Archivo de la categoría: Bio-remediacion I

Mesa redonda 2

Potencialidad de microalgas autóctonas del río Reconquista en la remediación de metales pesados

V. Passucci1

Con M. M. Areco2 y G. Curutchet1

Resumen

En Argentina, las principales fuentes de contaminación de los cursos de aguas naturales están constituidas por los basurales a cielo abierto y por los vertidos de efluentes industriales y cloacales sin o con escaso tratamiento. Un ejemplo de ello es la cuenca del río Reconquista que en la actualidad ha alcanzado altísimos niveles de contaminación, no solo de metales pesados como cinc, cobre, plomo y níquel, sino también, de nutrientes tales como nitratos y fosfato, que favorecen la eutrofización del cuerpo de agua. En los últimos años distintas especies de microalgas han sido estudiadas para la remoción o biotransformación de diversos contaminantes, así como para la obtención de metabolitos de interés comercial. Las microalgas que habitan este tipo de ambientes contaminados se encuentran adaptadas a condiciones extremas de contaminación, lo que representa una ventaja para ser utilizadas en estudios de remoción de metales pesados del medio. Estas condiciones de estrés, además muchas veces favorecen la producción de distintos metabolitos. Es bajo estas hipótesis que Chlorella sp. y Desmodesmus sp., fueron aisladas del río Reconquista, para evaluar su potencial de remediación de efluentes ácidos con metales pesados y/o exceso de nutrientes como lo son los fosfatos, nitritos, nitratos y amonio. Buscando obtener a lo largo del proceso metabolitos de interés, dándole un valor agregado al sistema. Sigue leyendo

  1. Instituto de Investigación e Ingeniería Ambiental (IIIA), CONICET-UNSAM. Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET) [] []
  2. Instituto de Investigación e Ingeniería Ambiental (IIIA), CONICET-UNSAM. Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET) []

Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos (HAPs) en ambientes marinos del Sudoeste Bonaerense y el uso de biomarcadores en organismos para su evaluación

Tatiana Recabarren Villalón 1

Los ambientes marinos y principalmente las zonas costeras desempeñan un rol fundamental para el ser humano (Botello, 2005). Sin embargo, debido a su constante explotación, los ambientes marinos alrededor del mundo se encuentran bajo una fuerte presión antrópica (Moura et al., 2012). La contaminación química es uno de los principales desafíos para la conservación de estos ambientes, especialmente los contaminantes con características de persistencia, toxicidad y amplia movilidad ambiental (Albert, 1997; Moura et al., 2012). Los hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs) son contaminantes ubicuos en los ambientes marinos, de gran preocupación debido a que cumplen estas características. Los HAPs son potencialmente carcinogénicos y mutagénicos, tienen baja solubilidad en agua y son altamente lipofílicos, por lo tanto, se bioacumulan fácilmente en los organismos (Abdel-Shafy y Mansour, 2016; Barakat et al., 2011). Derivan del petróleo (petrogénicos) o se originan del proceso de combustión de la materia orgánica (pirolíticos) e ingresan a los ambientes marinos principalmente a través de derrames de petróleo durante el transporte y producción de combustibles, deposición atmosférica, efluentes de aguas residuales, emisarios industriales y escorrentía urbana (Douben, 2003). Sigue leyendo

  1. Instituto Argentino de Oceanografía-Universidad Nacional del Sur (IADO-UNS) []

Procesos de biolixiviación en sistemas polimetálicos. Aplicación a un humedal natural contaminado

F. Pretz1 , G. Curutchet1  , D. Pasquevich2

Contaminación por metales 

El término contaminación ambiental se utiliza cuando, en un medio natural, se introduce cualquier sustancia por encima del nivel aceptable, representando un impacto negativo en el ambiente (Novotny 1995). Hay una gran cantidad de compuestos y elementos que se pueden considerar como contaminantes, entre ellos se encuentran los metales pesados, cuya presencia en el ambiente últimamente ha incrementado exponencialmente debido al crecimiento de la actividad industrial. 

Algunas actividades que llevan a la contaminación ambiental con metales suelen ser la minería, galvanoplastía, metalurgia, producción de baterías, pinturas o plásticos, abuso de fertilizantes e irrigación con aguas residuales. Su alta concentración es un problema pues son difíciles de degradar química o biológicamente, en suelos es muy difícil separarlos y resultan tóxicos para los organismos (Yang 2018).

Los efluentes de estas industrias, inadecuadamente o no tratados, provocan la dispersión de metales tóxicos en cuerpos de agua superficiales y subterráneos, suelos y sedimentos cercanos a la zona.

La toxicidad de los metales sobre un organismo se puede definir como el potencial intrínseco de los mismos para causar efectos negativos sobre los organismos vivos, y depende de su biodisponibilidad (Rasmussen et al 2000). Además, la amenaza para la salud de humanos y animales por parte de los metales pesados está agravada por su gran persistencia en el ambiente, ya que, debido a su carácter recalcitrante, se acumulan en los sustratos y son bioacumulados y biomagnificados por los organismos tolerantes que se encuentran en los sitios contaminados (Dembitsky, 2003; Manohar et al., 2006; Doshiet al., 2007).

Contaminación con Uranio en Argentina

El uranio fue descubierto en el año 1789 aunque recién cobró relevancia en 1938 cuando Hahn, Strassmann y Meitner descubrieron la fisión de su núcleo y sentaron las bases para el desarrollo de la energía nuclear. Desde entonces, esta forma de energía presenta una alternativa con bajos niveles de emisión de dióxido de carbono que la hace elegible en la actualidad para mitigar el cambio climático (Gregui, 2009). La contracara de esta característica favorable es que la minería de uranio y su uso industrial han dejado pasivos ambientales desde que su explotación creciera exponencialmente a partir de 1942.

En Argentina, emprendimientos de minería y procesamiento de uranio han provocado pasivos ambientales desde la segunda mitad del siglo XX. La Comisión Nacional de Energía Atómica, a través del Proyecto de Restitución Ambiental de la Minería del Uranio (PRAMU), tiene el objetivo de lograr la restitución ambiental de aquellos sitios en donde se desarrollaron actividades mineras en nuestro país, de acuerdo a lo establecido en la Ley N° 25.018 / 97 de “Régimen de gestión de residuos radiactivos de la minería del uranio”. 

Sitio de trabajo

El humedal natural de trabajo se encuentra próximo al Complejo Tecnológico Pilcaniyeu (CTP) de la Comisión Nacional de Energía Atómica (CNEA) en Río Negro, Argentina. Constituye un pasivo ambiental declarado por CNEA, que fue contaminado durante la década de 1990 con U, Ni, Sn y Cu. 

El humedal se ubica a la salida de la planta de tratamientos cloacales del CTP, pero inicialmente, cuando aún no había regulaciones ambientales claras, también se volcaban en el mismo las aguas de lavado de los laboratorios. Con el tiempo, esto llevó a la acumulación de metales en sus sedimentos.  

En las siguientes figuras se presentan un mapa del área del CTP, uno de la ubicación del humedal y luego fotos del sitio donde se extrajeron las muestras.

Figura 1: Ubicación del CTP y del humedal de trabajo

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Figura 2: Fotos del humedal donde se extrajeron muestras

Objetivos del doctorado

En el marco de las problemáticas ambientales planteadas y considerando el sitio que se eligió, se ha planteado la propuesta de trabajo de este doctorado. Consiste en desarrollar procesos de biocomplejación, biorreducción y principalmente de biorremediación de humedales naturales, y en particular apuntar a contribuir con encontrar una solución innovadora para el problema de contaminación que presenta el humedal natural que se encuentra en la provincia de Río Negro, Argentina. 

Como objetivos particulares se tienen:

    • Caracterizar fisicoquímica y estructuralmente los sedimentos del humedal de Pilcaniyeu. Relacionar la microestructura de los sedimentos frente al grado de contaminación, la composición cuantitativa de metales y su especiación.
    • Estudiar grupos de microorganismos de interés, tales como hongos formadores de ácidos orgánicos, bacterias hierro y azufre oxidantes, hierro reductoras, sulfato reductoras y productoras de complejantes que se encuentren en el humedal. Enriquecer y aislar los principales géneros.
    • Aplicar estos microorganismos a la biolixiviación de uranio y otros metales del humedal. Dilucidar el mecanismo y la cinética de la biolixiviación. 
    • Combinar los procesos de biolixiviación desarrollados con otras técnicas fisicoquímicas y biológicas para la recuperación de metales a partir de los lixiviados. Acondicionar los sedimentos remediados. 

El proceso de biolixiviación de metales pesados

La biolixiviación es una de las técnicas de biorremediación, y su aplicación sobre uranio y otros metales como cobre ha sido objeto de estudio de la comunidad científica internacional y de la industria minera desde que se descubrió que algunos microorganismos jugaban un rol fundamental en el drenaje ácido de minas y se aisló una cepa de Thiobacillus ferrooxidans (hoy día llamado Acidithiobacillus ferrooxidans) (AMD; Colmer y Hinkle, 1947 y Temple and Colmer 1951 en Olson et al. 2003). La extrapolación de estas técnicas a residuos contaminados es una de las líneas actuales de investigación más prometedoras en este campo. (Porzionato 2016). Este proceso se encuentra en constante perfeccionamiento desde fines de los años ‘80 y ha sido aplicado al tratamiento de sustratos contaminados con metales como U, Pb, Ni, Zn, Cu, etc. (Gadd, 2004; Ren et al, 2009; Kim et al 2016). 

Algunas bacterias que se conocen por su capacidad de biolixiviación son Acidithiobacillus ferrooxidans, Acidithiobacillus thiooxidans, Leptospirillum ferriphilum, Sulfolobus spp y Acidians bierleyi. (Gadd 2010). Dentro de ellas, las dos primeras son las más estudiadas y aplicadas. Son gram negativas, no formadoras de esporas, acidófilas, aeróbicas, mesófilas y quimiolitoautotróficas. Utilizan dióxido de carbono atmosférico como fuente de carbono y obtienen energía de la oxidación de sulfuros completa o parcialmente reducidos, generando sulfato como producto final. A. ferrooxidans, además, puede usar ion ferroso como fuente de energía, oxidándolo a ion férrico.  

La biolixiviación básicamente se basa en la oxidación de sulfuros a sulfatos por el metabolismo de microorganismos autótrofos y acidófilos (Watling 2006). La actividad metabólica de distintos microorganismos es capaz de generar medios lixiviantes que pueden movilizar metales contaminantes presentes en el sedimento a fase acuosa desde donde podrán ser recuperados. 

La estructura del sedimento y las formas químicas en las que están presentes los metales juegan un rol crucial en la regulación del proceso de lixiviación por lo que conociendo las variables claves cinéticas, estructurales y estequiométricas se podrá optimizar el proceso. 

Las bacterias reductoras

Las bacterias acidófilas mencionadas anteriormente son las que en condiciones aeróbicas oxidan los sedimentos generando que los metales pasen a solución. Su actividad metabólica es uno de los motivos por los cuales hay movilización de estos contaminantes. 

Por otro lado se tiene que cuando las condiciones de los sedimentos se vuelven anaérobicas, las bacterias que actúan son las reductoras de hierro y sulfato. Estas generan la precipitación de compuestos que hacen que los metales queden immovilizados. Son heterotróficas por lo que usan compuestos orgánicos como fuente de carbono y usan sulfato u óxidos de hierro como aceptores de electrones. 

Como objetivo de la tesis se tiene aislar ambos tipos de bacteria para aplicar sobre los sedimentos del humedal, tanto para generar el proceso de biolixiviación de metales como para luego recuperarlos. 

Metodología utilizada

Del humedal se tomaron tres muestras, dos correspondientes al faldeo del mismo (F1, F2) y dos correspondientes al cauce (C).

Se realizaron ensayos de caracterización fisicoquímica a las muestras: El pH se determinó en una dilución 1:2 del sedimento; La humedad por secado a 80°C; La materia orgánica por calcinado a 550°C; Los sulfuros volátiles en ácido (SVA) por el método de purga y trampa: se realiza una extracción con ácido clorhídrico y se cuantifica por conversión a azul de metileno; Los sulfatos se determinaron por extracción con ácido clorhídrico y posterior cuantificación por turbidimetría con cloruro de bario; El contenido de hierro se determinó por extracción con ácido clorhídrico y cuantificación con o-fenantrolina. 

Luego las muestras fueron secadas al aire y tamizadas con un tren de tamices de 4750, 1000, 500, 150 y 75 µm.

A las fracciones de tamaño menor a 75µm se las analizó por microscopía electrónica de barrido (SEM) y con las técnicas de adsorción de nitrógeno e intrusión de mercurio.

Además, se comenzó a cuantificar la cantidad de metales presentes en las muestras. Para ello se realizó una extracción secuencial de metales a las muestras completas húmedas (con tratamientos sucesivos sobre las muestras utilizando diferentes reactivos para obtener cuatro fracciones: intercambiable, reducible, oxidable y residual) y una digestión microondas con ácido nítrico a las muestras completas y cada fracción de tamizado. Se realizó la cuantificación por absorción atómica.

Resultados preliminares

Los primeros análisis obtenidos se presentan en la siguiente tabla: 

Tabla 1: Análisis realizados a muestras.

En estos resultados obtenidos se observa que todas las muestras poseen un pH, humedad y cantidad de materia orgánica similares. En ninguna se cuantifica presencia de sulfuros metálicos. Para la muestra de cauce se ve que contiene valores algo más elevados de sulfatos y de hierro que las de faldeo. Y en todos los casos, el contenido de hierro es mayormente en estado oxidado.  

A continuación se presentan los resultados correspondientes a la distribución en peso para las fracciones en la Figura 3, del análisis por SEM en la Figura 4 y en la Tabla 2 los obtenidos en la porosimetría y adsorción de nitrógeno.

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Figura 3: Distribución en peso de las fracciones de tamizado

Se observa que las fracciones mayores a 1mm de tamaño son las que representan el mayor contenido.

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Figura 4: Resultados de SEM para las muestras analizadas.

En las imágenes se ve que el tamaño de partículas es muy variado, pero consistente con que es menor a 75µm de diámetro. En todas las muestras se observaron restos de diatomeas. Esto coincide con la información que se tiene de la zona muestreada, que tiene épocas de alto volumen de agua, en las cuales estas algas unicelulares se pueden depositar en los sedimentos.

Tabla 2: Cuadro comparativo de resultados obtenidos por intrusión de mercurio y adsorción de nitrógeno

Entre ambas técnicas se puede obtener una información completa sobre la porosidad de la muestra. Con la intrusión de mercurio se caracterizan principalmente los macroporos y con la adsorción de nitrógeno mayormente los micro y mesoporos. Aunque no es correcto hacer una comparación directa pues cada técnica toma distinta información de la estructura de poro: en el caso de la intrusión de mercurio la misma se encuentra controlada por la garganta del poro, mientras que la adsorción de nitrógeno está controlada por el cuerpo del poro.

Se ve que el volumen total de poros usando mercurio es mayor al obtenido con nitrógeno, y esto puede deberse a que haya macroporos que con la última técnica no es posible cuantificar.

En las Figuras 5 y 6 se presentan los resultados obtenidos para la cuantificación preliminar de metales:

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Figura 5: Cuantificación de Ni en las extracciones secuenciales de metales

En la extracción secuencial de metales se observa que en la muestra del cauce hay un mayor contenido de níquel, y que la distribución del metal en cada fracción es relativamente pareja.

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Figura 6: Cuantificación de Zn y Ni en las fracciones de tamizado.

En la distribución por fracción de tamizado, nuevamente se observa una mayor cantidad de metales en la muestra de cauce. Y por otro lado, en esta muestra la fracción de tamaño entre 1000 y 4750µm es la que acumula la mayor cantidad del metal. 

Aislamiento de bacterias

Para aislar A. thiooxidans se utilizó el medio 0K y para aislar A. ferrooxidans el 9K. Se colocó sedimento en erlenmeyers con cada medio de cultivo y se dejó agitando a temperatura ambiente. Periódicamente se realizaron mediciones de hierro y acidez para evaluar el crecimiento. En cuanto a las bacterias anaeróbicas, su aislamiento se llevó a cabo en medio Geobacter y Postgate en frascos sellados y purgados con nitrógeno. 

No se consiguió aislar A. ferrooxidans ni A. thiooxidans. Esto puede ser explicado por la falta de sustratos en los sedimentos: sulfuros y hierro en estado de oxidación reducido. 

Sí pudieron ser enriquecidas las bacterias reductoras de hierro (BRH) y bacterias reductoras de sulfato (BRS) usando los medios de cultivo Geobacter y Postgate respectivamente. 

Las BRH enriquecidas de la muestra de cauce se hicieron crecer en celdas electroquímicas esperando poder seleccionar bacterias electrogénicas. Como se muestra en la Figura 7, en donde se ven los resultados de un experimento de 350hs, la corriente de la celda correspondiente a Cauce es mayor a la del Control, indicando presencia de microorganismos electrogénicos.  

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Figura 7: Resultados para la cronoamperometría realizada en las celdas electroquímicas.

Conclusiones y perspectiva a futuro

Si bien todavía falta realizar análisis fisicoquímicos para caracterizar profundamente los sedimentos, se logró una buena identificación inicial. Se terminarán de cuantificar los metales, y en particular para uranio, que ya se sabe que está presente en las muestras pero aún la técnica de cuantificación está siendo llevada a punto. 

También se realizarán los ensayos de biolixiviación con cepas stock ya identificadas y certificadas.

Se espera poder realizar los ensayos satisfactoriamente, y poder elucidar en los mismos con qué mecanismo ocurre y cuál es su cinética.

  1. Instituto de investigación e ingeniería ambiental, UNSAM, Argentina [] []
  2. Instituto de energía y desarrollo sustentable, CAB, CNEA, Argentina []

Procesos de biorremediación de sedimentos contaminados de la Cuenca Reconquista, aspectos microbiológicos y fisicoquímicos.

María Celeste Grimolizzi
Director: Dr. Gustavo Curutchet
Co-directora: Dra. Susana Vazquez

La cuenca del Río Reconquista se encuentra íntegramente inserta en el área metropolitana de Buenos Aires. Ocupa una superficie de 1670 km2 y atraviesa 18 partidos del Gran Buenos Aires (COMIREC).

El paisaje asociado a la cuenca está fuertemente ligado al desarrollo histórico, político, económico y social de Buenos Aires. Diversas actividades, desde las productivas (agro-ganaderas o industriales), el poblamiento, la construcción de presas, rectificaciones y entubamientos de los cursos de agua han modificado casi por completo el paisaje original, que se había visto prácticamente inalterado hasta comienzos del siglo XX (EIASG, 2018; Defensor del Pueblo, 2007). Territorios previamente vacíos o escasamente poblados se transformaron rápidamente  en espacios densamente poblados y con altos índices de contaminación (Curutchet et al. 2012). El rápido crecimiento de las ciudades y emplazamientos industriales y la escasa planificación, produjeron precarización de las condiciones de vida de la población, hacinamiento y degradación ambiental (Grinberg et al. 2018). De este modo, puede decirse que el paisaje asociado a la cuenca resume y concentra la problemática demográfica y social del Conurbano Bonaerense (Defensor del Pueblo 2007). 

La cuenca está políticamente dividida en tres regiones: Alta, Media y Baja  (COMIREC). En la cuenca alta predominan las actividades agrícola-ganaderas, lo que coincide con una baja densidad poblacional. Sin embargo, aquí ya se registran altos valores de contaminación en el agua (Defensor del pueblo, 2007), dados en general por el aporte de efluentes agrícolas y cloacales (Porzionato et al., 2015; Nader, 2015).

Por el contrario, en las cuencas media y baja se observa una alta densidad poblacional y predomina la actividad industrial. Es en este tramo que el río recibe las mayores cargas de contaminantes y en donde las descargas industriales comprometen aún más seriamente la calidad del agua (Nader, 2015). Se estima que existen en la región al menos 330 industrias de tercera categoría, que son las de mayor complejidad ambiental (EIASG, 2018). 

Los efluentes industriales constituyen la principal fuente de contaminación por metales pesados. Su estudio reviste particular importancia debido a su persistencia en el ambiente y su toxicidad para los seres vivos (Jӓrup 2003). 

La permanencia de los metales en el cuerpo de agua o su inmovilización en el sedimento están determinadas por las condiciones de pH, presencia de oxígeno y concentración de ligandos en el medio. Los procesos de óxido reducción asociados están biológicamente catalizados por microorganismos (Rawlings 2002, Gadd 2010). 

Es importante aclarar que el sedimento se constituye como un sumidero preferencial de contaminantes, en particular de metales pesados. Por lo tanto el estudio de los procesos involucrados en su movilidad no puede restringirse únicamente al estudio del agua, deben contemplar necesariamente el estudio de los sedimentos. (Curutchet et al. 2012). 

La alta concentración de materia orgánica en un sistema degradado, produce una alta demanda béntica de oxígeno. En esa condición de anaerobiosis, los metales tienden a acumularse en el sedimento. Esto sucede debido a que en ambientes de bajo potencial redox, las bacterias reductoras de sulfato (BRS) utilizan el sulfato como aceptor final de electrones, generando sulfuros. Estos, se combinan con metales, formando sulfuros metálicos poco solubles que precipitan y se acumulan así en el sedimento (Di Nanno et al. 2009, Curutchet et al. 2012, Porzionato et al. 2016). Además de la precipitación, ocurren otros procesos  que colaboran en la acumulación de contaminantes, tales como: adsorción, coprecipitación, oclusión y asociación con la materia orgánica (Förstner 2004, Charriau et al. 2011). Estos procesos, que podemos denominar de modo general como procesos de inmovilización, sumados al alto nivel de descargas en el sistema, producen que el sedimento presente una concentración de metales muy superior a la registrada en el agua. En muchos casos, incluso, por encima de los valores de referencia (Porzionato et al. 2014, Nader 2015, Dutch Standards 2000).

En paralelo a los procesos de inmovilización, suceden procesos biocatalizados de movilización en microambientes aeróbicos. Microorganismos quimiolitótrofos oxidantes del azufre y/o hierro utilizan los sulfuros metálicos presentes como dadores de electrones, generando sulfatos metálicos, en su mayoría solubles. 

De este modo, puede observarse que la perturbación de las condiciones anaeróbicas del sedimento (ej.: dragado, inundaciones y sequías), puede derivar en cambios en sus  propiedades químicas que estimulen la movilización de contaminantes. Cambios en el potencial redox y el pH, aceleran la actividad de bacterias oxidantes (Eggleton y Thomas 2004). Los sulfatos metálicos generados pueden derivar en acidificación y liberación de metales, generando un preocupante impacto ambiental (Rawlings 2002, Lors 2004, Di Nanno et al. 2009). 

Sin embargo, en condiciones controladas la combinación de estos procesos de movilización e inmovilización pueden transformarse en un método de biorremediación y recuperación de metales, con posibilidad de generar valor agregado a un potencial residuo (Porzionato et al. 2016). 

La necesidad urgente de generar una estrategia de remediación para un problema ambiental local de alta gravedad, en una zona densamente poblada, genera un particular interés en la evaluación de la factibilidad de esta técnica (Porzionato et al. 2014).

En este contexto, la presente investigación se enmarca en el Doctorado en Ciencias Ambientales del Instituto de Investigación e Ingeniería Ambiental de la Universidad Nacional de San Martín, que se plantea con un abordaje transdisciplinar. 

En el presente trabajo se comentan los resultados parciales obtenidos hasta el momento. Además, cabe aclarar, que los resultados mostrados son fruto de un trabajo en equipo, que involucra a diferentes miembros del grupo de investigación. 

Hipótesis

Los procesos de movilización e  inmovilización pueden utilizarse en condiciones controladas para la biorremediación del sedimento. Las condiciones sociales y ambientales determinan la factibilidad del tratamiento on site, por lo que ambas resultan relevantes a la hora de caracterizar los alcances y limitaciones de esta investigación.

Objetivo General

Se plantea el desarrollo de tecnologías de remediación basadas en reacciones biocatalizadas por la microbiota nativa de los sedimentos,  a ser aplicadas en zonas de alta densidad poblacional y pobreza urbana. Se plantea un trabajo transdisciplinar, que involucra un diálogo de saberes para mejorar la comprensión y respuesta a la problemática. A mediano-largo plazo, se espera contar con un desarrollo técnico reproducible y transferible a otras zonas a lo largo de la cuenca del Río Reconquista. 

Objetivos específicos 

1) Definición del marco teórico-epistemológico: Caracterización general de la problemática en el marco de la teoría de sistemas. Elaboración de un diagnóstico desde el punto de vista de los actores sociales involucrados 

2) Diagnóstico microbiológico y físico-químico de los sitios de estudio: Estudio de la relación entre la contaminación, la estructura del sedimento y el destino de los contaminantes metálicos. Estudio de las comunidades microbiológicas que participan. Relevamiento de las potencialidades funcionales en estas comunidades, útiles para procesos de biorremediación

3) Ensayos de Biorremediación: Caracterización del cambio en la composición delas comunidades microbianas presentes en las diferentes etapas de tratamiento en biorreactores. Correlación entre la caracterización microbiológica, los parámetros operacionales de los reactores y las características fisicoquímicas de los sedimentos.

4) Ensayos de recuperación: Estudio de alternativas de recuperación de metales a partir de los lodos obtenidos en los biorreactores de lixiviación, evaluando secuencias de biolixiviación y bioprecipitación. Estudio de posibles aplicaciones de las estrategias desarrolladas en plantas de tratamientos industriales.

5) Integración en territorio: Desarrollar alternativas de remediación de sedimentos según  los  resultados en los objetivos anteriores y diseñar la instalación de una planta piloto de tratamiento de sedimentos. Todo ello enmarcado en un trabajo con perspectiva transdisciplinar.

Objetivo 1: Definición del marco teórico-epistemológico

Materiales y Métodos 

En el presente análisis, se tomó como marco teórico-conceptual la teoría de sistemas, que brinda una serie de definiciones que permiten caracterizar y comprender los sistemas ambientales (Dickinson & Murphy, 2007). Además, se caracterizó al sistema en estudio como un sistema complejo en el sentido planteado por García (2006). 

Con intención de caracterizar el sistema y su problemática ambiental asociada, nos preguntamos: ¿Cuáles son los componentes y procesos que identificamos en el sistema en estudio? ¿Qué escalas y niveles observamos? ¿De qué manera se relacionan? ¿Cómo caracterizan al sistema los diferentes actores que intervienen en la cuenca?. Estos interrogantes se vuelven necesarios a la hora de definir cuál es el subsistema en el que se pone énfasis y de qué manera se encuentra influenciado por la totalidad organizada de la cual forma parte (García, 2011). 

De esta forma, modo de contribuir en el diagnóstico, se realizó una aproximación etnográfica con el objetivo de explorar los componentes que resultan relevantes para distintos actores sociales relacionados a la cuenca. A este respecto, se propuso partir de la observación acción-participante con registro de notas e ideas, entrevistas semi-estructuradas y referencias científicas. Se realizaron dos entrevistas a dos actores que se reconocen como del ámbito científico tecnológico, pero que tienen diferentes áreas trabajo. El entrevistado 1 cumple funciones de gestión en el Estado y el entrevistado 2 cumple funciones de investigación. Se prevén además, entrevistas a actores en territorio al finalizar el contexto de aislamiento. 

Resultados y discusión

Según R. García (2009), un sistema es un recorte de la realidad en el que se da una confluencia de múltiples procesos interrelacionados. Lo que determina su carácter complejo es la interdefinibilidad1 y la dependencia mutua de relaciones entre sus elementos (García, 2011). Estos, interactúan de forma tal que no son aislables y por lo tanto, no pueden ser descriptos y explicados “sumando” enfoques parciales (García, 2011). En este sentido, se caracteriza al sistema en estudio (la cuenca Reconquista) como un sistema complejo.

De esta manera, se identificaron distintos componentes y procesos que la conforman, así como también sus dimensiones espaciales y temporales (Turner et al., 2001). La cuenca, se supone bajo una seria problemática ambiental. 

Se observó que las problemáticas asociadas a la contaminación operan diferencialmente en las distintas escalas y niveles. Este análisis preliminar se plantea observando procesos que, si bien no suceden en un entorno físico determinado, juegan un papel importante a la hora de definir la estructura del sistema. Por lo tanto, serán relevantes a la hora de tomar decisiones sobre cuál será el modelo que mejor se ajuste para la investigación y los alcances de los posibles proyectos propuestos.

En esta misma línea, las personas entrevistadas expresaron su caracterización de los componentes y procesos que existen en la cuenca. En primer lugar, los entrevistados manifiestan que la aplicación de políticas de estado claras, con la confluencia de diversos actores puede (y debe) mejorar la situación actual. En este aspecto, ambos consideran que la concentración de población es un problema y que puede ser manejada en base a políticas de ordenamiento territorial. 

En relación a la calidad del curso de agua, el entrevistado 1 mencionó el funcionamiento deficiente de las plantas depuradoras como factor relevante en el ingreso de materia orgánica. Cabe aclarar que uno de los puntos de muestreo se encuentra aguas abajo de la Planta Depuradora Hurlingham de la empresa AySA (www.aysa.com.ar). Se caracterizaron como componentes relevantes la presencia de industrias, con diferencias entre los entrevistados 1 y 2 en la caracterización del estado de intervención en la cuenca.

Ante la pregunta sobre el futuro de la cuenca, el entrevistado 1 precisa que es posible revertir el estado actual, pero eso depende de una política de Estado con continuidad. Entiende que la situación a nivel local es compleja porque existen cuestiones sociales más urgentes que el Estado tiene que atender.

Cada uno de estos procesos y componentes caracterizados puede interrelacionarse generando grandes sistemas que tienen su propia lógica de organización. Es decir, el sistema que se pretende caracterizar está estratificado en diferentes niveles de organización (García, 2006). Es importante aclarar que “las interacciones entre los niveles se dan en forma tal que cada nivel condiciona las dinámicas de los niveles adyacentes” (García, 2006 p.184). Por lo tanto, es metodológicamente posible la separación entre ellos, pero son epistemológicamente indisociables. Es decir, se estudia un nivel entendiendo que forma parte de un sistema mayor. 

Ambos entrevistados manifiestan esta concepción cuando definen que la vinculación con el entorno y otros actores sociales son actividades necesarias para los profesionales que se dedican al área ambiental. Aquello que podemos definir como “problemáticas ambientales”, con todas sus posibles acepciones, se relaciona en cualquiera de ellas al accionar del ser humano en el ambiente en el que se desarrolla (Reboratti, 2000). Ambos entrevistados reconocen este accionar como origen de la problemática, sin embargo a su vez resaltan la necesidad de intervención por parte del ser humano para revertirla, o al menos apaciguarla. 

De todo ello se desprende que los procesos y componentes sociales, políticos, económicos, culturales e históricos se constituyen como “forzantes” en un primer nivel de organización del sistema (Dickinson & Murphy, 2007), pero son componentes insoslayables que determinan la estructura de la “totalidad organizada” que conforma el subsistema en estudio. 

Conclusiones parciales

La demarcación del subsistema de estudio, define la manera en la que será abordada la problemática. Esto es un cuestionamiento metodológico, pero a la vez de índole epistemológico: está relacionado a los grandes objetivos que estructuran la investigación.

Las diferentes concepciones sobre el sistema-mundo, nuestro marco epistémico, también determinan las  variables que seleccionamos como relevantes, el modo en las que las interpretamos y las soluciones que al respecto proponemos (García, 2011). 

En este sentido, podemos decir que existe un acuerdo a nivel científico, en muchas esferas de lo político y en la percepción de diversos actores en general, en considerar que el mundo transita actualmente lo que Leff (2017) denomina una “crisis civilizatoria”. La crisis comienza a definirse como un cambio ambiental global, que abarca todos los cambios biofísicos registrados en el planeta. Es decir, que además engloba todas las crisis sociales, económicas y políticas que se encuentran interrelacionadas y asociadas a las problemáticas ambientales (ISSC/UNESCO, 2013). Es así que, las problemáticas ambientales no pueden comprenderse completamente si no se conocen los motores humanos, los contextos históricos y sociales, los significados que tienen para las personas, sus aspiraciones, los conflictos y las dinámicas de poder subyacentes (ISSC/UNESCO, 2013).

Habiendo presentado esto, se nos plantea un desafío epistemológico: el de cuestionar el pensamiento y los paradigmas de la ciencia (Leff, 2017). Leff (2017) llama a ejercer una deconstrucción de los saberes, una vigilancia epistemológica y una ética de la otredad (p.134). Esto implica también la búsqueda de una epistemología crítica, es decir, un cuestionamiento a las categorías y a las metodologías de los discursos científicos dominantes (Escobar, 2017).

Los “avances” científico-tecnológicos producen alternativas que se profundizan en un marco específico de desarrollo. Están condicionados por un sistema de relaciones, así como también por el propio avance, generándose de esta forma, un direccionamiento consonante entre el desarrollo científico-tecnológico, las políticas públicas y privadas, la filosofía, la educación y las consecuencias sociales (Grimolizzi, 2017). Es preciso dar cuenta de esas interrelaciones y apostar al diálogo de saberes para la construcción de una ciencia orientada a la búsqueda de soluciones y a la transformación social (ISSC/UNESCO, 2013).  Dicho de otro modo: no es posible instalar un sistema de remediación en territorio sin tener en cuenta las dinámicas sociales que allí suceden.

En palabras de Rolando García (2011) “No se trata de encontrar respuestas más adecuadas a preguntas ya bien formuladas, sino que debemos poner en tela de juicio las preguntas mismas que han servido para definir los alcances del problema”. 

Perspectivas

Incluir en el análisis actores sociales del territorio, cuando las condiciones de aislamiento social así lo permitan. 

Objetivo 2: Diagnóstico microbiológico y físico-químico de los sitios de estudio

Los resultados expuestos a continuación formaron parte de un trabajo de exposición presentado en  6th International Symposium on Enviromental Biotechnology and Engineering (ISEBE) y IV Congreso Nacional de Tecnologías y Ciencias Ambientales (Porzionato et al. 2018, Tufo et al. 2018).

Materiales y métodos

Se tomaron muestras de sedimento en dos sitios de la Cuenca Reconquista con diferencias en su grado de contaminación: Embalse Dique Roggero (DR) y Parque San Francisco (R8). DR está ubicado en la cuenca alta en el Oeste del Gran Buenos Aires, intersección entre los partidos de Moreno, Merlo, Marcos Paz y General Rodriguez. Por otro lado, R8 se encuentra en el partido de Hurlingham, Gran Buenos Aires. 

En cada sitio se tomaron muestras compuestas de sedimento, para realizar análisis físicoquímicos. Se reservaron con su humedad original a  4°C hasta su determinación, de forma de mantener inalteradas sus condiciones redox hasta el momento del análisis (Di Nanno et al. 2009, Porzionato et al. 2015, Porzionato et al. 2016).

Además, se determinaron in situ, en agua superficial: temperatura, potencial redox, pH, oxígeno disuelto y saturación, mediante el uso de un equipo de campo multiparamétrico. 

Paralelamente, con el objetivo de tomar muestras para la caracterización de comunidades bacterianas, en cada sitio se definieron 3 secciones en las que se tomaron 4 muestras aleatorias de sedimento con un core de pvc (aproximadamente 5cm de profundidad). Estas se combinaron en una muestra compuesta representativa de cada sección, resultando entonces en 3 muestras por sitio (enumeradas como 1,2 y 3). Las muestras se dispusieron en frascos estériles y se reservaron a -20°C para su posterior análisis. 

Con el objetivo de realizar la caracterización físicoquímica de los sedimentos se determinó en el laboratorio el contenido de materia orgánica (MO) por calcinación, el pH, potencial redox, la concentración de sulfuros volátiles en ácido (SVA) por el método de purga y trampa, la concentración de  sulfatos por turbidimetría y la concentración de Zn, Cu y Cr por extracción pseudototal (EPA 3051A). 

Para realizar la caracterización de comunidades microbianas, se realizó la extracción de ADN total por el uso de kit Power Lyzer™ PowerSoil® DNA Isolation Kit (MoBio). Se amplificó la región V3V4 del gen del RNAr 16S (primers 341F y 805R) y los amplicones generados se secuenciaron por Illumnia Mi Seq (INDEAR, Argentina). Las secuencias de los amplicones obtenidos se analizaron utilizando el programa Mothur v1.44.1 (Schloss, et. al. 2009), siguiendo el protocolo estándar (MiSeq SOP). 

En el análisis informático se ensamblaron las secuencias y se removieron aquellas con longitud menor a 460pb y más de 8 homopolímeros. Se obtuvieron secuencias únicas que se agruparon al 99% (aproximadamente 1 diferencia cada 100 pb), relacionando la tasa de error con la abundancia. Las quimeras se removieron utilizando el algoritmo UCHIME (Edgar et al. 2011). Para la caracterización taxonómica, las secuencias obtenidas se alinearon con la base de datos de genes de rRNA Silva v138 (Quast et al. 2013). Aquellas secuencias clasificadas como cloroplastos, mitocondrias o no clasificadas a nivel de dominio, fueron removidas del set de datos.

El análisis estadístico se realizó utilizando el software estadístico R versión 4.0.2 (R Core Team 2020). 

Resultados y discusión

En el sedimento del sitio DR se observó un potencial redox positivo, que concuerda con la alta disponibilidad de oxígeno registrada en agua superficial. El porcentaje de materia orgánica en el sedimento es comparativamente bajo, lo cual indica que no tiende a acumularse en los sedimentos. La concentración de SVA en el sitio está por debajo del límite de detección de la técnica. En este ambiente prevalecen reacciones de oxidación que dificultan el establecimiento de una comunidad bacteriana que promueva la acumulación de sulfuros.  

Por otra parte, para el sitio R8 se registró un potencial redox negativo, lo que a su vez concuerda con lo registrado en agua superficial. Se observó además, una alta concentración de MO y SVA comparada con el sitio DR. La presencia de sulfuros está usualmente asociada a la presencia de sulfuros metálicos, lo cual concuerda con la alta concentración de metales pesados registrada en R8 respecto a DR. 

Si bien estos niveles de contaminación resultan preocupantes, cabe aclarar que según Nader (2015) uno de los principales aportantes de contaminantes al Río Reconquista es el Arroyo Morón, que se encuentra río abajo del sitio de muestreo.

En cuanto a la caracterización de comunidades bacterianas, las secuencias únicas resultantes del análisis bioinformático, se agruparon obteniendo 37634 OTUs considerando secuencias singleton y 17173 OTUs sin secuencias singleton. Se observó que las comunidades están dominadas por alguna OTU en particular, en todos las muestras analizadas. Además se observó que estas OTUs mayoritarias están compartidas por las muestras de un mismo sitio. En cuanto a la distribución de abundancias, se notó que la muestra DR1 presenta diferencias respecto de las muestras de ese mismo sitio en esa fecha. 

Por otra parte, para la mayoría de los estimadores de diversidad, las muestras del sitio R8 tienen mayor diversidad que las del sitio DR. De acuerdo a estudios previos (Liu, T., 2018) la presencia de contaminantes en un sistema debería alterar la diversidad bacteriana.  Sin embargo, diversos trabajos (Wang et al., 2015b; Zhang et al., 2016; Zhang 2020; Zhang 2019) describen un aumento de biomasa bacteriana en el sitio por ingreso de efluentes provenientes de plantas de tratamiento y un consecuente aumento en la concentración de materia orgánica. Cabe aclarar en este punto que el sitio R8 se encuentra río abajo de una planta depuradora, cuestión puntualizada como hot spot de contaminación por uno de los entrevistados en el  objetivo 1. 

En lo que refiere a la composición taxonómica, se observa que el filo predominante es Proteobacteria en todos los casos. Acidobateriota y Nitrospirota son más abundantes en DR, en cambio en RQ se registra mayor presencia de Bacteroidota, Chloroflexi y Desulfobacterota

Por otro lado, a nivel de género, puede observarse que los géneros más abundantes en RQ están relacionados a la presencia de contaminantes, particularmente de contaminantes orgánicos. Esto no se observa para el sitio DR. Es importante aclarar que los organismos presentes en mayor abundancia no indican necesariamente las capacidades funcionales de la comunidad real, sino que más bien dan una idea de las posibilidades de degradación o movilización de determinados componentes y de la estructura general de la comunidad. 

Conclusiones parciales

El estudio de dos sitios con diferente grado de contaminación, permite relacionar el efecto de las variables asociadas a la contaminación en diferentes procesos, fundamentalmente aquellos microbiológicamente catalizados (Porzionato et al. 2016 , Tufo et al. 2017). 

La caracterización físico-química del sitio DR permite presumir que el tiempo de residencia de los contaminantes orgánicos que ingresan, es suficiente para su degradación. Además la presencia de descargas industriales no es notable en esa región, principalmente aquellas que puedan contener metales pesados. Por lo tanto, el sitio DR se toma como referencia en lo que a contaminación por metales pesados se refiere. Por el contrario, las condiciones fisicoquímicas del sitio R8 generan un ambiente propicio para la acumulación de sulfuros y la consecuente precipitación de metales en el sedimento. Presenta, por lo tanto, variables asociadas a un sitio contaminado. 

Estas diferentes condiciones, en tanto a la presencia de dadores y aceptores electrónicos diferentes, tienen una influencia en la estructura de las comunidades microbianas. Las comunidades microbianas presentes en sedimentos del Río Reconquista están dominadas por el tipo de sustratos, aceptores electrónicos y parámetros ambientales. 

La contaminación data ya de muchas décadas, por lo que las comunidades se han adaptado fuertemente, siendo robustas y funcionales aún en las zonas altamente contaminadas.

Perspectivas

Se prevé agregar un sitio de muestreo adicional, río abajo del sitio R8, cercano a la desembocadura del arroyo Morón. La intención es estudiar un sitio con potencial mayor concentración de metales pesados (Nader 2015). 

Objetivo 3: Ensayos de biorremediación

Los resultados expuestos a continuación formaron parte de un trabajo de exposición presentado en Primer Congreso ISME América Latina (Grimolizzi et.al. , 2019b).

Materiales y métodos

Con el objetivo de evaluar parámetros relevantes de optimización de reactores de biolixiviación, sedimento contaminado proveniente del sitio R8 se dispuso en reactores cilíndricos de acrílico de 5L de capacidad. Los mismos contaron con ingreso de aire por la parte inferior. El ensayo  tuvo una duración de 200 días y el lixiviado generado se hizo recircular periódicamente. 

El experimento se llevó a cabo en tres condiciones: control (R1), con agregado de S elemental en la superficie (R2), y con agregado de S elemental en la superficie e inoculación de bacterias azufre y hierro oxidantes, enriquecidas del sitio R8 (R3). 

Con el objetivo de estudiar el cambio en la composición de las comunidades bacterianas durante el proceso de lixiviación, se tomaron muestras de sedimento a diferentes tiempos (T0, T1, T2 y T3) en la superficie y a cierta profundidad, en recipientes estériles. Los mismos se reservaron a -20°C hasta su determinación. Posteriormente, se extrajo el ADN total de igual manera a la descrita en el objetivo 2. Luego, se secuenciaron amplicones de la región V3-V4 gen RNA 16S (primers 341F y 805R; Illumina MiSeq) y se analizaron a través del protocolo Qiime standard pipeline (MrDNA, USA). 

Por otro lado sobre las mismas muestras, se determinaron: pH, MO por calcinación , SVA por el método de purga y trampa y concentración de Zn por extracción pseudototal (EPA 3051A). Se realizó por otra parte una extracción secuencial BCR (Ure et al. 1993) de la muestra a T0. Además, se determinó en el lixiviado la conentración de Zn Espectrometría de Absorción Atómica con llama aire-acetileno (EAA) (SensaAA de GCB Scientific Equipment), pH y potencial redox con electrodo. 

Resultados y discusión

Se estudió el Zn en particular, debido a su alta concentración en sedimentos, lo que facilita su detección. Además, generalmente se utiliza como metal testigo para determinar biodisponibilidad en ensayos de re-suspensión, ya que presenta alto potencial de lixiviación (Di Nanno et al. 2009, Porzionato et al. 2016).

En base a la extracción secuencial efectuada en el sedimento en en tiempo inicial (T0), se observó que el Zn en se encuentra mayormente asociado a las fracciones “intercambiable” y “asociada a óxidos y carbonatos”, por lo que es esperable que su movilización esté relacionada a un mecanismo ácido. En ensayos cinéticos realizados en trabajos previos (Grimolizzi, 2019a) se observó un porcentaje de liberación de Zn de entre un 15 y 25 % para el sedimento de R8, probablemente asociado a un mecanismo ácido. 

En los reactores estáticos, se observó que las reacciones que allí suceden, están principalmente asociadas a la oxigenación. En los reactores con agregado de S elemental además se generó acidez por oxidación del S.  

En lo que refiere al análisis de las comunidades microbianas, se observó inicialmente la presencia de metanógenos y posteriormente se observó la predominancia de géneros asociados a un metabolismo heterótrofo. Los metanógenos se observaron aún en condiciones de potencial redox positivo lo cual sugiere la existencia de nichos anaeróbicos. 

Ante la exposición al oxígeno de los sedimentos en los reactores, se observó oxidación de sulfuros, primero en superficie y luego en profundidad, con predominancia de representantes del género Thiobacillus (neutrófilos).

 Posteriormente, la oxidación del S superficial en los reactores R2 y R3, derivó en una disminución del pH. Los géneros asociados a microorganismos metanógenos son desplazados por los géneros asociados a microorganismos heterótrofos acidófilos. Además, se observa que el género Thiobacillus es desplazado en términos de abundancia por Sulfobacillus, Acidithiobacilllus, Leptospirillum (hierro-oxidantes) y otros géneros asociados al metabolismo del azufre. 

El efecto de la inoculación en R3 no se vió reflejado directamente por la abundancia de  Acidithiobacillus, pero sí en el efecto de una mayor velocidad de acidificación luego de la inoculación (T1) y en el aumento de Clostridium, posiblemente por generación rápida de intermediarios que éstos pueden usar como aceptores de electrones. Se detectó presencia de Clostridium en R2 y R3 a tiempos intermedios. 

La acidificación es el parámetro que mayor impacto ejerce sobre las comunidades microbianas, impulsando cambios importantes en R2 y R3, cuando el sedimento de los reactores alcanza valores de pH inferiores a 4. 

Tomando como base los valores de Zn determinados por extracción pseudototal en T0, en relación a la concentración de Zn determinada en el lixiviado, se obtuvieron porcentajes de remoción de Zn de : 36% para R1, 69% para R2 y 79% para R3. 

Conclusiones parciales

 La presencia de sustratos utilizados por las bacterias involucradas en los ciclos del hierro y el azufre (sulfuros) es más determinante que la aerobiosis. Estas bacterias (Thiobacillus y Acidithiobacillus, Sulfobacillus y Leptospirillum) son clave en los procesos de movilización e inmovilización de metales. 

En los biorreactores de biolixiviación el efecto de agregado de azufre elemental fue determinante en la acidificación del medio y consecuente lixiviación de los metales,. Por otro lado, el bioaumento con bacterias nativas  (Acidithiobacillus Thiooxidans) no fue detectada y pareció no producir efectos importantes a mediano y largo plazo. 

Se detectó remoción de Zn, aunque serían necesarias réplicas para evaluar si las  diferencias en la remoción entre reactores R2 y R3 es realmente significativa. 

El conocimiento de los mecanismos involucrados en la dinámica de las comunidades permitirá diseñar procesos en reactores que sean más eficientes para la remediación on site de los sedimentos por biolixiviación.

Perspectivas

Realizar este ensayo con sedimento que presente mayor cantidad de metales (sitio propuesto en Objetivo 2), con intenciones además de llevarlo a una escala mayor. Continuar y profundizar el análisis in sílico, con diferentes herramientas bioinformáticas. 

Perspectivas Generales

Los resultados indican que el proceso de remediación es factible en el largo plazo. La tecnología asociada debe ajustarse a las condiciones del entorno. Además, deben estudiarse con mayor profundidad los procesos físico químicos y microbiológicos asociados, con la intención de optimizar y escalar el proceso.

Es de interés por parte del grupo de investigación continuar con este trabajo en la línea de los objetivos propuestos 4 y 5, teniendo en cuenta las perspectivas definidas para completar los objetivos precedentes. 

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  1. Los distintos elementos solo pueden ser definidos en función del resto (García, 2009) []