1. Bioremediacion y tratamiento de Efluentes

Biorremediación y tratamiento de efluentes
1. Biorremediación
La biorremediación puede ser definida como el uso de organismos vivos, componentes
celulares y enzimas libres, con el fin de realizar una mineralización (compuesto blanco
Þ CO2 + H2O), una transformación parcial, la humificación de los residuos o de agentes
contaminantes
y
una
alteración
del
estado
redox
de
metales.
Históricamente el compostaje fue una primitiva forma de biorremediación en donde los
residuos por ej. derivados de la recolección domiciliaria (restos orgánicos, inorgánicos,
residuos industriales, etc.) son incluidos en containers permitiendo que puedan ser
biodegradados
por
microorganismos
(Senior
and
Balba,
1990).
Los factores que gobiernan la biorremediación son complejos y pueden variar
enormemente dependiendo de la aplicación. En muchos casos puede llegar a ser
difícil distinguir entre los factores bióticos y abióticos que contribuyen con la
biorremediación.
La biorremediación es un fenómeno común en la naturaleza cuando en un ambiente o
ecosistema se produce una alteración del equilibrio como es el caso de una gran tala
de árboles, esto origina un aumento considerable de materia orgánica en el suelo.
En este caso los factores físicos y bióticos tratan de reponer el daño, se produce
entonces un aumento de organismos saprófitos los cuales ocasionan una gran
mineralización de la materia caída, además el resto de esa materia puede ser
reciclada
o
humificada
Cabe remarcar que cuanto más diversidad biológica exista en un ecosistema con
mayor
eficiencia
podrá
autodepurarse.
Las técnicas de biorremediación pueden ser clasificadas según el tratamiento y a la
fase
usada.
Se denomina biorremediación in situ cuando el suelo contaminado se trata en el lugar,
el sitio permanece prácticamente inalterado durante el tratamiento y la biorremediación
ex situ el suelo es retirado y trasladado hasta una unidad de tratamiento.
El tratamiento es efectuado en fase sólida si el suelo es tratado sobre un lecho
especialmente preparado y no hay líquido libre. Por el contrario se denomina fase
barro cuando se lleva en un reactor y se forma barro entre el suelo y agua (Ferrari,
1996).
En general existen dos estrategias para ayudar a un ecosistema a remediarse:
La primera es agregar nutrientes de forma de estimular las poblaciones naturales y así
aumentando su actividad y la segunda es introduciendo microorganismos exógenos
dentro
del
ecosistema
como
forma
de
remediación.
En este último caso con las nuevas técnicas de la ingeniería genética se pueden
emplear microorganismos genéticamente modificados haciéndolos más eficientes en
la biorremediación.
2. Biorremediación de hidrocarburos
La descomposición microbiana de hidrocarburos es de considerable importancia
económica
y
ambiental
por
los
perjuicios
que
ocasiona.
Una de las principales causas de contaminación del ambiente son los derrames de
petróleo, tal como ocurrió en marzo de 1989 cuando el superpetrolero Exxon Valdez
chocó con varios icebergs en el estrecho del Príncipe Guillermo en Alaska,
derramando 11 millones de galones de petróleo en el agua ocasionando un impacto
ecológico inimaginable cuyo gasto de limpieza se estimó en (U$ 1500 millones).
Los hidrocarburos varían en su habilidad de ser degradados, los derrames de estos en
el agua tienden a formar laminas en la superficie en donde el viento y el oleaje crean
microscópicas emulsiones. Esto permite que los microorganismos predominantemente
bacterias (pseudomonas, corinebacterias y micobacterias), algunas levaduras y hasta
algas verdes tengan una mayor superficie de contacto con la partícula, facilitando el
acceso
a
la
misma
y
permitiendo
su
degradación.
Pero la biorremediación en el agua se ve afectada por la disponibilidad de nutrientes
debido a que estos generalmente se encuentran en bajas concentraciones, por lo que
generalmente tras un derrame se adiciona fósforo y nitrógeno como forma de estimular
el crecimiento de los microorganismos que potencialmente degradarán el hidrocarburo.
En el caso de que el derrame sea en el suelo el proceso es diferente, la oxidación es
llevada a cabo por hongos y bacterias y el movimiento del hidrocarburo es más
vertical, además el proceso de humificación tiende a atrapar el residuo haciéndolo más
persistente. En este caso el factor limitante no está en la disponibilidad de nutrientes
sino que la disponibilidad de oxigeno es baja, por lo que se debe aerear el suelo o
agregar
peróxido
de
hidrogeno
(H2O2)
para
mejora
el
proceso.
En los derrames, la fracción de hidrocarburo más volátil es evaporada con facilidad
dejando a los componentes alifáticos y aromáticos para ser oxidado por diversos
grupos
de
microorganismos.
En experimentos llevados a cabo tras los derrames de petróleo se demuestra que el
número de bacterias oxidantes aumenta de 103 a 106 veces poco después del mismo y
en condiciones favorables más del 80 % de los componentes no volátiles son oxidados
entre
6
meses
y
un
año
del
derrame.
Algunas fracciones, como los hidrocarburos de cadena ramificada y los policíclicos,
permanecen mucho más tiempo en el ambiente principalmente si llegan a zonas
anaerobias ocasionando perjuicios a largo plazo.
3. Biorremediación de Hidrocarburos Aromáticos Polinucleares
Los hidrocarburos aromáticos polinucleares (HAPs) constituyen un grupo de
contaminantes considerado de estudio prioritario debido a sus propiedades
mutagénicas, tóxicas y cancerígenas. En los últimos años la acumulación de estos a
ido
aumentado
(Menzie
et
al.,
1992).
Una gran variedad de estos compuestos orgánicos no volátiles pueden ser
encontrados en el petróleo contaminante de suelo en donde los niveles de estos
varían, pero generalmente altas concentraciones pueden ser encontradas en los
derrames
de
hidrocarburos.
El suelo tiene la capacidad de absorber estos compuestos y muchos son volatilizados
en la atmósfera, pero son los microorganismos los principales degradadores de estos
compuestos
(Crawford
et
al.,
1993).
Los HAPs consisten en 2 o más anillos benzénicos ya sea en forma simple o múltiple
formando cadenas o racimos y cuanto más anillos tenga el compuesto más resistente
será a la actividad enzimática, (ver tabla 1. donde se describen las características
físicas de los HAPs). Lee and Ryan (Atlas, 1981) notó que la biodegradación del
naphtaleno (2 anillos) era más de 1000 veces superior que la del benzopireno (5
anillos), en general estructuras conteniendo 4 o más anillos son difíciles de degradar.
Los estudios de degradación de los HAPs comenzaron hace más de 80 años cuando
Sohgen and Stormer aislaron bacterias capaces de degradar compuestos aromáticos
usándolos
como
fuente
de
carbono
(Atlas,
1981).
En ambientes acuáticos los principales géneros de bacterias y hongos hallados son los
siguientes, Pseudomonas, Achromobacter, Arthrobacter, Micrococcus, Nocardia,
Vibrio, Acinetobacter, Brevibacterium, Corynebacterium, Flabobacterium, Candida,
Rhodotorula
y
Sporobolomyces.
En investigaciones realizadas en el suelo mostraron que 11 géneros de hongos entre
los que se destaca Phanerochaetes chrysosporium que es considerado un
microorganismo prometedor debido a la producción de lignasa con alto potencial de
degradar compuestos insolubles de alto peso molecular y 6 de bacterias fueron los
grupos
dominantes
en
la
degradación
de
HAPs.
La degradación bacteriana de estos compuestos normalmente envuelve la formación
cis,dihydrodiol observado por la formación de un diácido como el ácido cis,cismucónico mientras que en eucariotas como los hongos la oxidación da la formación de
trans,dihydrodiol, en ambos casos un diol es un intermediario indispensable
(Alexander, 1977).
Cerniglia y Heitkamp (1989) han sugerido los siguientes principios aplicados a la
degradación
de
los
HAPs.
1) Una gran variedad de bacterias, hongos y algas tienen la habilidad de degradarlos.
2) La hidroxylación de los HAPs envuelve la incorporación de oxigeno molecular.
3) Los microorganismos procariotas metabolizan los HAPs con un ataque inicial de
una dioxigenasa para dar cis,dihydrodiol que además es oxidado para formar
dihydroxidos.
4) HAPs con más de 3 anillos de benzeno no sirven como sustrato para el crecimiento
bacteriano lo que hace que deba estar sujeto a una transformación co-metabólica.
5)
Muchos
de
los
genes
son
codificados
por
plásmidos.
6) HAPs de bajos pesos moleculares como el naphtaleno son degradados
rápidamente mientras que aquellos de alto peso como el anthraceno o el benzopyreno
son
más
resistentes.
7) La biodegradación ocurre con mayor eficiencia en la interface sedimento/agua.
8) La adaptación microbiana puede ocurrir por continuas exposiciones a los HAPs.
Ultimamente se han desarrollado técnicas de compostaje como forma de
biorremediación.
Dado que si los microorganismos son capaces de degradar compuestos tóxicos en la
naturaleza es de esperar que estos hagan lo mismo en un laboratorio bajo condiciones
optimas. Este tratamiento consiste en la formación de un barro con el material
contaminado
y
agua.
Tabla 1) Parámetros físicos de los 16 HAPs de mayor prioridad según USEPA.
(PM=peso molecular, PF=punto fusión (ºC), PE=punto ebullición (ºC), S=solubilidad en
agua a 25 ºC)
Nombre
Sinónimo
Nº
de Formula PM
anillos
PF
PE S
Naftaleno
2
C10H8
128.17 80
218 31.7
Acenaftileno
3
C12H8
152.20 80- 280 83
Acenafteno
1,8-Etilennafteno
3
C12H10
154.21 93- 279 3.8
96
Fluoreno
2,3-Bencindeno
3
C13H10
166.22 115 293 1.685
Fenantreno
3
C14H10
178.23 100- 340 1.00
101
Antraceno
3
C14H10
178.23 216 340 0.0446
4
C16H10
202.26 107- 384 0.206
110
Benzo(def)fenantreno 4
C16H10
202.26 156 393- 0.123
Fluoranteno
Benzo(jk)fluoreno
1,2-Benzacenafteno
Pireno
404
Benzo(a)
antraceno
1,2-Benzantraceno
4
C18H12
228.29 157- 438 0.0094
155
Criseno
1,2-Benzofenantreno 4
C18H12
228.29 254 448 0.0018
5
C20H12
252.32 163- 165
Benzo(b)
fluoranteno
3,4 Benzofluoranteno
Benceno(e)
acefenantrileno
0.0014
Benzo(k)
8,9 Benzofluoranteno
fluoranteno
11,12Benzofluoranteno
5
C20H12
252.32 217 480 -
Benzo(a)pireno Benzo(def)criseno
5
C20H12
252.32 179 495 0.0038
3,4-Benzopireno
Dibenzo(ah)
antraceno
1,2,5,6dibenzantraceno
5
C22H14
278.35 266 524 0.0006
Benzo(ghi)
perileno
1,12-Benzoperileno
6
C22H12
276.34 279- 510 0.0002
277
o-fenilenpireno
6
C22H12
276.34 180- 177
Indeno(1,2,3cd)
pireno
-
El tratamiento se efectúa en un biorreactor donde se realiza el proceso en forma
controlada, es decir se suministra nutrientes, se inocula con los microorganismos
deseados, se mantiene en aereación continua, así como el mantenimiento del pH y la
temperatura.
En experimentos en la Universidad de Helsinski con compostaje de suelos
contaminados con clorofenol se observó una decontaminación de los mismos.
La concentración de clorofenol fue reducida de 212 mg Kg-1 a 30 mg Kg -1 durante 4
meses de compostaje ( Valo and Salkijona-Salonene, 1986), además se observó que
el proceso de descomposición se aceleraba si se inoculaba con Rhodococcus
chlorophenolicus.
El ambiente que se genera en el compostaje está caracterizado por elevadas
temperaturas (>50ºC), alta concentración de nutrientes, suficiente oxigeno y un pH
neutro.
La Shell Research Ltd. delineó diferentes factores que limitan la degradación de
hidrocarburos en el suelo (Morgan and Watkinson, 1989). La optimización de esos
factores puede ser llevada a cabo por un a buen compostaje.
Williams and Keehan (1993) indicaron que los microorganismos que degradan
contaminantes no difieren significativamente entre el suelo y el compostaje. Sin
embargo
la
potencial
transformación
varía
por
diferentes
razones.
Primero, la elevada temperatura que se genera en el compostaje incrementa la
cinética enzimática que envuelve el proceso. Segundo, la oportunidad para la
cooxidación puede ser aumentada debido a la variedad de sustratos presentados.
Tercero, las modificaciones en el microambiente físico y químico del compostaje
pueden
servir
para
aumentar
la
diversidad
microbiológica.
Finalmente, las altas temperaturas aumenta la solubilidad y la transferencia de masa,
esto hace que sea más metabolizado por los microorganismos.
Las altas temperaturas son el factor más determinante en el ambiente del compostaje,
esto se debe a que la presión de selección sobre las bacterias se ve intensificada por
el aumento de temperatura. Finstein, reportó que en compostajes con temperaturas
superiores a 61ºC .las especies bacterianas decaen drásticamente (Racke and Frink,
1989). Bajas poblaciones a altas temperaturas en compostaje de suelo con petróleo
han sido demostradas por estudios en la Mankato State University (Goetz, no
publicado).
Tanto bacteria termófilas gram positivas como negativas son capaces de degradar
hidrocarburos tal como el género Thermomicrobium y muchos de los termófilos están
obligados
a
metabolizar
hidrocarburos.
Se ha descubierto una bacteria termófila Bacillus licheniformis HA1, el cual es muy
efectivo para iniciar el compostaje. Su rol sería de prevenir la caída del pH en estadios
tempranos del compostaje y permitiría el desarrollo de otros termófilos contribuyendo
entonces con la descomposición de la materia orgánica en fase termófila del
compostaje. (Kiyohiko et al., 1994)
4. Biorremediación de compuestos xenobióticos
Se denomina compuesto xenobióticos (xeno, vocablo que significa extraño) a aquellos
compuestos sintetizados artificialmente por síntesis química con fines industriales o
agrícolas. Aunque estos compuestos pueden ser semejante a los compuestos
naturales muchos son desconocidos en la naturaleza. Así, los organismos capaces de
metabolizarlos
no
podrían
existir
en
la
naturaleza!.
Algunos de los xenobióticos más conocidos son los plaguicidas entre los que se
incluyen
herbicidas,
insecticidas,
nematicidas,
funguicidas,
etc..
Dentro de los plaguicidas se encuentran los ácidos clorofenoxialquil carboxílicos, ureas
sustituidas, nitrofenoles, triacinas, fenilcarbamato, organoclorados, organofosforados.
Algunas de estas sustancias pueden actuar como donadores de electrones o como
fuente
de
carbono
para
ciertos
microorganismos.
Estos compuestos tienen diferencias en la persistencia en el ambiente (ver tabla 2)
pero esa persistencia es aproximada dado que depende de varios factores
ambientales como la temperatura, el pH, la aereación y el contenido de sustancias
orgánicas del suelo. Algunos de los insecticidas clorados pueden persistir por más de
10
años.
Hay que remarcar que en la degradación de un plaguicida no solo intervienen los
microorganismos, sino que también puede sufrir volatilización, filtración o degradación
química.
Plaguicidas
en
el
suelo
Cuando un plaguicida llega al suelo éste queda sometido a diversos factores que van
a afectar su persistencia. El lavado de los suelos, la degradación biológica y química,
la adsorción por coloides, la volatilización y la absorción por los cultivos son algunos
de
éstos
factores.
El período en que un pesticida persiste en el suelo es de gran importancia ya que
refleja el tiempo en que la plaga estará sometida al control, afectando la polución del
medio ambiente, su acumulación en plantas, etc..
Tabla 2) Persistencia de herbicidas e insecticidas en los suelos
Sustancia
Tiempo para la desaparición del
75 al 100%
Insecticidas clorados
DDT
4 años
Aldrín
3 años
Clordano
5 años
Heptacloro
2 años
Lindano
3 años
Insecticidas organofosforados
Diazinón
12 semanas
Malatión
1 semana
Paratión
1 semana
Herbicidas
2,4-D(ácido 2,4-diclorofenoxiacético)
4 semanas
2,4,5T(ácido2,4,5,triclorofenoxiacético)
20 semanas
Dalapín
8 semanas
Atrazina
40 semanas
Simazina
48 semanas
Propazina
1.5 años
Degradación
microbiana
Durante muchos años se creía que los mecanismos de degradación de los plaguicidas
eran similares en animales y en microorganismos. Pero con el avance de las
investigaciones se apreciaron las diferencias, en animales se da una conversión de
éstos compuestos de forma que puedan ser excretables, éste proceso se da
principalmente en el higado. En microorganismos su utilización es por el contrario una
forma
de
obtención
de
energía
o
fuente
de
carbono.
Las vías metabólicas son muy variadas, fermentaciones, respiraciones anaeróbicas,
acción de exoenzimas y procesos quimiolitótrofos pueden ser encontrados
(Matsumura, 1982).
Existen dos formas por la que la cual la microflora puede degradar el plaguicida.
I) La sustancia favorece el crecimiento microbiano y es empleada como fuente de
carbono, energía y raras veces como fuente de nitrógeno, azufre, etc..
El número de microorganismos aumenta y el aislamiento se realiza utilizando el
plaguicida como única fuente de nutrientes. Luego de que el compuesto fue degradado
las
poblaciones
decrecen.
II) Por cometabolismo, el compuesto no actúa directamente como fuente de nutrientes
sino que se debe emplear otras como la glucosa, que al disminuir en el medio inducen
las
enzimas
necesarias
para
la
degradación
del
plaguicida.
Las reacciones catabólicas ocurren principalmente cuando las dosis de pesticidas son
altas
y
la
estructura
química
permite
su
degradación.
(Alexander, 1977) indica una serie de reacciones que pueden ser realizadas por
microorganismos
heterótrofos
sobre
los
plaguicidas:
Detoxificación- Conversión de una molécula tóxica en otra no tóxica (Arthrobacter
spp).
Degradación- Transformación de una sustancia compleja en productos más simples ej.
la
mineralización
que
da
como
resultado la aparición de CO2, H2O, NH3, etc. (Pseudomonas spp)
Conjugación- Formación de compuestos por reacciones de adición, en donde el
microorganismo combina el plaguicida con metabolitos celulares (adición de
aminoácidos,
ácidos
orgánicos,
etc.).
El estudio de la biodegradación de los plaguicidas no es sencillo en el suelo, ya que
las concentraciones son muy bajas. Se deben emplear cromatografias de fase
gaseosa o líquida, espectrofotometría ultravioleta, para poder detectar trazas de
pesticidas o sus intermediarios de la degradación.
5. Biorremediación de metales pesados
Otra importante área de contaminación es la que originan los metales pesados, en
este caso el mecanismo bioquímico microbiano no es la degradación del átomo
contaminante, sino que se produce un cambio en el estado de oxidación del metal
para
su
detoxificación.
Este cambio en el estado de oxidación permite seguir varias estrategias de
biorremediación:
a) El metal se vuelve menos soluble y precipita lo que hace que sea menos utilizado
por
los
organismos
del
ambiente.
b) Hace que se vuelva por el contrario más soluble por lo que puede ser removido por
permeabilidad.
c)
Permite
que
pueda
haber
una
volatilización
del
átomo.
d) Hacerlo en si menos tóxico para los organismos del medio.
Ciclo
biogeoquímico
del
Mercurio
Aunque el mercurio es un elemento poco abundante en el ambiente natural, es un
producto industrial de amplia utilización y es uno de los componentes activos de los
plaguicidas introducidos en el agro y por ende en el medio ambiente.
La minería de las minas de mercurio y la combustión de combustibles fósiles libera
aprox.
40000
toneladas
de
mercurio
al
año.
0
+
El mercurio está presente en tres estados de oxidación Hg , Hg y Hg2+.
El principal mineral de mercurio es el sulfato HgS, llamado cinabrio. La solubilidad de
este es demasiada baja por lo que en ambientes anaerobios el mercurio esta en esta
forma; pero debido a la aereación sufre una oxidación gracias a los tiobacilos, dando el
ion mercurio, Hg2+.
Este Hg2+ es muy tóxico pero los microorganismos convierten el Hg2+ en mercurio
elemental Hg0 detoxificandolo. Una reductasa NADP (codificada por plásmidos)
asociada
al
Hg2+
cataliza
la
siguiente
reacción.
2+
+
0
Hg + NADP + H Þ Hg + 2H+ + NADP+
Se ha identificado una proteína periplásmica en Pseudomonas spp que atrapa el Hg2+.
Ese ion es atrapado en una región de la proteína formada por dos residuos de cisteína
formando R-S-Hg-S-R, posteriormente es transportado a través de la membrana
plasmática
donde
es
reducido
a
Hg0.
2+
Esto evita que el Hg se incorpore a otros residuos de cisteina de otras proteínas lo
que podría desnaturalizarlas provocando la muerte del microorganismo, razón por la
cual se usa el mercurio de como antiséptico y desinfectante de heridas.
Otras bacterias convierten el Hg2+ en metilmercurio y dimetilmercurio de alta tóxicidad,
en esta metilación interviene la vitamina B12 como coenzima de la siguiente forma.
Hg0
+CH3-B12
CH3-Hg0
Þ
metilmercurio
CH3-Hg+
+CH3
Þ
CH3-Hg-CH3
dimetilmercurio
El metilmercurio y dimetilmercurio son lipofílicos y se acumulan en los lípidos
celulares.
6. Tratamiento De Efluentes
Las aguas residuales son materiales derivados de la actividad industrial y de los
residuos domésticos, los cuales por razones de salud pública no pueden ser vertidas a
los
cursos
de
aguas
corrientes
o
lagos.
A pesar de las recomendaciones y ordenanzas en los últimos años los ambientes
naturales han recibido un creciente aporte de efluentes industriales y domésticos que
han llevado al deterioro de muchos cursos de agua haciéndolos incompatibles con la
vida.
Aquellos materiales tóxicos o indeseables deben ser tratados para hacerlos inocuos,
los materiales inorgánicos como sedimentos u otros residuos pueden ser tratados por
procesos fisico-químicos, pero los residuos con una carga orgánica importante deben
sufrir
un
tratamiento
microbiológico
para
su
oxidación.
El tratamiento de desechos generalmente involucra etapas múltiples de tratamiento
físico
y
biológico.
Tratamiento primario: Consiste en separaciones físicas, en la que el agua se hace
pasar por una serie de mayas para eliminar residuos mayores y luego el efluente se
deja asentar para permitir que los sólidos suspendidos sedimenten.
Tratamiento secundario: Estos son procesos que reducen la demanda bioquímica de
oxigeno (DBO) de los desechos originales antes de verterlos a los cursos de aguas,
consta
de
los
siguientes
procesos.
Proceso anaeróbico: Este proceso comprende procesos de digestión y fermentación
básicamente
realizada
por
bacterias.
El resultado final es la producción de CO2 y CH4 con lo que se logra una disminución
del
contenido
de
sustancia
orgánica.
La descomposición anaeróbica se suele usar para el tratamiento de materiales con
mucha sustancia orgánica insoluble como celulosa, fibra, etc.
El proceso puede ser resumido de la siguiente forma, (ver figura 1).
1) Digestión inicial de las macromoléculas por proteasas, polisacaridasas y lipasas
extracelulares
hasta
sustancias
solubles.
2)
Fermentación
de
los
materiales
solubles
hasta
ácidos
grasos.
3)
Fermentación
de
los
mismos
a
acetato,
CO2
y
H2.
4) Formación de CH4 a partir de H2, CO2 y acetato.
La formación de metano es llevada a cabo un grupo de microorganismos anaeróbicos
obligados muy especializados, las bacterias metanogénicas, (en la tabla 3, se
muestran
los
distintos
grupos
que
pueden
ser
encontradas).
Los procesos de descomposición operan en forma semicontinua en tanques cerrados
llamados digestores de lodo, dentro de los cuales se introduce el material no tratado y
del
cual
se
retira
el
material
ya
tratado
a
intervalos.
El tiempo de retención en el tanque puede ser de 2 semanas a un mes.
Posteriormente el residuo sólido el cual está formado por material indigerible y masa
bacteriana, se elimina periodicamente, se seca y luego se quema o se entierra.
Proceso aeróbico: El sistema aeróbico de tratamiento más común es el llamado de
lodos
activados.
Aquí,
las
aguas
de
desecho se mezclan y aerean en un gran tanque con el fin de acelerar el proceso de
degradación.
En estos ambientes se desarrollan hongos, bacterias formadoras de limo
principalmente Zoogloea ramigera típica de este proceso y bacterias filamentosas.
El tiempo de permanencia del residuo en los tanques de lodos activados es de 5 a 10
horas el cual es demasiado corto para la oxidación total del mismo.
El proceso principal es la adsorción de los materiales solubles al material celular
microbiano.
Esto permite una reducción de la DBO del líquido (de 75 a 90%), pero la DBO general
(líquido
+
sólido)
se
reduce
muy
poco.
La gran reducción de la DBO se produce en el digestor anaeróbico, al cual se
transfiere
el
agregado.
Tratamiento terciario: Es un proceso de elevado costo económico que involucra un
tratamiento fisico-químico que incluye filtración, precipitación y cloración lo que permite
reducir
los
niveles
de
fosfatos
y
nitratos
del
efluente
final.
La calidad final de las aguas residuales es tal que no llega a sostener un desarrollo
microbiano extensivo y en muchos casos se llega a bombear al suministro de agua
algunas ciudades.
Tabla 3) Característica de las bacterias metanogénicas
Orden
Familia
Género
Forma
Metanobacteriales
Methanobacteriaceae
Methanobacterium
Bastón
Methanobrevibacter
Cocobacilo
Methanosphaera
Coco
Methanothermacea
Methanothermus
Bastón
Methanococcaceae
Methanococcus
Coco irregular
Methanomicrobium
Bastón curvo
Methanolacina
Bastón
irregular
Methanospirillum
Espirilo
Methanogenium
Coco irregular
Methanoculleus
Coco irregular
Metanococales
Metanomicrobiales Methanomicrobiaceae
Methanocorpusculaceae
Methanocorpusculum -
Methanoplanaceae
Methanoplanus
Disco irregular
Methanosarcinae
Methanosarcina
Pseudosarcina
Familia no determinada
Methanolobus
Coco irregular
Methanococcoides
Coco irregular
Methanohalophilus
Coco irregular
Methanohalobium
Coco irregular
Methanohalococcus
Coco irregular
Methanosaeta
Bastón
Methanothrix
Bastón
Methanopyrus
Coco irregular
Trabajo enviado por:
Lic. Mauricio González Piana
mgp98[arroba]hotmail.com
(Biólogo especializado en microbiología)