biorremediación de ambientes contaminados con pesticidas: caso ddt
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BIORREMEDIACIÓN DE AMBIENTES CONTAMINADOS CON PESTICIDAS: CASO DDT BIBIANA BETANCUR CORREDOR1, GUSTAVO PEÑUELA MESA2, SANTIAGO Alonso CARDONA GALLO3 1 Maestría en Biotecnología, Facultad de Ciencias, Universidad Nacional de Colombia Sede Medellín, [email protected]. 2Grupo GDCON, Facultad de Ingeniería, Universidad de Antioquia, [email protected] Escuela de Geociencias y Medio Ambiente, Facultad de Minas, Universidad Nacional de Colombia Sede Medellín, [email protected] (comunicación con este autor). CONTENIDO 1. Resumen.................................................................................................................................... 1 2. Efectos tóxicos de pesticidas .................................................................................................... 3 3. Soluciones fisicoquímicas a la contaminación con pesticidas .................................................. 4 4. Dispersión de pesticidas en suelo ............................................................................................. 4 5. Características que generan persistencia de los pesticidas en suelo ......................................... 5 6. Mecanismos de degradación de pesticidas ............................................................................... 5 7. Factores que afectan la biorremediación .................................................................................. 6 8. Técnicas de biología molecular y cometabolismo .................................................................... 8 9. Degradación de DDT ................................................................................................................ 9 10. Referencias ............................................................................................................................. 12 1. RESUMEN La biorremediación involucra el uso de microorganismos para degradar y detoxificar contaminantes presentes en el ambiente, transformando compuestos orgánicos tóxicos a intermediarios estables más simples y de menor peligrosidad. La efectividad de esta tecnología se evalúa desde la desaparición del químico de interés, aunque este enfoque no considera que los productos finales o intermediarios producidos durante la reacción de degradación puedan resultar tóxicos (Ganey & Boyd, 2005). En el caso del 1,1,1-tricloro-2,2-bis(4-clorofenil)etano (DDT) los microorganismos desempeñan un papel importante en la degradación biológica en ambientes naturales y 1 controlados. Ciertas bacterias y hongos como Eubacterium limosum, Alcaligenes eutrophus, Boletus edulis, Fusarium solani y Phanerochaete chrysosporium pueden degradar DDT en cultivos puros y suelos naturales (Li, et al., 2010). Los microorganismos proveen la riqueza del potencial en la biodegradación, Finley y colaboradores han propuesto que la habilidad de los organismos de reducir la concentración de xenobióticos está estrechamente relacionada con la adaptación a largo plazo a los ambientes donde existen este tipo de compuestos (Finley, Broadbelt, & Hatzimanikatis, 2010). En suelos, los compuestos bifenilos clorados como el DDT pueden ser parcialmente biodegradados por un grupo de bacterias aerobias que cometabolizan el contaminante, y otro grupo que mineralizan el ácido clorobenzoico. La biodisponibilidad de los contaminantes puede ser mejorada, tratando los suelos en presencia de agentes movilizadores del contaminante, también de origen biológico (Di Toro, Zanaroli, & Fava, 2006). En esta revisión se plantearán conceptos actuales asociados a biorremediación de pesticidas, desarrollando un enfoque general al respecto de estrategias, técnicas de biología molecular y mecanismos que permitan la optimización de los procesos de biorremediación, en especial aquellos cuyo objetivo sea la degradación del pesticida DDT. Palabras Claves: Plaguicidas, Dicloro Difenil Tricloroetano, DDT, Biodegradación, Biología Molecular, Biorremediación. 1. ABSTRACT The bioremediation involves the use of microorganisms to degrade and detoxify contaminants in the atmosphere, to transform toxic organic compounds stable intermediates simpler and less dangerous. The effectiveness of this technology is evaluated from the disappearance of the chemical of interest, but this approach does not consider that the final products or intermediates produced during the degradation reaction can be toxic (Ganey & Boyd, 2005). In the case of 1,1,1-trichloro-2 ,2-bis (4-chlorophenyl) ethane (DDT) microorganisms play an important role in the biological degradation in natural and controlled. Certain bacteria and fungi as Eubacterium limosum, Alcaligenes eutrophus, Boletus edulis, Fusarium solani and Phanerochaete chrysosporium can degrade DDT in pure cultures and natural soils (Li, et al., 2010). Microorganisms provide the wealth of potential biodegradation, Finley and colleagues have proposed that the ability of organisms to reduce the concentration of xenobiotics is closely related to long-term adaptation to environments where such compounds exist (Finley, Broadbelt , & Hatzimanikatis, 2010). In soils, compounds such as DDT chlorinated biphenyls can be partially biodegraded by a group of aerobic bacteria which cometabolizan the contaminant, and another group that mineralize chlorobenzoic acid. The bioavailability of pollutants may be enhanced by treating the soil in the presence 2 of contaminant mobilizing agents, also of biological origin (Di Toro Zanaroli, & Fava, 2006). In this review we will present current concepts associated with bioremediation of pesticides, developed a general approach about strategies, molecular biology techniques and mechanisms that allow optimization of bioremediation processes, especially those aimed at the degradation of the pesticide DDT. Keywords: Pesticides, dichlorodiphenyltrichloroethane, DDT, Biodegradation, Biology Molecular, Bioremediation. 2. EFECTOS TÓXICOS DE PESTICIDAS El DDT se aplicó en los años 40´s para el control de las pestes de insectos, actuando principalmente como neurotóxico, con efectos directos en el canal de sodio activado por voltaje, prolongando la corriente de inactivación. Los pesticidas tienen también un modo de acción sistémico que interfiere con el metabolismo de los patógenos mediante la inhibición de la biosíntesis de esteroles (Hatfaludi, y otros, 2004). El tiempo de vida medio biológico del DDT es de 8 años aproximadamente, es decir, un animal toma este tiempo en metabolizar la mitad de la cantidad que asimila, si la ingestión continua en una velocidad estable, el DDT se acumula en el animal con el tiempo (UMBBD, 2008) La mayoría de compuestos químicos entra y abandona gran parte de las células a través de las bicapas de fosfolípidos de las membranas por mecanismos de difusión pasiva, sin la ayuda de proteínas transportadoras. Frecuentemente, el sitio de acción de un compuesto químico está ubicado lejos de los puntos de entrada, en organismos superiores estos típicamente son los tractos gastrointestinales y pulmonares, la piel, mucosa y córnea. La excreción de estos químicos y sus metabolitos se da principalmente en los riñones, aunque también contribuyen las heces, bilis, saliva y sudor, al igual que la transpiración (Balaz, 2009). Compuestos químicos altamente lipofílicos como el DDT se almacena fácilmente en las células del tejido graso del cuerpo humano y en menor medida son metabolizados y excretados. Cuando se agotan las acumulaciones de tejido graso los compuestos químicos almacenados se origina una redistribución de los xenobióticos en todo el cuerpo (Voutchkova, Osimitz, & Anastas, 2011). La expresión de genes puede ser cambiada significativamente ante la presencia de compuestos orgánicos clorados por mecanismos como metilación de DNA y cambios funcionales en las moléculas receptoras de la superficie de la célula, desencadenando alteraciones en el comportamiento celular relevantes para carcinogénesis y otros efectos adversos ( (Voutchkova, Osimitz, & Anastas, 2011). La exposición ambiental a compuestos orgánicos clorados se ha asociado con un aumento en el riesgo de cáncer en algunos estudios, por ejemplo, se ha demostrado que la proteína AP-1 que actúa como factor de 3 transcripción regula la expresión de un gen que se ha asociado con el origen de tumores. Realizando ensayos con células epiteliales de ratas transfectadas con DNA de unión a AP-1 y un gen reportero de luciferasa, se encontró que los aromáticos clorados incrementaron la inducción de la transcripción de AP-1 en dos y tres veces, mientras que los compuestos declorados equivalentes en concentración molar no tuvieron efecto en la transcripción mediada por AP-1 (Ganey & Boyd, 2005). Se ha encontrado también asociaciónes entre mayor incidencia de diabetes con compuestos organoclorados en suero sanguíneo, alteraciones en el sistema inmunológico en humanos y animales, por ejemplo, la presencia de PCBs estimula a neutrófilos a producir especies reactivas de oxígeno como los aniones superóxido (Ganey & Boyd, 2005). En bioensayos realizados por el Instituto Nacional de Cáncer estadounidense para evaluar la posible carcinogenicidad de DDT se encontraron asociaciones positivas entre el aumento de la concentración del químico y la mortalidad acelerada en hembras de ratón a las cuales se había dosificado DDT y en ambos sexos de ratones contaminados con DDE. Se presento además una asociación positiva entre la concentración de DDE suministrada a los ratones y la incidencia de carcinomas hepatocelulares (NCI, 1978). 3. SOLUCIONES FISICOQUÍMICAS A LA CONTAMINACIÓN CON PESTICIDAS La extracción asistida por microondas es un método reciente, que ha permitido la extracción de pesticidas. Esta técnica se basa en la irradiación de suspensiones solvente/muestra con la energía de microondas hasta lograr la extracción de residuos de pesticidas en muestras de suelo. La ventaja de este método es la extracción de solutos de agua y suelo sin utilizar muchos solventes, por tanto una limpieza en menor tiempo y costo con operación simple (El-Saeid et al., 2010) 4. DISPERSIÓN DE PESTICIDAS EN SUELO La velocidad de dispersión de compuestos orgánicos en el suelo depende de diferentes procesos tales como: (1) degradación química y biológica, (2) escorrentía, (3) volatilización y (4) lixiviación; estos dependen a su vez de la región climática, propiedades del suelo y propiedades fisicoquímicas de las moléculas (Dalla, Freire, Carbo, & Ferreira, 2006). Los contaminantes pueden movilizarse también por cambios en parámetros geoquímicos (materia orgánica), por difusión en cuerpos de agua a causa de gradientes de concentración, por oxidación de sedimentos anóxicos a través de resuspensión causada por el flujo, al igual que por procesos de degradación que conduzcan a una forma más móvil de los compuestos (Wessels, 2010). En condiciones de campo, el mayor escurrimiento de los pesticidas está relacionado con la primera lluvia significativa luego de la aplicación. Algunos experimentos han demostrado que 25 mm de lluvia puede lavar el 67% del componente activo, generando por tanto la necesidad de nuevas aplicaciones. Además, el análisis de contaminación por pesticidas en agua lluvia muestra variaciones estacionales que reflejan las condiciones climáticas de los periodos de aplicación (Hatfaludi, y otros, 2004). 4 5. CARACTERÍSTICAS QUE GENERAN PERSISTENCIA DE LOS PESTICIDAS EN SUELO Existen un amplio rango de factores que reducen la habilidad de los microorganismos del suelo para degradar naturalmente los contaminantes, dentro de estos factores se incluye la cantidad de nutrientes, pH, temperatura, humedad, oxígeno, características del suelo y la biodisponibilidad del contaminante, por tanto, optimizar estas condiciones ambientales podría mejorar la biodegradación de los contaminantes en suelo. La biodisponibilidad y potencial toxico de los contaminantes varían también en relación con la fuente y calidad de la materia orgánica (Vigano, 2000). La persistencia de los hidrocarburos clorados en el ambiente depende principalmente de sus características físicas y químicas. Si la estructura es más compleja, halogenada e hidrofóbica, los hidrocarburos tienden a acumularse en el material particulado del suelo (Wessels, 2010). Los hidrocarburos clorados son un grupo grande de de compuestos, dentro de los cuales existen unos que se biodegradan más fácilmente que otros, por ejemplo los bifenilos altamente clorados se digieren más fácilmente en condiciones anaerobias, mientras que aquellos menos clorados son mas biodegradables en condiciones aerobias, de igual manera, la disposición de los átomos de cloro en la molécula también tiene influencia sobre la biodegradabilidad del compuesto (Lundmark, 2002). 6. MECANISMOS DE DEGRADACIÓN DE PESTICIDAS Para que el proceso de biorremediación sea exitoso, los mecanismos de degradación dependen de disponer los microorganismos adecuados (un ecosistema microbiano, sucesión de microorganismos y cometabolitos), bacterias u hongos con habilidad fisiológica y metabólica para degradar los contaminantes, bajo las condiciones ambientales correctas para que ocurra la degradación (Boopathy, 2000). Los obstáculos para llevar a cabo la descontaminación de compuestos como los pesticidas presentan un desafío para la biorremediación, el cual consiste en identificar que evita que las bacterias degraden completamente los compuestos y posteriormente encontrar vías alrededor de estas barreras. Se conoce por ejemplo que uno de los principales inconvenientes de las rutas de degradación conocidas es que los metabolitos de compuestos orgánicos clorados con átomos de cloro en una configuración particular (orto o meta) tienen tendencia a bloquear pasos críticos de degradación, tales como metabolitos ortoclorados que inhiben la enzima oxigenadora que cataliza el paso critico de escisión del anillo (Lundmark, 2002) Otro mecanismo importante de persistencia de los pesticidas en el ambiente es aquel que se presenta en las plantas, que se encuentran provistas de cera epicuticular que cubre las partes verdes de las plantas superiores, ella tiene la capacidad de absorber compuestos hidrofóbicos tales como contaminantes orgánicos persistentes del aire circundante, esto mediante mecanismos de adsorción-revolatilización. Se han realizado estudios que permiten establecer posibles alteraciones en la estructura de la cutícula y la capa de cera ante elevados niveles de contaminantes orgánicos volátiles (Kylin & Siödin, 2003). 5 7. FACTORES QUE AFECTAN LA BIORREMEDIACIÓN La biorremediación debe dirigirse a ambientes multifásicos y heterogéneos tales como suelos en los cuales el contaminante esté presente en asociación con las partículas de suelo, disuelto en los líquidos del suelo y en la atmósfera del suelo (Boopathy, 2000). Los parámetros más importantes para la biorremediación son la naturaleza de los contaminantes, la estructura del suelo, pH, contenido de humedad e hidrogeología, el estado nutricional y diversidad microbiana del sitio, temperatura, nitrógeno, fósforo, densidad bacterial, textura, porosidad, gradación, metales, color, conductividad hidráulica, capacidad de campo, capacidad de adsorción, conductividad eléctrica, densidad aparente, densidad real, fracción de materia orgánica, ecotixicidad y potencial redox (Shukla, Singh, & Sharma, 2010). Las heterogeneidades físicas y químicas de la subsuperficie afectan la biorremediación in situ ya que controlan la disponibilidad de nutrientes y sustratos que regulan los procesos microbianos. Sí la cinética de estos procesos fisicoquímicos de transferencia de masa es más lenta que la velocidad potencial de la biodegradación, se afectará la tasa global de biorremediación y el sistema estará limitado por la transferencia de masa. Por esta razón, la evaluación de la viabilidad de un proyecto de biorremediación in situ está dominada por la necesidad de identificar y estimar correctamente el fenómeno controlante de velocidad apropiado (Song & Seagren, 2008). Las principales variables que afectan la actividad de las bacterias y de la biorremediación se muestran en la tabla 1. Principales factores que afectan la biorremediación Microbianos Crecimiento hasta que se alcanza la biomasa crítica Mutación y transferencia horizontal de genes Inducción de enzimas Enriquecimiento de las poblaciones microbianas aptas Producción de metabolitos tóxicos Ambientales Agotamiento preferencial de sustratos Falta de nutrientes Condiciones ambientales inhibitorias Sustrato Concentración muy baja de contaminantes Estructura química de contaminantes Toxicidad de contaminantes Solubilidad de contaminantes Procesos biológicos aerobios vs Potencial oxidación/reducción anaerobios Disponibilidad de aceptores de electrones Población microbiana presente en el sitio Sustrato de crecimiento vs Tipo de contaminantes cometabolismo Concentración 6 Fuente alternativa de carbono presente Interacciones microbianas (competición, sucesión y predación) Biodisponibilidad fisicoquímica de Sorción en equilibrio contaminantes Sorción irreversible Incorporación en materia húmica Limitaciones de transferencia de Difusión de oxígeno y solubilidad masa Difusión de nutrientes Solubilidad/miscibilidad en agua Tabla 1. Principales factores que afectan la biorremediación (Boopathy, 2000) Sturman y colaboradores concluyeron que la evaluación de la viabilidad de un proyecto de biorremediación in situ está dominado por la necesidad de identificar correctamente y estimar los fenómenos que controlan la velocidad del proceso, de esta manera seleccionar el enfoque remedial apropiado para mejorar la velocidad de biorremediación in situ (citado en Song & Seagren, 2008). Uno de los principales enfoques remediales utilizados para pesticidas fue a partir del estudio realizado por Raymond y colaboradores, en el cual reportaron que adicionando nutrientes al suelo subsuperficial se podría incrementar el número de bacterias que degradan los hidrocarburos derivados del petróleo y de esta manera estimular la tasa de remoción de estos contaminantes, este fue el origen del proceso que ahora es conocido como biorremediación estimulada in situ. Esta estrategia incluye la adición de aceptores de electrones como oxígeno en forma de nitratos y fosfatos, o fuentes de nitrógeno (Litchfield, 2005). Los efectos adversos debido a la escasez de microorganismos autóctonos que degraden el contaminante puede ser mitigada mediante la bioaumentación de los suelos con microorganismos exógenos especializados para acelerar la biodegradación del contaminante (Di Toro, Zanaroli, & Fava, 2006), el cual es otro enfoque remedial aplicable para pesticidas. Las herramientas moleculares son útiles especialmente para la bioaumentación, ya que permite evaluar el comportamiento de los microorganismos involucrados directamente en el proceso degradativo (Watanabe, 2001). Para aumentar la biodisponibilidad de los pesticidas, es posible utilizar surfactantes, los cuales en general tienen la habilidad de acumularse a lo largo de las interfaces aire-líquido o líquido-líquido y reducir ambas tensiones superficiales e intefaciales. Por esta razón, los surfactantes tienen la habilidad de mejorar la transferencia de masa de contaminantes hidrofóbicos de una matriz sólida o una fase líquida no acuosa en fase acuosa, acumulando los compuestos hidrofóbicos en las micelas formadas por ellos. Las moléculas en fase micelar son degradadas ya sea por difusión en la fase acuosa para luego ser utilizada por las bacterias o por asimilación microbiana directa de las micelas (Li & Chen, 2009). Las desventajas en el uso de surfactantes incluyen factores tales como que el surfactante pueda ser utilizado como sustrato preferido por los microorganismos o que pueda generar toxicidad al estar presente en elevadas concentraciones (Alamri, 2009). La efectividad de 7 las estrategias de remediación normalmente se evalúa por la desaparición del compuesto químico de interés, aunque se debe tener en cuenta que durante la remediación pueden originarse compuestos que pueden ser más tóxicos o tener mayor actividad biológica que el contaminante original. Considerando esto algunos investigadores incluyen bioensayos utilizando organismos representativos de aquellos que se espera encontrar en el ambiente afectado. Estos bioensayos se seleccionan a partir de la base de conocimiento del mecanismo de acción del contaminante original de interés. Algunos investigadores han demostrado que se pueden observar varias respuestas luego de la exposición de células de mamífero a productos de la remediación (Ganey & Boyd, 2005). 8. TÉCNICAS DE BIOLOGÍA MOLECULAR Y COMETABOLISMO En algunos casos, los metabolitos producidos a partir de reacciones iniciales de degradación de un compuesto químico contaminante son aún tóxicos o resistentes a la degradación. Un posible enfoque para mejorar estos procesos de degradación es el aprovechamiento de consorcios de microorganismos con las rutas de degradación requeridas (Singh, Hyun Kang, Mulchandani, & Chen, 2008). La comprensión de la fisiología y genética de las poblaciones involucradas en los procesos de biorremediación es útil para evaluar y mejorar la descontaminación (Watanabe, 2001). Aunque los microorganismos juegan un papel esencial en los ciclos biogeoquímicos y en el proceso de biorremediación, el conocimiento de los cambios en las comunidades microbianas durante la biorremediación es escaso, debido a que muchas de las bacterias ambientales no pueden todavía ser cultivadas por técnicas convencionales de laboratorio, esto dificulta la valuación del impacto de la biorremediación en el ecosistema (Iwamoto & Nasu, 2001). Los microorganismos que habitan en ambientes contaminados con compuestos xenobióticos evolucionan para degradar y utilizar muchos de estos compuestos químicos orgánicos, aunque las rutas de degradación están limitadas por la baja velocidad relativa. Para mejorar la actividad catalítica y la especificidad por ciertos sustratos de las enzimas producidas por los microorganismos, se han aplicado técnicas de ingeniería genética tales como la determinación del ADN, la mutagénesis ocacionada por el suelo contaminado o error-prone PCR (Singh, Hyun Kang, Mulchandani, & Chen, 2008). El avance en los métodos de biología molecular ha facilitado el estudio de determinación de las estructuras de las comunidades microbianas involucradas en los procesos de biorremediación sin llevar a cabo su cultivo. Furukawa y Miyazaki (1986) clonaron genes del catabolismo de PCB del ADN cromosómico de Pseudomonas pseudoalcaligenes KF707, al igual que Erickson y Mondello determinaron la secuencia de nucleótidos de una región que codifica para la enzima bifenil dioxigenasa de la cepa LB400 especie Pseudomonas el cual es un organismo potencialmente valioso para la biorremediación. Tecnicas de biología molecular tales como hibridación in situ fluorescente (FISH) con sondas de oligonucleótidos de RNA ribosomal son ampliamente utilizadas en estudios de ecología microbiana. Otra técnica utilizada es la PCR in situ en la cual se detectan y 8 amplifican genes diana dentro de células bacterianas individuales: De esta forma, aplicando PCR in situ y PCR retrotranscriptasa se puede investigar como la expresión de un gen en las células bacterianas responde a las condiciones ambientales. La electroforesis en gel DGGE o la amplificación en PCR de fragmentos de ADN ribosomal 16s emerge como una herramienta para determinar diferencias temporales o espaciales en poblaciones bacterianas y para monitorear cambios en la diversidad de comunidades bacterianas (Iwamoto & Nasu, 2001). 9. DEGRADACIÓN DE DDT El DDT es un compuesto orgánico clorado que es altamente resistente a la degradación por medios biológicos, químicos o fotolítico, dado que su estructura molecular contiene estructuras aromáticas y alifáticas cloradas que generan gran estabilidad química, debido a esto, el DDT es recalcitrante, tóxico, persistente y contaminante (Corona-Cruz, GoldBouchot, Gutierrez-Rojas, Monroy-Hermosillo, & Favela, 1999). La degradación microbiana de pesticidas organoclorados se ha observado bajo condiciones aerobias y anaerobias, como en la degradación aerobia de DDT se han reportado bacterias como Alcaligenes eutrophus A5, Serratia Marcescens DT-1P, Micrococcus varians, Lactobacillus plantarum, y Pseudomonas sp. La degradación aerobia de DDT por Alcaligenes eutrophus A5 y Pseudomonas sp se ha demostrado que ocurre mediante escisión del anillo en posición meta produciendo acido clorobenzoico. Bajo condiciones anaerobias, el DDT se convierte en diclorodifenildicloroetano (DDD) mediante una reacción de decloración reductiva. La mineralización se ha reportado por el hongo de descomposición blanca Phanerochaete chrysosporium. Se ha estudiado también la degradación de DDT por Staphylococcus haemolyticus en porcentajes de hasta 32% (Sonkong, Prasertsan, & Sobhon, 2008). Se han reportado también reacciones de decloración reductiva en sedimentos de ríos con altas cargas de materia orgánica, esto debido a la alta disponibilidad de carbono orgánico como sustrato para organismos heterotróficos (Kuhn, y otros, 2009). El proceso de decloración resulta en la acumulación de compuestos sustituidos en las posiciones orto y para que contienen menos átomos de cloro (Ganey & Boyd, 2005). En algunos estudios se ha demostrado que las bacterias anaerobias pueden declorar compuestos más fácilmente que las bacterias aerobias, lo cual representa una gran ventaja ya que con este proceso no se requiere la adición de oxígeno, por lo tanto hay menor oportunidad de generar compuestos de hierro como precipitados que pueden contaminar los acuíferos (Litchfield, 2005). En investigaciones anteriores, el sustrato para reactores aerobios estaba compuesto de suelo, bagazo de caña de azúcar, sacarosa, urea, fosfato de potasio y una solución de sales minerales simulando la composición del compost (CoronaCruz, Gold-Bouchot, Gutierrez-Rojas, Monroy-Hermosillo, & Favela, 1999). Los problemas de persistencia del DDT se han resuelto en muchos casos, gracias a que estos compuestos son sensibles metabólicamente a la oxidasa CYP450 y a su acción piretroide esterasa. Esto ha facilitado realizar hallazgos de biodegradabilidad de los 9 pesticidas en insectos y mamíferos in vivo e in vitro. Las reacciones metabólicas son generalmente detoxificaciones excepto la formación de nuevos compuestos halogenados catalizada por glutatión (GSH) (Casida, 2011). La estructura química del DDT, incluyendo mitades aromáticas y alicíclicas ofrece varias posibilidades de ataque bioquímico. En la figura 1 se muestra la ruta aerobia de degradación de DDT. 10 Figura 1. Ruta de degradación de DDT.Tomado de: http://umbbd.msi.umn.edu/ddt/ddt_image_map.html 11 En laetapa A el DDE es atacado por una dioxigenasa en las posiciones orto y meta. Este ataque da como resultado al intermediario 2,3-dihidrodiol-DDE. En pasos B y D el 2-(4'-clorofenil)-3,3dicloropropenoato produce vía descarboxilación 1,1-dicloro-(4'-clorofenil) etano, este último habrá una oxidación en el lado alifático de la cadena para producir 1,1-dicloro-(4'-clorofenil) etanol el cual es nuevamente oxidado a 4-cloroacetofenona. El grupo metilo terminal del 1,1-dicloro-(4'clorofenil) etano tendrá también oxidación para producir acido fenilacético. En el paso C, la transformación de 4-cloroacetofenona a 4-cloronenzaldehido puede darse mediante oxidación completa y subsecuente descarboxilación del grupo metilo terminal. En el paso E, el producto del corte del anillo será degradado a un acido clorado de 5 o 6 carbonos, dependiendo del sitio donde se de el corte hidrolítico (UMBBD, 2008). 10. 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