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¿Cómo se eliminan del medio ambiente los microbios de biorremediación una vez que cumplen su función?


En el caso de la bioaumentación, los microbios se introducen en el medio ambiente para limpiar y absorber un determinado contaminante. Mi pregunta es ¿cómo se elimina ese microbio del medio ambiente una vez que realiza su función?


Por lo general, debe introducir condiciones que impidan la multiplicación del microbio, como alterar el pH y la temperatura. Esto es difícil de lograr en un entorno grande; alternativamente, puede introducir un recombinante de ese microbio que posea una amenaza de supervivencia para el microbio inicial.


Biorremediación de derrames de petróleo

Biorremediación es cualquier proceso que utiliza descomponedores y plantas verdes, o sus enzimas, para mejorar la condición de ambientes contaminados. Bacterias se puede utilizar para limpiar derrames de petróleo en el océano mediante la biorremediación. Se pueden usar bacterias específicas para biorremediar contaminantes específicos, como los hidrocarburos, que están presentes en el aceite y la gasolina.

Los derrames de petróleo en el océano tienen un efecto muy negativo sobre la vida marina, especialmente las aves marinas y los filtradores. Las aves marinas, como las gaviotas y los patos, pasan la mayor parte de su vida en el agua y van a tierra solo durante su período de anidación. Las plumas de muchas aves marinas se pueden mojar y deben acicalarse (o secarse) cuidadosamente para volar. Si las plumas entran en contacto con el aceite, el ave marina ingiere el aceite mientras trata de acicalarse. Los filtradores, como las almejas y las ostras, absorben el agua de la superficie a través de las branquias y la filtran para sacar cualquier alimento microscópico. Si hay aceite en el agua, se concentra dentro de estos mariscos y luego se acumula en sus depredadores en una concentración más alta.

En esta demostración, se utiliza jabón para imitar el efecto de la biorremediación por bacterias minimizando el área de la superficie cubierta por aceite. Los derrames de petróleo oceánico se manejan utilizando métodos de contención que flotan en el agua y biorremediación (agregando bacterias al petróleo para acelerar el proceso de descomposición).

Objetivos

Resuma el efecto de los derrames de petróleo y describa una estrategia simple de biorremediación.

Materiales

Por demostración o grupo:
tazón de vidrio grande
agua
aceite vegetal
polvo de cacao
3 plumas (preferiblemente plumas de gaviota)
recipiente de jabón para lavar platos con la etiqueta "Solución bacteriana falsa"


Por qué se usa la biorremediación

La biorremediación se puede aplicar para recuperar terrenos abandonados (antiguos sitios industriales o comerciales) para el desarrollo y para preparar desechos líquidos industriales contaminados antes de descargarlos en las vías fluviales.

Estas tecnologías también se aplican a aguas residuales contaminadas, aguas subterráneas o superficiales, suelos, sedimentos y aire donde se ha producido una liberación accidental o intencionada de contaminantes o productos químicos que representan un riesgo para los seres humanos, los animales o ecosistemas completos.


Microorganismos para el medio ambiente y la salud sostenibles

Microorganismos para el medio ambiente y la salud sostenibles cubre los contaminantes peligrosos liberados por actividades naturales y antropogénicas y las implicaciones sobre el medio ambiente y la salud humana. Este libro constituye una valiosa fuente de conocimientos básicos y desarrollos recientes en tecnologías limpias y enfermedades y anomalías asociadas a la contaminación en el contexto de los microorganismos. Centrado en las soluciones actuales a diversos problemas ambientales en el campo de la biorremediación, proporciona un conocimiento detallado sobre los diversos tipos de contaminantes ambientales tóxicos vertidos de diferentes fuentes, sus efectos toxicológicos en el medio ambiente, seres humanos, animales y plantas, así como su biodegradación y biorremediación. enfoques.

Este libro ayuda a los científicos ambientales y microbiólogos a aprender sobre los problemas ambientales existentes y sugiere formas de controlar o contener sus efectos mediante el empleo de varios enfoques de tratamiento.

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Este libro ayuda a los científicos ambientales y microbiólogos a aprender sobre los problemas ambientales existentes y sugiere formas de controlar o contener sus efectos mediante el empleo de varios enfoques de tratamiento.


Biodegradación y biorremediación microbiana

Biodegradación y biorremediación microbiana reúne a expertos en campos relevantes para describir la aplicación exitosa de microbios y sus derivados para la biorremediación de compuestos potencialmente tóxicos y relativamente nuevos. Esta referencia de fuente única abarca todas las categorías de contaminantes y sus aplicaciones en un paquete completo y conveniente.

Nuestra biodiversidad natural y nuestro medio ambiente están en peligro debido a la liberación de contaminantes potenciales continuamente emergentes por las actividades antropogénicas. Aunque se han hecho muchos intentos para erradicar y remediar estos elementos nocivos, cada día surgen miles de xenobióticos de entidades relativamente nuevas, empeorando así la situación. Los microorganismos primitivos son altamente adaptables a ambientes tóxicos y pueden reducir la carga de elementos tóxicos mediante su transformación y remediación exitosas.

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Nuestra biodiversidad natural y nuestro medio ambiente están en peligro debido a la liberación de contaminantes potenciales continuamente emergentes por las actividades antropogénicas. Aunque se han hecho muchos intentos para erradicar y remediar estos elementos nocivos, cada día surgen miles de xenobióticos de entidades relativamente nuevas, empeorando así la situación. Los microorganismos primitivos son altamente adaptables a ambientes tóxicos y pueden reducir la carga de elementos tóxicos mediante su transformación y remediación exitosas.


Biorremediación: un enfoque emergente eficaz hacia la restauración del medio ambiente

La contaminación ambiental y su remediación son uno de los principales problemas en todo el mundo. Amplias variedades de contaminantes a saber. plaguicidas, hidrocarburos, metales pesados ​​y tintes, etc. son los actores clave, que son los principales responsables de la contaminación ambiental. Los contaminantes residuales también son difíciles de eliminar. La biorremediación es una de las tecnologías más eficientes para la reducción de contaminantes ambientales que recupera el sitio contaminado a su forma actual. Hasta ahora, solo se ha explotado una pequeña cantidad de microbios (microbios cultivables) y una enorme diversidad microbiana aún no se ha explorado. Para mejorar el potencial metabólico de los microbios, la restauración ecológica y la degradación de contaminantes recalcitrantes, se han utilizado ampliamente varios enfoques de biorremediación como quimiotaxis, bioestimulación, bioaumentación, formación de biopelículas, aplicación de microorganismos genéticamente modificados, ómicas avanzadas. En los últimos años, el potencial metabólico de los microbios ha mejorado enormemente la comprensión de la degradación y la remediación de la contaminación ambiental. Los microorganismos ayudan en la restauración de hábitats contaminados al limpiar los desechos de una manera ambientalmente segura junto con la producción de productos finales seguros. Esta revisión analiza los procesos importantes involucrados en la mejora de la biorremediación y los avances recientes en la biorremediación asociada a microbios y plantas.

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Barra lateral A: lectura adicional

Varias formas en que las bacterias lidian con el exceso de metales pesados.

Ji G, Silver S (1995) Mecanismos de resistencia bacteriana para metales pesados ​​de interés ambiental. J Ind Microbiol 14: 61–75

Chien CC, Lin BC, Wu CH (2013) Formación de biopelículas y resistencia a metales pesados ​​por un medio Pseudomonas sp. Biochem Eng J 78: 132–137

Muller M, Merrett ND (2014) Producción de piocianina por Pseudomonas aeruginosa confiere resistencia a la plata iónica. Agentes antimicrobianos Chemother 58: 5492–5499

Nies DH (2003) Resistencia a metales pesados ​​mediada por eflujo en procariotas. FEMS Microbiol Rev 27: 313–339

Wolfe-Simon F, Blum JS, Kulp TR, Gordon GW, Hoeft SE, Pett-Ridge J, Stolz JF, Webb SM, Weber PK, Davies PCW et al (2010) Una bacteria que puede crecer usando arsénico en lugar de fósforo. Ciencias 332: 1163–1166

Teitzel GM, Parsek MR (2003) Resistencia a metales pesados ​​de biopelículas y plancton Pseudomonas aeruginosa resistencia a metales pesados ​​de biopelícula y plancton Pseudomonas aeruginosa. Appl Environ Microbiol 69: 2313–2320

Cowan SW, Garavito RM, Jansonius JN, Jenkins JA, Karlsson R, König N, Pai EF, Pauptit RA, Rizkallah PJ, Rosenbusch JP (1995) La estructura de la porina OmpF en una forma de cristal tetragonal. Estructura 3: 1041–1050


3 ejemplos de biorremediación

Seguro, probablemente aprendiste sobre la biorremediación en la clase de ciencias de tu escuela secundaria. Pero, ¿cómo se aplica a situaciones del mundo real? Hay varias ramas de la biorremediación, cada una con sus propios métodos y calificaciones especializados. Es importante señalar que, si bien estas ramas comparten el mismo título, biorremediación,se manejan de manera diferente y sus servicios no no superposición.

  1. Limpieza de la escena del crimen. La biorremediación en este sentido implica la limpieza de sangre y fluidos corporales que pueden presentar riesgos para la salud como hepatitis, VIH y MRSA. En lugar de usar agentes de limpieza estándar como lejía o amoníaco, los limpiadores de escenas del crimen usan limpiadores de enzimas para eliminar las sustancias nocivas de la escena. Aftermath es una empresa que se especializa en esta área de biorremediación y tiene casi 20 años de experiencia en el campo. Aftermath hacenoremediar los contaminantes ambientales.
  2. La limpieza de suelos contaminados. La actividad humana ha introducido muchas sustancias tóxicas en el suelo y las aguas subterráneas del medio ambiente. Según un ensayo publicado por la Universidad Estatal de Montana, "Durante la biorremediación, los microbios utilizan contaminantes químicos en el suelo como fuente de energía y, a través de reacciones de oxidación-reducción, metabolizan el contaminante objetivo en energía utilizable para los microbios".
  3. Limpieza de derrames de petróleo. Quizás recuerde el derrame de petróleo de Deepwater Horizon que ocurrió en 2010, donde 3.19 millones de barriles de petróleo se derramaron en el Golfo de México. Debido a la efectividad y al menor costo de la biorremediación, se utilizaron dos métodos para la limpieza después del derrame de petróleo de Deepwater Horizon.

  • Bioaumentación. La inyección de una pequeña cantidad de microbios que degradan el aceite en un área afectada.
  • Bioestimulación. La adición de nutrientes para estimular el crecimiento de microbios innatos que degradan el aceite para aumentar la tasa de remediación.

Hay varias empresas que se ocupan de los derrames de petróleo y la limpieza de suelos contaminados. Para obtener más información sobre estas empresas, esta lista puede ayudar.

Aftermath se compromete a brindar liderazgo activo y apoyo a las comunidades a las que servimos a través de la educación pública. Para obtener más información sobre las técnicas de limpieza de la escena del crimen, navegue por algunos de nuestros blogs.


Biorremediación in situ: ¿cuándo funciona? (1993)

Mostrar que un proyecto de biorremediación está funcionando requiere evidencia no solo de que las concentraciones de contaminantes han disminuido, sino también de que los microbios causaron la disminución. Aunque otros procesos pueden contribuir a la limpieza del sitio durante una biorremediación, los microbios deben ser fundamentales para cumplir los objetivos de limpieza. Sin evidencia de participación microbiana, no hay forma de verificar que el contaminante no simplemente se volatilizó, migró fuera del sitio, se absorbió a sólidos del subsuelo o cambió de forma a través de reacciones químicas abióticas. Este capítulo analiza una estrategia para evaluar la efectividad de los proyectos de biorremediación in situ, basada en mostrar que los microbios fueron responsables de la disminución de las concentraciones de contaminantes. Los reguladores y compradores de servicios de biorremediación pueden utilizar la estrategia para evaluar la solidez de un sistema de biorremediación in situ propuesto o en curso. Los investigadores pueden aplicar la estrategia para evaluar los resultados de las pruebas de campo.

UNA ESTRATEGIA DE TRES PARTES PARA "PROBAR" LA BIOREMEDIACIÓN IN SITU

Para responder a la pregunta "¿Qué prueba la biorremediación in situ?", Hay que reconocer que sólo en raras circunstancias la prueba de la biorremediación in situ es inequívoca. En la mayoría de los casos, las complejidades de las mezclas de contaminantes, su configuración hidrogeoquímica y los mecanismos abióticos competitivos de pérdida de contaminantes lo convierten en un

desafío para identificar los procesos de biodegradación. A diferencia de los experimentos de laboratorio controlados en los que las mediciones generalmente se pueden interpretar fácilmente, las relaciones de causa y efecto a menudo son difíciles de establecer en los sitios de campo. Además, ciertos datos que pueden convencer a algunas autoridades de la biorremediación in situ pueden no convencer a otras.

Aunque rara vez es posible probar la participación de microbios en la limpieza con total certeza, el peso de la evidencia debería apuntar a los microbios como actores clave en la limpieza. Debido a que una medición rara vez es adecuada, la estrategia de evaluación debe construir un caso lógico y consistente que se base en líneas convergentes de evidencia independiente tomada del sitio de campo mismo. La estrategia general para demostrar que la biorremediación in situ está funcionando debe incluir tres tipos de evidencia:

pérdida documentada de contaminantes del sitio,

ensayos de laboratorio que muestran que los microorganismos en las muestras del sitio tienen la potencial transformar los contaminantes en las condiciones esperadas del sitio, y

una o más pruebas que demuestren que el potencial de biodegradación es realmente me di cuenta en el campo.

La estrategia se aplica no solo a los proyectos de biorremediación en la fase de implementación, sino también a los que se encuentran en la fase de prueba. La estrategia no es solo para fines de investigación. Todo proyecto de biorremediación bien diseñado debe mostrar evidencia de que cumple con los tres requisitos de la estrategia. Por lo tanto, los reguladores y compradores de servicios de biorremediación pueden utilizar la estrategia para evaluar si un proyecto de biorremediación propuesto o en curso es sólido.

El primer tipo de evidencia en la estrategia y mdash que muestra la disminución de las concentraciones de contaminantes y mdash proviene del muestreo estándar del agua subterránea y el suelo a lo largo del tiempo a medida que avanza la limpieza. El segundo tipo de evidencia, que muestra el potencial de los microorganismos para degradar los contaminantes, también es relativamente simple de proporcionar. En la mayoría de los casos, es necesario tomar microbios del campo y demostrar que pueden degradar el contaminante cuando se cultivan en un recipiente de laboratorio bien controlado. En algunos casos, los estudios de laboratorio pueden no ser necesarios cuando un cuerpo de estudios publicados revisados ​​por pares documenta que los compuestos se biodegradan fácil y comúnmente.

La evidencia más difícil de reunir es la del tercer tipo y mdash que muestra que el potencial de biodegradación demostrado en el laboratorio se está realizando en el campo. La evidencia de la biodegradación en el campo es esencial: los datos que muestran que los organismos son capaces de degradar el contaminante en el laboratorio no son suficientes porque los organismos pueden no realizar las mismas tareas en el campo menos hospitalario.

diciones. Existe una variedad de técnicas, que se explican a continuación, para demostrar la biodegradación en el campo.

TÉCNICAS PARA DEMOSTRAR LA BIODEGRADACIÓN EN EL CAMPO

El objetivo de las técnicas para demostrar la biodegradación en el campo es mostrar que las características de la química o la población microbiana del sitio cambian de manera que uno podría predecir si se estuviera produciendo una biorremediación. Los cambios ambientales medidos en estas pruebas deben correlacionarse con la pérdida de contaminantes documentada a lo largo del tiempo. Ninguna técnica por sí sola puede demostrar con total certeza que la biodegradación es la razón principal de la disminución de las concentraciones de contaminantes en el campo. Cuanto más amplia sea la variedad de técnicas utilizadas, más fuerte será el caso para una biorremediación exitosa. Como ejemplo, el Cuadro 4-1 describe un sitio donde se combinaron varias pruebas.

Hay dos tipos de técnicas basadas en muestras para demostrar la biodegradación en el campo: mediciones de muestras de campo y experimentos realizados en el campo. En la mayoría de los escenarios de biorremediación, una tercera técnica, los experimentos de modelado, proporciona una mejor comprensión del destino de los contaminantes. A continuación se describen ejemplos de mediciones de campo, experimentos de campo y experimentos de modelado. Estos ejemplos proporcionan una guía general sobre qué tipos de pruebas son apropiadas. Es necesario desarrollar protocolos experimentales detallados para llevar a cabo las pruebas y variarán según los tipos de contaminantes presentes, las características geológicas del sitio y el nivel de rigor deseado en la evaluación.

Medidas de muestras de campo

Varias técnicas para documentar la biorremediación in situ implican extraer muestras de suelo y agua del sitio y llevarlas al laboratorio para su análisis químico o microbiológico. Muchas de estas técnicas requieren comparar las condiciones en el sitio una vez que la biorremediación está en marcha con las condiciones del sitio bajo circunstancias de línea de base, cuando la biorremediación no está ocurriendo. Las condiciones de referencia se pueden establecer de dos formas. El primer método consiste en analizar muestras de una ubicación hidrogeológicamente similar al área que se está tratando, pero que no está contaminada o está fuera de la zona de influencia del sistema de biorremediación. El segundo método consiste en recolectar muestras antes de iniciar el sistema de biorremediación y compararlas con muestras recolectadas en varios puntos de tiempo después de que el sistema esté en funcionamiento. Este segundo método se aplica solo a los

CUADRO 4-1 PRUEBA DE BIOREMEDIACIÓN INGENIERÍA DE DISOLVENTES CLORADOS EN UNA PRUEBA DE CAMPO & mdash MOFFETT NAVAL AIR STATION, CALIFORNIA

Investigadores de la Universidad de Stanford realizaron una demostración de campo para evaluar el potencial del uso del cometabolismo para la biorremediación in situ de disolventes clorados. El trabajo realizado en esta demostración de campo muestra cómo se pueden combinar una variedad de pruebas para evaluar si los nuevos procesos de biorremediación investigados en el laboratorio se pueden aplicar con éxito en el campo.

El sitio de demostración fue un acuífero confinado de arena y grava altamente instrumentado y bien caracterizado en la Estación Aérea Naval de Moffett en Mountain View, California. En este sitio, los investigadores agregaron deliberadamente solventes clorados de una manera cuidadosamente controlada que aseguró que los solventes no migrarían más allá de la parcela de investigación. Los disolventes clorados no pueden favorecer el crecimiento microbiano por sí solos, pero, si se les suministra metano, una clase especial de organismos puede destruir los contaminantes a través del cometabolismo (véase el Capítulo 2).Por lo tanto, en este sitio, los investigadores estimularon a los organismos nativos agregando oxígeno y metano. Cuando se estimulan, los organismos destruyen cantidades significativas de disolventes clorados. Los investigadores evaluaron el éxito de su trabajo utilizando pruebas que cumplen con los tres criterios discutidos en este capítulo:

Pérdida documentada de contaminantes: Los investigadores documentaron que el 95 por ciento del cloruro de vinilo, el 85 por ciento del trans-1,2-dicloroetileno, el 40 por ciento del cisSe transformaron 1,2-dicloroetileno y el 20 por ciento del tricloroetileno añadido al sitio.

Ensayos de laboratorio que muestran que los microorganismos tienen el potencial de degradar los contaminantes: Cuando los núcleos del acuífero extraídos del laboratorio se expusieron al metano y el oxígeno, el metano y el oxígeno se agotaron, lo que demuestra que los núcleos contenían bacterias que prosperan con el metano (metanótrofos). Investigaciones anteriores habían demostrado que los metanótrofos pueden cometabolizar los disolventes clorados.

Evidencia de que el potencial de biodegradación se realiza en el campo: Los investigadores utilizaron una variedad de métodos para demostrar la biodegradación en el campo. Primero, demostraron que antes de que los metanótrofos fueran estimulados con metano y oxígeno, la destrucción del tricloroetileno era mínima. En segundo lugar, realizaron pruebas de trazadores conservadoras con bromo para mostrar que el metano y el oxígeno agregados al sitio no estaban desapareciendo por transporte físico, sino que estaban siendo utilizados por microorganismos. En tercer lugar, identificaron productos de degradación microbiana de los disolventes en muestras de acuíferos. En cuarto lugar, utilizaron modelos para mostrar que las estimaciones teóricas de las tasas de biodegradación podrían explicar la pérdida de contaminantes en el campo.

Roberts, P. V., G. C. Hopkins, D. M. Mackay y L. Semprini. 1990. Una evaluación de campo de la biodegradación in situ de etenos clorados: Parte 1 & mdashMetodología y caracterización del sitio de campo. Agua subterránea 28: 591-604.

Semprini, L., P. V. Roberts, G. D. Hopkins y P. L. McCarty. 1990. Una evaluación de campo de la biodegradación in situ de etenos clorados: Parte 2 y mdash Los resultados de los experimentos de bioestimulación y biotransformación. Agua subterránea 28: 715-727.

sistemas de biorremediación, porque el "tiempo de inicio" de la biorremediación intrínseca ocurre siempre que el contaminante ingresa al subsuelo y, por lo tanto, no se puede controlar.

A continuación se presentan varios tipos de análisis que pueden realizarse en muestras extraídas del campo.

Número de bacterias

Cuando los microbios metabolizan contaminantes, generalmente se reproducen. (En general, cuanto mayor sea la cantidad de microbios activos, más rápidamente se degradarán los contaminantes). Por lo tanto, las muestras que correlacionan la pérdida de contaminantes con un aumento en la cantidad de bacterias que degradan contaminantes por encima de las condiciones normales proporcionan un indicador de que la biorremediación activa puede estar ocurriendo en el campo. Cuando las tasas de biodegradación de contaminantes son bajas, como cuando los niveles de contaminantes son bajos o los componentes biodegradables son inaccesibles, los aumentos en la cantidad de bacterias pueden no ser lo suficientemente grandes como para detectar niveles por encima de la base, dado el error en las técnicas de muestreo y medición. Por lo tanto, la ausencia de un gran aumento en el número de bacterias no significa necesariamente que la biorremediación no tenga éxito.

El primer problema para determinar el tamaño de la población bacteriana es qué muestrear. En principio, las mejores muestras incluyen la matriz sólida (el suelo y la roca que contienen el agua subterránea) y el agua de poro asociada. Debido a que la mayoría de los microorganismos están adheridos a superficies sólidas o atrapados en los intersticios entre los granos del suelo, el muestreo solo del agua normalmente subestima el número total de bacterias, a veces hasta en varios órdenes de magnitud. Además, las muestras de agua pueden tergiversar la distribución de los tipos microbianos, porque una muestra de agua puede contener solo aquellas bacterias que se desprenden fácilmente de las superficies o que pueden transportarse en el agua subterránea en movimiento.

Si bien la obtención de muestras de suelo de la superficie de la tierra no es difícil

cultivo, el muestreo del subsuelo es caro y requiere mucho tiempo. Las muestras del subsuelo se obtienen extrayendo núcleos cilíndricos del subsuelo. Se requiere un gran esfuerzo para evitar la contaminación microbiana de la muestra durante la operación de extracción de núcleos y mientras se manipula la muestra. Siempre que sea posible, el equipo de muestreo debe esterilizarse antes de su uso. Debe evitarse la contaminación por materiales extraños, incluidos el aire, el suelo y el contacto humano.

Aunque las muestras de agua subterránea tienen deficiencias importantes, tienen un papel como indicadores semicuantitativos de la cantidad de microbios. Los aumentos importantes en la cantidad de bacterias en el agua subterránea generalmente se correlacionan con grandes aumentos en la cantidad total de bacterias en el subsuelo. Las principales ventajas de las muestras de agua subterránea son que se pueden tomar repetidamente desde el mismo lugar y que son relativamente económicas.

El segundo problema para determinar el número de bacterias es cómo analizar las bacterias. Se encuentran disponibles varias técnicas estándar y emergentes, cada una de las cuales tiene ventajas y desventajas:

Conteo microscópico directo es una técnica tradicional que implica el uso de un microscopio para ver la muestra y contar las bacterias, que se distinguen de los desechos sólidos en función de su tamaño y forma. El recuento microscópico se ve muy favorecido por el uso de la tinción de naranja de acridina y la microscopía de epifluorescencia, que hacen que las bacterias intactas se destaquen de otras partículas. La enumeración microscópica puede ser tediosa y requiere experiencia técnica, particularmente cuando la muestra contiene sólidos. La técnica proporciona datos sobre los recuentos bacterianos totales, pero no da información sobre los tipos de células o la actividad metabólica.

La prueba de actividad INT puede mejorar el recuento microscópico directo identificando solo aquellas bacterias activas en el transporte de electrones, la principal fuerza detrás de todo el metabolismo. Si la muestra (o las bacterias recolectadas de la muestra) se incuba con una sal de tetrazolio en condiciones controladas, las bacterias que respiran activamente transfieren electrones a la sal de tetrazolio, formando cristales INT púrpuras que se pueden observar microscópicamente dentro de las bacterias metabólicamente activas.

Recuento de placas, otra técnica estándar, se puede utilizar para cuantificar el número de bacterias capaces de crecer en un conjunto prescrito de nutrientes y sustratos inmovilizados en un medio sólido. El medio sólido se crea a partir de una solución líquida con los nutrientes y sustratos adecuados, solidificada con agar para formar un gel. Se extiende una muestra que contiene las bacterias de interés sobre la superficie del gel. Después de que se incuba la placa, se forman colonias bacterianas visibles y las colonias se pueden contar para indicar el número de bacterias activas metabólicamente.

bacterias activas en la muestra original. Debido a que el recuento en placa requiere un crecimiento significativo para formar colonias visibles, el método a menudo subestima el número y la diversidad de bacterias. Por otro lado, se puede obtener información considerable sobre la capacidad metabólica de las bacterias utilizando una variedad de sustratos de crecimiento para preparar el medio.

La técnica del número más probable (MPN) también se basa en un crecimiento significativo en los medios prescritos, pero la enumeración se lleva a cabo mediante un análisis estadístico. En lugar de contar colonias para algunas incubaciones en medios sólidos, la técnica MPN utiliza una gran cantidad de incubaciones de porciones de la muestra diluidas a niveles prescritos en una solución nutritiva. Con base en estadísticas simples y el número de muestras líquidas diluidas que muestran evidencia de crecimiento bacteriano, se puede calcular el número de bacterias en la muestra original sin diluir. Aunque los detalles de los métodos de conteo de placas y MPN difieren, ambas técnicas tienen las mismas ventajas y desventajas generales.

Las herramientas modernas de bioquímica y biología molecular están disponibles para proporcionar formas más precisas de identificar y enumerar bacterias en muestras de sitios. Las herramientas aprovechan la creciente comprensión de las características determinadas genéticamente de componentes celulares particulares:

Sondas de oligonucleótidos son pequeños trozos de ácido desoxirribonucleico (ADN) que pueden identificar bacterias por la secuencia única de moléculas codificadas en sus genes. La pequeña sonda de ADN se une a una región complementaria del material genético de la célula diana, y la cantidad de sonda unida puede cuantificarse y correlacionarse con el número de células. Se están desarrollando técnicas avanzadas de sondeo para contar las células en muestras intactas. El sondeo es una técnica muy poderosa para identificar qué tipos de bacterias están presentes, siempre que se conozcan las secuencias genéticas de las bacterias diana. Este conocimiento está disponible para algunos tipos comunes de bacterias y, a menudo, es conocido por microorganismos modificados genéticamente u otros microorganismos especializados que podrían usarse como parte de una estrategia de bioaumentación. El sondeo también se puede utilizar para determinar si está presente el gen de una reacción de biodegradación particular. Los inconvenientes del sondeo son que requiere un conocimiento previo considerable de las secuencias genéticas de las células, es solo semicuantitativo en su estado actual y requiere equipo y conocimientos especializados.

Análisis de ácidos grasos es una segunda nueva técnica de identificación bacteriana que utiliza la característica "firma" de los ácidos grasos presentes en las membranas de todas las células. La distribución de ácidos grasos es única

y estable entre diferentes bacterias y, por lo tanto, puede usarse como una firma de identificación. Al igual que el sondeo de genes, el análisis de ácidos grasos requiere conocimientos y equipos especializados. Tiene una capacidad de cuantificación limitada y puede tener limitaciones de sensibilidad para poblaciones pequeñas.

Con el sondeo de genes y el análisis de ácidos grasos, no es necesario cultivar las bacterias en el laboratorio para detectar qué tipos y cuántos están presentes en una muestra. Si bien son muy prometedores, estos nuevos métodos aún se encuentran en las etapas de desarrollo y prueba.

Número de protozoos

Debido a que los protozoos se alimentan de bacterias, un aumento en el número de protozoos sugiere un aumento importante en el número de bacterias. Por lo tanto, las muestras que correlacionan la pérdida de contaminantes con el crecimiento de la población de protozoos pueden proporcionar más pruebas de una biorremediación activa. La población de protozoos se puede contar utilizando una técnica estadística de MPN similar a la utilizada para las bacterias. La técnica MPN para contar protozoos requiere el cultivo de diversas diluciones de la muestra de suelo o agua en cultivos que contienen una gran cantidad de presas bacterianas. Si los protozoos crecen para alimentarse de estas presas se puede determinar observando las muestras diluidas a través de un microscopio.

Tasas de actividad bacteriana

Si bien un aumento en el número de bacterias suele ser una señal clave de que la biorremediación está funcionando, la medida más sólida de éxito es que las tasas de biotransformación potenciales son lo suficientemente altas como para eliminar el contaminante rápidamente o para prevenir la migración de contaminantes. Por lo tanto, las mediciones que demuestran que las bacterias son capaces de realizar las reacciones deseadas a velocidades significativas ayudan a proporcionar evidencia de una biorremediación exitosa.

El medio más directo para estimar las tasas de biodegradación es construir microcosmos de laboratorio con condiciones ambientales lo más cercanas posible a aquellas de las que se tomó la muestra. (Ver Cuadro 4-2 para un ejemplo del uso de microcosmos). A estos microcosmos, se agregan muestras de campo y los microbios acompañantes (u otros microbios que podrían liberarse en el campo). Los microcosmos son útiles porque las concentraciones de sustrato y las condiciones ambientales pueden controlarse y la pérdida del contaminante u otros marcadores de biodegradación pueden medirse con relativa facilidad. Para muchos contaminantes (incluidos BTEX y PCB), las versiones etiquetadas con carbono-14 son

CUADRO 4-2 DEMOSTRACIÓN DE LA BIOREMEDIACIÓN INGENIERÍA DE UN DERRAME DE PETRÓLEO Y COMBUSTIBLE & mdashDENVER, COLORADO

En Denver, Colorado, un tanque de retención temporal debajo de un garaje utilizado para dar servicio a vehículos tenía fugas de aceite del cárter, combustible diesel y gasolina. La fuga contaminó el suelo circundante y creó una columna de benceno, tolueno, etilbenceno y xileno (BTEX) en el agua subterránea debajo. En 1989 se instaló un sistema de biorremediación diseñado en el sitio. El suelo se limpió eliminando los charcos restantes de contaminantes filtrados y ventilando para suministrar oxígeno y promover la biodegradación. El agua subterránea se trató mediante la circulación de oxígeno (en forma de peróxido de hidrógeno), fósforo (en forma de fosfato) y nitrógeno (en forma de cloruro de amonio) para promover la biorremediación.

En marzo de 1992, después de tres años de tratamiento, el penacho de contaminantes disuelto casi había sido eliminado del agua subterránea. Sin embargo, las pruebas revelaron que el acuífero contenía una pequeña capa que había atrapado cantidades considerables de BTEX. Esta capa es relativamente impermeable y, por lo tanto, los fluidos que circulan la han pasado por alto para promover la biorremediación. Cuando se cerró el sistema de biorremediación en 1992, se comenzó a monitorear a largo plazo para garantizar que la comunidad microbiana nativa pudiera actuar lo suficientemente rápido para degradar cualquier contaminación que pudiera filtrarse de esta capa.

Aunque el sistema de biorremediación diseñado en este sitio no pudo eliminar toda la contaminación, logró reducir la cantidad y el riesgo de contaminación a niveles aceptables. Además, es probable que los microbios en la periferia de la contaminación restante proporcionen una biorremediación intrínseca eficaz que evitará la reaparición de una nube de contaminantes.

La limpieza mediante la biorremediación diseñada cumplió con los tres criterios establecidos en este informe:

Pérdida documentada de contaminantes: En el pozo de monitoreo más cercano a la galería utilizada para entregar oxígeno y nutrientes al sitio, la concentración de BTEX cayó de 2030 & microg / l antes de la biorremediación a 6 & microg / l después de la biorremediación. En otros pozos de monitoreo, la concentración cayó más de un orden de magnitud, a menos de 46 & microg / l.

Ensayos de laboratorio que muestran que los microorganismos tienen el potencial de degradar los contaminantes: Los estudios demostraron que los microorganismos en las capas transmisoras adyacentes a los contaminantes atrapados podrían consumir hasta 7 mg / l de oxígeno por día, lo que resultaría en la destrucción potencial de hasta 2 mg / l de hidrocarburos por día.

día. Esta tasa de consumo de oxígeno se determinó colocando un núcleo deshidratado del sitio en un frasco de vidrio sellado y midiendo la cantidad de oxígeno que los microbios en el núcleo consumieron en 24 horas. No se realizaron pruebas directas y más que medir la tasa de consumo de oxígeno y la capacidad de los microbios nativos para degradar BTEX. Sin embargo, la capacidad de los microorganismos subsuperficiales para degradar BTEX está bien establecida (ver Tabla 2-1), por lo que las pruebas de laboratorio directas no fueron tan importantes para este sitio como para los sitios con contaminantes para los que aún están surgiendo técnicas de biorremediación.

Evidencia de que el potencial de biodegradación se realiza en el campo: En este sitio, dos tipos de pruebas proporcionaron evidencia de biodegradación en el campo. Primero, la tasa de consumo de oxígeno en microcosmos construidos con núcleos del sitio fue más alta cuando los núcleos provenían de cerca de la capa de contaminantes atrapados. Por lo tanto, los microbios con acceso al mayor suministro de contaminantes consumieron oxígeno con mayor rapidez, lo que respalda la expectativa de que se había estimulado el crecimiento bacteriano en los hidrocarburos. En segundo lugar, la proporción de BTEX a los hidrocarburos de petróleo totales (TPH) fue menor en el área biorremediada que en la fuente contaminante. La investigación ha demostrado que los microorganismos prefieren BTEX a otros componentes de TPH, dejando un TPH residual que es relativamente bajo en BTEX después de una remediación exitosa.

Nelson, C., R. J. Hicks y S. D. Andrews. En prensa. Biorremediación in situ: un enfoque de sistema integrado. En Bioremediation: Field Experiences, P. E. Flathman, D. E. Jerger y J. H. Exner, eds. Chelsea, Michigan: Lewis Publishers.

disponible y se puede utilizar en pruebas de microcosmos para rastrear el destino del contaminante con mucha precisión. La comparación de las tasas de biodegradación generadas por microcosmos en una variedad de condiciones puede proporcionar información valiosa sobre si las condiciones ambientales en el campo son conductoras de altas tasas de degradación. El cuidadoso control y monitoreo posible en microcosmos hace que las determinaciones de la tasa sean mucho menos ambiguas que las tasas medidas en el campo.

Los métodos que se basan en microcosmos de laboratorio tienen incertidumbres asociadas con la extrapolación directa de los resultados de laboratorio al campo. El delicado equilibrio de las relaciones químicas, físicas y biológicas que influyen en la biorremediación puede cambiar rápidamente con las alteraciones ambientales, como la concentración de oxígeno, el pH y la concentración de nutrientes. La investigación ha demostrado que los microbios que se trasladan al laboratorio pueden comportarse de manera diferente a los que se encuentran en el campo.

cuantitativa y cualitativamente. Por tanto, los experimentos de laboratorio pueden imponer artefactos que distorsionen la interpretación de las condiciones de campo.

Adaptación bacteriana

Con el tiempo, las bacterias en un sitio contaminado pueden desarrollar la capacidad de metabolizar contaminantes que no pudieron transformar o que se transformaron muy lentamente cuando el contaminante se derramó por primera vez. Por lo tanto, la adaptación metabólica proporciona evidencia de biorremediación en el campo. La adaptación puede resultar de un aumento en el número de bacterias capaces de metabolizar el contaminante o de cambios genéticos o fisiológicos dentro de las bacterias individuales.

Los estudios de microcosmos son muy adecuados para evaluar la adaptación. Un aumento en la velocidad a la que los microorganismos en la muestra transforman el contaminante en pruebas de microcosmos proporciona evidencia de que se ha producido la adaptación y que la biorremediación está funcionando. El aumento de la tasa se puede determinar comparando muestras de la zona de biorremediación con muestras de una ubicación adyacente o comparando las tasas antes y después de la biorremediación.

Los desarrollos basados ​​en herramientas utilizadas en biología molecular pueden proporcionar nuevos métodos para rastrear si las bacterias se han adaptado para degradar ciertos contaminantes. Se pueden construir sondas de genes dirigidas específicamente a genes degradantes y pueden, al menos en principio, determinar si ese gen está presente en una población mixta. El uso de sondas de esta manera requiere el conocimiento de la secuencia de ADN en el gen degradativo.

Para el caso especial en el que un microorganismo modificado genéticamente se aplica a un sitio para bioaumentación, el organismo modificado puede equiparse con un gen indicador que se expresa solo cuando también se expresa un gen degradativo de interés. Por lo tanto, el producto proteico del gen informador indica (por ejemplo, mediante la emisión de luz) que el gen degradativo está presente. y se expresa en la población in situ.

Concentración de carbono inorgánico

Además de más microbios, las bacterias producen carbono inorgánico y generalmente están presentes como CO gaseoso.2, CO disuelto2 o HCO3 - & mdashcuando degradan contaminantes orgánicos. Por tanto, las muestras que muestran enriquecimiento de las fases de agua y gas con carbono inorgánico indican biodegradación activa. La cromatografía de gases es el método de elección para determinar el CO gaseoso2 El análisis de concentraciones de carbono inorgánico es apropiado para muestras de agua.

El monitoreo de los cambios en el carbono inorgánico es inexacto cuando las altas concentraciones de bicarbonato de fondo o la disolución de minerales calcáreos enmascaran la producción respiratoria de carbono inorgánico. En estos casos, el análisis de isótopos estables del carbono (descrito a continuación) es un medio posible para distinguir el carbono inorgánico producido por bacterias del carbono mineral, pero estas técnicas aún se encuentran en las primeras etapas de investigación.

Relaciones de isótopos de carbono

Una forma de determinar si el CO2 y otro carbono inorgánico en una muestra es un producto final de la biodegradación del contaminante o si se origina en alguna otra fuente es para analizar los isótopos de carbono de la muestra. La mayor parte del carbono estará presente como el isótopo 12 C (que tiene seis protones y seis neutrones en su núcleo), pero algo estará presente como 13 C (que tiene seis protones y siete neutrones en su núcleo, por lo que pesa un poco más de 12 C). ). La relación 13 C / 12 C del carbono inorgánico en una muestra varía según el lugar de origen del carbono y la degradación de contaminantes, la degradación de otra materia orgánica o la disolución de minerales. Dependiendo de la situación, las relaciones 13 C / 12 C se pueden utilizar de dos formas.

El primer uso de las relaciones 13 C / 12 C es apropiado cuando el carbono en el contaminante orgánico tiene una relación 13 C / 12 C sustancialmente diferente que el carbono inorgánico derivado de la disolución mineral. Esta situación es relativamente común porque el carbono inorgánico de los minerales contiene sustancialmente más 13 C que el carbono derivado de la mayoría de los contaminantes orgánicos. Aunque la relación 13 C / 12 C cambia algo cuando los contaminantes orgánicos se biodegradan a CO2, el carbono inorgánico producido a partir de la mayoría de los contaminantes orgánicos permanece sustancialmente más enriquecido en 12 C que el carbono inorgánico disuelto de los depósitos minerales. Por lo tanto, si el carbono inorgánico tomado de las muestras del sitio tiene una relación 13 C / 12 C mucho más baja que la relación del carbono procedente de fuentes minerales, es probable que el carbono se origine a partir de la biodegradación de contaminantes.

El segundo tipo de aplicación explota el fraccionamiento de isótopos, en el que el metabolismo microbiano generalmente crea carbono inorgánico que se enriquece en 12 C, mientras que la fuente de contaminantes orgánicos restante se enriquece en 13 C. Por ejemplo, los microorganismos degradan las formas isotópicas más ligeras (12 C) de hidrocarburos de petróleo más rápidamente de lo que degradan las formas más pesadas (13 C). Como resultado, los hidrocarburos de petróleo que quedan en el subsuelo se enriquecen relativamente en 13 C a medida que avanza la biorremediación. Por lo tanto, la observación de una relación 13 C / 12 C decreciente en el carbono inorgánico, junto con un aumento en la

proporción para la fuente orgánica, generalmente proporciona evidencia de que el carbono inorgánico se produce por biodegradación de contaminantes.

Una excepción a la tendencia típica de disminuir las proporciones 13 C / 12 C en el carbono inorgánico ocurre durante la metanogénesis, en la que el producto final de la biodegradación del contaminante no es el CO2, pero metano (CH4). Los organismos metanogénicos consumen CO2 convirtiéndolo en CH4. En el proceso, la piscina de CO2 se agota en 12 C, mientras que el metano generado por los organismos se enriquece en 12 C. Así, en ambientes metanogénicos la relación 13 C / 12 C observada en muestras de carbono inorgánico puede aumentar, en lugar de disminuir. Mientras tanto, en el metano, el sumidero final del carbono del contaminante, la relación 13 C / 12 C disminuye.

La relación 13 C / 12 C se puede determinar analizando muestras con un espectrómetro de masas, una herramienta química estándar para separar isótopos y determinar las masas relativas de compuestos químicos. Los procedimientos para determinar las proporciones de isótopos son complicados, costosos y sólo pertinentes si se puede determinar la proporción característica de 13 C / 12 C de la fuente de contaminantes. Hoy en día, la relación 13 C / 12 C es un método experimental que requiere un mayor desarrollo y evaluación antes de que pueda usarse como un indicador definitivo de biorremediación. Sin embargo, dadas las circunstancias adecuadas, el enfoque es ventajoso porque no existe el requisito de tomar muestras de áreas adyacentes fuera de la zona de biorremediación para evaluar las respuestas relativas (aunque la firma 13 C / 12 C característica del contaminante debe determinarse a partir de una muestra representativa de la fuente). . Otra ventaja potencial es que el muestreo de carbono inorgánico no requiere precauciones o equipo inusuales.

Concentración de aceptor de electrones

En el proceso de transformación de contaminantes, las bacterias consumen aceptores de electrones, generalmente O2, NO3 - , más o menos4 2-, como se explica en el Capítulo 2. Un agotamiento en la concentración del aceptor de electrones que ocurre simultáneamente con la pérdida de contaminantes es una prueba más de que se está produciendo una biorremediación. La concentración de aceptor de electrones se puede determinar mediante análisis estándar en química húmeda. Muestreo de O2 debe llevarse a cabo con sumo cuidado para evitar aumentos en el O disuelto de la muestra2 concentración debida al contacto con el aire.

Subproductos de la actividad anaeróbica

Algunos de los organismos clave útiles en la biorremediación son anaeróbicos, es decir, capaces de existir sin oxígeno. Estos anaerobios son valiosos

capaces porque son capaces de llevar a cabo muchas reacciones de biotransformación importantes cuando el suministro de oxígeno es limitado. Además, ciertos anaerobios están en mejores condiciones de llevar a cabo los pasos iniciales de decloración para solventes y PCB altamente clorados (ver Tabla 2-1). Los aumentos en los productos metabólicos producidos por anaerobios pueden indicar un aumento en la actividad anaeróbica e indicar una biorremediación exitosa (ver Cuadro 2-2). Los subproductos clave de la respiración anaeróbica incluyen metano, sulfuros, formas reducidas de hierro y manganeso y gas nitrógeno. Cuando se biotransforman cantidades significativas de compuestos clorados, también pueden observarse aumentos en el ion cloruro. Estas mediciones brindan la evidencia más sólida cuando las mediciones paralelas confirman un entorno anaeróbico (sin oxígeno), pérdida de aceptores de electrones distintos del oxígeno (por ejemplo, nitrato y sulfato) y consumo de donantes de electrones responsables de la pérdida de los aceptores de electrones.

Formación de metabolitos intermedios

Los procesos microbiológicos pueden transformar contaminantes en metabolitos intermedios únicos. Por ejemplo, durante la transformación microbiana cometabólica de tricloroetileno, se puede producir óxido trans-dicloroetileno. La detección de tales metabolitos a partir de muestras de campo proporciona evidencia de que la biodegradación in situ está progresando (ver un ejemplo en el Cuadro 4-3). Los metabolitos intermedios se pueden determinar mediante cromatografía de gases, cromatografía líquida de alta resolución o uno de estos métodos junto con espectrometría de masas. Para asegurar la validez de este enfoque, los metabolitos intermedios no pueden haber estado presentes en los contaminantes liberados originalmente y deben estar ausentes en áreas adyacentes no contaminadas. Debido a que algunos metabolitos intermedios se degradan demasiado rápido para ser detectados, la ausencia de intermediarios no indica que no se esté produciendo una biorremediación.

Proporción de sustancias no degradables a degradables

Si un sitio contiene mezclas de contaminantes, una disminución en la proporción de compuestos orgánicos biodegradables a no biodegradables a lo largo del tiempo puede indicar actividad microbiológica en el campo (véanse los recuadros 4-2 y 4-3). Por ejemplo, el fitano, una molécula que se encuentra en el petróleo crudo, es más resistente al ataque microbiano que el octadecano, otro componente del petróleo crudo. El fitano y el octadecano tienen el mismo peso molecular y características similares de volatilidad y transporte y, en consecuencia, es probable que experimenten reacciones abióticas casi idénticas. Por lo tanto, una disminución en la proporción de octadecano a fitano es evidencia de que los microbios están degradando el octadecano. Un posible inconveniente de esto

RECUADRO 4-3 PRUEBAS DE BIOREMEDIACIÓN DE PCB EN SEDIMENTOS DEL RÍO HUDSON Y Mdash NUEVA YORK

Los estudios de laboratorio han demostrado que los bifenilos policlorados (PCB) y las sustancias mdash que alguna vez se creyeron altamente resistentes al ataque microbiano y mdash pueden, de hecho, biodegradarse. En un esfuerzo por demostrar las implicaciones prácticas de estos estudios, General Electric Corporation patrocinó una prueba de campo de biodegradación in situ de 10 semanas. Los investigadores anclaron seis grandes cilindros adyacentes en áreas poco profundas del río Hudson, donde los sedimentos están contaminados con PCB ligeramente clorados. Probaron la capacidad de los microbios nativos y los microbios que degradan los PCB traídos al sitio desde el laboratorio para degradar los PCB en su lugar cuando se estimulan con oxígeno, una mezcla completa de nutrientes y bifenilo para estimular el cometabolismo de los PCB. Si bien la adición de las bacterias de laboratorio no tuvo ningún efecto sobre la degradación de los PCB in situ, se produjo una destrucción significativa de los PCB, y los investigadores atribuyeron la pérdida a la biodegradación por los microbios nativos.

Al demostrar la biorremediación in situ, los investigadores proporcionaron los tres tipos clave de evidencia que se describen en este informe:

Pérdida documentada de contaminantes: Durante la prueba de 10 semanas, se destruyeron entre un tercio y la mitad de los PCB. Los investigadores determinaron las pérdidas de PCB midiendo las concentraciones de PCB en 12 núcleos en cada cilindro al principio y al final del experimento.

Ensayos de laboratorio que muestran que los microorganismos tienen el potencial de degradar los contaminantes: Para este tipo de evidencia, los investigadores se basaron en varios estudios de laboratorio publicados que muestran que los PCB ligeramente clorados son susceptibles a la biodegradación aeróbica.

Evidencia de que el potencial de biodegradación se realiza en el campo: La evidencia más importante de biodegradación in situ fueron las pruebas que demostraron que los clorofenoles y los principales metabolitos intermedios en la degradación de los PCB aparecieron en los cilindros de prueba después de que los microbios recibieron los nutrientes, bifenilos y oxígeno necesarios. Además, los investigadores demostraron que la proporción de PCB degradables a no degradables disminuyó con el tiempo, lo que indica un ataque microbiano de las porciones degradables.

Harkness, MR, JB McDermott, DA Abramowicz, JJ Salvo, WP Flanagan, ML Stephens, FJ Mondello, RJ May, JH Lobos, KM Carroll, MJ Brennan, AA Bracco, KM Fish, GL Warner, PR Wilson, DK Dietrich, DT Lin, CB Morgan y WL Gately. 1993. Estimulación in situ de la biodegradación aeróbica de PCB en sedimentos del río Hudson. Science 259 (22 de enero): 503-507.

El enfoque es que los microbios naturales a menudo eventualmente atacan el fitano, lo que hace que la relación octadecano / fitano subestime las tasas de biodegradación in situ. Otro ejemplo de esta estrategia es la eliminación diferencial de compuestos orgánicos volátiles que tienen aproximadamente las mismas propiedades de transporte y volatilización, pero que se degradan a diferentes velocidades. Por ejemplo, el dicloroetano se comporta de manera casi idéntica al tricloroetileno, pero, a diferencia del tricloroetileno, el dicloroetano no se degrada fácilmente en condiciones anaeróbicas.

Este enfoque también es útil para contaminantes individuales que tienen diferentes formas, una de las cuales es biodegradable y la otra resiste la biodegradación. Algunos contaminantes orgánicos consisten en mezclas de estereoisómeros y moléculas mdash que están formadas por los mismos elementos y los mismos enlaces pero que tienen diferentes disposiciones espaciales de los átomos. El hexaclorociclohexano, por ejemplo, existe en dos formas diferentes, de las cuales sólo una se metaboliza fácilmente. Por lo tanto, los análisis químicos que documentan la desaparición selectiva de la forma degradable de este contaminante son evidencia de biorremediación. Este enfoque es específico del contaminante y requiere un conocimiento bioquímico y fisiológico previo sustancial, pero ilustra un principio importante que en el futuro podría ser de valor práctico en proyectos de biorremediación.

Experimentos realizados sobre el terreno

Varios métodos útiles para evaluar si los microorganismos están degradando activamente el contaminante implican no solo tomar muestras del sitio, sino también realizar experimentos activos en el campo. Estos experimentos de campo requieren agregar varios productos químicos al subsuelo de una manera estrictamente controlada para ver si su destino es consistente con lo que debería ocurrir durante la biorremediación.

Bacterias estimulantes dentro de subsitios

Un tipo de experimento de campo implica agregar materiales que estimulan la biodegradación a subsitios dentro del área contaminada. La adición de estimulantes como aceptores de electrones, donantes de electrones y nutrientes debería acelerar la biodegradación, pero no los procesos de eliminación de contaminantes abióticos. Por lo tanto, cuando se agregan estimulantes a un subsitio pero no a otro, la tasa relativa de pérdida de contaminantes debería aumentar en los subsitios modificados con estimulantes. El contraste en la pérdida de contaminantes entre subsitios mejorados y no mejorados puede atribuirse a la actividad microbiana. La aplicación de este enfoque requiere un entorno lo suficientemente uniforme como para tener subsitios comparables.

Medición de la tasa de absorción del aceptador de electrones

Un segundo experimento de campo implica iniciar y detener alternativamente el suministro de oxígeno u otros aceptores de electrones al sitio para determinar la velocidad a la que se consumen los aceptores de electrones. Este enfoque es particularmente útil con burbujeo de aire porque el suministro de oxígeno se puede controlar rápidamente e independientemente del flujo de agua. Inmediatamente después de detener el flujo de gases burbujeados, se baja una sonda de oxígeno a los pozos de agua subterránea para medir la tasa de consumo de oxígeno. Para distinguir el oxígeno utilizado por los microbios que degradan los contaminantes del oxígeno utilizado por la actividad microbiana ordinaria, se deben medir las tasas de absorción de oxígeno de fondo en los pozos adyacentes no contaminados. La pérdida de oxígeno relativamente rápida en el área contaminada en comparación con el área no contaminada, junto con una caída en la concentración del contaminante, sugiere una biorremediación exitosa.

Monitoreo de trazadores conservadores

Un tercer tipo de experimento de campo requiere agregar un trazador conservador al sitio. Los trazadores conservadores tienen propiedades químicas y de transporte similares a las de los productos químicos microbiológicamente reactivos, pero no son microbiológicamente reactivos en sí mismos. Por lo tanto, los trazadores conservadores se pueden utilizar para distinguir los cambios químicos abióticos (como volatilización, sorción y dilución) de los cambios químicos causados ​​por microorganismos.

Un posible uso de los trazadores conservadores es determinar cuánto oxígeno burbujeado están consumiendo los microbios y cuánto está desapareciendo a través de rutas abióticas, como la dilución. Para esta determinación, el gas helio (He) se puede utilizar como un trazador conservador para O2. Una concentración conocida de He se incorpora al sistema de burbujeo utilizado para suministrar O2 a la zona contaminada, y las concentraciones cambiantes de He y O2 se miden a lo largo del tiempo utilizando un cromatógrafo de gases portátil y un medidor de oxígeno u otros instrumentos apropiados. La tasa de O2 El agotamiento relativo al agotamiento de He indica la velocidad a la que los microbios consumen O2. Si O2 se está consumiendo a una tasa relacionada con la tasa de consumo de contaminantes, es probable que los microorganismos sean responsables de la desaparición de los contaminantes. En algunos casos, O2 se puede consumir abióticamente, como por oxidación del hierro (convirtiendo Fe 2+ en Fe 3+). Cuando existe tal posibilidad, O2 El agotamiento medido en comparación con un trazador también debe determinarse en zonas no contaminadas de fondo para estimar el O abiótico.2 tasa de consumo.

Para sitios donde un químico disuelto (como NO3-, ASI QUE4 2-, o

disuelto O2) es el aceptor de electrones, el bromuro se puede utilizar como trazador conservador. En este enfoque, el bromuro se agrega al agua que circula por el suelo para suministrar el aceptor de electrones.

Aunque a menudo se agregan al sitio trazadores conservadores que imitan el comportamiento de los contaminantes, también pueden estar presentes de manera fortuita en el contaminante. Como se discutió en "Mediciones de muestras de campo", algunos contaminantes contienen mezclas de compuestos degradables y no biodegradables que se mueven a través del subsuelo de manera similar. Cuando la concentración de compuestos degradables cae más rápido que la concentración de trazadores conservadores, la diferencia se puede atribuir a actividad microbiana en el campo.

Etiquetado de contaminantes

Un cuarto tipo de experimento de campo implica monitorear el destino de los contaminantes "etiquetados". Los contaminantes se pueden etiquetar sintetizando versiones en las que las moléculas contaminantes contienen una cantidad conocida de un isótopo estable, generalmente 13 C o deuterio (un isótopo de hidrógeno). Si los subproductos metabólicos esperados, como el carbono inorgánico y los metabolitos intermedios, llevan las mismas cantidades relativas de 13 C y deuterio que los contaminantes etiquetados, se está produciendo una biorremediación. Esta técnica es útil principalmente para la investigación de campo y no para la biorremediación comercial porque implica sintetizar una versión especial del contaminante, que es costoso, y agregarlo al sitio, lo que aumenta temporalmente el nivel de contaminación. Además, el etiquetado de contaminantes es útil solo para situaciones en las que se puede ubicar la fuente de contaminantes. Agregar el compuesto etiquetado en la ubicación incorrecta puede resultar en un falso negativo.

Experimentos de modelado

Un último tipo de técnica para evaluar si la biorremediación está ocurriendo en el campo utiliza modelos y conjuntos de ecuaciones matemáticas que cuantifican el destino del contaminante. Los modelos realizan un seguimiento de toda la masa contaminante que ingresa al subsuelo, describiendo cuánto se disuelve, cuánto se absorbe a sólidos, cuánto reacciona con otros químicos, cuánto se elimina en el agua y cuánto se biodegrada. El objetivo de utilizar modelos es ver si las predicciones del destino de los contaminantes basadas en la interpretación de los fenómenos que tienen lugar durante la biorremediación, según lo descrito por el modelo, coinciden con lo que está sucediendo en el campo, según lo determinado por el muestreo de campo.

Los sitios de campo contaminados se pueden gestionar de manera eficiente con la ayuda de modelos porque los modelos proporcionan un medio para sintetizar todas las relaciones

información relevante. Además, debido a que los modelos vinculan cuantitativamente muchos tipos de mediciones, ayudan a evaluar la importancia de un número limitado de observaciones de campo. Cuando los modelos son lo suficientemente precisos, pueden ser herramientas poderosas para evaluar la biorremediación.

Según el tipo y la cantidad de datos, la etapa de comprensión del proceso y los tipos de preguntas que se hacen, los modelos pueden variar de muy simples a muy complejos. Por ejemplo, un modelo conceptual, que aún no tiene ecuaciones matemáticas, puede ser apropiado cuando se dispone de datos limitados durante la caracterización inicial del sitio. Por otro lado, los modelos matemáticos complejos, resueltos en computadoras de alta velocidad, se vuelven posibles y más apropiados a medida que se amplía la comprensión del sitio durante el diseño y la operación de un proyecto de biorremediación.

Tipos de modelos

Debido a que muchos procesos complejos interactúan en el subsuelo, se han desarrollado cuatro tipos diferentes de modelos: modelos de flujo saturado, flujo multifásico, geoquímicos y de velocidad de reacción. Cada modelo describe un conjunto diferente de procesos subterráneos y se utiliza de formas particulares para evaluar la biorremediación. En última instancia, los investigadores suelen combinar dos o más tipos de modelos para realizar una evaluación completa.

Modelos de flujo saturado. Los modelos de flujo saturado comienzan describiendo dónde y qué tan rápido fluye el agua a través de la zona saturada (la región debajo del nivel freático). Estos modelos se derivan de los principios básicos de conservación de la masa fluida.El flujo saturado se comprende razonablemente bien, y las formas básicas de estos modelos para el flujo de agua son relativamente simples, precisas y aceptadas.

Una vez que se conocen la dirección y la velocidad del flujo de agua, los modelos de flujo saturado se pueden ampliar para describir el movimiento de los contaminantes disueltos. Estos modelos de transporte de contaminantes se basan en principios de conservación de la masa química. Cuando el modelo no contiene términos para reacciones, describe el destino de un trazador conservador. El material conservador se mueve básicamente con el flujo de agua, aunque está sujeto a procesos que dispersan o mezclan los contaminantes.

La sorción de contaminantes a la matriz sólida ralentiza el movimiento de los contaminantes disueltos, en comparación con el agua. Los efectos de la sorción a menudo se pueden modelar simplemente incorporando "factores de retardo" que reflejan la velocidad más lenta de transporte del contaminante relacionado.

tive al agua. En otros casos, los fenómenos de sorción son más complejos de lo que pueden captarse mediante un simple factor de retardo y deben modelarse utilizando ecuaciones que consideren las tasas de sorción y desorción.

En casos especiales, las reacciones de biodegradación se pueden describir mediante expresiones muy simples (por ejemplo, desintegración de primer orden) que se incorporan fácilmente en la parte de transporte de un modelo de flujo saturado. Sin embargo, muchos fenómenos de biodegradación son demasiado complejos para ser incorporados de manera tan simple en un modelo de flujo saturado. Se necesitan herramientas de modelado especiales y se analizan en la siguiente sección sobre modelos de velocidad de reacción biológica.

Modelos de flujo multifásico. Mientras que los modelos de flujo saturado describen el flujo de un solo fluido, el agua subterránea, a través de un medio poroso, los modelos de flujo multifásico describen la situación en la que dos o más fluidos existen juntos en el medio poroso. Los fluidos pueden ser líquidos o gases. Los modelos de flujo multifásico más comunes predicen el movimiento del agua y los contaminantes por encima del nivel freático, donde está presente una fase gaseosa. Esta situación se llama flujo insaturado. La adición de un contaminante líquido ligero de fase no acuosa, como la gasolina, que reside en la parte superior del nivel freático o cerca de ella, es una complicación adicional que puede considerarse en modelos de flujo insaturado. Los modelos de flujo multifásico también pueden describir el flujo de líquidos densos en fase no acuosa, como los disolventes clorados, que se mueven en una masa distinta separada del agua subterránea.

Los fenómenos que controlan el flujo multifásico no se comprenden tan bien y son mucho más difíciles de representar matemáticamente que los del flujo de agua en la zona saturada porque implican interacciones complejas entre sólidos, agua, aire y fases no acuosas. La precisión de los modelos de flujo multifásico para la dirección y velocidad del agua está limitada por la gran cantidad de parámetros de transporte requeridos. Además, la comunidad de modelos aún no ha llegado a un consenso sobre qué enfoque de modelado es más válido. A pesar de estas limitaciones, el modelado de flujo multifásico proporciona un marco para conceptualizar el movimiento de fluidos en el subsuelo y para realizar estimaciones de orden de magnitud del movimiento de fluidos.

Si se puede predecir la dirección y la velocidad de los flujos de fluidos, el modelado del transporte de contaminantes con modelos de flujo multifásico es similar al del flujo saturado. Sin embargo, el transporte de contaminantes se complica por las múltiples fases, que introducen heterogeneidades que afectan la dispersión y sorción.

Modelos geoquímicos. En muchos sitios contaminados, los contaminantes están sujetos a un número significativo de reacciones químicas diferentes.

Los modelos geoquímicos describen cómo la especiación química de un contaminante es controlada por la termodinámica de los muchos tipos de reacciones químicas que pueden ocurrir en el subsuelo. Hoy en día, los modelos geoquímicos se utilizan principalmente para comprender el destino de los compuestos inorgánicos. Por ejemplo, estos modelos se pueden utilizar para analizar la serie de reacciones que influyen en la precipitación de un metal en particular. Los modelos geoquímicos también pueden ayudar a determinar la disponibilidad (solubilidad) de nutrientes y metales traza necesarios para el metabolismo microbiano.

Aunque son valiosos, los modelos geoquímicos han tenido un uso limitado para evaluar la biorremediación. Hay tres razones para el nivel de uso relativamente bajo. En primer lugar, las aplicaciones comerciales existentes de la biorremediación se han centrado en la biodegradación aeróbica de los hidrocarburos del petróleo, una situación para la que la geoquímica inorgánica no suele ser un factor crucial. A medida que la biorremediación se aplique a sitios más complejos, especialmente aquellos que contienen contaminación por metales pesados, aumentará la necesidad de modelos geoquímicos. En segundo lugar, los modelos geoquímicos tradicionales se basan en el principio de las condiciones de equilibrio y, en otras palabras, se supone que todas las reacciones posibles ocurren en su máxima extensión posible. El supuesto de equilibrio normalmente no es válido para la biorremediación porque las reacciones clave casi siempre están controladas por la cinética y la velocidad a la que una reacción se mueve hacia el equilibrio. En tercer lugar, los modelos geoquímicos tradicionales son muy complicados y costosos de usar, incluso cuando no están conectados con el modelado de transporte. Por lo tanto, su uso se ha limitado a evaluar posibles cambios en las sustancias químicas del subsuelo.

Modelos de tasa de reacción biológica. Los modelos de velocidad de reacción biológica representan la rapidez con la que los microorganismos transforman los contaminantes. Son útiles para evaluar los sistemas de biorremediación porque la velocidad a la que funcionan los microbios es el factor clave que influye en el tiempo que llevará la limpieza.

La tasa de biodegradación depende de la cantidad de biomasa activa presente, las concentraciones de contaminantes, aceptores de electrones y otras fuentes "alimenticias" para las bacterias y ciertos parámetros que describen las tasas de transporte de sustancias químicas clave a las bacterias y las tasas de reacciones catalizadas por enzimas. Toda esta información se puede empaquetar en una expresión de tasa de la forma:

en el cual qmax describe la velocidad de reacción por unidad de cantidad de biomasa para condiciones óptimas, X es la cantidad de biomasa activa, f (S1, S2 ,. & hellip) es una función matemática que describe cómo el transporte de sustrato

y la concentración reducen la tasa de la tasa óptima, y S1, S2,. & hellip representan diferentes sustratos que participan en la reacción. El valor de X no es necesariamente constante, puede cambiar con el tiempo y la ubicación. Seguimiento de X es parte del modelo. La F(S1, S2,. & hellip) puede variar desde muy simple, como la concentración de un solo sustrato, hasta conjuntos complejos de ecuaciones que involucran varios sustratos y parámetros de velocidad. La determinación de expresiones de tasa y valores de parámetros apropiados para esas expresiones es un área de investigación activa.

Combinando modelos. En muchos casos, evaluar la biorremediación implica combinar dos o más tipos de modelos. Por ejemplo, la biorremediación in situ de un disolvente clorado puede requerir un modelo de flujo multifásico acoplado a un modelo sofisticado de tasa de biodegradación. El modelo de flujo multifásico rastrea los movimientos del agua y el solvente una vez que se conocen los flujos, un modelo de transporte utiliza un modelo de tasa de biodegradación como término de sumidero.

Los modelos de tasa de biodegradación se combinan más fácilmente con modelos de flujo cuando se puede identificar un material que limita la tasa. El material que limita la velocidad a menudo es el donante o aceptor de electrones primario. Por ejemplo, la tasa de biodegradación de los hidrocarburos de petróleo a menudo se puede modelar con oxígeno disuelto como sustancia limitante de la tasa. En varios estudios de modelos exitosos, las tasas generales de biodegradación podrían modelarse por la tasa a la que el oxígeno ingresó a la zona de biorremediación.

La principal simplificación lograda al asumir la limitación de la velocidad únicamente por el oxígeno no debe considerarse una regla general. Puede ser apropiado para la biodegradación de hidrocarburos de petróleo (un proceso que es especialmente sensible a bajas concentraciones de oxígeno) cuando la tasa de entrada de oxígeno disuelto es baja en comparación con la cantidad de hidrocarburos presentes y el sitio es grande. Debido a que estas condiciones no son ciertas en muchas otras situaciones, el modelado de la tasa de biodegradación puede requerir enfoques diferentes y más sofisticados.

Excepto cuando los modelos de biodegradación o geoquímicos son muy simples, acoplarlos con modelos de flujo requiere más que una extensión de los modelos de transporte de contaminantes existentes utilizados para trazadores conservadores. Se debe prestar especial atención a la formulación adecuada del modelo y a las técnicas de solución eficientes y precisas. De lo contrario, los costos y el tiempo de la computadora serán excesivos.

Cómo utilizar modelos

Los modelos proporcionan un marco para organizar la información sobre

sitios contaminados. Aumentan la comprensión del comportamiento de los contaminantes al requerir que el usuario del modelo confronte detalles como la masa de contaminantes, sus propiedades químicas y sus interacciones dinámicas con las características hidrogeoquímicas del sitio. Cuando esta información requerida está disponible e integrada en el modelo adecuado, las predicciones de modelado se convierten en herramientas útiles para administrar los sitios de campo y evaluar la biorremediación.

Los modelos pueden ser útiles para evaluar la biorremediación in situ de dos formas. Un enfoque es ver si un modelo que representa solo mecanismos abióticos puede o no dar cuenta de toda la pérdida de contaminantes. Un segundo enfoque va un paso más allá y evalúa si las estimaciones "razonables" de los procesos microbianos, cuantificadas a través del modelo, pueden explicar las pérdidas de contaminantes (ver Cuadro 4-4). Este segundo enfoque requiere un conocimiento detallado de los coeficientes de velocidad que describen la rapidez con que los microbios degradan el contaminante, además de los parámetros que describen el transporte y otros fenómenos abióticos.

Pérdidas masivas. El primer enfoque de modelado requiere analizar si los mecanismos abióticos (por ejemplo, dilución, transporte y volatilización) pueden explicar todas las pérdidas de masa contaminante. El enfoque reconoce que los modelos de tasa de biodegradación suelen tener una mayor incertidumbre que los modelos de procesos abióticos. La incertidumbre puede deberse a una comprensión deficiente de las reacciones bioquímicas, la dificultad para estimar los parámetros y una caracterización inadecuada del sitio. La eliminación de reacciones biológicas del modelo evita esta incertidumbre.

Cuando el modelo de pérdidas de masa abiótica muestra que queda algo de masa contaminante después de considerar todos los sumideros abióticos, hay dos posibles explicaciones: (1) los procesos de biodegradación están implicados como sumideros de la masa "faltante", o (2) el modelado los parámetros se seleccionaron incorrectamente, han dado lugar a predicciones inexactas y, por lo tanto, inducen a error al modelador. Debido a que los juicios sobre la participación microbiológica en la pérdida de contaminantes pueden depender de la selección de parámetros utilizados para describir las pérdidas abióticas, un modelador debe estar atento y examinar constantemente la validez de las decisiones y los parámetros que afectan los resultados del modelado. Los ajustes en los parámetros de modelado pueden conducir a predicciones muy diferentes, por lo tanto, es prudente dar crédito a la evidencia para la biorremediación solo cuando los modeladores tienen un alto grado de confianza en sus resultados y cuando las discrepancias entre el comportamiento de los contaminantes real y modelado no son ambiguas. Las conclusiones sobre la biorremediación eficaz solo deben extraerse cuando las concentraciones de contaminantes que se encuentran en los sitios de campo no son simplemente más bajas sino significativamente más bajo de lo que sería

CUADRO 4-4 DEMOSTRACIÓN DE LA BIOREMEDIACIÓN INTRÍNSECA DE UN DERRAME EN UNA PLANTA DE FABRICACIÓN DE GAS NATURAL & mdash NORTE DE MICHIGAN

En una planta en el norte de Michigan, los productos de desecho de la fabricación de gas natural se filtraron desde un pozo de eliminación al agua subterránea circundante. Habiendo instalado pozos alrededor de la planta para prevenir la migración fuera del sitio de agua contaminada, la compañía a cargo de la instalación eligió la biorremediación intrínseca para limpiar los contaminantes (principalmente benceno, tolueno y xileno o BTX). Al demostrar la efectividad de la biorremediación, la compañía proporcionó evidencia que cumple con los tres criterios discutidos en este informe:

Pérdida documentada de contaminantes: La compañía comenzó su extenso programa de monitoreo del sitio para seguir la efectividad de la biorremediación intrínseca en 1987. Desde ese momento, la concentración de benceno ha disminuido aproximadamente en un 90 por ciento y la nube de contaminantes se ha reducido considerablemente.

Ensayos de laboratorio que muestran que los microorganismos tienen el potencial de degradar los contaminantes: La compañía realizó una serie de pruebas de laboratorio con núcleos de suelo recuperados del campo que muestran que los microbios nativos del sitio podrían degradar BTX a una tasa alta, de 5 a 10 por ciento por día, si se les suministra el oxígeno adecuado (1 a 2 ppm o más).

Evidencia que demuestre que el potencial de biodegradación se realiza en el campo: La empresa utilizó un modelo basado en computadora, BIOPLUME II, para demostrar que la tasa de pérdida de contaminantes que uno predeciría si ocurriera una biorremediación coincidía estrechamente con la tasa de pérdida de contaminantes real en el campo. En 1987, la empresa midió la BTX y los niveles de oxígeno disuelto en varios puntos de la columna. Estos valores se ingresaron en BIOPLUME II para predecir cómo deberían cambiar con el tiempo si ocurriera una biorremediación. Las mediciones de campo tanto de las concentraciones de contaminantes como de los niveles de oxígeno disuelto tomadas desde 1987 coinciden estrechamente con las predicciones del modelo. Además, la tasa de biodegradación predicha por el modelo se asemeja mucho a la tasa medida en el campo.

El monitoreo en este sitio aún está en curso para demostrar la efectividad a largo plazo de la biorremediación intrínseca.

Chiang, C. Y., J. P. Salanitro, E. Y. Chai, J. D. Colthart y C. L. Klein. 1989. Biodegradación aeróbica de benceno, tolueno y xileno en un acuífero arenoso: análisis de datos y modelado por computadora. Agua subterránea 27 (6): 823-834.

esperado de predicciones basadas en procesos abióticos. Por lo tanto, este enfoque funciona bien cuando la biodegradación es el sumidero dominante y cuando los procesos abióticos están bien caracterizados. La incertidumbre en el modelado de los procesos abióticos hace que este enfoque no sea confiable cuando la biodegradación no es el mecanismo de eliminación dominante.

Modelado directo. Cuando se dispone de estimaciones razonables de los procesos y parámetros biológicos, la mejor estrategia de modelización es el modelado directo del proceso de biodegradación. Estas estimaciones pueden obtenerse de la literatura científica, experiencia pasada con circunstancias similares, experimentos de laboratorio o estudios piloto a escala de campo, según las condiciones del sitio y las reacciones de biodegradación.

Un enfoque es utilizar el modelo para responder a la pregunta: "¿Nuestra mejor representación de las tasas de biodegradación, cuando se combina con las tasas abióticas que ocurren simultáneamente, respalda la conclusión de que las reacciones biológicas son responsables de los cambios observados en los niveles de contaminantes u otras observaciones relevantes? " Si la respuesta es "sí", el modelado proporciona una medida mucho mayor de confianza en que las observaciones que apoyan la biodegradación no son artefactos.

Un segundo enfoque es utilizar modelos directos para predecir la concentración del contaminante en ubicaciones sin muestrear o para predecir la concentración futura. A continuación, el modelo identifica las ubicaciones de las muestras y los tiempos que deberían producir mediciones particularmente definitivas. El muestreo posterior, si es consistente con las predicciones del modelo, confirma la comprensión del analista de lo que está ocurriendo en el subsuelo. La falta de acuerdo entre las predicciones del modelo y los desarrollos reales obliga a reevaluar el modelo y mejora la comprensión del sitio y los valores de los parámetros.

En algunos casos, el modelado directo debe involucrar códigos de computadora altamente sofisticados que tomen en cuenta la naturaleza tridimensional del sitio, heterogeneidades y reacciones complejas. Estos modelos son costosos de formular y ejecutar, pero son herramientas esenciales para los investigadores que requieren una descripción detallada de lo que está sucediendo en un sitio. Actualmente, estos tipos de modelos se ven principalmente como herramientas de investigación apropiadas para investigaciones, demostraciones o sitios piloto altamente monitoreados.

En muchas aplicaciones prácticas, el modelado directo se puede simplificar enormemente eliminando todos los fenómenos menos los más esenciales. Una buena estrategia es comparar las tasas esperadas de todos los fenómenos que podrían afectar la biorremediación. Por ejemplo, la tasa esperada de pérdida de contaminantes debido a la biodegradación se puede comparar con la tasa esperada de pérdida de contaminantes debido a la volatilización. Normalmente, algunos de los posibles fenómenos tendrán tasas esperadas mucho mayores.

que los de los otros fenómenos, y el modelo sólo puede considerar los fenómenos que tienen tasas relativamente altas. Si la tasa de biodegradación es lo suficientemente alta como para permanecer en el modelo, el modelo proporciona prima facie evidencia de que la biorremediación está funcionando. La solución del modelo completo puede verificar la evidencia.

Limitaciones de los modelos

Aunque es una herramienta poderosa, el modelado tiene sus defectos. Una deficiencia es que la validez de un modelo debe establecerse sitio por sitio, porque no hay modelos disponibles para evaluar la biorremediación de forma rutinaria. Aunque es un inconveniente en términos de tiempo y costo, la validación del modelo puede ser una ventaja neta porque da como resultado una comprensión más completa del sitio. Otra limitación es que determinar cada uno de los muchos parámetros de modelado (como la conductividad hidráulica, los factores de retardo y los parámetros de la tasa de biodegradación) puede ser tan exigente y costoso como realizar las mediciones para otros tipos de criterios de verificación. Por lo tanto, puede existir una compensación entre un mejor modelado y más mediciones de campo.

A pesar de sus limitaciones, el modelado debe ser una herramienta de uso rutinario para comprender los cambios dinámicos que ocurren en los sitios de campo durante la biorremediación. Aunque la complejidad y el tipo de modelo pueden variar, el modelado es una herramienta valiosa para vincular la comprensión conceptual del proceso de biorremediación con las observaciones de campo y para dar peso a un conjunto limitado de datos. Incluso si las complejidades del sitio impiden ensamblar un modelo que proporcione predicciones cuantitativas válidas, los modelos son herramientas de gestión valiosas porque integran muchos tipos de información relevante para el destino de los contaminantes.

LIMITACIONES INHERENTES EN LA EVALUACIÓN DE LA BIOREMEDIACIÓN IN SITU

Debido a que el subsuelo es complejo y de acceso incompleto, el conocimiento del destino de los contaminantes del agua subterránea siempre será limitado. Esta situación se intensifica para las tecnologías de remediación in situ de cualquier tipo, porque con frecuencia se desconoce la cantidad, ubicación y tipo de contaminación. Sin conocer el punto de partida de una remediación, es difícil definir el punto final. Los errores en las mediciones, los artefactos impuestos por la extrapolación de los resultados de laboratorio al campo y una escasez inherente de datos complican aún más la evaluación y crean incertidumbre sobre el desempeño de un proceso de remediación. Por ejemplo, al analizar las concentraciones químicas en el agua subterránea, una gran cantidad de muestras de ubicaciones espacialmente diferentes

puede ser recolectado. Incluso suponiendo que los resultados de laboratorio estén completamente libres de errores, la incertidumbre surge al extrapolar estas muestras puntuales en un intento de representar una imagen completa de cómo varía la composición química del agua en el espacio.

Debido a que la evaluación de la biorremediación requiere la integración de conceptos y herramientas de disciplinas muy diferentes, los esfuerzos para sintetizar información de estas diferentes disciplinas pueden crear problemas. Por ejemplo, los microbiólogos e hidrogeólogos utilizan escalas espaciales y temporales que rara vez coinciden. Los segundos y micrómetros característicos de los procesos microbianos son mucho más pequeños que los meses y kilómetros típicos de las descripciones hidrogeológicas de los procesos del paisaje. Por lo tanto, los datos hidrológicos que describen el flujo de agua a gran escala no siempre satisfacen las necesidades de un microbiólogo para comprender los mecanismos a pequeña escala que controlan la actividad microbiana. Por ejemplo, los modelos eficientes para la escala espacial típica de movimiento del agua (es decir, metros a kilómetros) borran todos los detalles de las reacciones microbianas, que ocurren en distancias de micrómetros a centímetros.

Un excelente ejemplo del problema de tratar de sintetizar diferentes escalas lo ilustran los problemas encontrados al intentar documentar aumentos importantes en la biomasa durante la biorremediación in situ. Los microorganismos a menudo están muy localizados cerca de sus fuentes de alimento. Esta localización dificulta "encontrar" los organismos cuando sólo se pueden tomar unas pocas muestras. Los números microbianos, las estimaciones de la tasa de biodegradación o los potenciales de biodegradación pueden variar enormemente, dependiendo de si la muestra proviene de una ubicación de alta actividad microbiana o de una ubicación cercana con baja actividad. La variabilidad microbiológica ocurre a pequeña escala en comparación con la escala representada por las muestras de campo. En consecuencia, la incertidumbre en los parámetros microbiológicos siempre es un riesgo.

Tres estrategias pueden ayudar a minimizar la incertidumbre y deben desempeñar un papel importante en la evaluación de la biorremediación: (1) aumentar el número de muestras, (2) usar modelos para que las variables importantes se ponderen adecuadamente y se eliminen las variables con poca influencia, y (3) compensar incertidumbres al incorporar factores de seguridad en el diseño de sistemas de ingeniería. Los investigadores pueden intercambiar estas tres estrategias. Por ejemplo, si no es posible recopilar una gran cantidad de muestras o utilizar modelos sofisticados, factores de seguridad mayores pueden cubrir la incertidumbre resultante. En pequeños sitios de investigación de campo diseñados para investigar la biorremediación de contaminantes que aún no se han tratado a escala comercial, puede ser posible y necesario y necesario obtener una gran cantidad de muestras y modelos complejos para extraer conclusiones detalladas de los resultados de la investigación. Por otro lado, en grandes sitios comerciales, una densidad de muestras igualmente alta puede tener un costo prohibitivo, y puede


Biorremediación in situ: ¿cuándo funciona? (1993)

Los actores clave en la biorremediación son las bacterias y los organismos microscópicos que viven prácticamente en todas partes. Los microorganismos son ideales para la tarea de destrucción de contaminantes porque poseen enzimas que les permiten usar contaminantes ambientales como alimento y porque son tan pequeños que pueden entrar en contacto con los contaminantes fácilmente. La biorremediación in situ se puede considerar como una extensión del propósito al que los microorganismos han servido en la naturaleza durante miles de millones de años: la descomposición de desechos complejos humanos, animales y vegetales para que la vida pueda continuar de una generación a la siguiente. Sin la actividad de los microorganismos, la tierra quedaría literalmente enterrada en los desechos y los nutrientes necesarios para la continuación de la vida quedarían encerrados en los detritos.

El éxito de los microorganismos en la destrucción de contaminantes artificiales en el subsuelo depende de tres factores: el tipo de organismos, el tipo de contaminante y las condiciones geológicas y químicas en el sitio contaminado. Este capítulo explica cómo estos tres factores influyen en el resultado de un proyecto de biorremediación del subsuelo. Revisa cómo los microorganismos destruyen los contaminantes y qué tipos de organismos juegan un papel en la biorremediación in situ. Luego, evalúa qué contaminantes son más susceptibles a la biorremediación en el subsuelo y describe los tipos de sitios donde es más probable que la biorremediación tenga éxito.

EL PAPEL DE LOS MICROBIOS EN LA BIOREMEDIACIÓN

El objetivo de la biorremediación es estimular los microorganismos con nutrientes y otros productos químicos que les permitirán destruir los contaminantes. Los sistemas de biorremediación en funcionamiento hoy en día se basan en microorganismos nativos de los sitios contaminados, lo que los anima a trabajar suministrándoles los niveles óptimos de nutrientes y otras sustancias químicas esenciales para su metabolismo. Por lo tanto, los sistemas de biorremediación actuales están limitados por las capacidades de los microbios nativos. Sin embargo, los investigadores actualmente están investigando formas de aumentar los sitios contaminados con microbios no nativos y mdash, incluidos microorganismos modificados genéticamente, y mdashspecialmente adecuados para degradar los contaminantes de interés en sitios particulares. Es posible que este proceso, conocido como bioaumentación, pueda ampliar el abanico de posibilidades para futuros sistemas de biorremediación.

Independientemente de si los microbios son nativos o recién introducidos en el sitio, comprender cómo destruyen los contaminantes es fundamental para comprender la biorremediación. Los tipos de procesos microbianos que se emplearán en la limpieza dictan qué suplementos nutricionales debe suministrar el sistema de biorremediación. Además, los subproductos de los procesos microbianos pueden proporcionar indicadores de que la biorremediación es exitosa.

Cómo los microbios destruyen los contaminantes

Aunque actualmente la biorremediación se utiliza comercialmente para limpiar una gama limitada de contaminantes y la mayoría de los hidrocarburos que se encuentran en la gasolina, los microorganismos tienen la capacidad de biodegradar casi todos los contaminantes orgánicos y muchos contaminantes inorgánicos. Se puede explotar una enorme variedad de procesos microbianos, extendiendo la utilidad de la biorremediación mucho más allá de su uso actual. Ya sea que la aplicación sea convencional o nueva para los estándares actuales, se deben aplicar los mismos principios para estimular el tipo y la cantidad correctos de actividad microbiana.

Conceptos básicos del metabolismo microbiano

La transformación microbiana de contaminantes orgánicos ocurre normalmente porque los organismos pueden usar los contaminantes para su propio crecimiento y reproducción. Los contaminantes orgánicos tienen dos propósitos para los organismos: proporcionan una fuente de carbono, que es uno de los componentes básicos de los nuevos componentes celulares, y proporcionan electrones, que los organismos pueden extraer para obtener energía.

Los microbios degradan los contaminantes porque en el proceso obtienen energía que les permite crecer y reproducirse. Los microbios obtienen energía de los contaminantes rompiendo enlaces químicos y transfiriendo electrones de los contaminantes a un aceptor de electrones, como el oxígeno. Ellos "invierten" la energía, junto con algunos electrones y carbono del contaminante, para producir más células.

Los microorganismos obtienen energía al catalizar reacciones químicas productoras de energía que implican romper enlaces químicos y transferir electrones lejos del contaminante. El tipo de reacción química se llama reacción de oxidación-reducción: el contaminante orgánico es oxidado el término técnico para la pérdida de electrones correspondientemente, la sustancia química que gana los electrones es reducido. El contaminante se llama donante de electrones, mientras que el receptor de electrones se llama aceptor de electrones. La energía obtenida de estas transferencias de electrones se "invierte", junto con algunos electrones y carbono del contaminante, para producir más células (ver Figura 2-1). Estos dos materiales, el donador y aceptor de electrones, son esenciales para el crecimiento celular y se denominan comúnmente sustratos primarios. (Consulte el Cuadro 2-1 y el glosario para ver las definiciones de estos y otros términos clave).

Muchos microorganismos, como los humanos, utilizan oxígeno molecular (O2) como aceptor de electrones. El proceso de destrucción de compuestos orgánicos con la ayuda de O2 se llama respiración aeróbica. En la respiración aeróbica, los microbios usan O2 para oxidar parte del carbono en el contaminante a dióxido de carbono (CO2), con el resto del carbono utilizado para producir nueva masa celular. En el proceso el O2 se reduce, la producción

CUADRO 2-1 TÉRMINOS CLAVE PARA ENTENDER LA BIOREMEDIACIÓN

Microorganismo: Un organismo de tamaño microscópico que es capaz de crecer y reproducirse a través de la biodegradación de "fuentes alimenticias", que pueden incluir contaminantes peligrosos.

Microbio: Término abreviado para microorganismo.

Oxidar: Transferencia de electrones lejos de un compuesto, como un contaminante orgánico. El acoplamiento de la oxidación a la reducción (ver más abajo) generalmente suministra energía que los microorganismos usan para el crecimiento y la reproducción. A menudo (pero no siempre), la oxidación da como resultado la adición de un átomo de oxígeno y / o la pérdida de un átomo de hidrógeno.

Reducir: La transferencia de electrones a un compuesto, como el oxígeno, que ocurre cuando otro compuesto se oxida.

Aceptor de electrones: El compuesto que recibe electrones (y por lo tanto se reduce) en las reacciones de oxidación-reducción generadoras de energía que son esenciales para el crecimiento de microorganismos y la biorremediación. Los aceptores de electrones comunes en la biorremediación son oxígeno, nitrato, sulfato y hierro.

Donante de electrones: El compuesto que dona electrones (y por lo tanto se oxida). En la biorremediación, el contaminante orgánico a menudo sirve como donante de electrones.

Sustratos primarios: El donante y aceptor de electrones que son esenciales para asegurar el crecimiento de microorganismos. Estos compuestos pueden considerarse análogos a los alimentos y el oxígeno que se requieren para el crecimiento y la reproducción humanos.

Respiración aeróbica: Proceso mediante el cual los microorganismos utilizan oxígeno como aceptor de electrones.

Respiración anaerobica: El proceso por el cual los microorganismos usan una sustancia química diferente al oxígeno como aceptor de electrones. Los "sustitutos" comunes del oxígeno son el nitrato, el sulfato y el hierro.

Fermentación: El proceso mediante el cual los microorganismos usan un compuesto orgánico como donante y aceptor de electrones, convirtiendo el compuesto en productos de fermentación como ácidos orgánicos, alcoholes, hidrógeno y dióxido de carbono.

Cometabolismo: Variación de la biodegradación en la que los microbios transforman un contaminante aunque el contaminante no pueda servir como fuente de energía primaria para los organismos. Para degradar el contaminante, los microbios requieren la presencia de otros compuestos (sustratos primarios) que puedan apoyar su crecimiento.

Deshalogenación reductora: Variación de la biodegradación en la que las reacciones catalizadas por microbios provocan la sustitución de un átomo de halógeno en un compuesto orgánico por un átomo de hidrógeno. Las reacciones dan como resultado la adición neta de dos electrones al compuesto orgánico.

Biorremediación intrínseca: Un tipo de biorremediación que gestiona las capacidades innatas de los microbios naturales para degradar contaminantes sin tomar ningún paso de ingeniería para mejorar el proceso.

Biorremediación de ingeniería: Un tipo de remediación que aumenta el crecimiento y la actividad degradante de los microorganismos mediante el uso de sistemas diseñados que suministran nutrientes, aceptores de electrones y / u otros materiales estimulantes del crecimiento.

ing agua. Por tanto, los principales subproductos de la respiración aeróbica son el dióxido de carbono, el agua y una mayor población de microorganismos.

Variaciones del metabolismo básico

Además de los microbios que transforman los contaminantes a través de la respiración aeróbica, los organismos que utilizan variaciones en este proceso básico han evolucionado con el tiempo. Estas variaciones permiten que los organismos prosperen en ambientes inusuales, como el subsuelo, y degraden compuestos que son tóxicos o no beneficiosos para otros organismos.

Respiración anaerobica. Muchos microorganismos pueden existir sin oxígeno, mediante un proceso llamado Respiración anaerobica. En la respiración anaeróbica, el nitrato (NO3 -), sulfato (SO4 2-), metales como hierro (Fe 3+) y manganeso (Mn 4+), o incluso CO2 puede desempeñar el papel de oxígeno, aceptando electrones del contaminante degradado. Por tanto, la respiración anaeróbica utiliza sustancias químicas inorgánicas como aceptores de electrones. Además de la materia celular nueva, los subproductos de la respiración anaeróbica pueden incluir gas nitrógeno (N2), sulfuro de hidrógeno (H2S), formas reducidas de metales y metano (CH4), dependiendo del aceptor de electrones.

Algunos de los metales que utilizan los organismos anaeróbicos como aceptores de electrones se consideran contaminantes. Por ejemplo, investigaciones recientes han demostrado que algunos microorganismos pueden usar uranio soluble (U 6+) como aceptor de electrones, reduciéndolo a uranio insoluble (U 4+). En esta circunstancia, los organismos provocan la precipitación del uranio, disminuyendo su concentración y movilidad en el agua subterránea.

Compuestos inorgánicos como donantes de electrones. Además de los organismos que utilizan sustancias químicas inorgánicas como aceptores de electrones para la respiración anaeróbica, otros organismos pueden utilizar moléculas inorgánicas como donantes de electrones. Ejemplos de donantes de electrones inorgánicos son el amonio (NH4 +), nitrito (NO2 -), hierro reducido (Fe 2+), manganeso reducido (Mn 2+) y H2S. Cuando estas moléculas inorgánicas se oxidan (por ejemplo, a NO2 - , NO3 -, Fe 3+, Mn 4+ y SO4 2-, respectivamente), los electrones se transfieren a un aceptor de electrones (generalmente O2) para generar energía para la síntesis celular. En la mayoría de los casos, los microorganismos cuyo principal donante de electrones es una molécula inorgánica deben obtener su carbono del CO atmosférico.2 (un proceso llamado CO2 fijación).

Fermentación. Un tipo de metabolismo que puede desempeñar un papel importante en entornos sin oxígeno es fermentación. La fermentación no requiere aceptores de electrones externos porque el contaminante orgánico sirve como donante de electrones y aceptor de electrones. A través de una serie de transferencias internas de electrones catalizadas por los microorganismos, el contaminante orgánico se convierte en compuestos inocuos conocidos como productos de fermentación. Ejemplos de productos de fermentación son acetato, propionato, etanol, hidrógeno y dióxido de carbono. Los productos de fermentación pueden ser biodegradados por otras especies de bacterias, convirtiéndolos finalmente en dióxido de carbono, metano y agua.

Utilización secundaria y co-metabolismo. En algunos casos, los microorganismos pueden transformar contaminantes, aunque la reacción de transformación rinda poco o ningún beneficio a la célula. El término general para estas biotransformaciones no beneficiosas es utilización secundaria, y un caso especial importante se llama co-metabolismo. En el co-metabolismo, la transformación del contaminante es una reacción incidental catalizada por enzimas involucradas en el metabolismo celular normal o reacciones especiales de desintoxicación. Por ejemplo, en el proceso de oxidación del metano, algunas bacterias pueden degradar de forma fortuita los disolventes clorados que, de otro modo, no podrían atacar. Cuando los microbios oxidan el metano, producen ciertas enzimas que accidentalmente destruyen el solvente clorado, aunque el solvente en sí no puede soportar

crecimiento microbiano. El metano es el principal donante de electrones porque es la principal fuente de alimento de los organismos, mientras que el disolvente clorado es un sustrato secundario porque no favorece el crecimiento de las bacterias. Además del metano, se han utilizado tolueno y fenol como sustratos primarios para estimular el co-metabolismo de disolventes clorados.

Deshalogenación reductora. Otra variación del metabolismo microbiano es deshalogenación reductiva. La deshalogenación reductora es potencialmente importante en la desintoxicación de contaminantes orgánicos halogenados, como los disolventes clorados. En la deshalogenación reductiva, los microbios catalizan una reacción en la que un átomo de halógeno (como el cloro) en la molécula contaminante se reemplaza por un átomo de hidrógeno. La reacción agrega dos electrones a la molécula contaminante, reduciendo así el contaminante.

Para que proceda la deshalogenación reductora, debe estar presente una sustancia distinta del contaminante halogenado para que sirva como donante de electrones. Los posibles donantes de electrones son hidrógeno y compuestos orgánicos de bajo peso molecular (lactato, acetato, metanol o glucosa). En la mayoría de los casos, la deshalogenación reductiva no genera energía, pero es una reacción incidental que puede beneficiar a la célula al eliminar un material tóxico. Sin embargo, los investigadores están comenzando a encontrar ejemplos en los que las células pueden obtener energía de este proceso metabólico.

Requisitos nutricionales microbianos para la destrucción de contaminantes

Independientemente del mecanismo que utilizan los microbios para degradar los contaminantes, los componentes celulares de los microbios tienen composiciones elementales relativamente fijas. Una célula bacteriana típica es 50 por ciento de carbono 14 por ciento de nitrógeno 3 por ciento de fósforo 2 por ciento de potasio 1 por ciento de azufre 0,2 por ciento de hierro y 0,5 por ciento de calcio, magnesio y cloruro. Si alguno de estos u otros elementos esenciales para la formación de células escasea en relación con el carbono presente como contaminantes orgánicos, la competencia por los nutrientes dentro de las comunidades microbianas puede limitar el crecimiento microbiano general y la eliminación lenta de los contaminantes. Por lo tanto, el sistema de biorremediación debe diseñarse para suministrar las concentraciones y proporciones adecuadas de estos nutrientes si el hábitat natural no los proporciona.

Cómo los microbios desmovilizan los contaminantes

Además de convertir los contaminantes en productos menos dañinos, los microbios pueden hacer que los contaminantes móviles se desmovilicen, una estrategia

egy útil para contener materiales peligrosos. Hay tres formas básicas en que se pueden utilizar los microbios para desmovilizar contaminantes:

Los biomas microbianos pueden absorber moléculas orgánicas hidrófobas. La biomasa suficiente cultivada en el camino de la migración de contaminantes podría detener o ralentizar el movimiento de contaminantes. Este concepto a veces se denomina biocortina.

Los microorganismos pueden producir especies reducidas u oxidadas que provocan la precipitación de metales. Algunos ejemplos son la oxidación de Fe 2+ a Fe 3+, que precipita como hidróxido férrico (FeOH3 (s)) reducción de SO4 2- a sulfuro (S 2-), que precipita con Fe 2+ como pirita (FeS(s)) o con mercurio (Hg 2+) como sulfuro de mercurio (HgS(s)) reducción de cromo hexavalente (Cr 6+) a cromo trivalente (Cr 3+), que puede precipitar como óxidos, sulfuros o fosfatos de cromo y, como se mencionó anteriormente, reducción de uranio soluble a U 4+ insoluble, que precipita como uraninita (UO2).

Los microorganismos pueden biodegradar los compuestos orgánicos que se unen a los metales y los mantienen en solución. Los metales no unidos a menudo precipitan y quedan inmovilizados.

Indicadores de actividad microbiana

En el proceso de degradación o desmovilización de contaminantes, los microbios provocan cambios en el medio ambiente circundante que es importante comprender al evaluar la biorremediación.

Cambios químicos

La biorremediación altera la química del agua subterránea. Estos cambios químicos se derivan directamente de los principios fisiológicos de los microorganismos descritos anteriormente. El metabolismo microbiano cataliza reacciones que consumen reactivos bien definidos, contaminantes mdash y O2 u otros aceptores de electrones y mdash convirtiéndolos en productos bien definidos.

Los reactivos y productos químicos específicos se pueden determinar a partir de las ecuaciones químicas para las reacciones que catalizan los microbios. Estas ecuaciones son familiares para cualquier persona con conocimientos básicos de microbiología. Por ejemplo, la ecuación química para la degradación del tolueno (C7H8) es:

Por lo tanto, cuando se produce la biorremediación, la concentración de carbono inorgánico (representado por CO2) debería aumentar a medida que disminuyen las concentraciones de tolueno y oxígeno. Otro ejemplo es el declo-

rinación de tricloroetano (C2H3Cl3, o TCA) al dicloroetano (C 2H4Cl2, o DCA) por bacterias anaeróbicas oxidantes de hidrógeno:

Aquí, TCA e hidrógeno (H2) disminuyen a medida que aumentan el DCA, el ion hidrógeno (H +) y el ion cloruro (Cl -). La formación de iones de hidrógeno puede hacer que el pH disminuya, dependiendo de la química del agua subterránea.

En general, en condiciones aeróbicas, se debe esperar observar una caída en el O2 concentración cuando los microbios están activos. De manera similar, en condiciones anaeróbicas, las concentraciones de otros aceptores de electrones y mdash NO3 - , ASI QUE4 2-, Fe 3+, Mn 4+ & mdash disminuirán, con un aumento correspondiente en las especies reducidas de estos compuestos (N2, H2S, Fe 2+ y Mn 2+, respectivamente). En ambos tipos de condiciones, la concentración de carbono inorgánico debería aumentar, porque el carbono orgánico se oxida. El carbono inorgánico puede tomar la forma de CO gaseoso2, CO disuelto2, o ion bicarbonato (HCO3-).

Adaptación por organismos nativos

Además de producir cambios químicos en las aguas subterráneas, la biorremediación puede alterar las capacidades metabólicas de los microorganismos nativos. A menudo, los microorganismos no degradan los contaminantes tras la exposición inicial, pero pueden desarrollar la capacidad de degradar el contaminante después de una exposición prolongada. Se han propuesto varios mecanismos para explicar la adaptación metabólica, incluida la inducción enzimática, el crecimiento de poblaciones biodegradables y el cambio genético. Sin embargo, estas propuestas siguen siendo en gran parte especulativas porque las limitaciones metodológicas generalmente impiden una comprensión rigurosa de cómo se desarrollan las comunidades microbianas, tanto en las pruebas de laboratorio como en los sitios de campo. Independientemente de los mecanismos, la adaptación es importante porque es un principio fundamental para garantizar la existencia de microorganismos que pueden destruir la miríada de nuevos productos químicos que los seres humanos han creado e introducido en el medio ambiente.

La adaptación ocurre no solo dentro de comunidades microbianas individuales, sino también entre comunidades microbianas distintas que pueden desarrollar una relación de cooperación en la destrucción de compuestos. Una comunidad puede degradar parcialmente el contaminante y una segunda comunidad más a lo largo de la ruta del flujo de agua subterránea puede completar la reacción. Este tipo de acoplamiento ocurre naturalmente en las cadenas alimenticias anaeróbicas que convierten los compuestos orgánicos derivados de plantas en metano. Dicho acoplamiento tiene aplicaciones obvias para la biorremediación de sitios que contienen compuestos contaminantes cuyo metabolismo completo puede requerir la alternancia entre procesos anaeróbicos y aeróbicos.

Crecimiento de depredadores

Aunque las bacterias son los agentes de biodegradación durante la biorremediación, otros organismos que se alimentan de bacterias también pueden crecer como resultado de la biorremediación. Los protozoos son los depredadores bacterianos más comunes. Así como los depredadores mamíferos, como los lobos, solo pueden ser sostenidos por ciertas densidades de sus presas, los depredadores protozoarios microbianos florecen solo cuando sus presas bacterianas están en grandes cantidades y se reponen rápidamente. Por tanto, la presencia de protozoos normalmente significa que han crecido suficientes bacterias para degradar una cantidad significativa de contaminantes.

Factores de complicación

Los principios básicos de cómo los microbios degradan los contaminantes son relativamente sencillos. Sin embargo, aún no se comprenden muchos detalles del metabolismo microbiano, y el uso exitoso de microbios en la biorremediación no es un asunto sencillo. Varios factores pueden complicar la biorremediación. Algunos de los factores clave que complican las cosas son la falta de disponibilidad de contaminantes para los organismos, la toxicidad de los contaminantes para los organismos, la preferencia microbiana por algunos contaminantes o sustancias químicas naturales sobre otros contaminantes, la degradación parcial de los contaminantes para producir subproductos peligrosos, la incapacidad de eliminar los contaminantes a muy bajas concentraciones y obstrucción de los acuíferos debido al crecimiento excesivo de biomasa.

Indisponibilidad de contaminantes para los organismos

Los contaminantes fácilmente biodegradables pueden permanecer sin degradar o biodegradarse muy lentamente si sus concentraciones en el agua subterránea son demasiado bajas. El problema de concentraciones demasiado bajas generalmente se debe a la falta de disponibilidad, en la que el contaminante es secuestrado de los microorganismos. El secuestro de contaminantes orgánicos puede ocurrir cuando el contaminante se disuelve en una solución líquida de fase no acuosa y mdasha que no se mezcla fácilmente con el agua y, por lo tanto, viaja a través del suelo por separado del agua subterránea. El secuestro de contaminantes orgánicos también puede ocurrir si el contaminante se adsorbe fuertemente a las superficies del suelo o queda atrapado en poros demasiado pequeños para que el agua subterránea circulante penetre fácilmente. En estos casos, casi todo el contaminante está asociado con el sólido, el líquido en fase no acuosa o los poros, y las concentraciones muy pequeñas que se disuelven en el agua soportan tasas de biodegradación muy pequeñas o nulas.

El secuestro de metales y otros contaminantes inorgánicos ocurre con mayor frecuencia cuando precipitan.

Una posible estrategia para superar el problema de la indisponibilidad es agregar agentes químicos que movilicen los contaminantes, haciendo que se muevan con el agua subterránea. Estos agentes químicos ya se utilizan en algunos sitios para aumentar la eficiencia de los sistemas convencionales de limpieza de agua subterránea de bombeo y tratamiento. Sin embargo, su uso para facilitar la biorremediación es más complejo que su uso para sistemas de bombeo y tratamiento porque los agentes movilizadores no solo afectan las propiedades físicas de los contaminantes sino que también pueden afectar la actividad de los microorganismos.

Los contaminantes orgánicos se pueden movilizar agregando tensioactivos. Cuando se aplican solo pequeñas concentraciones de tensioactivo, las moléculas de tensioactivo se acumulan en superficies sólidas, reducen la tensión superficial y, en principio, aumentan la propagación de contaminantes orgánicos. Esta propagación podría mejorar la transferencia de contaminantes al agua y, por lo tanto, acelerar la biorremediación, pero la evidencia no es clara para las condiciones reales del subsuelo. Cuando se agregan grandes concentraciones de surfactante, las moléculas de surfactante se unen en coloides, llamados micelas. Los contaminantes orgánicos se disuelven en las micelas y se transportan con el agua en su interior. Sin embargo, la biodegradación generalmente no se ve reforzada por la transferencia de contaminantes a las micelas porque la verdadera concentración de la fase acuosa no aumenta.

Los metales se pueden movilizar agregando sustancias químicas llamadas agentes complejantes o ligandos, a los que se unen los metales. La formación de enlaces metaligandos disuelve los metales precipitados, aumentando su movilidad. Sin embargo, la eficacia de ligandos fuertes, como el ácido etilendiaminotetraacético (EDTA), para mejorar la biodegradación aún no está probada. Una limitación potencial del uso de ligandos para movilizar metales es que los microbios pueden degradar los ligandos, liberando los metales y provocando que se precipiten nuevamente.

En algunos casos, las bacterias producen sus propios tensioactivos y ligandos que son útiles para movilizar contaminantes atrapados. En estos casos, el objetivo principal de los microorganismos es producir agentes movilizadores, no biodegradar los contaminantes. La movilización mediada por bacterias hace que los contaminantes atrapados sean más accesibles para la limpieza con la tecnología de bombeo y tratamiento; es potencialmente menos costoso que inyectar tensioactivos comerciales.

Toxicidad de los contaminantes para los organismos

Así como las concentraciones de contaminantes que son demasiado bajas pueden complicar la biorremediación, las altas concentraciones de fase acuosa de algunos

los contaminantes pueden crear problemas. En altas concentraciones, algunos productos químicos son tóxicos para los microbios, incluso si los mismos productos químicos se biodegradan fácilmente en concentraciones más bajas. La toxicidad previene o ralentiza las reacciones metabólicas y, a menudo, previene el crecimiento de la nueva biomasa necesaria para estimular la eliminación rápida de contaminantes. El grado y los mecanismos de toxicidad varían según los tóxicos específicos, su concentración y los microorganismos expuestos. Las células microbianas dejan de funcionar cuando se bloquea al menos uno de los pasos esenciales en sus innumerables procesos fisiológicos. El bloqueo puede resultar de una gran alteración física de la estructura celular o de la unión competitiva de una sola enzima esencial para metabolizar el tóxico.

Presencia de múltiples contaminantes y productos químicos orgánicos naturales

Con frecuencia, los sitios contaminados contienen una combinación de varios contaminantes orgánicos creados por el hombre y productos químicos orgánicos naturales de la materia vegetal y animal en descomposición. Cuando se encuentran presentes tales mezclas de compuestos orgánicos, los microbios pueden degradar selectivamente el compuesto que es más fácil de digerir o que proporciona la mayor cantidad de energía. Los microbiólogos saben desde hace mucho tiempo que los mecanismos complejos que regulan el metabolismo microbiano pueden hacer que se ignoren algunos compuestos de carbono mientras que otros se utilizan de forma selectiva. Este fenómeno, conocido como diauxia, podría tener serias implicaciones para los esfuerzos de biorremediación si el contaminante objetivo se acompaña de cantidades sustanciales de sustratos de crecimiento preferidos.

Las mezclas no siempre causan problemas y, a veces, pueden promover la biorremediación. Por ejemplo, la biomasa que crece principalmente para degradar un tipo de compuesto orgánico también puede degradar un segundo compuesto presente en una concentración demasiado baja para soportar el crecimiento bacteriano por sí misma.

Degradación incompleta de contaminantes

En algunos casos, es posible que los organismos no degraden completamente los contaminantes. La degradación parcial puede disminuir la concentración del contaminante original pero crear intermediarios metabólicos que en algunos casos son más tóxicos que el compuesto original. Hay dos razones principales por las que se acumulan los intermedios. En un caso, se produce un producto denominado callejón sin salida. Se pueden formar productos sin salida durante el cometabolismo, porque el metabolismo incidental del contaminante puede crear un producto que las enzimas bacterianas no pueden transformar más. Por ejemplo, en el cometabolismo de los fenoles clorados, productos sin salida como los clorocatecoles, que son tóxicos, en algunos casos

los tiempos se acumulan. En el segundo caso, el intermedio se acumula a pesar de que el compuesto puede degradarse por completo, porque algunas de las reacciones clave mediadas por bacterias son lentas. Por ejemplo, el cloruro de vinilo, un agente cancerígeno, puede acumularse durante la biodegradación del tricloroetileno (TCE). Las bacterias pueden convertir el TCE en cloruro de vinilo con relativa rapidez, pero la degradación posterior del cloruro de vinilo suele ocurrir lentamente.

Incapacidad para eliminar contaminantes a concentraciones bajas

Los microorganismos a veces pueden ser fisiológicamente incapaces, incluso cuando las condiciones ambientales son óptimas, de reducir las concentraciones de contaminantes a niveles muy bajos, basados ​​en la salud, porque la absorción y el metabolismo de compuestos orgánicos a veces se detiene en concentraciones bajas. Esto puede ser causado por los mecanismos internos de las células para regular las reacciones que realizan o por la incapacidad de las poblaciones microbianas capaces de sobrevivir con un sustento inadecuado. Independientemente del mecanismo, si la concentración final del contaminante no cumple con la meta de limpieza, es posible que deban implementarse otras estrategias de limpieza (microbiológicas u otras) para reducir efectivamente la concentración a niveles aceptables. La investigación sobre el aumento de sitios con microbios no nativos y el control de las capacidades genéticas de las células y la regulación interna puede conducir a medios para superar esta limitación.

Obstrucción del acuífero

Estimular el crecimiento de suficientes microorganismos para asegurar la degradación de los contaminantes es esencial para la biorremediación in situ. Sin embargo, si todos los organismos se acumulan en un lugar, como cerca de los pozos que suministran nutrientes estimulantes del crecimiento y aceptores de electrones, el crecimiento microbiano puede obstruir el acuífero. La obstrucción puede interferir con la circulación efectiva de la solución nutritiva, limitando la biorremediación en lugares a los que la solución no llega. Los depredadores protozoarios pueden ayudar a mitigar la obstrucción. Además, dos estrategias de ingeniería pueden ayudar a prevenir la obstrucción: (1) alimentar nutrientes y sustratos en pulsos alternos y (2) agregar peróxido de hidrógeno como fuente de oxígeno. La alimentación por pulsos evita el crecimiento excesivo de biomasa al garantizar que las altas concentraciones de todos los materiales estimulantes del crecimiento no se acumulen cerca del punto de inyección. El peróxido de hidrógeno previene el crecimiento excesivo porque es un desinfectante fuerte, hasta que se descompone en oxígeno y agua.

CONTAMINANTES SUSCEPTIBLES DE BIOREMEDIACIÓN

Un factor crítico para decidir si la biorremediación es el remedio de limpieza apropiado para un sitio es si los contaminantes son susceptibles a la biodegradación por los organismos en el sitio (o por organismos que podrían crecer con éxito en el sitio). Algunos compuestos se degradan más fácilmente por una amplia gama de organismos que otros, y los sistemas para estimular la biodegradación están mejor establecidos para algunos compuestos que para otros. La Tabla 2-1 proporciona una descripción general de las clases de compuestos y su idoneidad inherente para la biorremediación. La tabla está destinada a ofrecer una perspectiva amplia sobre cómo las propiedades químicas y microbiológicas afectan conjuntamente las perspectivas de biorremediación, y los juicios que presenta son generalidades que, por supuesto, tienen excepciones. La tabla muestra que la tecnología de tratamiento de biorremediación está bien establecida para ciertas clases de hidrocarburos de petróleo, pero que las tecnologías para tratar todas las demás clases aún están surgiendo. El desarrollo comercial de tecnologías de biorremediación para estos otros compuestos es posible, pero requerirá más investigación y la ampliación de los descubrimientos de laboratorio para su aplicación en el campo.

La primera columna de la tabla muestra la frecuencia de aparición del contaminante en los sitios de desechos peligrosos. Indica la magnitud del problema que plantea el contaminante. La segunda columna indica el estado de desarrollo de las tecnologías de biorremediación para limpiar el contaminante. En esta columna, "establecido" significa que la biorremediación del contaminante se ha intentado con éxito muchas veces a escala comercial. "Emergente" significa que los conceptos subyacentes a la biorremediación del contaminante se han probado en el laboratorio y, en algunos casos, se han probado con éxito en un número limitado de sitios de campo bajo condiciones controladas. "Posible" significa que la evidencia de las pruebas de laboratorio indica un potencial futuro de biorremediación para limpiar con éxito el compuesto. La tercera columna presenta la evidencia que lleva al comité a creer que el contaminante se puede limpiar con éxito con la biorremediación en el futuro, a pesar de que aún no existe la tecnología de biorremediación establecida. Indica qué tipos de organismos pueden degradar el contaminante y con qué facilidad pueden actuar. La cuarta columna describe las propiedades de los contaminantes que pueden limitar la biorremediación. Las propiedades limitantes clave son la tendencia del contaminante a sorber a los sólidos del subsuelo y a dividir i n a una fase no acuosa que viaja por separado del agua subterránea. Como se discutió anteriormente en este capítulo, ambas propiedades, la absorción y la formación de fase no acuosa, disminuyen la cantidad de contaminante disponible para los microorganismos, lo que ralentiza


Procariotas y biorremediación ambiental

La biorremediación ocurre cuando los procariotas limpian un ambiente contaminado mediante la descomposición natural de contaminantes.

Objetivos de aprendizaje

Dar ejemplos del uso de procariotas en la biorremediación ambiental.

Conclusiones clave

Puntos clave

  • Para limpiar los derrames de petróleo, se introducen bacterias en el área del derrame donde descomponen los hidrocarburos del petróleo en dióxido de carbono. Este es un ejemplo de biorremediación.
  • Las bacterias pueden convertir metales tóxicos, como el mercurio (II), en formas no tóxicas, como el mercurio (0).
  • Usando organismos naturales como ejemplos, los científicos pueden diseñar bacterias para mejorar la biorremediación de los contaminantes deseados.
  • La biorremediación puede eliminar el aceite, algunos pesticidas, fertilizantes y productos químicos tóxicos, como el arsénico, del medio ambiente.

Términos clave

  • biorremediación: el uso de organismos biológicos, generalmente microorganismos, para eliminar contaminantes, especialmente del suelo o del agua contaminada
  • biotransformación: los cambios (tanto químicos como físicos) que se producen en una sustancia (especialmente un fármaco) por la acción de las enzimas dentro de un organismo

Uso de procariotas para limpiar nuestro planeta: biorremediación

La biorremediación microbiana es el uso de procariotas (o metabolismo microbiano) para eliminar contaminantes. La biorremediación se ha utilizado para eliminar los productos químicos agrícolas (pesticidas, fertilizantes) que se filtran del suelo al agua subterránea y al subsuelo. Ciertos metales y óxidos tóxicos, como los compuestos de selenio y arsénico, también pueden eliminarse del agua mediante biorremediación. La reducción de SeO4 -2 a SeO3 -2 y Se 0 (selenio metálico) es un método utilizado para eliminar los iones de selenio del agua. El mercurio es un ejemplo de un metal tóxico que puede eliminarse de un medio ambiente mediante biorremediación. Como ingrediente activo de algunos pesticidas, el mercurio se usa en la industria y también es un subproducto de ciertos procesos, como la producción de baterías. El metilmercurio suele estar presente en concentraciones muy bajas en entornos naturales, pero es muy tóxico porque se acumula en los tejidos vivos. Varias especies de bacterias pueden llevar a cabo la biotransformación del mercurio tóxico en formas no tóxicas. Estas bacterias, como Pseudomonas aeruginosa, puede convertir Hg +2 en Hg 0 elemental, que no es tóxico para los humanos.

Uno de los ejemplos más útiles e interesantes del uso de procariotas con fines de biorremediación es la limpieza de derrames de petróleo. La importancia de los procariotas para la biorremediación del petróleo se ha demostrado en varios derrames de petróleo en los últimos años, como el derrame del Exxon Valdez en Alaska (1989), el derrame de petróleo del Prestige en España (2002), el derrame al Mediterráneo de una central eléctrica en el Líbano. (2006) y, más recientemente, el derrame de petróleo de BP en el Golfo de México (2010). Para limpiar estos derrames, se promueve la biorremediación mediante la adición de nutrientes inorgánicos que ayudan a que las bacterias crezcan. Las bacterias que degradan los hidrocarburos se alimentan de los hidrocarburos en la gota de aceite, descomponiendo los hidrocarburos. Algunas especies, como Alcanivorax borkumensis, producen tensioactivos que solubilizan el aceite, mientras que otras bacterias degradan el aceite en dióxido de carbono. En el caso de derrames de petróleo en el océano, la biorremediación natural y continua tiende a ocurrir si hay bacterias consumidoras de petróleo en el océano antes del derrame. Además de las bacterias que degradan el aceite de origen natural, los seres humanos seleccionan y diseñan bacterias que poseen la misma capacidad con mayor eficacia y el espectro de compuestos de hidrocarburos que pueden procesarse. En condiciones ideales, se ha informado que hasta el 80 por ciento de los componentes no volátiles del petróleo pueden degradarse dentro de un año del derrame. Otras fracciones de aceite que contienen cadenas de hidrocarburos aromáticos y altamente ramificadas son más difíciles de eliminar y permanecen en el medio ambiente durante períodos de tiempo más prolongados.

Biorremediación en el derrame de petróleo del Exxon Valdez: (a) Limpiando el petróleo después del derrame de Valdez en Alaska, los trabajadores lavaron el petróleo de las playas con mangueras y luego utilizaron una barrera flotante para acorralar el petróleo, que finalmente se extrajo de la superficie del agua. Algunas especies de bacterias pueden solubilizar y degradar el aceite.(b) Una de las consecuencias más catastróficas de los derrames de hidrocarburos es el daño a la fauna.


Ver el vídeo: Uso de microorganismo en biorremediación de suelo (Enero 2022).