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Bank filtration as a water treatment alternative for the removal of cyanobacteria and cyanotoxins/La filtracion inducida como una alternativa de tratamiento de agua para remover cianobacterias y cianotoxinas/A filtracao induzida como uma alternativa de tratamento de agua para remover cianobacterias e cianotoxinas.

La descarga de aguas residuales domesticas, industriales y agroindustriales tratadas y sin tratar en cuerpos de agua superficial, conjuntamente con el uso de fertilizantes y el crecimiento demografico, ha generado un aumento de nutrientes (nitrogeno y fosforo) en los reservorios, rios y lagos. El aumento de nutrientes puede favorecer el florecimiento de algas y cianobacterias. De acuerdo con Post et al. (2011) estos ultimos microorganismos son bacterias fotosinteticas que pueden crecer como celulas individuales o formando colonias y filamentos (Figura 1). Las cianobacterias contribuyen con problemas organolepticos tales como color y olor de tierra y moho en el agua. Esto ultimo debido a la liberacion de compuestos no toxicos como geosmina y 2-metilisoborneol (MIB). Un problema mas grave lo constituye la eventual liberacion de cianotoxinas por parte de algunas especies. Estas sustancias pueden presentar alto poder neurotoxico (anatoxin-a, anatoxinas, saxitoxinas), otras pueden ser perjudiciales para el higado (microcistinas, nodularin y cilindrospermopsina), otro grupo (liposacaridos) pueden causar gastroenteritis (Bartram et al., 1999; WHO, 2008) e irritaciones en la piel y alergias (aplisianotoxinas y lingbiatoxinas) (Westrick, 2003).

Las floraciones de algas y cianobacterias pueden comprometer el desempeno de las estaciones de tratamiento de agua (Di Bernardo et al., 2010). La presencia de celulas, colonias o filamentos puede causar, entre otros, interferencia en la formacion de los floculos en el proceso de coagulacion-floculacion y el rapido taponamiento de los filtros (Logsdon, 2008; Sens et al., 2006). La remocion de las cianotoxinas y otras sustancias producidas por estos microorganismos en concentraciones generalmente bajas (microgramo o nanogramo por litro), exigen que los sistemas de tratamiento utilizados sean altamente eficientes. Por ejemplo, para el caso de la cianotoxina microcistina-LR, los procesos de tratamiento deben garantizar concentraciones menores de 1|igl-1 para cumplir con los requisitos de la Organizacion Mundial de la Salud (OMS; WHO, 2008) y compuestos causantes de olor como el MIB deben ser removidos hasta concentraciones por debajo del umbral de olor de 2 y 10 [micro]g x [l.sup.-1] (Metz et al., 2006).

Una alternativa prometedora para el tratamiento de agua con problemas de cianobacterias y cianotoxinas, consiste en bombear agua de pozos o galerias de infiltracion localizados en la ribera de fuentes de agua. El material del fondo del rio o lago y el acuifero funcionan como medio filtrante y deben estar formados por materiales de aluviones u otra formacion no consolidada, que permita la conexion hidraulica entre el agua superficial y el agua subterranea local (Figura 2). La filtracion inducida (FI) ha sido utilizada por mas de un siglo en Alemania (Eckert y Irmscher, 2006) y en Holanda (Stuyfzand et al., 2006) y en los EEUU tiene cerca de 50 anos de aplicacion (Ray, 2008). En America Latina, la FI ha sido aplicada con exito en forma de galerias filtrantes en el Rio Parapeti en Bolivia, desde la decada de los anos 80 (Camacho, 2003). Otros lugares con potencial estan localizados en el sur de Brasil (Sens et al., 2006), en el Rio Orinoco en Venezuela y en el Rio Parana/Paraguay en Paraguay y Argentina (Ray, 2008).

Ademas de contribuir en la reduccion de cianobacterias y su problematica, la FI puede mejorar las caracteristicas del agua en otros aspectos, tales como turbidez, color, solidos suspendidos, materia organica natural (MON), nitrato, metales pesados, bacterias, protozoarios, virus y micro contaminantes organicos como pesticidas, compuestos farmaceuticos, compuestos desreguladores endocrinos, etc. (Sens et al., 2006). Esta mejoria es debida principalmente a procesos de biodegradacion y sorcion en dos zonas: una biologicamente activa en los primeros decimetros de infiltracion (capa de clogging o 'colmatacion') en el fondo de la fuente de agua, y otra que comprende el paso en el acuifero hasta el pozo de produccion, donde las velocidades de degradacion y sorcion son menores (Hiscock y Grischek, 2002). Otros procesos importantes son las dispersion y la dilucion por la mezcla con el agua subterranea local, que disminuyen y equilibran las concentraciones de los constituyentes del agua de la fuente superficial (Hiscock y Grischek, 2002; Kuehn y Mueller, 2000).

El objetivo de este articulo es presentar la FI como una tecnologia alternativa y eficiente para el tratamiento de agua con cianobacterias y cianotoxinas.

Legislacion sobre Cianobacterias y Cianotoxinas

Considerando el riesgo del consumo de agua con cianobacterias y cianotoxinas, varios limites han sido establecidos. La OMS ha recomendado provisionalmente, como concentracion maxima en las celulas y disuelta, el limite de 1 [micro]g x [l.sup.-1] para microcistina-LR total, la cual es la variante de microcistina mas frecuente y toxica (WHO, 2008). Varios paises han establecido limites iguales o semejantes a los sugeridos por la OMS (Chorus, 2005). En Polonia y Canada el limite en agua potable es de 1 y 1,5 [micro]g x [l.sup.-1] respectivamente. En Francia es utilizado el valor recomendado por la OMS, sin embargo el analisis del agua es requerido cuando se observan proliferaciones de cianobacterias en el agua bruta. La legislacion espanola determina 1 [micro]g x [l.sup.-1] como limite de 'microcistinas', sin especificar variantes. La legislacion espanola debe ser revisada cada cinco anos y son necesarios periodos de muestreo segun la poblacion abastecida. En Alemania, y similarmente en Finlandia, la legislacion local exige agua exenta de sustancias en concentraciones perjudiciales para el ser humano, estableciendo el valor de la OMS para microcistina como referencia (Chorus, 2005).

En Brasil es obligatorio controlar mensualmente el numero de celulas de cianobacterias en el punto de captacion de la fuente de agua, y si la concentracion supera las 10000 celulas/ml se debe realizar un control semanal. Para niveles superiores a 20000 celulas/ml, es necesario el analisis semanal de cianotoxinas en el punto de captacion y a la salida del tratamiento. El valor limite de 1[micro]g x [l.sup.-1] fue establecido para la sumatoria de todas las variantes de microcistinas, 3,0ug equivalentes STX.[L.sup.-1] para saxitoxinas y para el caso de las cilindrospermopsinas el valor maximo permitido es de 1 [micro]g x [l.sup.-1]. Cuando sea detectada la presencia de generos con potencial de producir anatoxina-a(s), es obligatorio el analisis semanal; sin embargo, la legislacion no define un valor limite. Finalmente, en el caso de detectar cianotoxinas en la salida del sistema de tratamiento, es obligatoria la comunicacion inmediata a las clinicas de hemodialisis y a las industrias de medicamentos inyectables (Brasil, 2011).

Remocion de Cianobacterias y Cianotoxinas por Sistemas de Tratamiento de Agua

En general los sistemas de tratamiento de agua tienen como objetivo remover particulas (arcillas, patogenos, celulas de cianobacterias) y sustancias disueltas (contaminantes quimicos, metales pesados, cianotoxinas). Para ello, dependiendo del tipo de problema, se realizan varias etapas que pueden incluir un pretratamiento, tratamiento, postratamiento y desinfeccion. El uso de una o varias de estas etapas seran referidas en este documento como sistema(s) de tratamiento.

En el caso especifico de las cianobacterias y sus toxinas es importante remover las celulas intactas, evitando su rotura, que consecuentemente liberaria mas toxinas al agua. Lo anterior se debe a que las cianotoxinas se encuentran principalmente de forma intracelular durante la etapa de crecimiento de las floraciones (Sivonen y Jones, 1999). La remocion o desactivacion de esas sustancias representan grandes problemas por su elevada solubilidad, que hace necesaria la aplicacion de otras tecnicas de postratamiento. A continuacion, se revisa la remocion de las celulas de cianobacterias y de cianotoxinas me diante algunas tecnicas representativas comunmente usadas. Para mayor detalle, vease las revisiones de Hrudey et al. (1999) y Westrick et al. (2010).

Sistemas de tratamiento de agua y remocion de cianobacterias

Una practica comun en el tratamiento de agua consiste en el uso de oxidantes (cloro, ozono, permanganato de potasio) al inicio del proceso, buscando reducir el crecimiento de bacterias en las tuberias, ademas de remover color, olor, hierro y manganeso, y mejorar el desempeno de las etapas siguientes. Segun Westrick et al. (2010) el uso de cloro esta limitado por la formacion de subproductos toxicos y el rompimiento de las celulas. Sin embargo, Zamyadi et al. (2010), en el caso de la especie Anabaena cicinalis, mostraron que controlando efectivamente el tiempo de contacto y la concentracion de cloro es posible obtener primeramente la destruccion de celulas, seguida por la oxidacion de las cianotoxinas (en este caso saxitoxinas) con una baja produccion de subproductos clorados. Con el uso de ozono, Westrick et al. (2010) mencionan el rompimiento de las celulas de las especies Microcystis aeroginosa y Oscilatoria tenuisa y la liberacion de microcistinas y compuestos volatiles que imparten olor y sabor al agua. Los mismos autores indican varios estudios que demostraron la efectividad del permanganato de potasio en la desactivacion y mejoramiento de la coagulacion de celulas de Cylindrospermopsis, sin la liberacion de cianotoxinas intracelulares (saxitoxinas) y otros compuestos causantes de olor y sabor.

En los sistemas de tratamiento reconocidos como convencionales, despues del pretratamiento son agregados coagulantes y/o floculantes (normalmente sales de aluminio y/o hierro y/o polimeros, respectivamente) que ayudan en la aglomeracion de materiales presentes en el agua facilitando su remocion por sedimentacion o flotacion, seguidas por la filtracion en un medio granular como arena y/o antracita. Logsdon (2008) indica una mayor remocion de celulas por flotacion por aire disuelto (FAD) que por sedimentacion. En este ultimo estudio, la reduccion de especies de los generos Aphanizomenon, Microcystis y Chlorella estuvo fue de de 90-97% por FAD y mediante sedimentacion entre 76 y 87%. En estos procesos, incluyendo la filtracion, las celulas se comportan como materiales suspendidos; sin embargo, puede tener lugar la lisis celular, liberando cianotoxinas en el agua (Mesquita et al., 2006). A pesar que el tratamiento convencional es considerado ampliamente efectivo en la remocion de particulas, Hoeger et al. (2005) mencionan varios estudios donde fueron detectadas las cianobacterias despues del tratamiento.

Segun Westrick et al. (2010), en el caso de que las celulas de cianobacterias sobrepasen la etapa de filtracion en arena en el sistema convencional, el uso de membranas de microfiltracion y ultrafiltracion (poro de 0,075-3,0 [micro]m y de 0,10,01 [micro]m, respectivamente) ha sido efectivo. Ambos tipos de membranas han demostrado su efectividad en la remocion de celulas intactas, tanto como sustituto de la etapa de filtracion del sistema convencional o como unico tratamiento.

Sistemas de tratamiento de agua y remocion de cianotoxinas

La falta de eficiencia en la remocion de cianotoxinas en las etapas de tratamiento convencional ha hecho necesaria la aplicacion de otros tratamientos disponibles. Una practica comun es la aplicacion directa de carbon activado en polvo o como filtros en forma granular. Viana-Veronezi et al. (2009) obtuvieron una reduccion de ~68% de saxitoxinas (neo STX y STX) en la aplicacion de carbon activado en polvo a escala de laboratorio. El uso de carbon activado granular ha dado tambien buenos resultados, con reducciones de ~70% de la toxicidad del agua contaminada con una mezcla de varias saxitoxinas (Newcombe y Nicholson, 2002).

Otra manera de eliminar las cianotoxinas consiste en aprovechar la capacidad de biodegradacion de compuestos organicos de algunos microorganismos en filtros biologicamente activos. Ho et al. (2006) reportaron en estudios a nivel de laboratorio la remocion de microcistina-LR y microcistina-LA en filtros de carbono organico granular y filtros de arena biologicamente activos. La concentracion de las cianotoxinas fue reducida de 10,0 [micro]g x [l.sup.-1] en el filtro de carbono y de 20,0ug-l-1 en el filtro lento a valores menores de 0,025 [micro]g x [l.sup.-1] en ambos filtros. En otro estudio, Grutzmacher et al. (2006) observaron una reduccion de 100,0 [micro]g x [l.sup.-1] a menos de 1,0ugl-1 de microcistina utilizando filtros lentos de arena en escala real (profundidad 0,8m; area de filtracion de 60[m.sup.2]). En el caso de las saxitoxinas, Kayal et al. (2008) estudiaron el comportamiento de cinco variantes de saxitoxinas en filtros de arena y antracita biologicamente activos, encontrando una reduccion en la concentracion de las variantes menos toxicas y un aumento en la concentracion de las mas toxicas.

En forma similar al caso de las celulas de cianobacterias, el uso de oxidantes como cloro y ozono, antes y despues del tratamiento, tambien tiene implicaciones en la reduccion de las cianotoxinas.

Rosinato et al. (2001) reportaron la destruccion de 100% de las cianotoxinas microcistina LR y LA y de anatoxina-a utilizando ozono, mientras que las saxitoxinas fueron resistentes a la oxidacion. Por otro lado, la degradacion de saxitoxinas fue efectiva utilizando cloro a un pH >8, mostrando una reduccion en la toxicidad aguda en ensayos con ratones (Newcombe y Nicholson, 2002). Otros estudios indican la desactivacion con cloro de algunas variantes de microcistina y cilindrospermopsina y la resistencia de la anatoxina-a (Westrick et al., 2010). El uso de otros oxidantes como las cloraminas y el dioxido de cloro fue ineficaz en la oxidacion de microcistina, cilindrospermopsina, anatoxina-a y saxitoxinas (Westrick et al., 2010). Los mismos autores indican la efectividad del permanganato de potasio en la desactivacion de microcistina y anatoxina, pero es ineficiente frente a la saxitoxina. Entre otros oxidantes alternativos, el ferrato (IV) de potasio ([K.sub.2]Fe[O.sub.4]) ha sido reportado como eficiente en la destruccion de microcistinas (Luca et al., 2010). En general, la eliminacion de cianotoxinas por oxidacion depende del tipo de toxina presente y del oxidante utilizado, mereciendo especial atencion la formacion de subproductos perjudiciales para la salud del consumidor.

Otro sistema de tratamiento efectivo en la remocion de cianotoxinas es el uso de sistemas de membranas, especificamente osmosis reversa (0,0001-0,001 [micro]m) y nanofiltracion (0,001-0,01 [micro]m). Estos sistemas separan los contaminantes por tamano y carga. Westrick et al. (2010) mencionan varios estudios que evidencian remociones >80% para anatoxina-a y para ciertas variantes de microcistina. Los mismos autores, basados en el tamano molecular, indican la posibilidad de remover cilindrospermopsina y saxitoxina por este tipo de sistema de osmosis reversa y nanofiltracion.

Consideraciones finales

En resumen, para el adecuado tratamiento de agua con cianobacterias y cianotoxinas es necesario evitar el rompimiento de las celulas y desarrollar sistemas de tratamiento basados en varias etapas (Hrudey et al., 1999; Westrick et al., 2010). Sistemas de tratamiento con la secuencia de coagulacion quimica, clarificacion y carbon activado o pre-ozonizacion, seguida de filtracion lenta, son ejemplos de sistemas de remocion de microcistinas y cianobacterias que han sido utilizados con exito en Finlandia (Lahti et al., 2001).

La Filtracion Inducida como Tecnica para Remover Cianobacterias y Cianotoxinas

En la FI, durante el recorrido del agua desde la capa de colmatacion hasta los pozos de captacion son removidos los contaminantes fisicos, quimicos y biologicos (Figura 2). Estos contaminantes pueden ser particulas tales como las celulas de cianobacterias o disueltos como las cianotoxinas. A continuacion se presentan ejemplos de estudios de remocion de cianobacterias y sus toxinas por FI, buscando encontrar las principales condiciones que determinan su remocion.

La filtracion inducida y la remocion de cianobacterias

De forma similar como son removidos otros microorganismos, tales como los patogenos; las celulas o filamentos de las cianobacterias son reducidas durante el paso del agua por la capa de colmatacion y en el material que forma el acuifero (Figura 2). Durante este trayecto, los microorganismos pueden colisionar con los granos de material y quedar adheridos. La probabilidad de los microorganismos de chocar con el material del acuifero, aumenta cuando la velocidad del agua subterranea es menor. En acuiferos granulares porosos, el camino del agua es tortuoso, aumentando la posibilidad de los microorganismos de chocar con los granos. Cuando el agua se infiltra con una velocidad suficientemente baja o cuando hay poco o ningun desprendimiento, los microorganismos son desactivados antes de llegar a los pozos de captacion (Schijven et al., 2002).

Estudios de reduccion de cianobacterias utilizando columnas llenas de sedimentos de un lago y con suelo en Finlandia, mostraron una reduccion del 98,499,9% de la biomasa de cianobacterias (Lathi et al., 1998). Los mismos autores, en dos sistemas de FI en escala real localizados en un esker (sistema geologico constituido por arena y grava), encontraron ocasionalmente celulas individuales o filamentos de cianobacterias, inclusive en pozos de monitoreo y produccion a 100m de la fuente.

La Lagoa do Peri en Santa Catarina, Sur de Brasil, es utilizada para abastecer con agua potable a ~60000 personas. En esa laguna la concentracion de fitoplancton es de ~105-106 celulas/ml durante todo el ano, siendo el 95% de cianobacterias, principalmente Cylindrospermopsis raciborsky (88%). En experimentos de columna en laboratorio, Rabelo (2006) verifico la remocion de ~99% del fitoplancton total y cianobacterias del agua, despues de pasar por columnas de 30cm de altura llenas de sedimentos (arena fina de 0,10-0,20mm de diametro) del fondo de la Lagoa do Peri. El analisis microscopico de los sedimentos despues de seis meses de experimento mostro la retencion de esos microorganismos principalmente en los primeros 5cm de la columna, y en el material a 20-30cm no fueron detectadas celulas. En experimentos a escala piloto, en un pozo a 20m de la laguna y de 12m de profundidad, no fueron encontradas celulas individuales o filamentos en muestras analizadas mensualmente durante el ano 2005 (Sens et al., 2006).

La capacidad de las celulas de penetrar por un medio poroso ha sido estudiada con mas detalle. Kloep y Roske (2004) estudiando la percolacion en columnas con sedimentos del Rio Elbe en Alemania mostraron que existe un incremento en la penetracion de las celulas de algas conforme aumenta la permeabilidad del medio, definida como la capacidad de un fluido en pasar por un medio poroso. Por ejemplo, en el caso del esker en Finlandia referido antes, la presencia de grava (conductividad hidraulica entre [10.sup.-1] y [10.sup.-2] cm x [s.sup.-1]) puede ser la causa de que las celulas avanzaran hasta un pozo a 100m de distancia. Por el contrario, en el caso de la Lagoa do Peri en Brasil, el material arenoso con permeabilidad menor (conductividad hidraulica de [10.sup.-2] x [10.sup.-5] cm x [s.sup.-1]), los microorganismos fueron retenidos en los primeros centimetros de infiltracion. Otras variables importantes que controlan el transporte de estos microorganismos en el subsuelo son el tamano y la morfologia de las celulas, donde las especies mas pequenas y esfericas se infiltran mas facilmente (Kloep y Roske, 2004). Por ejemplo, en estudios en columnas utilizando el mismo medio poroso, algas con las mismas dimensiones de algunas cianobacterias como Chlorella sp., semejantes a Synchocistis sp. (0,5-1,0 [micro]m) consiguieron atravesar una columna de 10cm de alto. Mientras tanto, Pediastrum duplex con un tamano similar a la Oscillatoria sp. (20-80 [micro]m) fue retenida totalmente (Kloep y Roske, 2004).

La filtracion inducida y la remocion de las cianotoxinas

Las cianotoxinas se encuentran principalmente en las celulas de cianobacterias, y una vez que ocurre la rotura, lisis o senescencia celular, las cianotoxinas son liberadas al agua, en la cual son solubles en agua y por tanto, como en el caso de la FI, podrian llegar facilmente a los pozos de produccion. Sin embargo, existen mecanismos fisicos, fisico-quimicos y biologicos que ayudan a evitarlo. Entre los procesos fisicos estan la adveccion, dispersion y difusion. La sorcion, precipitacion, intercambio ionico, coagulacion y reacciones redox son ejemplos de procesos fisico-quimicos. Finalmente, dependiendo de las condiciones locales (disponibilidad de oxigeno, por ejemplo), tiempo de residencia hasta el pozo y tipo de cianotoxinas, se podria propiciar la degradacion de las cianotoxinas por microorganismos.

Varios estudios a nivel de laboratorio han evaluado la capacidad de sorcion y biodegradacion de varias cianotoxinas. En ese tipo de experimentos se hace pasar disoluciones acuosas con la toxina a ser estudiada a traves de columnas con suelo, sedimento o material del acuifero. En otros experimentos, pequenas cantidades de estos materiales son dejadas en contacto y agitadas con disoluciones acuosas de la toxina de interes. Posteriormente, a diferentes intervalos de tiempo se mide la concentracion residual de la cianotoxina en el agua y en algunos casos en el material de contacto. Los resultados de esos experimentos permiten determinar la potencial reduccion o eliminacion de las cianotoxinas y las variables que gobiernan su remocion.

Estudiando la remocion de microcistina en una concentracion de 30[micro]g x [l.sup.-1] en el sistema de columnas de sedimentos y suelo, mencionado en la seccion anterior, Lahti et al. (1998) obtuvieron una reduccion de 98-99% despues de un periodo de 9 dias de adaptacion. Una vez finalizado el experimento los autores analizaron el suelo y el sedimento, determinando que la biodegradacion fue responsable del 7598% de la reduccion en la concentracion de las cianotoxinas. El resto de la toxina fue removida por adsorcion en las particulas del material contenido en la columna. Otros estudios de adsorcion, utilizando las hepatotoxinas microsistina y nodularin, mostraron una baja capacidad de adsorcion y hubo posterior desorcion de las cianotoxinas (Miller et al., 2001, 2005). La adsorcion de esas cianotoxinas fue relacionada positivamente con el contenido de arcilla y silte (materiales finos de <0,062mm) en el suelo y negativamente con la cantidad de arena (<2mm). Los experimentos mencionados indican la biodegradacion como el principal mecanismo de remocion de microcistina y nodularin, principalmente por ser sustancias muy solubles en agua, posibilitando su transporte hasta los microorganismos encargados de su biodegradacion. Grutzmacher et al. (2007) reportaron una mayor capacidad de reduccion de microcistina en condiciones aerobicas que anaerobicas. De esa forma, 10 y 90 dias de tiempo de residencia respectivamente, serian suficientes para reducir la concentracion de la cianotoxina desde 100 hasta 1 [micro]g x [l.sup.-1], el limite establecido por la OMS.

Otro grupo de cianotoxinas recientemente estudiadas a nivel de laboratorio son las saxitoxina, la cilindrospermopsina y la anatoxina-a. En el caso de las saxitoxinas, Burns et al. (2009) investigaron la adsorcion de esa cianotoxina en suspensiones de sedimentos y suspensiones de arcillas (por ejemplo caolin y caolinita) encontrando una reduccion >50% y posterior desorcion del 18%. La adsorcion fue relacio nada con la capacidad de intercambio cationico del adsorbente, lo cual es esperado debido a la carga positiva en las moleculas de saxitoxina a pH <11 y a la carga negativa en las arcillas. Resultados similares fueron observados en el caso de anatoxina-a, con carga positiva a pH menor, de 9,6 (Klitzke et al., 2011). La cilindrospermopsina (zwitterion con una carga positiva y otra negativa) presento una menor adsorcion que las otras toxinas, quedando disuelta en el agua y susceptible al ataque microbiano (Klitzke et al., 2010). En esa forma la biodegradacion de mas del 92% fue el principal mecanismo de remocion de la cilindrospermopsina. Adicionalmente, la presencia de materia organica facilmente degradable (carbohidratos y peptidos liberados por las celulas) disuelta en el agua compite con la degradacion de las cianotoxina. Asi, la velocidad de degradacion de la cilindrospermopsina es aumentada hasta en 10 veces despues de que ese tipo de materia organica es consumida. En relacion con la biodegradacion y las condiciones redox (presencia o ausencia de oxigeno) los autores de este articulo no tienen conocimiento de investigaciones concluyentes en relacion a los tres tipos de cianotoxinas aqui mencionadas.

Los estudios de laboratorio referidos en los dos parrafos anteriores indican una dependencia del tipo de cianotoxina, presencia de materia organica y la composicion y tipo de material en el fondo de la fuente de agua y del acuifero. Si las cianotoxinas son fuertemente retenidas por el sedimento, la biodegradacion queda comprometida. Las cianotoxinas libres podrian ser biodegradadas. Sin embargo, dependiendo del tiempo de vida media esas cianotoxinas podrian alcanzar los pozos de produccion, siendo necesario estimar el tiempo que el agua debe estar en el subsuelo para garantizar la correcta biodegradacion. Utilizando, entre otros, datos de los parametros de adsorcion y biodegradacion, se puede modelar y estimar el tiempo minimo necesario para obtener agua libre de cianotoxinas. Otras variables importantes son el tipo y cantidad de materia organica disuelta en el agua, la temperatura y las condiciones de oxido-reduccion.

En sistemas con FI a escala piloto y a gran escala, se han realizado estudios de monitoreo de la presencia de cianotoxinas en las fuentes de agua y en los pozos o galerias. Esos estudios demostraron el potencial de la FI para remover cianotoxinas (Tabla I). En los casos en Alemania y Finlandia la concentracion de microcistina en el agua de los pozos de captacion, fue inferior al valor recomendado por la OMS. Los estudios demostraron como principal mecanismo de remocion la adsorcion y la biodegradacion. En cuanto a la reduccion de saxitoxinas en la Lagoa do Peri fueron analizadas las variantes GTX1, GTX2, GTX3, GTX4, saxitoxina y neo saxitoxina durante cuatro meses (una muestra por mes, entre junio y setiembre de 2005). Solamente las variantes neo saxitoxina (disuelta) y GTX4 (intracelular) fueron detectadas en las muestras de agua bruta. La neo saxitoxina fue detectada en una muestra (4,1 [micro]g x [l.sup.-1]; con limite de deteccion de 1,58 [micro]g x [l.sup.-1]) y la GTX4 fue encontrada dos veces (9,79 [micro]g x [l.sup.-1] y 10,00 [micro]g x [l.sup.-1]; con limite de deteccion de 3,78 [micro]g x [l.sup.-1]). Los resultados de analisis en las muestras del pozo de produccion, a 20m de la Lagoa do Peri fueron inferiores al limite de deteccion de todas las cianotoxinas estudiadas (Sens et al., 2006).

Comparacion entre FI y otros sistemas de tratamiento

Existen pocos estudios comparando la FI con los sistemas o plantas de tratamiento de agua en relacion con la remocion de microorganismos. Clancy y Gollnitz (2003) compararon la reduccion de microorganismos en seis sistemas de plan tas de tratamiento y seis sistemas de FI en los EEUU y Canada. Cada sistema fue monitoreado regularmente durante por lo menos un ano y hasta por 11 anos, para un total de 1400 muestras analizadas. La concentracion de algas y diatomeas en el agua superficial vario entre 102 hasta mas de 109 por cada 100 galones. La reduccion de actividad microbiana es expresada y medida como unidades logaritmicas (log removals) donde, por ejemplo, 2 log corresponden a un 99% de reduccion (Rodriguez et al., 2007). Asi, la remocion de microorganismos en los sistemas de tratamiento vario desde la no reduccion hasta 6 log (99,9999%). En los sistemas de FI la reduccion siempre estuvo entre 4 log y 7 log. Cabe aclarar que todos esos sistemas de tratamiento evaluados, eran considerados adecuadamente operados.

En general podemos mencionar las siguientes ventajas de la FI en relacion a los sistemas de tratamiento disponibles en cuanto a la remocion de cianobacterias y cianotoxinas:

--Las cianobacterias y el fitoplancton pueden ocasionar la colmatacion o taponamiento de los filtros, generando la necesidad de detener el proceso de produccion de agua para limpiarlos. Este procedimiento puede requerir el uso de equipos especiales, mano de obra especializada y/o el consumo de energia y agua tratada. Segun Gunkel y Hoffmann (2009), en los sistemas de FI tambien puede ocurrir la colmatacion y consecuente reduccion de la tasa de infiltracion. La colmatacion del sistema puede ser debida a procesos mecanicos, quimicos y biologicos, como por ejemplo la deposicion de materiales finos (silte, arcilla, materia organica particulada), precipitacion de sales insolubles (como el carbonato de calcio) y desarrollo de biomasa (algas, bacterias, sustancias polimericas extracelulares), respectivamente. Sin embargo, en la FI el propio flujo del rio o el aumento del caudal durante epocas de lluvia realizan la limpieza natural del sistema. En el caso de lagos y otros reservorios, las olas y el movimiento generados por el viento permiten la resuspension de los materiales finos. Inclusive, en los rios y lagos el movimiento y migracion de la meiofauna (organismos pequenos, pero no microscopicos, que habitan los sedimentos de rios y lagos) abren los intersticios del sedimento. Ademas, estos organismos pueden consumir parte de la materia organica particulada presente en los poros del sistema.

--En relacion a las cianotoxinas los sistemas de tratamiento generalmente deben contar con varias etapas para adsorber, biodegradar o desactivar/oxidar esos contaminantes. Estos sistemas normalmente requieren de manutencion, regeneracion, adicion de productos quimicos y, en el peor de los casos, su sustitucion periodica. En la FI la desactivacion o degradacion de esos contaminantes ocurre gracias a los fenomenos de sorcion y biodegradacion, siendo en algunos casos la biodegradacion el proceso dominante. En algunos casos la dilucion con el agua subterranea local de mayor calidad puede ser un proceso de limpieza importante (ver Figura 2).

--Contrariamente a los sistemas de tratamiento que requieren varias etapas, la FI puede ser utilizada como un pretratamiento bastante efectivo o como un unico tratamiento. No obstante, la FI puede presentar efectos indeseables, como un aumento de dureza, amonio, hierro, manganeso y la formacion de sulfuro de hidrogeno y otros compuestos sulfurados, responsables del mal olor en el agua (Hiscock y Grischek, 2002). Sin embargo, este tipo de problemas puede ser solucionado con sistemas de tratamiento reconocidos como oxidacion y filtracion.

Consideraciones Finales

La aplicacion de la FI para remover cianobacterias y cianotoxinas depende de la forma y tamano de las especies de cianobacterias, de las caracteristicas fisico-quimicas de las cianotoxinas, de la granulometria y composicion de los sedimentos del lecho del rio/lago y del material que conforma el acuifero adyacente a la fuente de agua superficial.

Adicionalmente, otras condiciones importantes son la calidad del agua superficial y subterranea, la distancia/tiempo de residencia del agua hasta el pozo de captacion y el grado de conexion entre el lecho de la fuente del agua y el acuifero.

La FI ha sido aplicada principalmente en regiones templadas, lo que crea la necesidad de estudios en zonas tropi cales y subtropicales. En estas regiones, la presencia de materia organica y las diferencias de temperatura podrian afectar las condiciones de oxido-reduccion del sistema, siendo necesario estudiar el potencial de degradacion de las cianotoxinas en condiciones aerobicas, anoxicas y anaerobicas. Ademas, es preciso evaluar la posible competencia o co-metabolismo de la materia organica local en la adsorcion y/o degradacion de las cianotoxinas.

AGRADECIMIENTOS

Los autores agradecen al Consejo Nacional para Investigaciones Cientificas de Costa Rica, al Consejo de Desarrollo Cientifico y Tecnologico de Brasil, y al Instituto Tecnologico de Costa Rica por la beca de estudios de Doctorado otorgada a Luis G. Romero. A la Vicerrectoria de Investigacion y Extension del Instituto Tecnologico de Costa Rica por su contribucion para la publicacion de este documento. Finalmente, agradecemos a Timoteo H. S. Barros de la Universidad Federal Rural de Pernambuco por facilitar imagen de cianobacterias.

REFERENCIAS

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Recibido: 20/03/2012. Aceptado: 23/04/2013.

MAURICIO L. SENS, BRUNO S. PIZZOLATTI, RENATA IZA MONDARDO y LUIS G. ROMERO

Mauricio L. Sens. Doctor en Ingenieria Ambiental, Universite de Rennes I, Francia. Profesor, Universidade Federal de Santa Catarina (UFSC), Brasil.

Bruno S. Pizzolatti. Master en Ingenieria Sanitaria y Ambiental y estudiante de Doctorado en Ingenieria Ambiental, UFSC, Brasil.

Renata Iza Mondardo. Quimica, M.Sc. y Doctora en Ingenieria Ambiental, UFSC, Brasil. Estudiante de Posdoctorado en Ingenieria Ambiental, UFSC, Brasil.

Luis G. Romero. M.Sc. en Ciencia y Tecnologia Ambiental, UNESCO-IHE Institute for Water Education, Holanda. Estudiante de Doctorado en Ingenieria Ambiental, UFSC, Brasil. Profesor, Instituto Tecnologico de Costa Rica. Direccion: Instituto Tecnologico de Costa Rica, Escuela de Quimica. Apartado 159-7050 Cartago, Costa Rica. e-mail: lromero@itcr.ac.cr

TABLA I

EJEMPLOS DE SISTEMAS DE FILTRACION INDUCIDA EN ALGUNOS
LUGARES DEL MUNDO

Localidad                Tipo de             Cianotoxina
                     cianobacterias/         agua bruta
                       cianotoxina          ([micron]g x
                                             [l.sup.-1])

Lago Kaukjarvi,     Anabaena flos-             0,4-0,9
Finlandia           aquae y A.
                    crassa
                    Toxina:
                    microcistina

Lago Rehtijarvi,    Planktothrix               0,1-1,9
Finlandia           agardhii
                    Toxina:
                    microcistina

Reservorio          Microcystis spp.            Max.
Radeburg,           y Aphanizomenon       intracelular 18,5
Dresden,            spp.                 Max. disuelta 0,51
Alemania            Toxina:
                    microcistina

Lago Wannsee,       Microcystis             Max. 20,0 no
Berlin, Alemania    aeruginosa sp.             verano
                    Toxina:                 Inverno < 0,5
                    microcistina

Laguna Lagoa do     Cylindrospermopsis    GTX4 intracelular
Peri, Santa         raciborskii             10,0 y 9,72;
Catarina, Brasil    Toxinas: neo-          disuelta <3,78
                    saxitoxina y            neo-Ssxitoxin
                    GTX4                 intracelular <1,58;
                                            disuelta 4,10

Localidad            Cianotoxina     Referencia
                        pozo
                    ([micron]g x
                     [l.sup.-1])

Lago Kaukjarvi,       0,02-0,16     Lahti et
Finlandia                           al. (1998)

Lago Rehtijarvi,      0,03-0,32     Lahti et
Finlandia           generalmente    al. 1998
                        <0,1

Reservorio            Max. 0,06     Chorus et
Radeburg,                           al., 2001
Dresden,
Alemania

Lago Wannsee,        Trazas <0,1    Grutzmacher
Berlin, Alemania                    et al., 2002

Laguna Lagoa do      GTX4 < 3,78    Sens et
Peri, Santa         Neo-saxitoxin   al., 2006
Catarina, Brasil        <1,58
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Author:Sens, Mauricio L.; Pizzolatti, Bruno S.; Mondardo, Renata Iza; Romero, Luis G.
Publication:Interciencia
Date:Apr 1, 2013
Words:6641
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