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Biorremediación y tratamiento de efluentes

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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)

Nombre

Sinónimo

Nº de anillos

Formula

PM

PF

PE

S

Naftaleno

2

C10H8

128.17

80

218

31.7

Acenaftileno

3

C12H8

152.20

80-83

280

-

Acenafteno

1,8-Etilennafteno

3

C12H10

154.21

93-96

279

3.8

Fluoreno

2,3-Bencindeno

3

C13H10

166.22

115

293

1.685

Fenantreno

3

C14H10

178.23

100-101

340

1.00

Antraceno

3

C14H10

178.23

216

340

0.0446

Fluoranteno

Benzo(jk)fluoreno

1,2-Benzacenafteno

4

C16H10

202.26

107-110

384

0.206

Pireno

Benzo(def)fenantreno

4

C16H10

202.26

156

393-404

0.123

Benzo(a) antraceno

1,2-Benzantraceno

4

C18H12

228.29

157-155

438

0.0094

Criseno

1,2-Benzofenantreno

4

C18H12

228.29

254

448

0.0018

Benzo(b)

fluoranteno

3,4 Benzofluoranteno

Benceno(e)

acefenantrileno

5

C20H12

252.32

163-165

-

0.0014

Benzo(k)

8,9 Benzofluoranteno

fluoranteno

11,12-Benzofluoranteno

5

C20H12

252.32

217

480

-

Benzo(a)pireno

Benzo(def)criseno

5

C20H12

252.32

179

495

0.0038

3,4-Benzopireno

Dibenzo(ah)

antraceno

1,2,5,6-dibenzantraceno

5

C22H14

278.35

266

524

0.0006

Benzo(ghi) perileno

1,12-Benzoperileno

6

C22H12

276.34

279-277

510

0.0002

Indeno(1,2,3-cd)

pireno

o-fenilenpireno

6

C22H12

276.34

180-177

-

-

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

Sustancia

Tiempo para la desaparición del 75 al 100%

Insecticidas clorados

DDT

4 años

Aldrín

3 años

Clordano

5 años

Heptacloro

2 años

Lindano

3 años

Insecticidas organofosforados

Diazinón

12 semanas

Malatión

1 semana

Paratión

1 semana

Herbicidas

2,4-D(ácido 2,4-diclorofenoxiacético)

4 semanas

2,4,5T(ácido2,4,5,triclorofenoxiacético)

20 semanas

Dalapín

8 semanas

Atrazina

40 semanas

Simazina

48 semanas

Propazina

1.5 años

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.

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