Biorremediación y tratamiento de efluentes

Indice
1.
Biorremediación
2. Biorremediación de
hidrocarburos
3. Biorremediación de
Hidrocarburos Aromáticos Polinucleares

4.
Biorremediación de compuestos
xenobióticos
5. Biorremediación de
metales pesados
6. Tratamiento De
Efluentes
7. Bibliografia
consultada

1.
Biorremediación

La biorremediación puede ser definida como el uso
de organismos vivos, componentes celulares y enzimas libres,
con el fin de realizar una mineralización (compuesto
blanco Þ
CO2 + H2O), una transformación
parcial, la humificación de los residuos o de agentes
contaminantes y una alteración del estado redox
de metales.
Históricamente el compostaje fue una primitiva forma de
biorremediación en donde los residuos por ej. derivados de
la recolección domiciliaria (restos orgánicos,
inorgánicos, residuos industriales, etc.) son incluidos en
containers permitiendo que puedan ser biodegradados por
microorganismos (Senior and Balba, 1990).
Los factores que gobiernan la biorremediación son
complejos y pueden variar enormemente dependiendo de la
aplicación. En muchos casos puede llegar a ser
difícil distinguir entre los factores bióticos y
abióticos que contribuyen con la
biorremediación.
La biorremediación es un fenómeno común en
la naturaleza
cuando en un ambiente o
ecosistema se
produce una alteración del equilibrio
como es el caso de una gran tala de árboles, esto origina un aumento
considerable de materia
orgánica en el suelo.
En este caso los factores físicos y bióticos tratan
de reponer el daño, se produce entonces un aumento de
organismos saprófitos los cuales ocasionan una gran
mineralización de la materia
caída, además el resto de esa materia puede ser
reciclada o humificada
Cabe remarcar que cuanto más diversidad biológica
exista en un ecosistema con
mayor eficiencia
podrá autodepurarse.
Las técnicas
de biorremediación pueden ser clasificadas según el
tratamiento y a la fase usada.
Se denomina biorremediación in situ cuando el suelo contaminado
se trata en el lugar, el sitio permanece prácticamente
inalterado durante el tratamiento y la biorremediación ex
situ el suelo es retirado y trasladado hasta una unidad de
tratamiento.
El tratamiento es efectuado en fase sólida si el suelo es
tratado sobre un lecho especialmente preparado y no hay
líquido libre. Por el contrario se denomina fase barro
cuando se lleva en un reactor y se forma barro entre el suelo y
agua (Ferrari,
1996).
En general existen dos estrategias para
ayudar a un ecosistema a remediarse:
La primera es agregar nutrientes de forma de estimular las
poblaciones naturales y así aumentando su actividad y la
segunda es introduciendo microorganismos exógenos dentro
del ecosistema como forma de remediación.
En este último caso con las nuevas técnicas
de la ingeniería
genética se pueden emplear microorganismos
genéticamente modificados haciéndolos más
eficientes en la biorremediación.

2. Biorremediación
de hidrocarburos

La descomposición microbiana de hidrocarburos
es de considerable importancia económica y ambiental por
los perjuicios que ocasiona.
Una de las principales causas de contaminación del ambiente son
los derrames de petróleo,
tal como ocurrió en marzo de 1989 cuando el superpetrolero
Exxon Valdez chocó con varios icebergs en el estrecho del
Príncipe Guillermo en Alaska, derramando 11 millones de
galones de petróleo
en el agua
ocasionando un impacto ecológico inimaginable cuyo gasto
de limpieza se estimó en (U$ 1500 millones).

Los hidrocarburos
varían en su habilidad de ser degradados, los derrames de
estos en el agua
tienden a formar laminas en la superficie en donde el viento y el
oleaje crean microscópicas emulsiones. Esto permite que
los microorganismos predominantemente bacterias
(pseudomonas, corinebacterias y micobacterias), algunas levaduras
y hasta algas verdes tengan una mayor superficie de contacto con
la partícula, facilitando el acceso a la misma y
permitiendo su degradación.
Pero la biorremediación en el agua se ve
afectada por la disponibilidad de nutrientes debido a que estos
generalmente se encuentran en bajas concentraciones, por lo que
generalmente tras un derrame se adiciona fósforo y
nitrógeno como forma de estimular el crecimiento de los
microorganismos que potencialmente degradarán el
hidrocarburo.
En el caso de que el derrame sea en el suelo el proceso es
diferente, la oxidación es llevada a cabo por hongos y bacterias y el
movimiento del
hidrocarburo es más vertical, además el proceso de
humificación tiende a atrapar el residuo haciéndolo
más persistente. En este caso el factor limitante no
está en la disponibilidad de nutrientes sino que la
disponibilidad de oxigeno es
baja, por lo que se debe aerear el suelo o agregar
peróxido de hidrogeno
(H2O2) para mejora el proceso.
En los derrames, la fracción de hidrocarburo más
volátil es evaporada con facilidad dejando a los
componentes alifáticos y aromáticos para ser
oxidado por diversos grupos de
microorganismos.
En experimentos
llevados a cabo tras los derrames de petróleo se demuestra
que el número de bacterias oxidantes aumenta de
103 a 106 veces poco después del
mismo y en condiciones favorables más del 80 % de los
componentes no volátiles son oxidados entre 6 meses y un
año del derrame.
Algunas fracciones, como los hidrocarburos de cadena ramificada y
los policíclicos, permanecen mucho más tiempo en el
ambiente principalmente si llegan a zonas anaerobias ocasionando
perjuicios a largo plazo.

3. Biorremediación
de Hidrocarburos Aromáticos Polinucleares

Los hidrocarburos aromáticos polinucleares (HAPs)
constituyen un grupo de
contaminantes considerado de estudio prioritario debido a sus
propiedades mutagénicas, tóxicas y cancerígenas. En los últimos
años la acumulación de estos a ido aumentado
(Menzie et al., 1992).
Una gran variedad de estos compuestos
orgánicos no volátiles pueden ser encontrados
en el
petróleo contaminante de suelo en donde los niveles de
estos varían, pero generalmente altas concentraciones
pueden ser encontradas en los derrames de hidrocarburos.
El suelo tiene la capacidad de absorber estos compuestos y muchos
son volatilizados en la atmósfera, pero son
los microorganismos los principales degradadores de estos
compuestos (Crawford et al., 1993).
Los HAPs consisten en 2 o más anillos benzénicos ya
sea en forma simple o múltiple formando cadenas o racimos
y cuanto más anillos tenga el compuesto más
resistente será a la actividad enzimática, (ver
tabla 1. donde se describen las características físicas de los
HAPs). Lee and Ryan (Atlas, 1981) notó que la
biodegradación del naphtaleno (2 anillos) era más
de 1000 veces superior que la del benzopireno (5 anillos), en
general estructuras
conteniendo 4 o más anillos son difíciles de
degradar.
Los estudios de degradación de los HAPs comenzaron hace
más de 80 años cuando Sohgen and Stormer aislaron
bacterias capaces de degradar compuestos aromáticos
usándolos como fuente de carbono
(Atlas, 1981).
En ambientes acuáticos los principales géneros de
bacterias y hongos hallados
son los siguientes, Pseudomonas, Achromobacter, Arthrobacter,
Micrococcus, Nocardia, Vibrio, Acinetobacter, Brevibacterium,
Corynebacterium, Flabobacterium, Candida, Rhodotorula y
Sporobolomyces.
En investigaciones
realizadas en el suelo mostraron que 11 géneros de hongos
entre los que se destaca Phanerochaetes chrysosporium que es
considerado un microorganismo prometedor debido a la producción de lignasa con alto potencial de
degradar compuestos insolubles de alto peso molecular y 6 de
bacterias fueron los grupos dominantes
en la degradación de HAPs.
La degradación bacteriana de estos compuestos normalmente
envuelve la formación cis,dihydrodiol observado por la
formación de un diácido como el ácido
cis,cis-mucónico mientras que en eucariotas como los
hongos la oxidación da la formación de
trans,dihydrodiol, en ambos casos un diol es un intermediario
indispensable (Alexander, 1977).

Cerniglia y Heitkamp (1989) han sugerido los siguientes
principios
aplicados a la degradación de los HAPs.
1) Una gran variedad de bacterias, hongos y algas tienen la
habilidad de degradarlos.
2) La hidroxylación de los HAPs envuelve la
incorporación de oxigeno
molecular.
3) Los microorganismos procariotas metabolizan los HAPs con un
ataque inicial de una dioxigenasa para dar cis,dihydrodiol que
además es oxidado para formar dihydroxidos.
4) HAPs con más de 3 anillos de benzeno no sirven como
sustrato para el crecimiento bacteriano lo que hace que deba
estar sujeto a una transformación
co-metabólica.
5) Muchos de los genes son codificados por plásmidos.
6) HAPs de bajos pesos moleculares como el naphtaleno son
degradados rápidamente mientras que aquellos de alto peso
como el anthraceno o el benzopyreno son más
resistentes.
7) La biodegradación ocurre con mayor eficiencia en la
interface sedimento/agua.
8) La adaptación microbiana puede ocurrir por continuas
exposiciones a los HAPs.
Ultimamente se han desarrollado técnicas de compostaje
como forma de biorremediación.

Dado que si los microorganismos son capaces de degradar
compuestos tóxicos en la naturaleza es de
esperar que estos hagan lo mismo en un laboratorio
bajo condiciones optimas. Este tratamiento consiste en la
formación de un barro con el material contaminado y
agua.
Tabla 1) Parámetros físicos de los 16 HAPs de mayor
prioridad según USEPA.
(PM=peso molecular, PF=punto fusión
(ºC), PE=punto ebullición (ºC), S=solubilidad en
agua a 25 ºC)

El tratamiento se efectúa en un biorreactor donde
se realiza el proceso en forma controlada, es decir se suministra
nutrientes, se inocula con los microorganismos deseados, se
mantiene en aereación continua, así como el
mantenimiento
del pH y la
temperatura.
En experimentos en
la Universidad de
Helsinski con compostaje de suelos
contaminados con clorofenol se observó una
decontaminación de los mismos.
La concentración de clorofenol fue reducida de 212 mg
Kg-1 a 30 mg Kg -1 durante 4 meses de
compostaje ( Valo and Salkijona-Salonene, 1986), además se
observó que el proceso de descomposición se
aceleraba si se inoculaba con Rhodococcus chlorophenolicus.
El ambiente que se genera en el compostaje está
caracterizado por elevadas temperaturas (>50ºC), alta
concentración de nutrientes, suficiente oxigeno y un
pH neutro.
La Shell Research Ltd. delineó diferentes factores que
limitan la degradación de hidrocarburos en el suelo
(Morgan and Watkinson, 1989). La optimización de esos
factores puede ser llevada a cabo por un a buen compostaje.
Williams and Keehan (1993) indicaron que los microorganismos que
degradan contaminantes no difieren significativamente entre el
suelo y el compostaje. Sin embargo la potencial
transformación varía por diferentes razones.
Primero, la elevada temperatura
que se genera en el compostaje incrementa la cinética
enzimática que envuelve el proceso. Segundo, la
oportunidad para la cooxidación puede ser aumentada debido
a la variedad de sustratos presentados.
Tercero, las modificaciones en el microambiente físico y
químico del compostaje pueden servir para aumentar la
diversidad microbiológica.
Finalmente, las altas temperaturas aumenta la solubilidad y la
transferencia de masa, esto hace que sea más metabolizado
por los microorganismos.

Las altas temperaturas son el factor más
determinante en el ambiente del compostaje, esto se debe a que la
presión
de selección
sobre las bacterias se ve intensificada por el aumento de
temperatura. Finstein, reportó que en compostajes con
temperaturas superiores a 61ºC .las especies bacterianas
decaen drásticamente (Racke and Frink, 1989). Bajas
poblaciones a altas temperaturas en compostaje de suelo con
petróleo han sido demostradas por estudios en la Mankato
State University (Goetz, no publicado).
Tanto bacteria termófilas gram positivas como negativas
son capaces de degradar hidrocarburos tal como el género
Thermomicrobium y muchos de los termófilos están
obligados a metabolizar hidrocarburos.
Se ha descubierto una bacteria termófila Bacillus
licheniformis HA1, el cual es muy efectivo para iniciar el
compostaje. Su rol sería de prevenir la caída del
pH en estadios tempranos del compostaje y permitiría el
desarrollo de
otros termófilos contribuyendo entonces con la
descomposición de la materia orgánica en fase
termófila del compostaje. (Kiyohiko et al.,
1994)

4. Biorremediación
de compuestos xenobióticos

Se denomina compuesto xenobióticos (xeno, vocablo
que significa extraño) a aquellos compuestos sintetizados
artificialmente por síntesis
química
con fines industriales o agrícolas. Aunque estos
compuestos pueden ser semejante a los compuestos naturales muchos
son desconocidos en la naturaleza. Así, los organismos
capaces de metabolizarlos no podrían existir en la
naturaleza!.
Algunos de los xenobióticos más conocidos son los
plaguicidas entre los que se incluyen herbicidas, insecticidas,
nematicidas, funguicidas, etc..
Dentro de los plaguicidas se encuentran los ácidos
clorofenoxialquil carboxílicos, ureas sustituidas,
nitrofenoles, triacinas, fenilcarbamato, organoclorados,
organofosforados.
Algunas de estas sustancias pueden actuar como donadores de
electrones o como fuente de carbono para
ciertos microorganismos.
Estos compuestos tienen diferencias en la persistencia en el
ambiente (ver tabla 2) pero esa persistencia es aproximada dado
que depende de varios factores ambientales como la temperatura,
el pH, la aereación y el contenido de sustancias
orgánicas del suelo. Algunos de los insecticidas clorados
pueden persistir por más de 10 años.
Hay que remarcar que en la degradación de un plaguicida no
solo intervienen los microorganismos, sino que también
puede sufrir volatilización, filtración o
degradación química.

Plaguicidas en el suelo
Cuando un plaguicida llega al suelo éste queda sometido a
diversos factores que van a afectar su persistencia. El lavado de
los suelos, la
degradación biológica y química, la
adsorción por coloides, la volatilización y la
absorción por los cultivos son algunos de éstos
factores.
El período en que un pesticida persiste en el suelo es de
gran importancia ya que refleja el tiempo en que la
plaga estará sometida al control,
afectando la polución del medio
ambiente, su acumulación en plantas,
etc..

Tabla 2) Persistencia de herbicidas e insecticidas en
los suelos

Degradación microbiana
Durante muchos años se creía que los mecanismos de
degradación de los plaguicidas eran similares en animales y en
microorganismos. Pero con el avance de las investigaciones
se apreciaron las diferencias, en animales se da
una conversión de éstos compuestos de forma que
puedan ser excretables, éste proceso se da principalmente
en el higado. En microorganismos su utilización es por el
contrario una forma de obtención de energía o
fuente de carbono.
Las vías metabólicas son muy variadas,
fermentaciones, respiraciones anaeróbicas, acción
de exoenzimas y procesos
quimiolitótrofos pueden ser encontrados (Matsumura,
1982).

Existen dos formas por la que la cual la microflora
puede degradar el plaguicida.
I) La sustancia favorece el crecimiento microbiano y es empleada
como fuente de carbono, energía y raras veces como fuente
de nitrógeno, azufre, etc..
El número de microorganismos aumenta y el aislamiento se
realiza utilizando el plaguicida como única fuente de
nutrientes. Luego de que el compuesto fue degradado las
poblaciones decrecen.
II) Por cometabolismo, el compuesto no actúa directamente
como fuente de nutrientes sino que se debe emplear otras como la
glucosa, que al disminuir en el medio inducen las enzimas
necesarias para la degradación del plaguicida.
Las reacciones catabólicas ocurren principalmente cuando
las dosis de pesticidas son altas y la estructura
química permite su degradación.
(Alexander, 1977) indica una serie de reacciones que pueden ser
realizadas por microorganismos heterótrofos sobre los
plaguicidas:
Detoxificación- Conversión de una molécula
tóxica en otra no tóxica (Arthrobacter spp).
Degradación- Transformación de una sustancia
compleja en productos
más simples ej. la mineralización que da como
resultado la aparición de CO2, H2O,
NH3, etc. (Pseudomonas spp)

Conjugación- Formación de compuestos por
reacciones de adición, en donde el microorganismo combina
el plaguicida con metabolitos celulares (adición de
aminoácidos, ácidos
orgánicos, etc.).
El estudio de la biodegradación de los plaguicidas no es
sencillo en el suelo, ya que las concentraciones son muy bajas.
Se deben emplear cromatografias de fase gaseosa o líquida,
espectrofotometría ultravioleta, para poder detectar
trazas de pesticidas o sus intermediarios de la
degradación.