dc.identifier | Tafoya Garnica, Angélica. (2008). Biodegradación del herbicida triazínico, atrazina, por una comunidad bacteriana, seleccionada en quimiostato, inmovilizada en reactoresde lecho empacado. (Doctorado en Ciencias Quimicobiológicas). Instituto Politécnico Nacional, Sección de Estudios de Posgrado e Investigación, Escuela Nacional de Ciencias Biológicas, México. | |
dc.description.abstract | RESUMEN: La atrazina (2–cloro–4–(etilamino)–6–(isopropilamino)–s–triazina) es el herbicida más utilizado en la actualidad pese a su prohibición en la mayoría de los países de la Unión Europea. Es un compuesto altamente tóxico, provoca mutaciones y alteraciones en los sistemas reproductivos de peces y anfibios y está clasificado como disruptor del sistema endócrino en humanos. En los últimos años se han detectado niveles alarmantes de este herbicida en las descargas del río Mississippi hacia el golfo de México. En nuestro país, sigue siendo utilizado sin ningún tipo de restricciones. La atrazina es un compuesto que, pese a su elevada toxicidad y permanencia en el medio ambiente, es susceptible de ser biodegradado por bacterias del suelo. En este trabajo se llevó a cabo el aislamiento de una comunidad microbiana capaz de biodegradar al herbicida alcanzando eficiencias de remoción cercanas al 100%. El aislamiento se llevó a cabo a partir de muestras de suelo agrícola. Una vez aislada la comunidad microbiana, se procedió a la selección, caracterización y evaluación de la misma. La selección se realizó en un selector continuo (quimiostato) operando a una velocidad de dilución de 0.03 h-1 y como presión de selección un medio de cultivo con atrazina como única fuente de nitrógeno. En estas condiciones se obtuvieron eficiencias de remoción del herbicida superiores al 99 %; aunque con variaciones importantes a lo largo del tiempo. También se observó
una baja acumulación de ácido cianúrico, el principal intermediario metabólico. En la etapa inicial del proceso de selección se recuperaron, por estría en placa, ocho colonias de diferente morfología, que se identificaron, por PCR y secuenciación del 16S rDNA, como bacterias pertenecientes a los géneros: Microbacterium, Xantomonas, Massilia, Klebsiella, Sphingomonas, Ornithinimicrobium, Stenotrophomonas y Ochrobactrum. En esta misma etapa se observó, mediante PCR-TGGE (electroforesis en gel con gradiente de
temperatura), que la comunidad estaba integrada, por lo menos, por ocho especies; pero conforme avanzó el proceso de selección las bandas de la TGGE fueron disminuyendo hasta ubicarse en dos o tres después de un año de operación continua del selector.
En la comunidad seleccionada se pudieron detectar los genes atzA, atzB, atzC y atzD, que codifican a las enzimas catabólicas responsables de la degradación de atrazina hasta biuret. Cuando se realizó la detección de estos genes en las cepas individuales, sólo
en Stenotrophomonas sp. se reveló la presencia de los cuatro genes, en cuatro de las cepas se pudieron detectar de uno a tres de los genes y no fue posible su detección en Ornithinmicrobium sp., en Xantomonas sp. y en Microbacterium sp., con los iniciadores
empleados. La evaluación de la degradación de atrazina, empleando la comunidad seleccionada, se realizó en dos reactores de lecho empacado. La diferencia entre ellos fue la forma en que se llevó a cabo la aireación. En el reactor de lecho empacado convencional (PBR) la aireación se proporcionó en toda el área seccional de la columna, mientras que en el otro la aireación se realizó en el área anular que rodea al lecho confinado en un ducto central de malla de acero, a éste se le denominó reactor de lecho empacado airlift (PBR-AL). En ambos casos el soporte consistió en fragmentos de cuarzo lechoso (piedra de río). Los reactores operaron en forma continua con diferentes cargas volumétricas del herbicida, dadas por variaciones de las velocidades de flujo. En la mayoría de las condiciones, en ambos reactores, se obtuvieron eficiencias de remoción de atrazina próximas al 100 %; sin embargo, se acumuló ácido cianúrico (el último intermediario metabólico cíclico), principalmente en presencia de glucosa como fuente de carbono adicional. Cuando se eliminó las glucosa del medio de suministro también se obtuvieron eficiencias de remoción de atrazina próximas al 100 %; pero se disminuyó considerablemente la acumulación de ácido cianúrico, siendo más evidente en el reactor PBR-AL. Las máximas velocidades volumétricas de remoción de atrazina fueron: 0.233 g/L•d en el PBR y 0.242 g/L•d en el PBR-AL. A lo largo del proceso se monitoreó, por PCR-TGGE, la riqueza de especies en el efluente, y consistentemente el número de bandas nunca fue superior a cuatro, en ambos reactores. También en el efluente de los reactores se detectaron los genes atzA, atzB y atzC en forma consistente y sólo ocasionalmente el atzD.
Finalmente se evaluó la concentración de biopelícula adherida al soporte del reactor PBR-AL, así como la riqueza de especies que la constituyen. Por PCR-TGGE y se visualizaron cuatro bandas, es decir que se perdieron menos especies que en el quimiostato que
continuó trabajando en forma paralela. Por estría en placas se pudieron observar cuatro morfologías coloniales que después de varias resiembras en medio sólido con atrazina sólo se recuperaron tres. Éstas fueron identificadas por PCR y secuenciación del 16S rDNA
como bacterias pertenecientes a los géneros: Stenotrophomonas, Ochrobactrum y Arthrobacter (con muy baja homología, del 84%); esta última no había sido inicialmente detectada e identificada. Las tres cepas resultaron portadoras de los genes atzA, atzB, y
atzC. | |