FACTORES LIMITANTES EN BIODEGRADACIÓNCuando hablamos de biorremediación a parte de tener en cuenta las vías degradativas y la regulación de los microorganismos que van a llevar a cabo la detoxificación también hay que tener en cuenta otros factores que puedan influir en el rendimiento de biorremediación. Es decir no sirve de nada tener una cepa maravillosa con una alta eficiencia degradadora y que conozcamos muy bien su regulación si hay factores que limiten su verdadera potencialidad degradadora. Por lo tanto a parte de la eficiencia de las rutas catabólicas y los procesos microbianos de re-mineralización hay que tener en cuenta que la etapa limitante de la biodegradación o detoxificación de la mayoría de compuestos en el medio ambiente se relacionan con la biodisponibilidad. Es evidente que si el sustrato no es disponible para la célula esta no lo podrá utilizar como sustrato y desgraciadamente esto es lo que sucede con los hidrocarburos que son altamente insolubles en agua o pueden hacer uniones hidrofóbicas con substratos ( rocas) haciendo difícil su eliminación. Por eso actualmente en el campo de investigación en biorremediación se está haciendo grandes esfuerzos para buscar nuevas habilidades o características de los microorganismos que puedan aumentar esta biodisponibilidad. Por eso en este capítulo vamos a tratar dos características microbianas que pueden aumentar esta biodisponibilidad y podrían ser utilizadas en tecnicas de biorremediación. Estas características son: 1-Producción de biosurfactantes. 2-Papel de la quimiotaxis en bioremediación. 1.BIOSURFACTANTES Como hemos dicho los hidrocarburos son moléculas muy hidrofóbicas que forman micelas entre ellas altamente insolubles en agua. Esto hace que la superficie de actuación que tienen los microorganismos diminuya mucho, por lo tanto disminuye la biodisponibilidad del sustrato. Y es que un paso esencial en la degradación de hidrocarburos es que estos entren en contacto directo con la membrana para que sea interiorizado y puedan actuar las oxigenasas. Por eso dentro de la versatilidad microbiana no es sorprendente que algunos microorganismos puedan producir una gran variedad de moléculas emulsionantes ( biosurfactantes) que como se ha demostrado estimula el crecimiento de estas bacterias degradadoras acelerando por tanto la biorremediación. Los biosurfactantes se pueden clasificar en dos tipos: -bajo peso molecular: suelen ser glicolípidos. El mas estudiado es el rhamnolipido producido por diversas especies de Pseudomonas. La función principal de estos biosurfactantes es reducir las tensiones entre-fases ( agua-roca por ejemplo). -alto peso molecular: Son producidos por diferentes especies y suelen ser polisacáridos, proteínas, lipoproteínas, lipopolisacáridos o mezclas de estos polímeros. Estos biosurfactantes no son tan eficaces reduciendo tensiones entrefases, pero si son buenos emulsionantes. Además se ha demostrado que son eficaces a bajas concentraciones y tienen una considerable afinidad por el sustrato. Ejemplo: Alasan producido por Acinetobacter radioresistens. Las funciones que harían estos biosurfactantes a la hora de aumentar la biodisponibilidad serían: -dispersar el petróleo aumentando la superficie de contacto. Existe un debate científico consistente en que ventaja evolutiva podría dar la producción de estos biosurfactantes en organismos productores. Por que la acción de dispersión de petróleo también favorecería a las poblaciones competidoras no productoras. Una teoría que se ha propuesto para explicar esto sería que la actuación de estos biosurfactantes sería a nivel local entre petróleo y membrana y no a nivel macroscópico. -aumentan la biodisponibilidad de compuestos hidrofóbicos. Por ejemplo muchos compuestos pueden quedar unidos a sustratos y no ser biodisponibles. Los biosurfactantes que intervendrían solubilizando estos compuestos serían sobretodo los de bajo peso molecular. -también tiene funciones evolutivas para los propios microorganismos. Por ejemplo estas sustancias pueden ayudar a los microorganismos productores a desprenderse de las gotas de petróleo una vez se ha agotado la fuente de hidrocarburo que utilizaba. Hay que tener en cuenta que un microorganismo por ejemplo solo pueda utilizar un tipo de hidrocarburo entre la mezcla que existe. Por eso les sería útil poderse desprenderse de estas interacciones hidrofóbicas que mantiene la membrana con la gota de petróleo, para así ir en busca de nuevas fuentes de carbono. Además deja una microcápsula alrededor de la gota para marcarla como usada, favoreciendo así a toda la población. Otro aspecto de los biosurfactantes es que sea demostrado que su producción se da en poblaciones que han llegado a un estado estacionario de crecimiento. Es decir como la mayoría de metabolitos secundarios. A parte esta producción es inducida por mecanismos de quorum sensing y se ha visto que como mas densidad poblacional exista, mas producción de biosurfactante habrá. Además tiene muchas ventajas frente emulsionantes químicos ,como pueden ser diferentes detergentes, que se puedan utilizar para aumentar esta biodisponibilidad: -son selectivos. -tienen mayor eficiencia para aumentar la biodisponibilidad de compuestos hidrofóbicos. -menos estables, por lo tanto mas ecológicos. -además se ha visto que surfactantes no biológicos pueden tener un efecto positivo o negativo en la degradación según el sustrato y el tipo de microorganismo. (Arriba) 2-QUIMIOTAXIS La quimiotaxis es la habilidad que tienen algunos microorganismos flagelados para detectar y responder a compuestos ambientales. Este fenómeno puede intervenir o tener importancia a muchos niveles diferentes en un microorganismo, como puede ser a nivel fisiológico , supervivencia o incluso intervenir a nivel poblacional. Por ejemplo la quimiotaxis interviene en la formación de nódulos en las raíces de legumbres por especies de Rhizobium, Agrobacteruim etc...Estas plantas producen exudantes que contienen moléculas que pueden actuar como señales quimioatraientes y que son capaces de inducir la expresión en estas bacterias de genes relacionados con la formación de estas asociaciones. Otro ejemplo donde la quimiotaxis puede intervenir y tener un valor importantísimo en la supervivencia sería la capacidad de detectar compuestos tóxicos y así alejarse de ellos. Y a nivel fisiológico este sistema quimitáctico puede dar ventajas evolutivas a un microorganismo en el sentido que puede dar la capacidad de rastrear diferentes sustratos que puede utilizar como fuente de carbono y así dirigirse a ellos. Como se puede intuir esta habilidad de algunos microorganismos para detectar y ser atraídos por diferentes compuestos como podrían ser Por una banda existen unos receptores específicos de membrana llamados MCP ( metil accepting chemotaxis proteins ) que cuando reconocen un quimioatraiente especificamente . Para ilustrar este hecho recientes trabajos han demostrado que el 2. estos pueden ser mas o menos complejos según la especie. La quimiotaxis a nivel de su funcionamiento ha sido bien estudiada en Salmonella y E. De hecho aún no se han publicado muchos trabajos que realmente demuestren la posible utilidad de la quimiotaxis en la bioremediación.coli que como hemos dicho servían de modelo) A partir de este BLAST se ha buscado la sequencia proteica del pcaK para hacer un alineamiento múltiple entre ellos y observar mejor la similitud. Para observar con que otras proteínas guarda relación se ha hecho un BLAST a nivel proteico. podría tener un papel muy importante a la hora de diseñar sistemas mas eficientes de bioremediación aumentando la biodisponibilidad. cosa que sería bastante lógica. En el clustalW mostrado se puede ver que aunque solo haya el 26% de identidad hay gran similitud a nivel estructural de los aminoácidos. Aunque se tiene evidencias de este mecanismo ya hace varios años aún hay mucho desconocimiento sobre los receptores y genes implicados en la quimiotaxis como se puede ver en la tabla siguiente. De hecho se han mapeado en los mismos clusters degradativos sugiriendo que las vías degradativas y los genes implicados en quimiotaxis para esos sustratos tendrían una regulación común.( También guarda similitud con proteínas transportadoras de Salmonella y E.4-D) llamado tdfK. Como se puede observar guarda bastante relación con proteínas transportadoras o receptoras y es de destacar la relación que guarda ( 26%identidad) con el transportador/quimioreceptor para el 4-hidroxybezoato de Pseudomonas putida conocido como pcaK.coli y actualmente sirven de modelos de como funcionan las rutas de transducción. Decir que estos sistemas quimiotácticos aunque en general tienen este funcionamiento. . Se ha visto que esta transducción se da gracias a un sistema de dos componentes .hidrocarburos . A parte podemos decir que esta similitud se distribuye uniformemente por toda la proteína auque la zona central es la mas conservada y la inicial quizá la menos. Pero si recientemente de los pocos genes conocidos que están implicados en la quimiotaxis se ha demostrado que la mayoría están relacionados con los genes implicados en vías catabólicas de hidrocarburos.4-D) es un buen quimioatraiente paraRalstonia eutropha JMP134(pJP4) y que en este plásmido pJP4 se encuentra el cluster de genes que intervienen en su degradación pero también se encuentra el receptor/permeasa (MCP) para el (2. se produce un cambio conformacional que se transforma en una señal al motor flagelar mediante proteínas específicas del sistema quimiotáctico y fenómenos de fosforilación. Y este conocimiento es esencial si quisiéramos aplicar la quimiotaxis con gran eficiéncia en biorremediación. auque se pueda ver ya aproximadamente en el BLAST.4Dichlorophenoxyacetato (2. Para conocer mas información sobre estas dos proteínas y su función en la quimiotaxis se recomienda la lectura de los siguientes articulos: -Charged amino acids conserved in the aromatic acid/H symporter family of permeases are required for 4-hidroxybenzoato transport by PcaK form P. Entonces tendríamos una limitación a igual que pasaba con la degradación de hidrocarburos en condiciones anaerobias porque precisamente la mayoría de zonas contaminadas donde se podría aplicar están en condiciones anaerobias. -Chemotaxis of Ralstonia eutropha JMP134(pJP4) to the herbicide 2.putida with 12 membrane-spannig regions. -otra ventaja aunque a nivel evolutivo seria que las células móviles que carezcan de estas vías degradativas pero se sientan atraídas por estos lugares contaminados. -Conserved cytoplamatic loops are important for both the transporter and chemotaxis functions of PcaK. Esto evidentemente podría ser un handicap a la hora de utilizar cepas modificadas genéticamente. Pag: http://bioinformatica.4Dichlorophenoxyacetate. Una vez visto que es lo que se conoce de la quimiotaxis y suponiendo que realmente puede afectar a la eficiéncia de bioremediación hay que decir que una posible traba en su aplicación sería que la quimiotaxis no se ha observado en condiciones anaerobias. -la razón mas obvia es que estas cepas serán capaces de entrar en contacto con el compuesto a degradar reduciendo problemas de biodisponibilidad. Por una parte como receptor quimiotáctico pero por otra también son responsables del transporte del sustrato. aumentará la posibilidad que contacten con especies que si tengan estas vías facilitando la transmisión genética horizontal. a protein from P. por lo que implica un gran interés de estas proteínas en la biorremediación porque intervendrán por una banda en el rastreo del sustrato por el microorganismo pero también en su interiorización.putida.es/biocomputacio/treballs0203/RBurgos/dades/factores_limitantes_en_biodegrad. Para finalizar comentar en que aspectos podría la quimiotaxis acelerar el proceso de biorremediación. sobretodo si estas vías están codificadas en plásmidos.uab. Aún así como se vio también se creía que no se daba degradación en condiciones anaerobias y no era así por lo que no sería de extrañar que la quimiotaxis también se diera.htm .Estas dos proteínas como se ha ido indicando tienen un papel dual. la presencia de compuestos persistentes en suelos o matrices acuosas. . se logra una extracción adicional de hidrocarburos de los lodos petrolizados cuando se aplican chorros a presión con determinada relación agua / solvente (diesel). entre otros. El desarrollo de una tecnología eficiente para el tratamiento de estos desechos. ozono. por el bajo costo de su implementación. y por la completa destrucción de los contaminantes.Resumen En este artículo se realiza una revisión bibliográfica de los métodos que existen actualmente para tratar los residuos sólidos que se depositan en lo fondos de los tanques de almacenamiento de combustibles Se concluye que la utilización de agua calentada con vapor de la refinería disminuye laviscosidad de los lodos petrolizados. aldehídos. que no son dañinos al medio. él cual puede incrementar su eficiencia con la utilización de surfactantes químicos o biológicos y agentes oxidantes como el peróxido de hidrógeno y el. además de contener contaminantes peligrosos al medio como metales pesados. El estudio de la variante tecnológica más adecuada depende de las características del residuo sólido a tratar. así como de los lodos que se encuentran en los separadores API. la fase orgánica de los residuales líquidos extraídos se recupera mediante sedimentación y reintroducción en el proceso de refinación. como los hidrocarburos aromáticos policíclicos o los bifenilos policlorados. han conducido al desarrollo de varias tecnologías para incrementar la biodegradabilidad de estos contaminantes. Se propone la utilización del proceso de biorremediación para tratar los residuales sólidos. hidrocarburos poliaromáticos de carácter cancerígeno. facilitando su extracción de los tanques de almacenamiento. Introducción: El tratamiento de los residuales de la industria de refinación del petróleo. así como del costo de la propuesta tecnológica realizada. cetonas. La biorremediación es una de las tecnologías que pudiera utilizarse para tratar estos desechos. Estos desechos contienen hidrocarburos que pudieran ser recuperados y reutilizados en la industria de refinación. Sin embargo. las condiciones del sitio contaminado. debiera incluir la recuperación del valor energético de estos residuales y su reintroducción en el proceso productivo. comprende la disposición de los lodos acumulados en el fondo de los tanques de almacenamiento de combustibles. o su transformación a compuestos como ácidos grasos. o surfactantes para emulsionar los hidrocarburos. . mediante apropiados sistemas tecnológicos. 1993). para la recuperación de su valor energético y el tratamiento de los sólidos resultantes mediante la biorremediación. se han convertido en un grave problema debido a que las regulaciones ambientales existentes los clasifican como un residuo peligroso. con vistas a proponer las mejores alternativas. con las correspondientes dificultades en el método de su disposición y tratamiento. disolución y emulsificación.El objetivo de este trabajo es realizar una actualización bibliográfica. como oxidación química o fotoquímica. viscosidad y el contenido de carbón. pueden ser convertidos en materiales de valor energético o pueden ser dispuestos de manera conveniente (Jonson. Análisis y discusión de la bibliografía consultada. Los hidrocarburos acumulados en el fondo de estos tanques sufren un envejecimiento que es gobernado por tres tipos de procesos: Físicos. generalmente costosos. En la industria de refinación del petróleo se generan distintos tipos de residuales entre los cuales se encuentran aquellos acumulados en el fondo de los tanques de almacenamiento de petróleo. como la degradación aeróbica y anaeróbica. Tecnologías utilizadas en la limpieza de tanques de almacenamiento de petróleo y recuperación del valor energético de estos residuales. Dichos procesos alteran algunas de las propiedades de los hidrocarburos presentes en estos residuales tales como la densidad. Es actualizada y abarca fundamentalmente el período 1990 al 2003. Químicos. sobre diferentes técnicas utilizadas para el tratamiento de los lodos petrolizados que se acumulan en el fondo de los tanques de almacenamiento de combustibles. . sin embargo. tales como evaporación. Jr. originando la precipitación de éstos hacia el fondo de los tanques en los cuales predominan las fracciones de punto de ebullición superior a 350 oC. el 18 % al período 1990 – 1994. el 39 % corresponde a la etapa entre 2000 – 2003. patentes obtenidas por la vía de Internet. et al. el 35 % corresponde al período entre 1995 – 2000. Estos residuales comúnmente llamados lodos. La bibliografía consultada consta de artículos de revistas relacionadas con la temática de la química ambiental y la microbiología aplicada. Biológicos. y solamente el 8 % al período anterior a los años 90. et al. 1992. Se ha utilizado la aplicación de agua a presión en la limpieza de estos tanques de almacenamiento. Davis. et al. y la composición de agua no es limitada aunque tiene un límite práctico de 75 % (Jonson. En la composición de estos lodos varía fundamentalmente el contenido de agua e hidrocarburos más que el contenido de sólidos (Clements. oxígeno y azufre contribuye a esto. 1978). lo que provoca que la carga contaminante que contienen estos desechos sea sustancialmente elevada. la recuperación del valor energético de estos desechos (Moran.Además. Sin embargo. los cuales presentan propiedades mutagénicas y cancerígenas. La presencia de complejos metálicos. La presencia en estas fracciones del petróleo de una elevada concentración de hidrocarburos poliaromáticos. 1989. productos corrosivos y residuos de catalizadores. arcilla. el oxígeno atmosférico reacciona con los compuestos no saturados dando origen a gomas y ácidos que coprecipitan con otras impurezas formando emulsiones en el agua. y esta fase acuosa es trasladada a otros tanques para el recobrado del petróleo contenido en ella. Podemos citar algunas composiciones reportadas para estos lodos petrolizados: 90 % de hidrocarburos.. se ha tratado de reducir la exposición del personal a elementos tóxicos mediante la utilización de diversas tecnologías. 1979). para lo cual se utilizan una gran variedad de microorganismos degradadores de petróleo. aunque otros presentan composiciones de 20 % hidrocarburos. justifica que estos residuales sean clasificados por agencias internacionales como la EPA (Environmental Protection Agency) como altamente peligrosos. nitrógeno. La composición del lodo puede variar significativamente lo cual está en dependencia del origen de éste. 1993). Posteriormente se emplean bioemulsificadores para la extracción del residuo oleoso remanente. 5 % agua y 5 % sólidos. lodos que se encuentran en el fondo del separador API. por ejemplo: los lodos acumulados en el fondo de los tanques de almacenamiento de petróleo. los cuales forman emulsiones de hidrocarburos en agua mientras crecen en estos . En estos residuales también se encuentran una gran variedad de sólidos tales como metales pesados. y los lodos acumulados en el fondo de los tanques de separación por flotación inducida (IAF: Induced Air Flotation). Las diferentes alternativas que se han desarrollado con el objetivo de extraer estos residuales de los tanques de almacenamiento de petróleo.. Jr. Los métodos tradicionales de limpieza de tanques de almacenamiento de petróleo requieren el uso extensivo de trabajo manual en el interior de éstos mediante el empleo de palas. Krajicek et al. incluyen en algunos casos. arena. 50 % de sólidos. o tensoactivos para emulsionar los hidrocarburos. y la Pseudomona aeruginosa produce surfactantes ramnolípidos. Para la satisfactoria separación de estas capas es necesario un tiempo de residencia de 1 a 2 horas. 1998. J. Como fuente de nitrógeno se adicionan sales de amonio como sulfato. Jr. Otra tecnología aplicada con frecuencia en estos procesos. Como puede observarse.. 1993). M. et al. El agua es trasladada a un sistema de tratamiento de residuales líquidos y la fase orgánica es recuperada y reintroducida en el proceso de refinación. Wartel. Como ejemplo tenemos el Mycobacterium rhodichorous NCIB9905 que al crecer en n-decano produce un emulsificante no iónico. 1981. cloruro.T.. Típicamente el 10 % del volumen de lodo permanece en el fondo del tanque como un residuo semisólido (Deal et al. como fuentes de potasio se adicionan fosfato dibásico o monobásico de potasio. la Candela petrophilium produce un agente emulsificante compuesto de una mezcla de péptidos y ácidos grasos. E. 1998.. Scalliet. La adición de nutrientes es indispensable para que este proceso fermentativo transcurra adecuadamente. . o nitrato de amonio. 1978). Miyasaky. 1996). Tercera capa: sólidos con menos del 10 % de hidrocarburos. liberan al medio estas sustancias extracelulares que exhiben gran especificidad en la emulsificación de sustratos hidrocarbonatos que contienen compuestos alifáticos. es la inyección de vapores calientes para disminuir la viscosidad del lodo que se encuentra en el interior de los tanques lo que facilita su extracción (Powell. y en estas condiciones pueden ser tratados mediante biorremediación (Clements et al. 1997. y se debe adicionar alguna fuente de cationes divalentes como Mg y Ca (Gutnick et al.. M. 1993.. proceso que se realiza mediante recirculación continua hasta que estos residuales son bombeados hacia otro tanque donde se realiza la separación de fases mediante sedimentación. La sedimentación donde son separados los hidrocarburos. Hannay. Jr. Posteriormente. agua y sólidos se produce según el siguiente esquema: Primera capa: hidrocarburos residuales y agua Segunda capa: capa acuosa fragmentada en una capa superior libre de partículas sólidas y una inferior conteniendo sólidos y agua. los sólidos resultantes contienen menos que el 10 % de hidrocarburos. 2000). o también urea. Jonson. Estos microorganismos en su etapa de crecimiento aeróbico en los residuos oleosos de los tanques. aromáticos y cíclicos.compuestos.. se aplican chorros a presión con determinada relación agua / solvente (diesel). formada preferentemente por una sal oxidante como cloruro de amonio o sulfato de amonio. al menos un hidrocarburo aromático del tipo benceno o naftaleno. Esta circulación continua de la masa de combustible sobre todo en la zona cercana al fondo de los tanques evita la formación del lodo.. El hidrocarburo recobrado es reintroducido en el proceso de refinación mezclándose con el crudo en determinadas cantidades. Otros procedimientos emplean un barrido automático en el fondo de los tanques mediante un brazo mecánico (Deal et al. 1996). En esta limpieza termoquímica se libera nitrógeno gaseoso lo cual causa turbulencia y la flotación espontánea del lodo. la cual es bombeada al tanque mediante una bomba sumergible. de la viscosidad del lodo y de la intensidad del mezclado. El agua se mantiene circulando durante todo el proceso de liquefacción del contenido del tanque lo cual dura normalmente de 7 a 8 días. Entre estos podemos citar la circulación continua del contenido de hidrocarburo en el tanque. El llamado sistema THOR utiliza agua que es calentada con vapor de la refinería para disminuir la viscosidad del lodo y mejorar su extracción. 1978) Sistema semejante ha sido utilizado por otros autores los cuales reportan una combinación de solventes de extracción constituida por al menos un hidrocarburo alifático de 8 – 10 átomos de carbono en la molécula. con una sal reductora como el nitrito de sodio en presencia de un catalizador que es un ácido débil como el ácido acético. Dependiendo de la composición de estos lodos.Se han utilizados mecanismos para evitar la formación de estos lodos en el fondo de los tanques de almacenamiento de petróleo. Para esto se utiliza una solución acuosa de sales de nitrógeno. Esta mezcla tiene un gran poder de disolución con respecto al lodo. solubilizándose en el solvente. los gases pueden ser recobrados para ser reutilizados (Clements et al. 1998). 1984). . que también es calentado por la liberación de calor en esta reacción. Estos constituyentes de la mezcla de extracción tienen la capacidad de actuar como dispersantes con las partículas de hidrocarburos y también con las de sólidos. También se ha reportado la adición de solventes seguida por la adición de sales inorgánicas las cuales generan gases y calor. y un agente emulsificante y dispersante. facilitando la remoción y la flotación de la fase orgánica (Franco et al. o sea si contienen una considerable cantidad de hidrocarburos de bajo peso molecular. el cual está compuesto por hidrocarburos pesados que tienen la propiedad de romper las emulsiones que pueden ser producidas entre éstos y el agua. La temperatura requerida para procesar el lodo depende de la estabilidad de la emulsión. mediante un chorro de combustible que se introduce horizontalmente en el fondo de éste. impidiendo que estas últimas se aglomeren (Forster. 1995).NH2. . con la estimulación del crecimiento microbiano in situ. Esta unidad de pirólisis trae como ventaja la generación de gas utilizable como combustible. Para lograr un recobrado adicional de productos útiles se emplea una extracción con solventes.siendo una mezcla de hidrocarburos. y las temperaturas requeridas son de 1200 – 1800 oF.NO2 y . . Jr. Esto se produce mediante la combinación de procesos metabólicos donde se obtiene una degradación parcial de estos contaminantes. puede obtenerse la destrucción o conversión de estos contaminantes en productos menos dañinos..1993 ). la mineralización de parte de la molécula. Comportándose como donantes de electrones. produciéndose. al menos. . en sistemas de tratamiento que recuperan entre el 85 al 90 % de los hidrocarburos presentes originalmente en el lodo. la composición de estos lodos . por lo que se requiere la remoción de las porciones significativas de sólidos y agua. Se ha utilizado extensivamente la aplicación de la pirólisis para el tratamiento de estos residuales. Este procedimiento conocido como biorremediación. La gran mayoría de las sustancias químicas contaminantes de la industria pueden ser degradadas por los microorganismos. Alternativas de tratamiento de los residuos sólidos petrolizados. et al. Este sistema se ha aplicado a fondos de tanques que son relativamente de fácil bombeo. y donantes de electrones y/o aceptores de electrones.Como se conoce.Cl.OH. generándose un sólido de fácil disposición. La mayoría de los contaminantes pueden ser clasificados como compuestos alifáticos o aromáticos que contienen diferentes grupos funcionales. y los sólidos generados se tratan mediante biorremediación (Jonson. De esta forma. y la disminución del contenido de hidrocarburos en los residuos sólidos. como nutrientes. sólidos y agua .SO3.le impide ser directamente utilizado en las refinerías como combustible. o mediante la utilización de estas sustancias como sustratos de crecimiento por los microorganismos. estos contaminantes son oxidados como consecuencia . necesita la presencia de determinados compuestos para lograr el crecimiento microbiano. Biorremediación. Mediante la conversión pirolítica se transforman los hidrocarburos sólidos en gases e hidrocarburos líquidos. Con este objetivo se han desarrollado diversas tecnologías como la separación de estos sólidos de la fase acuosa mediante filtros presurizados. tales como: . Los gases obtenidos a elevadas temperaturas son condensados en sus constituyentes líquidos que pueden ser utilizados en la misma unidad de conversión pirolítica (Breu. nutrientes. W. la disponibilidad de otros aceptores de electrones como los nitratos o los sulfatos. 1998). influyen en el grado de degradación de estos compuestos.. Las condiciones ambientales tales como la ausencia o presencia de oxígeno.. En algunos casos ésto puede estar justificado por la elevada eficiencia del proceso biológico si se realiza en reactores de fase fluidizada. Los tratamientos ex situ requieren la excavación y el transporte delsuelo contaminado. después de ser extraídos de los tanques de almacenamiento de combustible mediante una tecnología conveniente. Reineke. 1995). su concentración. 1993). y las condiciones medio ambientales. nutrientes y oxígeno es mayor que en el sistema en fase sólida. pues en estas condiciones el contacto entre los microorganismos. es montado el sistema de tratamiento que incluye su mezclado con la tierra. y agua. contaminantes.delmetabolismo microbiano. Los tratamientos de biorremediación pueden ser realizados in situ o ex situ. y su incorporación en la cadena . Además.. son mineralizados. W. lo cual depende del tipo de sustancia contaminante.. Existen diversos mecanismos propuestos que describen detalladamente como ocurren estos procesos (Reineke. 2001. En el caso específico de la biorremediación de los lodos petrolizados. Este tipo de tecnologías de tratamiento de residuales se han aplicado con resultados favorables a residuos que contienen hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs) o bifenilos policlorados (BPCs). y por tanto la mayor biodisponibilidad de estos compuestos a los microorganismos que se encuentran en las partículas de suelo (Saporano et al. los cuales pueden incluir la inyección de aire mediante tuberías (Gruíz et al. En la actualidad se aplican variadas tecnologías para incrementar la eficiencia de la biorremediación.. y en el mejor de los casos. Además la agitación continua garantiza la concentración homogénea de estos contaminantes en el reactor. los cuales por sus características estructurales y poca solubilidad tienden a ser persistentes en el medio ambiente. Los tratamientos in situ se aplican directamente al sitio contaminado. algunos de los intermediarios producidos en estas reacciones son asimilados como fuente de carbono para el crecimiento microbiano (Bouwer et al. 2002). los anaerobios utilizan reacciones de tipo reductivas. Mientras los microorganismos aerobios utilizan reacciones oxidativas para la transformación de estas sustancias. Como ya se mencionó. estas sustancias presentan propiedades cancerígenas y mutagénicas. lo cual puede traer como consecuencia elevados gastos. 2001. et al.alimenticia del ser humano puede provocar un daño irreversible (Angelova. mientras la parte polar. realiza el efecto contrario. 1999. Este última es usualmente una cadena hidrocarbonada que disminuye la solubilidad en agua de estas moléculas. Empleo de agentes oxidantes como el peróxido de hidrógeno o el ozono. 2001. Berti et al. .. y de esta forma puede hacer el papel de intermediario entre fases inmiscibles. La formación de micelas permite que estos contaminantes se introduzcan en el núcleo hidrofóbico de las micelas.. los surfactantes adicionados se agregan para formar micelas de tamaño coloidal para lograr el aislamiento de su parte lipofílica del agua. y de esta manera se aumenta la solubilidad aparente de estos compuestos en fase acuosa (Kim et al. Bardi. los surfactantes existen fundamentalmente como monómeros y no contribuyen a aumentar la solubilidad de los HAPs.. Bioaumentación. Entre las tecnologías a las que se ha hecho referencia anteriormente podemos citar: Utilización de surfactantes químicos. Como se ha explicado. la extracción de los HAPs del suelo hacia la fase acuosa para su posterior catabolismo por los microorganismos. Liu et al. Berti et al. los HAPs muestran una gran tendencia a ser adsorbidos e incorporados dentro de los microporos del suelo (Knaebel et al. por lo que su biodegradación requiere. primero. 1995). B. Randazzo et al. Los surfactantes mejoran o incrementan la transferencia de masa de los contaminantes hidrofóbicos desde la fase sólida o líquida no acuosa hacia la fase acuosa. 1994). 2000. mientras que por encima de la CMC. mediante la disminución de la tensión interfacial y mediante la acumulación de los compuestos hidrofóbicos dentro de la micelas (Li et al. A concentraciones inferiores a la concentración micelar crítica (CMC). uno de los componentes mayoritarios en estos lodos petrolizados son los hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs). 2002. La molécula de surfactante está constituida por una mitad hidrofílica y una mitad hidrofóbica. Utilización de surfactantes biológicos o biosurfactantes. Briganti et al. Además. frecuentemente ionizable.. L. 2002. 2000). los cuales son difíciles de biorremediar debido a la baja solubilidad en agua de estos compuestos. Utilización de surfactantes químicos. 1999). . Los surfactantes conformados por estructuras poliméricas voluminosas también son degradados lentamente (Kim et al. Difusión de los HAPs a través de las micelas a la fase acuosa y de ésta se difunde hacia los microorganismos. Tiehm et al.Lo anterior explica que la solubilidad de los HAPs sea proporcional a la concentración de los surfactantes cuando ésta es superior a la CMC. Un anillo aromático incluido en la parte hidrofóbica de la molécula también limita su biodegradación. Sin embargo.. quizás acompañada por la fusión a la membrana. el mecanismo que explica el efecto de la temperatura difiere para surfactantes de distintos tipos. Generalmente. 1994). Kim et al. para que no inhiban la biodegradación de estos contaminantes mediante una degradación competitiva. Este parámetro se utiliza para estimar la hidrofobicidad de un surfactante. Para aumentar la solubilidad de los HAPs se deben emplear surfactantes que no sean fácilmente biodegradados. de tal manera que ellas se comportan como si estuvieran en suspensión en un sistema de crecimiento sin la presencia del suelo (Brown et al. 2002). Brown et al. el cual está determinado por la relación entre las partes hidrofóbicas y hidrofílicas de la molécula de surfactante. por lo que pueden incluir en ellos más moléculas de hidrocarburos (Li et al. Dos mecanismos son responsables de la transferencia de los HAPs de las micelas hacia los microorganismos: a. 1999). 1999. 2002. Un parámetro importante para describir las propiedades físicas de los surfactantes es el balance lipofílico-hidrofílico (BLH). La biodegradación de los surfactantes no iónicos es más difícil cuando la parte hidrofóbica de la molécula es ramificada y cuando se incrementa la longitud de la cadena etoxilada. como ha sido postulado para el liposoma fosfatidilcolina (Tiehm et al. 2001. el incremento de la temperatura produce un aumento de la solubilidad de estos sistemas. la adición de surfactantes no incrementa la solubilidad de los HAPs (Li et al. 2002). b. se ha demostrado que a concentraciones específicas de surfactantes. 1994). En los . si se compara con el de surfactantes homólogos que tienen un mayor BLH.. Contacto directo entre las micelas y la membrana celular. Esto significa que el núcleo de las micelas tiene un mayor volumen.. todas superiores a la CMC.. Cuando se emplean concentraciones menores o cercanas a la CMC. Los surfactantes con menores valores de BLH forman micelas más grandes. los surfactantes disminuyen la adhesión de las bacterias a las partículas de suelo.. 1994. Además.. Tiehm et al. Cassidy et al. 2001. Se ha reportado el crecimiento de las micelas cuando la temperatura se incrementa de 22 a 30 oC (Li et al.5 (Jahnke et al.hidrofílico) en el rango de 4. pues se facilita significativamente el contacto microorganismo – hidrocarburo. 1996.. para la aplicación práctica de esta tecnología.5 a 12. el fosfato de amonio. 1998). los cuales son solubles en agua. De esta forma. los surfactantes son vertidos al suelo o aplicados mediante spray. 2000. Carey. de 4 a 24 pulgadas desde su superficie utilizando un arado. el contaminante es extraído de las partículas de suelo y esta más biodisponible para los microorganismos degradadores (Jahnke et al. y por tanto la eficiencia de la biorremediación.surfactante va atravesando distintas porciones del suelo contaminado. y se incrementa así el espacio disponible para la solubilización en las micelas. y después extraída nuevamente del suelo. la utilización de surfactantes químicos incrementa la solubilidad de los compuestos hidrocarbonatos que componen los lodos petrolizados. Se ha reportado el uso de soluciones constituidas por una mezcla de surfactantes con un HLB ( balance –lipofílico.. Típicamente el rango empleado es de 1 a 30 porciento en peso basado en el contenido de contaminantes en el suelo. de tal forma que la solución agua. Varadaraj et al. al menos.. Estos nutrientes son los suministradores de N y P.. proteínas. y después son aplicados los nutrientes mediante un spray (Varadaraj et al. La cantidad de solución que se utiliza depende de la cantidad de hidrocarburos que están presentes en el suelo. y entre ellos tenemos compuestos como el nitrato de amonio. En la aplicación práctica de los surfactantes se puede hacer referencia al procedimiento convencional de " bombeo y tratar". 1995). En las soluciones de surfactantes no iónicos. en el cual la solución acuosa (nutrientes-surfactantes) es inyectada al suelo mediante bombeo en el sitio contaminado. También pueden ser adicionados los surfactantes y los nutrientes al suelo en una misma solución (Varadaraj et al. Como se ha explicado anteriormente. Varadaraj et al. 2000). aminoácidos. 2002). 1994.surfactantes iónicos el incremento de la temperatura aumenta la agitación térmica de las moléculas de surfactantes. Entre estos podemos citar el tipo de surfactante . Después de la aplicación de la solución de surfactante al suelo éste debe ser mezclado. Sin embargo.. el aumento de la temperatura tiende a incrementar el número de agregación y por tanto el tamaño de las micelas. urea. fosfato amónicos de metales alcalinos y nitratos. 2001) En general. se deben tener en cuenta diversos factores de los cuales depende el incremento de la biodegradación microbiana. la longitud de la parte hidrofílica de su molécula. por lo debe estar avalada por un incremento significativo en la eficiencia del proceso. Por esta razón. 2002). El empleo de surfactantes en la bioremediación in situ puede llegar a ser un tecnología muy costosa. solamente a concentraciones superiores a la CMC. La causa fundamental de la difícil degradación de los compuestos hidrofóbicos de alto peso molecular es su baja solubilidad en agua. al disminuir la secreción de sus ramnolípidos .. 1994). antes de su aplicación práctica deben realizarse ensayos a nivel de laboratorio. para determinar las condiciones óptimas para el diseño del sistema tecnológico a gran escala. Los biosurfactantes son frecuentemente producidos por bacterias capaces de crecer en los hidrocarburos y se ha demostrado que estimulan el crecimiento de estas bacterias y aceleran la biorremediación. lo cual incrementa la adsorción de éstos al suelo al enlazarse irreversiblemente.utilizado. extraen estas moléculas hidrofóbicas y las hacen más disponibles a los microorganismos (Ron et al.. pues como ya se ha explicado. Utilización de biosurfactantes. la concentración empleada de éste también juega un rol muy importante.. la biodegradabilidad del surfactante y su toxicidad hacia los microorganismos autóctonos. no siendo el más adecuado para su utilización en estos fines. después que los hidrocarburos que éstas utilizan como substrato se han agotado (Ron et al. y limita la disponibilidad de estas sustancias el ataque microbiano (Knaebel et al. Se ha reportado la pérdida de la capacidad de crecer en hexadecano para la Pseudomona areuroginosa mutante PG201. incrementan su área superficial para el crecimiento microbiano. puede limitar el contacto entre el núcleo micelar y la molécula de hidrocarburo. La producción de biosurfactantes está asociada a la capacidad de los microorganismos de utilizar los hidrocarburos como sustratos. Esto quiere decir que en algunos surfactantes. Además. Estos surfactantes ayudan a dispersar los hidrocarburos. puede incrementarse la solubilidad de estas moléculas hidrofóbicas. En estos experimentos se deben determinar la concentración de surfactantes que posibilite el mayor incremento en la biodegradación de los contaminantes. Los microorganismos producen una gran variedad de sustancias tensoactivas o surfactantes. y ayudan a separar las bacterias de estos compuestos emulsionados. lo cual esta íntimamente relacionado con suestructura química. Los surfactantes al disminuir la tensión interfacial. 2002). mientras que los segundos. Se ha sugerido que la producción de determinados biosurfactantes está condicionada por la presencia de sustratos específicos. 2002). emulsionando así a estas sustancias y aumentando su área superficial (Ron et al. 1997). Uno de los más estudiados es el ramnolípido producido por varias especies de Pseudomonas. lipopolisacáridos. está restringida al organismo productor solamente. pero no emulsifican a estos diferentes tipos de hidrocarburos por separado. son capaces de utilizar los biosurfactantes producidos por otras especies para biodegradar los contaminantes hidrofóbicos (Ron et al. y la estimulación del crecimiento celular que se manifiesta en presencia de éste. lipoproteínas. Además se caracterizan por poseer una elevada especificidad a los substratos.. en los cuales los carbohidratos están unidos a largas cadenas de ácidos alifáticos. Los biosurfactantes de elevado peso molecular están compuestos por polisacáridos.. Rocha et al.. sin embargo son eficientes al cubrir las gotas de hidrocarburos e impedir que éstas se unan. son disacáridos que están acilados con una larga cadena de ácidos grasos o ácidos grasos hidroxilados.. proteínas. estos biopolímeros que son producidos por la célula al mismo tiempo que los biosurfactantes de bajo peso molecular. Existen dos tipos de biosurfactantes que son producidos por las bacterias: los constituidos por moléculas de bajo peso molecular y los polímeros de elevado peso molecular. tales como los ramnolípidos. Los biosurfactantes de bajo peso molecular tienen una baja concentración micelar crítica e incrementan la solubilidad aparente de los hidrocarburos incorporándolos en las cavidades hidrofóbicas de las micelas. Estos son menos efectivos reduciendo la tensión superficial. Los biosurfactantes de bajo peso molecular son generalmente glicolípidos. algunos emulsifican eficientemente mezclas de hidrocarburos alifáticos y aromáticos.extracelulares. 2002). Sin embargo. por ejemplo. incrementan la solubilidad y la separación de las células de las gotas de hidrocarburos después de que estas las han utilizado (Falatko et al. el cual es un complejo de un heteropolisacárido y una proteína. muchos investigadores consideran que los microorganismos degradadores de estos contaminantes hidrofóbicos. el cual está constituido por dos moles de ramnosa y dos moles de ácido β-hidroxidecanoico (Ron et al. otros pueden emulsificar hidrocarburos puros pero solamente de elevado peso molecular. o mezclas complejas de estos biopolímeros. Los bioemulsificadores. 1992). El biosurfactante de este tipo más estudiado es producido por diferentes especies de Acinetobacterias. o lipopéptidos. 2002. cuya actividad superficial resulta de la . emulsifican los hidrocarburos incrementando su área superficial. De esta manera. así como a la regulación de la . 2002). mientras que la hidrofobicidad de las Acinobacterias es reducida por la presencia del emulsificador. Muchos de estos lípidos que constituyen los biosurfactantes son los componentes mayoritarios de la membrana celular. formando una doble capa de lípidos con la parte hidrofílica hacia la parte interior y exterior de la membrana (Falatko et al. 1992). 2002. puede provocar que la superficie celular microbiana se haga más hidrofóbica en dependencia de su orientación.. Si el biosurfactante está unido a la célula. 1992). Déziel et al. Sin embargo. la hidrofobicidad de la superfie celular de la Pseudomona areuginosa es muy incrementada por la presencia de un ramnolípido unido a la membrana celular (Falatko et al.es unida a la célula en la forma de una minicápsula. las condiciones ambientales. pues la liberación de estos glicolípidos ha ocurrido en sustratos solubles tales como el glicerol.acilados (Ron et al. la emulsión – conteniendo los hidrocarburos . promueven la solubilización de este substrato. para facilitar la asimilación de los sustratos insolubles. Durante la fase de crecimiento exponencial. 1992). ésta se separa de esta emulsión para buscar otro substrato fresco (Ron et al. depende del substrato utilizado. pues éste es mucho menos soluble en agua que el naftaleno.. Arino et al. se obtuvo una menor producción de glicolípidos a partir del fenantreno. Todo esto sugiere que los microorganismos pueden usar sus biosurfactantes para regular las propiedades de su superficie celular. Después que son degradados todos compuestos que utiliza la célula como substrato.éster y enlaces N. Falatko et al. 1996). y las células requieren más tiempo para adaptarse a la utilización de este sustrato poco accesible (Falatko et al. Por ejemplo. 1996. Se ha observado que estos compuestos producidos durante su crecimiento en naftaleno. las cuales son frecuentemente aisladas de los suelos contaminados con HAPs. Las especies de Pseudomonas. la disponibilidad del sustrato y la actividad de la biomasa (Ron et al. 2002). 1992)...presencia de ácidos grasos que son unidos a los polisacáridos por la vía O. 2002. La excreción de estos biosurfactantes por la célula parece obedecer más a una necesidad fisiológica como es la adhesión de las bacterias a las interfases. producen un biosurfactante compuesto por una mezcla de diferentes ramnolípidos extracelulares cuando crecen en substratos insolubles (Noordman et al. y de esta forma. La cantidad liberada de estos biosurfactantes por la célula. En un estudio realizado sobre la producción de biosurfactantes utilizando como sustrato naftaleno y fenantreno.. la producción de biosurfactantes no parece estar motivada solamente. unirse o desunirse a los hidrocarburos de acuerdo a sus necesidades. y alternativamente. Se ha reportado la adsorción de los surfactantes al suelo.. y teniendo en cuenta que unos son más afectados que otros. 1997). y la disponibilidad de oxígeno que influye directamente en el metabolismo del substrato. las propiedades de adsorción necesitan ser caracterizadas previamente para la determinación de cuán grave puede afectar este fenómeno a los surfactantes generados en la degradación de los hidrocarburos por estas bacterias (Falatko et al. Un incremento en la solubilidad aparente del naftaleno ha sido observada cuando la concentración de glicolípidos excretados por la especie Pseudomonas areuginosa 19SJ excede la concentración micelar crítica (Déziel et al. Este es un gran problema para la utilización práctica de los surfactantes. Los bioemulsificadores pueden ser adicionados como un aditivo para estimular la biorremediación. y se ha observado que la mayor actividad del emulsificación se ha obtenido a pH cercanos al neutral (Rocha et al. sin embargo. 1997).hidrofobicidad de la membrana celular. 2002). y de esta forma la Pseudomona areuginosa garantiza su supremacía sobre los otros microorganismos (Arino et al.. tales como el pH. Las bacterias que producen los bioemulsificadores pueden también participar en la biodegradación de los hidrocarburos. 1992). 1994). pueden funcionar como una familia de bacterias que suministran los emulsificadores a las otras bacterias que degradan estos contaminantes (Ron et al. Otra posibilidad es que estos ramnolípidos ejercen un efecto tóxico sobre las otras especies. la temperatura. pero estos surfactantes no liberan los compuestos orgánicos solubilizados para su degradación (Falatko et al. solamente una mezcla de los surfactantes producidos durante la degradación de estos hidrocarburos. .. lo cual se debe al alto contenido de materia orgánica que éstos tienen (Kanaebel et al.. La estabilidad de la dispersión y emulsión de los hidrocarburos depende de parámetros químicos y físicos. incluyendo lípidos celulares. Los lípidos celulares tienen excelentes propiedades como surfactantes y pueden formar micelas a bajas concentraciones. incrementa la solubilidad y facilita la degradación de estos compuestos. cuando se produce una limitación en la cantidad de nutrientes como el nitrógeno. Al parecer.. también se puede incrementar la concentración de bioemulsificadores mediante la adición de bacterias que los producen. La actividad del biosurfactante es particularmente sensible a los cambios del pH. 1998). 1992). Se han reportado para la remediación de suelos contaminados con hidrocarburos aromáticos policíclicos. éste es sometido a un tratamiento químico con peróxido de hidrógeno en presencia de iones ferrosos... deben ser estudiados para cada caso específicamente. otros surfactantes químicos como el Triton X100 o el Tween 80. sí se ha establecido como un hecho confirmado. Si comparamos los resultados que han reportado al emplear surfactantes químicos y surfartantes biológicos debemos decir que estos últimos son más efectivos incrementando la biodisponibilidad de los compuestos hidrofóbicos que los surfactantes químicos. menos tóxicos. En la aplicación de varios surfactantes químicos se han reportado. y por tanto se afecta negativamente a la población microbiana. Posteriormente. sea de origen biológico o químico. que las bacterias productoras de biosurfactantes se encuentran en mayor concentración en los suelos contaminados por hidrocarburos (Déziel et al. estos hidrocarburos son primeramente biodegradados en una digestión aeróbica o anaeróbica en condiciones apropiadas. Oxidación química. pues son más selectivos. los cuales en estas condiciones pueden ser más fácilmente biorremediados. Rocha et al. Sin embargo. efectos positivos y negativos en la biodegradación (Ron et al. 2002. de tal manera que se produce inicialmente la oxidación o transformación parcial de estos contaminantes a compuestos más solubles en agua. más resistentes a los cambios del medio ambiente y más económicos. han sido utilizados con muy buenos resultados en la biorremediación. 1994. Tiehm et al. Estos procesos se combinan con la biorremediación.. en la hidrólisis del dodecil sulfato de sodio se forman iones HSO4.. 1997). De esta manera. Por ejemplo. Todo esto quiere decir que los resultados que se obtendrían de la aplicación de este tipo de productos con el objetivo incrementar la biodegradación microbiana. En el tratamiento de los lodos petrolizados se aplican también tecnologías basadas en la oxidación química de estos contaminantes. y/o hidrocarburos policlorinados sistemas tecnológicos en los cuales se utilizan una combinación de tratamientos en la siguiente secuencia: tratamiento biológico / químico / biológico. preferentemente en un reactor en fase fluidizada donde son oxidados los . obteniéndose elproducto de la primera biodigestión. y para cada surfactante..que conducen a la acidificación del medio. 1996).Aunque se ha discutido mucho acerca de los mecanismos por los cuales los microorganismos producen surfactantes. 2002. 2001). siendo en este estado más fácilmente biodegradables. liberándose iones férricos e iones hidroxilos. e incrementa la solubilidad éstos. donde se produce la generación de radicales hidroxilos que facilitan la oxidación de contaminantes tales como los fenoles. 1999). la hidroxilación de los compuestos orgánicos es un paso necesario para la degradación biológica. 2000.. La aplicación del peróxido de hidrógeno a suelos o sistemas acuáticos comprende una variedad de reacciones competitivas tales como: H2O2 + Fe2+ → OH• + OH.+ Fe3+ H2O2 + Fe3+ → HO2• + H+ + Fe2+ OH• + Fe2+ → OH. quién a su vez. el ión férrico cataliza la producción de radicales hidroperóxidos e ión hidrógeno. 2002). incrementa la efectividad del tratamiento biológico que le sigue (Soni et al. clorofenoles. Como en la reacción de Fenton precisamente lo que ocurre es la hidroxilación de estos compuestos.. hidrocarburos poliaromáticos (HAPs) y clorobenceno (Nadarajah et al. Gates – Anderson et al. bifenilos policlorinados (BPCs).+ Fe3+ HO2• + Fe3+ → O2 + H++ Fe2+ H2O2 + OH• → H2O + HO2• R• + Fe3+→ Fe2+ + productos Como puede verse. Siegrist et al. se logra incrementar la eficiencia del proceso químico. Al preceder el tratamiento químico con una digestión aeróbica. . alcoholes polivinílicos. Este tratamiento químico se realiza mediante la reacción de Fenton. la reacción de Fenton comprende la producción de radicales hidroxilo por la acción de los iones ferrosos en el peróxido de hidrógeno. Posteriormente. este tratamiento químico incrementa la biodegradabilidad y disponibilidad de contaminantes como los HAPs y de los hidrocarburos policlorados.hidrocarburos. Estos productos obtenidos son entonces sometidos a una segunda digestión aeróbica o anaeróbica (Soni et al. 1999). La reacción estequiométrica simplificada entre el peróxido de hidrógeno y el tricloroetileno (TCE) se muestra a continuación: 3 H2O2 + C2HCl3 → 2 CO2 + 2 H2O + 3 HCl Como es conocido. convirtiendose el ión férrico a ferroso (Kukor et al. que el rango efectivo para la generación de iones hidroxilo en la reacción de Fenton es de pH 3 – 5. Sin embargo. que precipitan como un complejo oxihidróxido. A este pH muchos metales pesados se hacen solubles y migran hacia las aguas subterráneas. y sólo se realiza la oxidación parcial de estos compuestos para que se conviertan en productos más solubles y menos tóxicos para incrementar la degradación microbiana. en la literatura se ha reportado un tratamiento utilizando una reacción de Fenton modificada la cual puede realizarse a pH cercanos al neutro.El tratamiento químico utilizado según este procedimiento destruye preferencialmente los hidrocarburos aromáticos de 4 a 6 anillos. con la utilización de un pH óptimo de 2 no podrían ser aplicados el tratamiento químico y el biológico al unísono. Pero por otra parte. pues un incremento de éste disminuye la solubilidad de los iones férricos (convertidos a partir de los iones ferrosos por los radicales hidroxilo). Como se ha explicado anteriormente. el pH debe ser ajustado a 7 para garantizar que el medio sea biocompatible con el desarrollo microbiano. 1999. pues este último se ve desfavorecido en estas condiciones. Por esta razón muchos trabajos consideran una inoculación de microorganismos después del tratamiento químico. a bajos pH son solubilizados los metales pesados los cuales podrían causar un gran daño al ecosistema. Además. En esta reacción se han utilizado generalmente relaciones H2O2 Fe3+ desde 2:1 hasta 300:1 para la transformación de varios hidrocarburos. particularmente aquellos conteniendo de 4 a 6 anillos (Soni et al. Kukor et al. compuestos hidroxilados o epoxidados que son más susceptibles a la biorremediación que los HAPs originales. para restaurar la población de microorganismos después de exponer el medio a las condiciones de oxidación (Soni et al. se evita la utilización de concentraciones elevadas que provocan la oxidación completa de estos contaminantes. este tratamiento de oxidación utilizando la reacción de Fenton se favorece a bajos pH. El pH óptimo para la transformación del antraceno usando la reacción de Fenton es pH 4. Por supuesto. 2002 ). o para inducir el cometabolismo de los compuestos originales. y como consecuencia la eficiencia de esta reacción disminuye. 2002). y finalmente son adicionados los nutrientes y el inóculo (Nadarajah et al. o sea. y se ha reportado para otros hidrocarburos como los BPCs y pesticidas. y además este rango de pH es incompatible con cualquier forma de tratamiento biológico. después del pretratamiento con la reacción de Fenton. y se obtienen HAPs parcialmente oxidados. pero incrementando el pH cercano al neutro. Sin embargo. Aunque la reacción de Fenton tiene la capacidad de oxidar los HAPs produce una sustancial disminución del pH del suelo a 2 o 3. 1999). . para reducir la excesiva biodegradabilidad de los hidrocarburos (Kukor et al. fosfato diamónico. tiene la ventaja de que es directamente compatible con el proceso de biodegradación al realizarse bajo condiciones de pH neutro (Kukor et al. y son fácilmente degradados por los microorganismos. o ser utilizado como un paso posterior a la biodegradación para destruir los contaminantes residuales.. son destruidos mediante la biodegradación. y esta modificación evita su precipitación como una sal insoluble y hace el proceso más biocompatible. y se debe escoger de tal forma que no se una tan fuerte al metal de transición que impida la participación del metal en la generación de radicales libres.y de esta forma el tratamiento químico sería más biocompatible a la degradación microbiana (Soni et al. Por supuesto. de tal forma que su utilización como quelatos no traería ninguna contaminación adicional. El metal de transición empleado en esta reacción. Otra técnica para incrementar el tratamiento biológico in situ de suelos contaminados. 2002). que fundamentalmente es el hierro. 2001). la biodegradación seguida por esta reacción de Fenton modificada logró ser más efectiva que el procedimiento inverso. Este procedimiento de oxidación puede ser aplicado como un pretratamiento para los compuestos orgánicos que serían biodegradados. y cuando los hidrocarburos de 2 a 3 anillos abundan en el suelo. o mezclas de éstos). Nam et al. fosfato de amonio.. fundamentalmente peróxido de magnesio. 2002. es enlazado a un agente quelante. Esto quiere decir que los HAPs fácilmente biodegradables (de dos o tres anillos). el quelato formado es biodegradable. Kukor et al. 2002. una solución buffer ( por ejemplo: buffer fosfato de potasio) o carbonato de calcio. la biodegradación es recomendada como un paso inicial. Según resultados reportados. hidrógeno fosfato de metales alcalinos. Esto coincide con investigaciones donde se plantea que cuando en el suelo se encuentran en forma mayoritaria HAPs de 4 a 5 anillos. Generalmente se usa el catecol o el ácido gálico que normalmente están en los suelos. debido al . En este procedimiento el pH del sistema es ajustado aproximadamente a 6 con una solución de álcali (por ejemplo: NaOH). la oxidación química es preferida como pretratamiento. 1999. Aunque esta forma modificada de la reacción de Fenton no es tan eficiente como la reacción sin modificar. La intercalación con el peróxido de esta fuente de fosfato. comprende la utilización de un peróxido de metal. el cual es preparado en combinación con una fuente de fosfato (fosfatos diácidos de metales alcalinos. Nam et al. y entonces la reacción de Fenton modificada elimina los más recalcitrantes. o sea. 2001). los de 4 y 5 anillos aromáticos. extiende el período de la liberación del oxígeno hasta aproximadamente 30 días. varía en un amplio rango en dependencia de las características de dicho sitio. La descomposición del ozono genera una oxigenación que beneficia significativamente la biorremediación. éste es producido on site mediante generadores eléctricos. La aplicación de esta tecnología en un sitio contaminado depende de las condiciones presentes en dicha zona. La presencia de sustancias inorgánicas (por ejemplo.. no es dañino al medio y puede oxidar compuestos como benceno y los HAPs. su concentración y la presencia de radicales libres (por ejemplo. el cual ha sido aplicado mediante su inyección en el subsuelo para remediar compuestos orgánicos en zonas de aguas subterráneas.→ HO2• + O2Los contaminantes oxidables por el ozono incluyen HAPs. Su descomposición es afectada significativamente por el pH. La reacción de descomposición simplificada del ozono con el TCE se muestra a continuación: O3 + H2O + C2HCl3 → 2 CO2 + 3 HCl Debido a la elevada reactividad e inestabilidad del ozono. pesticidas e hidrocarburos alifáticos (incluyendo moléculas alifáticas saturadas). y el nivel de contaminación. Con estas . el HCO3-). 2000).efecto que ejerce la estructura molecular del fosfato. Se ha reportado que al menos dos horas de exposición directa al ozono son requeridas para remediar algunos sitios contaminados con estos compuestos (Siegrist et al. Las cantidades de ozono requeridas para la remediación de sitios contaminados con HAPs. Fe-2) y compuestos orgánicos (por ejemplo. sustancias húmicas) pueden iniciar y promover la descomposición del ozono mediante reacciones en cadena de tipo radical (Siegrist et al. Otros de los agentes oxidantes empleados es el ozono (O3). OH-. De esta manera. El ozono es un agente oxidante extremadamente fuerte.. 1993). se hace más lento el proceso de liberación del oxígeno del peróxido. 2000).. La descomposición del ozono en agua se produce mediante un proceso que es limitado por la reacción inicial del ozono con los iones hidroxilo para obtener radicales hidroperóxidos e iones superóxidos: O3 + OH. 2000). Se han desarrollado sistemas de oxidación química in situ donde se inyecta ozono intermitentemente junto con aire comprimido mediante conductos verticales en aguas subterráneas contaminadas (Siegrist et al. y se incrementa el potencial redox del suelo durante toda la duración del tratamiento. Las concentraciones empleadas de peróxido de magnesio hacen que este no ejerza un efecto tóxico. además de que la adsorción de trazas de magnesio es esencial para la bioquímica celular (Koenigsberg et al. que la reacción de Fenton incrementa considerablemente la efectividad del tratamiento biológico para los hidrocarburos de elevado peso molecular como los HAPs.. manganeso. trae como resultado la destrucción del 80 – 85% de los HAPs.. lo que disminuye la cantidad de ozono a inyectar y el tiempo de tratamiento. Se han desarrollado diferentes tecnologías entre las cuales se puede citar el empleo de cámaras de mezclado agitadas donde el ozono es inyectado. La adición de bases se recomienda si la mezcla tiene carácter acídico.tecnologías se han logrado remediar suelos contaminados. Como se ha explicado anteriormente. mediante la transformación parcial de estos contaminantes a través de los procesos de oxidación. playas. Este tratamiento inicial facilita la transferencia de estos contaminantes a la fase acuosa donde ellos son directamente accesibles al ozono. J. lodos. permanganato.. junto a la utilización de surfactantes y catalizadores metálicos para facilitar estas reacciones de oxidación. Utilizando la reacción de Fenton combinada con el biotratamiento.. P. la biodegradación es de 2 a 4 veces superior a la lograda con la aplicación individual de estas técnicas. El tamaño de partícula de los suelos tratados debe ser pequeño (1. se puede lograr un significativo incremento en la biorremediación de los residuos oleosos. seguido posteriormente por 7 días de tratamiento biológico. lagunas y otros sistemas acuíferos incluyendo lagos. La aplicación de calor y/o presión adicional puede realizarse para acelerar la reacción (Bradley.. P. De esto puede concluirse. aleaciones metálicas. etc. níquel. Entre estos catalizadores podemos citar metales. pues el tratamiento con ozono es más efectivo en condiciones ligeramente básicas. 2002). así como asegurar una vigorosa agitación y mezclado (Bradley. que el pretratamiento de Fenton durante 48 horas en presencia de un surfactante no iónico. En estos sistemas se utilizan opcionalmente un tratamiento de oxidación primaria con oxidantes como el peróxido de hidrógeno. De la reacción del peróxido de hidrógeno con estos materiales contaminados se libera dióxido de carbono y otros gases como consecuencia de la oxidación de los compuestos orgánicos menos estables. que pueden alcanzar una transición a un estado de oxidación superior como el hierro. en productos de más fácil degradación. 2002). cobre.27 cm ) para incrementar la accesibilidad del ozono hacia los hidrocarburos contaminantes. óxidos metálicos. además de oxidar los compuestos más fácilmente oxidables. J. y las eficiencias que . persulfato. cobalto. etc. empleando la oxidación química combinada con la degradación biológica. Se ha reportado en el tratamiento químico – biológico de suelos contaminados en reactores de fase fluidizada. La transferencia de estos plásmidos a las bacterias indígenas. La combinación de la aplicación de surfactantes y agentes oxidantes.se han obtenido demuestran que los productos de la reacción de Fenton no son tóxicos para el cultivo microbiano (Nadarajah et al. fundamentalmente. juega un rol importante en la adaptación de estos microorganismos a la presencia de compuestos . para acelerar la descomposición de los contaminantes. Esto se debe a que la bioaumentación es menos predecible y controlable que la destrucción química o biológica de los contaminantes (Limbergen et al. esta técnica no ha sido ampliamente aplicada. se puede lograr una destrucción rápida y total de éstos. puede conducir al establecimiento de un proceso tecnológico muy efectivo para el tratamiento de estos residuales. Existen muchas investigaciones sobre la adición de especies de bacterias a los lodos activados. Con la oxidación química de los residuales sólidos petrolizados. pero la utilización de reactores y generadores de ozono hace esta tecnología muy costosa. 2002). y en los bioreactores para el tratamiento de aguas residuales. En la bioaumentación se han utilizado grupos de bacterias que son aisladas de los sitios contaminados. La bioaumentación es la aplicación de microorganismos a los sitios contaminados. las cuales actúan como donantes de plásmidos catabólicos a las especies autóctonas. 1998). A pesar de los avances que se han obtenido en la utilización de la bioaumentación en el tratamiento en pequeña escala de lodos activados. y que tienen la capacidad de degradar diferentes compuestos químicos. para incrementar el potencial redox del medio microbiano. Se utilizan comúnmente surfactantes químicos para incrementar la transferencia de los hidrocarburos desde la fase sólida a la fase líquida e incrementar la efectividad de la acción de los agentes oxidantes. Estos tratamientos de oxidación se llevan a cabo. según sea el caso. o en los bioreactores donde son tratados estos desechos. en reactores de fase fluidizada. Es por esto que una variante muy utilizada es la combinación de agentes oxidantes como el peróxido de hidrógeno el cual se incorpora a los tratamientos de biorremediación in situ. después de realizada la oxidación previa de estos compuestos. pero también se pueden emplear microorganismos que son modificados genéticamente. donde es posible la introducción de inóculos y nutrientes para iniciar la etapa de biodegradación aerobia o anaeróbica. y facilitar la biotransformación de los hidrocarburos. Bioaumentación. e incluso entre bacterias. con una etapa de preadaptación en un medio mínimo en condiciones similares a las presentes en el suelo. 1998. como gram-positivas y gram-negativas. Esta transferencia puede ocurrir entre diferentes especies. donde las bacterias inducen lasenzimas y se producen mutaciones o cambios genéticos (Limbergen et al. levaduras y plantas. incrementa la acción biodegradadora de estos microorganismos (Limbergen et al. por lo que es necesario el conocimiento de la vía metabólica de los organismos inoculados (Limbergen et al. 1998). Los aspectos principales que determinan la eficiencia. El proceso de mineralización de los contaminantes está precedido por un período de aclimatación. La adaptación de las bacterias a los compuestos xenobióticos cuando le son transferidos estos plásmidos por los microorganismos inoculados. también puede ocasionar efectos negativos pues se pueden formar productos intermedios que son tóxicos. La mayor limitación de la transferencia de genes en el medio ambiente. 2001). La aplicación de microorganismos degradadores de HAP . se debe a que éstas adquieren nuevas características genéticas. 1998). para mejorar la degradación de los poliaromáticos presentes en los sedimentos que se han extraído del fondo de los puertos como el de Nueva York. 1998).recalcitrantes. Watanabe. en cuanto a concentración y tipo de contaminantes. y el potencial metabólico de la microbiota. Se ha reportado la utilización de la técnica de bioaumentación en biorreactores de lecho fluidizado. 1998). puede deberse a la bajaprobabilidad de que células de diferentes especies de bacterias. que es el tiempo que transcurre entre la inoculación y el inicio de la degradación de estos compuestos. de tal manera que ésto pudiera evitar los problemas causados por el impacto que se produce al ser cambiado bruscamente el medio en que viven estos microorganismos (Limbergen et al. se encuentren bajo condiciones que las hacen fisiológicamente competentes para donar o recibir material genético (Limbergen et al. la eficacia y el costo de la bioaumentación. son la naturaleza de los xenobióticos. La adaptación de las bacterias inoculadas es el prerrequisito indispensable para obtener una actividad degradativa óptima. y en esto puede influenciar el tamaño del inóculo y el tiempo necesitado por estas especies para su crecimiento. La degradación de los contaminantes por diferentes especies de la comunidad microbiana. las condiciones fisicoquímicas. y como consecuencia. Se han incrementado las posibilidades de sobrevivencia de estos microorganismos adicionados al suelo. bifenilos clorinados (BPCs) e hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs). Sin embargo. 2002). según se ha reportado en algunos casos. que son extraídos utilizando un solvente apropiado. lo cual es debido a que la competencia por los nutrientes entre las bacterias del suelo y este hongo. La habilidad de estos microorganismos para degradar una gran variedad de compuestos se atribuye. Arthrobacter sp. 2002). La utilización como inóculo de los microorganismos autóctonos del suelo contaminado. El potencial de degradación de los hongos lignodegradadores hacia los compuestos recalcitrantes. a la acción de las enzimas lignolíticas. ha sido objeto de intenso estudio. 2002). Estas especies son cultivadas en un medio de crecimiento donde se utilizan como substrato los propios hidrocarburos presentes en el suelo. Se conoce un método analítico novedoso para cuantificar los microorganismos durante el proceso de bioaumentación de forma rápida y no destructiva.(Paenibacillus validus PR-P1. el gen lux ha sido aplicado en la determinación de microorganismos y contaminantes específicos. no se ha obtenido un efecto significativo en el incremento de la eficiencia de la biorremediación. 2002). no incrementó la biodegradación al ser adicionados con un contenido microbiano de 106 y 108 células/mL (Lauren et al. pesticidas. Se conoce la preparación de inóculos de hongos para la bioaumentación de suelos contaminados. en parte. Con este procedimiento los degradadores de xenobióticos con este gen incorporado. y el comportamiento de los microorganismos es evaluado mediante la detección bioluminiscente (Tanaka et al. lo cual se atribuye a que puede haber existido una insuficiente adaptación de estas especies a las condiciones del reactor (Saporano et al. De esta manera. los cuales son combinados con grandes cantidades de sustratos orgánicos o desechos de la agricultura. cuya bioluminiscencia ocurre instantáneamente y depende de la concentración celular y de la actividad metabólica. tiene la ventaja de que estos ya están adaptados a los contaminantes que van a ser degradados. se ha reportado que con la bioaumentación empleando este microorganismo en suelos contaminados por derrames de petróleos. PR-P3 y Sphingomonas sp. Sin embargo. tales como los fenoles clorinados. PRP12). no se han logrado incrementos notables en la velocidad del proceso en tratamientos ex situ en reactores de fase fluidizada. ejerce un papel inhibitorio hacia este organismo (Baheri et al. mediante la utilización del gen lux derivado de la Vibrio sp. son adicionados al suelo contaminado para el estudio de la bioaumentación. mediante su incorporación en los microorganismos inoculados. pero esta técnica es muy . puede ser predeterminada en cada inóculo. Posteriormente. La efectividad de la bioaumentación depende de la sobrevivencia y actividad de los microorganismos en el suelo. limita el acceso a los nutrientes. la bioaumentación es la que menos se ha utilizado para incrementar la biorremediación de los contaminantes. son difíciles de reproducir a nivel de laboratorio en las cepas que serían inoculadas. La utilización de agua calentada con vapor de la refinería disminuye la viscosidad de los lodos petrolizados. y el hongo que se encuentra formando una capa cubriendo esta estructura. Es por esto que de todas las tecnologías anteriormente discutidas. a los microorganismos autóctonos. con los efectos logrados en el incremento de la biodegradación de los hidrocarburos utilizando surfactantes y procesos de oxidación. mediante esta ventaja competitiva se garantiza el crecimiento y sobrevivencia de los hongos inoculados (Lestan et al. Los procesos cometabólicos que se generan entre las distintas especies autóctonas que se encuentran en los sitios contaminados. inclusive utilizando especies modificadas genéticamente. 1996). Como sustrato utilizado en estas pastillas podemos citar el aserrín de álamo. podemos decir que con la introducción de microorganismos en sistemas de biorremediación in situ. Esta estructura en forma de pastillas donde esta incorporado el hongo. el almidón. Mejores resultados mostró la fabricación de estos inóculos de hongos en forma de pastillas. la cual es indispensable en la aplicación a los suelos donde el daño a los cultivos de hongos puede ocurrir como consecuencia de los procesos de destrucción y remoción del suelo. facilitando su extracción de los tanques de almacenamiento de combustibles. Conclusiones. presentes en el interior de la pastilla. los nutrientes. presentan una gran resistencia al ataque de las bacterias y hongos autóctonos del suelo. y en muchas ocasiones negativos. y de esta forma. . granos de harina y lignosulfato de calcio. o en reactores de fase fluidizada. la pastilla conformada por estos constituyentes. proporciona suficiente fuerza mecánica. Si comparamos los resultados que se han obtenido en el empleo de la bioaumentación. Los hongos introducidos con esta técnica. La presencia de una capa de hongos que se encuentra cubriendo la pastilla. se han reportado resultados muy contradictorios. en las cuales están incluidas el portador. lo cual puede disminuir el potencial del inóculo (Lestan et al.trabajosa y la calidad del inóculos obtenido es muy variable. es cubierta por un hidrogel de alginato de sodio el cual contiene la biomasa del hongo. El crecimiento de estos microorganismos y la actividad degradadora que éstos presentan. 1996). Identification and production of a rhamnolipidic biosurfactant by a Pseudomonas species. Berti. Enzyme and Microbial Technology. R. 5. Journal of Applied Microbiology. Bardi. El empleo del ozono como agente oxidante es muy efectivo para el tratamiento de residuales. R.. D. 2. Vandecasteele. Briganti.-P. Appl Microbiol Biotechnol. A. 89. Arino. Randazzo. 103 – 108 (2000). Bibliografía. 4.. 84. S. Mattei. G. S. 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