosa de hidróxido potásico al 0,1 M
en presencia de fenolftaleína, la acidez expresada en porcentaje de
acido palmítico es igual a:
318
V*C= M1000*100P= V*C*M10*P
Siendo:
• V: volumen en ml de la disolución valorada de hidróxido
potásico utilizada.
• C: concentración exacta, en moles por litro, de la disolución
de hidróxido potásico utilizada.
• P: peso en gramos de la muestra utilizada.
• M: peso molecular del ácido en que se expresa el resultado
(ácido palmítico = 256,42 g/mol).
El aceite desgomado se colocó en un erlenmeyer a una temperatura de 90 oC, al cual se le agregó la solución de 23°Be de NaOH
ya estandarizada según la siguiente Tabla 6:
Tabla 6: Concentración de NaOH en la solución neutralizadora.
319
La neutralización se llevó a cabo en un período de 30 minutos
con el fin de permitir la completa interacción entre el hidróxido de
sodio y el aceite desgomado. Luego que culminó la neutralización
se llevó la mezcla a la centrífuga durante 10 minutos a 3000 rpm
separando de esta forma los jabones, fosfolípidos y gomas del aceite. Sin embargo, se realizaron dos sesiones de lavado con posterior
decantación. En el lavado se elimina la máxima cantidad de jabón
existente en el aceite que proviene de la etapa de neutralización. Las
mejores condiciones para el lavado del aceite de palma son:
• 6% p/p de agua.
• Tiempo de lavado 20 minutos.
• Temperatura del agua 90 ºC.
• Agitación constante.
• Tiempo de decantación 40 minutos.
Con estas condiciones se obtienen porcentajes de humedad y
contenido de jabón permisibles según la Norma Covenin 710-1980.
Clarificación del aceite de palma africana
La clarificación del aceite de palma africana se realizó por
adsorción e implicó la eliminación de pigmentos existentes ya en
forma de disolución, o en forma de partículas coloidales dispersas.
Para esta parte de la refinación se utilizó como principal adsorbente
el CALsp-500 ya que éste presentó la mayor área superficial en los
análisis BET. El primer paso fue obtener las condiciones de operación óptimas para la clarificación del aceite de palma africana con el
CALsp-500. La elección de un adsorbente va a depender en mayor
parte del balance de tres factores: costo del adsorbente, actividad del
mismo y retentividad para el aceite (Bailey, 1996).
320
A continuación se pueden observar los resultados de la caracterización de los distintos carbones activados preparados, el carbón
activado comercial (CAC) y su precursor Lemna sp. cruda (Tabla 7).
Un material con una alta densidad contribuye a realzar la fuerza del carbón, mientras que los precursores con densidades bajas y
alto contenido de ceniza, producen un carbón con gran volumen de
poros, pero de baja densidad. Se puede observar que la densidad de
los CALsp es menor que la del CAC, por ende se obtuvo un CALsp
con mayor volumen de poros siendo esto un factor determinante al
momento de la adsorción.
Tabla 7. Caracterización de los CALsp, Lemna sp. y CAC.
La resistencia mecánica de los carbones activados se puede determinar por la densidad aparente. En el cuadro 10 se observó que
los valores obtenidos tanto para los carbones de Lemna sp. como
para el CAC tuvieron una buena densidad aparente, si son comparados con 0,3 g/ml, valores encontrados en la literatura (Molina y
Rodríguez, 2004). Esta propiedad es una ventaja en el proceso de
adsorción ya que le confiere al material resistencia frente a un lecho
o fluido permitiendo la separación de pequeños volúmenes de adsorbentes (Pérez y Guerrero, 1999).
321
El porcentaje de cenizas se realizó para determinar la cantidad
porcentual de materia inorgánica que posee el material de partida y
el carbón activado a partir de la Lemna sp. El porcentaje de cenizas
de la Lemna sp. es mayor en comparación con el carbón activado
obtenido con este precursor, por lo cual justifica su uso para la preparación de carbones activados (Reid y col., 1988). El valor reportado por el carbón activado comercial es mucho menor; esto se debe
al proceso de activación al que fue sometido el precursor para su
posterior conversión a carbón activado. La variación en el contenido de cenizas se debe al incremento en la cantidad de compuestos
inorgánicos formados por la adición del agente activante (H3PO4),
que presenta una gran cantidad de trazas de metales, además de los
aportados por la planta, se debe tener presente también el aumento
de la temperatura del tratamiento térmico (Solum y col., 1995).
Así mismo, los carbones de Lemna sp. presentaron un valor de
humedad mucho más bajo que el precursor. Los valores del porcentaje de humedad aumenta con el aumento de tratamiento térmico
posiblemente se deba a una mayor formación de grupos funcionales
a esta temperatura y por lo tanto aumenta su carácter hidrófobo.
Isotermas de adsorción y área superficial de los carbones
activados
Con respecto al carbón activado pirolizado a 500 °C, se
puede inferir que para esta temperatura se observa un incremento
de los volúmenes adsorbidos los que disminuyen para el resto
de los carbones preparados pero de forma más significativa para
CALsp-550 ºC, este comportamiento puede asociarse con la
apertura en la estructura de los carbones activados por aumento de
la temperatura y su posterior contracción a temperaturas superiores
a los 500 ºC, por tanto se considera que existe un rango de
temperaturas para el cual se obtienen carbones activados con una
mayor capacidad de adsorción (Figura 3), (López y Flores, 2005).
322
Figura 3. Isotermas de adsorción para los carbones estudiados.
En tal sentido se debe mencionar que el carbón activado comercial presentó volúmenes de nitrógeno adsorbido iguales en relación a
los CALsp-450 ºC y CALsp-550 ºC, pero para el CALsp-500 ºC los
volúmenes adsorbidos son mayores que para la muestra de CAC en
todo el rango de presiones relativas, esto se debe a las diferencias en la
porosidad y el área superficial que presentan cada una de las muestras.
Los valores de área superficial específica (SBET) se determinaron a través del modelo BET. Ésta describe satisfactoriamente los
datos experimentales determinados para las muestras de carbón activado hasta P/P0 = 0,35; rango para el cual el modelo BET es válido.
(Gregg y Sing, 2002).
Los parámetros mencionados fueron calculados tanto para el
CALsp como para el CAC y se muestran a continuación. (Tabla 8).
Tabla 8. Áreas superficiales de los carbones activados utilizados (CALsp y del CAC).
Muestras
Área superficial
(m2/g)
CALsp-450 °C 767
CALsp-500 °C 928
CALsp-550 °C 852
CAC
794
CALsp: Carbón activado de Lemna sp.
CAC: Carbón activado comercial.
323
De este modo se obtuvieron áreas superficiales mayores a los
700 m2/g; sin embargo, se puede observar que luego de los 500 °C el
área superficial disminuye, estos resultados concuerdan con Lozano
(2008). En base a los resultados obtenidos se llegó a la conclusión
que el CALsp-500 es el indicado para realizar el proceso de clarificación gracias a su mayor área superficial.
El efecto de la temperatura de pirólisis sobre la activación química de precursores lignocelulósicos o biomásicos, para su posterior conversión a carbón activado juega un papel importante en el
desarrollo de la estructura porosa del carbón (Solum y col., 1995),
(Miller y Miller) y (Mastra y col., 2002). Solum y col., Miller, Jagtoyen y Derbyshire propusieron mecanismos por los que la activación
con el H3PO4 induce a alteraciones estructurales y químicas de los
diferentes constituyentes biopoliméricos de los precursores, estos
son: celulosa, hemicelulosa y lignina, los cuales permiten el desarrollo de estructuras porosas extensas. La dilatación y la formación
de enlaces en la forma de ésteres de fosfato fueron directamente
relacionadas con el desarrollo de porosidad. De acuerdo a sus resultados, en el rango de temperatura de 200-450 ºC, la combinación de
fragmentos biopoliméricos, resulta de las reacciones de fragmentación de enlaces a bajas temperaturas (50-200 ºC), cuando el ácido se
enlaza en forma de fosfato formando una estructura rígida enlazada.
La estructura empieza a dilatarse y las reacciones de enlace dominan
sobre las reacciones de fragmentación.
Por otro lado, los resultados permiten inferir que los ésteres de
fosfato enlazados alcanzan su límite de estabilidad térmica a temperaturas alrededor de 450-500 ºC. A altas temperaturas, el rompimiento
de estas estructuras ocurre, causando contracción y una consecuente reducción en el desarrollo de la porosidad. Este comportamiento
puede asociarse con la apertura de la estructura de los carbones activados por aumento de la temperatura y su posterior contracción a
temperaturas superiores, que afectan tanto el área superficial como
324
el desarrollo y estructura de la porosidad en el carbón activado. Estudios realizados por Basso y col., indicaron que después de 500 °C,
el área superficial decrece por el efecto mencionado anteriormente,
lo cual coincide con los datos arrojados en el presente trabajo. Ya
que el CALsp-500 presentó la mayor área superficial, fue sometido a
una pre evaluación para observar su comportamiento con respecto a
la adsorción de pigmentos orgánicos, en este caso azul de metileno.
Así mismo se calculó la eficiencia para los 60 minutos con una
concentración de 100 ppm por medio de la siguiente ecuación:
% Eficiencia= (Cantidad Adsorbida)×100 /(Total de la muestra)
Se obtuvo una eficiencia del 94.88 % para una solución de 100
ppm de azul de metileno en un tiempo de 60 min, esto indicó que el
CALsp-500 oC posee excelentes propiedades adsortivas con respecto
a los pigmentos del azul de metileno. La finalidad de este procedimiento implicó determinar cómo disminuye la concentración del adsorbato en función del tiempo para una proporción dada entre la cantidad de ese adsorbato y del adsorbente a una temperatura constante.
Los resultados indicaron que la concentración final de la solución de azul de metileno con respecto al tiempo de adsorción disminuye entre 1-60 min, después de este tiempo empieza a disminuir la
adsorción, esto se debe a que ya el carbón está saturado por la concentración adsorbida. Se obtuvo un porcentaje de A.G.L promedio
de 3,58. Según (Yovera y col., 2001) el porcentaje en exceso optimo
para la neutralización del aceite de palma está entre 0,03-0,05. El
porcentaje de NaOH en la solución que ofrece mayor eficiencia en
la neutralización está entre 23-24 °Be. Éstas dos se evaluaron por
medio del rendimiento resultante de aceite neutro/aceite desgomado
x 100, obteniendo un rendimiento promedio de 83% con la concentración de 23°Be. Por lo tanto se utilizó 2,97% de NaOH para
neutralizar el aceite. Al aceite neutralizado se le realizó el análisis de
325
colorimetría a través del Lovibond PFX880 Tintometer el cual arrojó
lo siguiente (Tabla 9).
Tabla 9. Colorimetría del aceite de palma neutralizado y de maíz refinado.
Aceite de palma neutralizado
Referencia:
Aceite de maíz refinado (Mazeite)
Color Lovibond
R
Y
B
16,1
70
0
0,5
1,7
0
Cabe destacar que los valores de rojos son tan elevados debido
a los altos contenidos de carotenos presentes en el aceite de palma
africana confiriéndole un color rojizo; se tomó como referencia un
aceite de maíz completamente refinado el cual está dentro del rango
exigido por la norma COVENIN 30-1992. Se han obtenido mejores
resultados de blanqueo con un 5% de arcilla Tonsil estándar una
temperatura de 110 °C durante 20 minutos arrojando resultados de
11,1 rojo Lovibond y 65,2 para amarillo.
Se mantuvo la misma presión de vacío a lo largo de todos los
ensayos de clarificación.
Al finalizar la clarificación es necesario determinar la concentración de fósforo presente en el aceite la cual está asociadas al porcentaje de fosfátidos que pueden entorpecer el proceso de refinación
aguas abajo si no fueron removidos; la concentración aceptable es
de 0,5 ppm.
De esta manera se efectúo la evaluación del CALsp-500 para
obtener las condiciones ideales de clarificación, se tomó en consideración las variables de temperatura, presión, tiempo de contacto entre el carbón-aceite y poder de blanqueo, el cual se calculó mediante
la siguiente fórmula:
% Poder de Blanqueo= (Color Inicial-Color final)100Color Inicial
326
Siendo:
• Color inicial: color del aceite neutralizado.
• Color final: color del aceite clarificado.
Cabe destacar que se tomó el valor de color rojo como base
para determinar el poder de blanqueo, debido a que éste es el color
característico del aceite y el cual se buscaba disminuir para cumplir
con la norma COVENIN 30-1992.
Los ensayos de clarificación se realizaron a una temperatura
de 75, 85 y 95 °C a una presión de 450 mmHg, utilizando primeramente un 6% de carbón activado en todas las pruebas con un
tiempo de blanqueo de 15, 30, 45, 60 y 90 minutos, de los cuales
se obtuvo los siguientes resultados:
Clarificación del aceite de palma
Según se ha visto en los resultados obtenidos se puede inferir que al aumentar la temperatura, la clarificación se hace mucho
más eficiente; en cambio el tiempo de blanqueo se da en mayor
proporción durante los primeros 30 minutos, luego la clarificación
se mantiene constante, esto se debe a que el adsorbente se satura
en ese periodo de tiempo.
Al incrementar el porcentaje CALsp-500 aumenta el poder de
blanqueo y haciéndose ésta cada vez más eficiente, pero al agregar
más de un 6 % de carbón se incrementaría el costo del proceso de
clarificación y no sería rentable por ende; se tomó como porcentaje
de adsorbente óptimo un 6 % p/p con respecto al aceite neutralizado, el cual proporciona una color aceptable de 6.1 de rojo Lovibond , para Bailey (1996), los colores entre 5 y 6 unidades de rojo
Lovibond son permisibles para aceites comestibles. Cabe destacar
que en el proceso de refinación sólo se realizó el desgomado, el
327
neutralizado y la clarificación alcanzando un porcentaje de blanqueo de 62,11, se pudiese obtener mejor color si se continúa con
el proceso de refinación que sería el desodorizado y el fraccionamiento.
En referencia a los resultados anteriores se obtuvo que las condiciones ideales para el proceso de clarificación del aceite de palma
africana utilizando CALsp-500 son las siguientes (Tabla 10).
Tabla 10. Condiciones óptimas para la clarificación del aceite de palma africana utilizando CALsp-500.
Condiciones
Temperatura de blanqueo: 90 o C
Tiempo de blanqueo: 30 min
Porcentaje de CALsp-500: 6%
Presión: 450 mmHg.
Con estas condiciones se obtuvo un color aceptable en la
industria aceitera internacional; sin embargo, no entra dentro
de lo exigido por la norma COVENIN 30-1992 (norma general
para aceites vegetales comestibles) la cual exige 3 unidades de
rojo como máximo y 30 unidades de amarillo como máximo. El
aceite clarificado tendió hacia el color rojo con tonos amarillos
(6.1R-70Y-0B-0N), diferenciándose del color amarillo del aceite
comercial (Mazeite). Es de resaltar que esta técnica logró convertir
el aceite de palma en un alimento apto para el consumo.
Comparación de la capacidad de clarificación del carbón
activado obtenido a partir de la Lemna sp. con otros carbones
activados comerciales
Se comparó el CALSp-500 versus dos tipos de carbones activados, el CAC y un carbón decolorizante (CAD) marca Fisher
c-190n obtenido a partir de madera; este carbón es fabricado en
328
USA y fue proporcionado por la Fundación CIEPE. Estos ensayos
se realizaron a las condiciones ya establecidas en el objetivo anterior para así comprobar cuál de los tres carbones es mucho más
eficiente (Tabla 11).
Tabla 11. Clarificación del aceite de palma a 95 °C, 450 mmHg, 6% p/p y 30
minutos por medio de CALsp-500, CAC y CAD.
Color
Muestra
Tiempo (min)
% de Blanqueo
Lovibond
CALsp-500
15
6.7R-70Y
58.38
 
30
6.1R-70Y
62.11
CAC
15
14.8R-71Y
8.07
 
30
12.1R-71Y
24.84
CAD
15
5.3R- 65Y
59.62
 
30
4.5R- 60Y
62.73
El CAC no es apto para la clarificación del aceite de palma
africana ya que presentó en sus resultados bajo porcentaje de blanqueo y en algunos casos oscureció mucho mas el aceite, esto puede
deberse al tipo de activación a la cual fue sometido.
Hechas las consideraciones anteriores se detalló que el CAD
superó en poder de blanqueo a CALsp-500 y al CAC; sin embargo,
la diferencia entre el CAD (Carbón activado importado de Inglaterra) y el CALsp-500 no es significante tomando en cuenta que el
CAD es importado: este factor aumenta el costo de este producto el
cual es directamente proporcional al aumento de costos de proceso
de la clarificación. Por ende el CALsp-500 proporciona excelentes
resultados en el blanqueo del aceite de palma africana y ya que es
de producción nacional ayudaría a minimizar costos y obtener mejor
rendimiento en el proceso de refinación de aceites.
Aspectos económicos a considerar para aplicar el carbón
activado de Lemna sp. en la clarificación de aceite de palma.
Para la producción del carbón activado de Lemna sp. los costos
son bastante bajos ya que el precursor es esta planta acuática que se
329
da de forma natural en el Lago de Maracaibo y el agente químico
para activarlo es el H3PO4 el cual se obtiene a bajos precios.
Para la producción de 200 kg/día de carbón activado a partir de
Lemna sp. los costos serían aproximadamente. Se podría obtener el
kilogramo de CALsp por un costo de 26,06 Bs, de tal manera que
sería mucho más rentable desde cualquier punto de vista el CALsp
que el CAD cuyo costo de 37,5 dólares cada 259 g, teniendo un
costo de 645,00 bs. un kilogramo de dicho material. La calidad del
CALsp es comprable con cualquier carbón comercial del mercado.
Para tratar el aceite de palma africana basándonos en las condiciones establecidas por esta investigación se utilizarían 6% de p/p
con respecto al aceite neutralizado que sería mucho más económico
clarificarlo con CALsp que con el CAD importado.
CONCLUSIONES
De los ensayos realizados a distintas temperaturas de pirólisis se obtuvo que el CALsp presentó la mayor área superficial de
928 m2/g, fue tratado a una temperatura de 500 °C mientras que el
carbón activado comercial tuvo un área superficial de 794 m2/g. Se
puede manipular la temperatura de activación para así obtener áreas
superficiales que cubran nuestras necesidades.
Los ensayos realizados comprobaron que la utilización de
H3PO4 como agente de activación conlleva a la obtención de carbones activados eficientes con respecto a su capacidad de adsorción.
La respuesta óptima para la clarificación del aceite de palma
africana utilizando CALsp-500 se dio a condiciones operativas de
95°C, 30 minutos de tiempo de blanqueo, 6 % de CALsp y presión
de 450 mm Hg.
El CALsp-500 presentó una capacidad de clarificación de un
62.11%, el cual fue un resultado muy positivo ya que permitió con-
330
vertir el aceite de palma en un alimento apto para consumo. El CAD
presentó un poder de de blanqueo de 62.73% una leve diferencia con
respecto al CALsp-500, pero debido al alto costo del CAD es mucho
más rentable utilizar el CALsp-500 para el proceso de clarificación
del aceite de palma africana.
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Maracaibo - Venezuela

Eutrofización del Lago de Maracaibo: pasado, presente y perspectivas

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