{"id":103165,"date":"2018-03-11T10:25:36","date_gmt":"2018-03-11T10:25:36","guid":{"rendered":"https:\/\/www.deberes.net\/tesis\/sin-categoria\/biodegradacion-anaerob-ia-de-clorofenoles-en-aguas-residuales\/"},"modified":"2018-03-11T10:25:36","modified_gmt":"2018-03-11T10:25:36","slug":"biodegradacion-anaerob-ia-de-clorofenoles-en-aguas-residuales","status":"publish","type":"post","link":"https:\/\/www.deberes.net\/tesis\/biologia-molecular\/biodegradacion-anaerob-ia-de-clorofenoles-en-aguas-residuales\/","title":{"rendered":"Biodegradacion anaerob ia de clorofenoles en aguas residuales"},"content":{"rendered":"<h2>Tesis doctoral de <strong> Daniel Melchor Puyol Santos <\/strong><\/h2>\n<p>La contaminaci\u00f3n del agua es uno de los principales problemas ambientales a los que debe enfrentarse el ser humano. Los compuestos clorofen\u00f3licos son un tipo de contaminantes que pueden estar presentes tanto en aguas residuales como en cauces naturales y en acu\u00edferos, debido a su uso extendido agroindustrial en la fabricaci\u00f3n de antis\u00e9pticos, pinturas, fungicidas, insecticidas, preservantes de la madera o como subproducto residual en procesos industriales tales como el blanqueo de la pulpa de papel. Los clorofenoles son compuestos qu\u00edmicos extremadamente t\u00f3xicos con propiedades carcinog\u00e9nicas, mutag\u00e9nicas y teratog\u00e9nicas. La toxicidad de estos compuestos est\u00e1 relacionada con su alto grado de hidrofobicidad, lo que facilita su adhesi\u00f3n en las membranas celulares, interfiriendo as\u00ed en el metabolismo de los seres vivos. Como consecuencia de la toxicidad de estos compuestos, se ha desarrollado legislaci\u00f3n, a nivel nacional e internacional, cada vez m\u00e1s restrictiva, lo que ha generado una creciente preocupaci\u00f3n por la b\u00fasqueda de sistemas eficaces de eliminaci\u00f3n de estos compuestos de las aguas residuales. los compuestos clorofen\u00f3licos han sido tratados mediante un amplio abanico de tecnolog\u00edas. As\u00ed, entre las tecnolog\u00edas no destructivas m\u00e1s empleadas se encuentran la adsorci\u00f3n, la extracci\u00f3n l\u00edquido-liquido y la separaci\u00f3n por membranas. Dentro de las tecnolog\u00edas destructivas, los procesos de oxidaci\u00f3n h\u00fameda, incluida su versi\u00f3n catal\u00edtica, aunque ofrecen buenos resultados y elevadas eficiencias de degradaci\u00f3n, son cada vez menos utilizados debido a la posible generaci\u00f3n de compuestos altamente t\u00f3xicos, como las dibezop- dioxinas policloradas y los furanos, y al elevado gasto energ\u00e9tico necesario para el proceso. los procesos de oxidaci\u00f3n avanzada, en cambio, pueden afrontar el problema de manera m\u00e1s eficiente y menos contaminante, aunque, debido al coste de estos procesos, su utilizaci\u00f3n est\u00e1 restringida a caudales relativamente bajos (< 5 m3 h-1). Otros tratamientos aplicables a la eliminaci\u00f3n de clorofenoles son los procesos de reducci\u00f3n, como la hidrogenaci\u00f3n catalitica, aunque en este caso son necesarios tratamientos de depuraci\u00f3n posteriores para la eliminaci\u00f3n de materia org\u00e1nica. Respecto a los sistemas de oxidaci\u00f3n biol\u00f3gica por v\u00eda aerobia, se han estudiado estrategias que emplean desde plantas (fitorremediaci\u00f3n), hasta hongos y bacterias. estas \u00faltimas han sido, con mucho, las m\u00e1s empleadas. Las tecnolog\u00edas aerobias m\u00e1s utilizadas para la oxidaci\u00f3n de clorofenoles han sido los reactores secuenciales discontinuos (sbr), reactores de lecho fluidizado, air-lift y reactores de membrana (mbr). El principal problema de estas tecnolog\u00edas es que, si el proceso de oxidaci\u00f3n no es completo, pueden generar compuestos con elevada toxicidad, como los clorocatecoles y las clorohidroquinonas. resumen 14 la digesti\u00f3n anaerobia es un proceso complejo que est\u00e1 constituido por una sucesi\u00f3n de etapas, en la que la metanog\u00e9nesis es la etapa clave del mismo debido a su sensibilidad y a las condiciones de funcionamiento. El metano se puede generar mediante tres v\u00edas metanog\u00e9nicas principales: hidrogenotr\u00f3fica, acetocl\u00e1stica y metilotr\u00f3fica, siendo la degradaci\u00f3n de acetato la principal fuente de producci\u00f3n de metano en un reactor anaerobio (65-70%). Los reactores anaerobios m\u00e1s utilizados para la descontaminaci\u00f3n de aguas de origen industrial son los reactores secuenciales discontinuos anaerobios (asbr), los reactores de membrana anaerobios (ambr), los reactores de lecho fijo, expandido y fluidizado y los reactores de manto de lodos y flujo ascendente (uasb), as\u00ed como variaciones de \u00e9stos, como los reactores de lecho granular expandido (egsb) y los reactores con recirculaci\u00f3n interna (ic). \u00e9stos \u00faltimos constituyen actualmente el 70-80% de los reactores industriales instalados a nivel mundial. Son reactores de flujo ascendente cuyo funcionamiento radica en la formaci\u00f3n de biogr\u00e1nulos, compuestos por agregaciones de microorganismos densas y compactas. Los reactores tipo uasb se han empleado extensamente tanto para el tratamiento de aguas residuales industriales heterog\u00e9neas como para la eliminaci\u00f3n de numerosos compuestos t\u00f3xicos de distinta procedencia, lo que da idea de su gran versatilidad. los clorofenoles son degradados por v\u00eda anaerobia actuando como aceptores de electrones mediante un proceso termodin\u00e1micamente favorable denominado decloraci\u00f3n reductiva, en el cual los \u00e1tomos de cloro del anillo fen\u00f3lico son sustituidos por \u00e1tomos de hidr\u00f3geno. Este proceso puede suceder espont\u00e1neamente en un sistema anaerobio mediante conversiones abi\u00f3ticas o procesos cometab\u00f3licos, o bien mediante la acci\u00f3n activa de algunos microorganismos para la obtenci\u00f3n de energ\u00eda y poder reductor, lo que se conoce como halorespiraci\u00f3n. Existen varios t\u00e1xones capaces de realizar halorespiraci\u00f3n, la mayor\u00eda relacionadas con las bacterias sulfatorreductoras del phylum firmicutes. El proceso de halorespiraci\u00f3n est\u00e1 mediado por un grupo de enzimas llamados deshalogenasas reductivas, y hasta ahora solo se han identificado enzimas para la orto- y meta-decloraci\u00f3n, siendo la posici\u00f3n para la m\u00e1s dif\u00edcil de declorar. Entre las bacterias halorespirativas, el g\u00e9nero desulfitobacterium es el m\u00e1s importante, dado que se han aislado 9 especies diferentes, siendo el \u00fanico hasta el momento con capacidad para declorar en las tres posiciones del anillo fen\u00f3lico. resumen 15 el tratamiento de clorofenoles mediante reactores anaerobios de alta eficiencia ha sido analizado principalmente mediante el empleo de reactores tipo uasb y reactores de lecho fluidizado con biopel\u00edculas (fbbr). Los clorofenoles estudiados mediante este tipo de tecnolog\u00edas han sido el pentaclorofenol (pcp), el 2,4,6-triclorofenol (246tcp), el 2,4- diclorofenol (24dcp), el 4-clorofenol (4cp) y el 2-clorofenol (2cp). Las eficiencias de biodegradaci\u00f3n de estos compuestos han sido elevadas, aunque resulta necesario profundizar en el estudio de las condiciones de operaci\u00f3n, tipos de donantes de electrones, cin\u00e9tica del proceso y estudios inhibitorios, de cara a la aplicaci\u00f3n de estas tecnolog\u00edas a nivel de planta piloto o escala industrial. la modelizaci\u00f3n matem\u00e1tica de los procesos biol\u00f3gicos es indispensable para el correcto dise\u00f1o de plantas de tratamiento a nivel industrial. Los modelos de monod, hill y haldane, as\u00ed como modelos potenciales, han sido los m\u00e1s empleados para evaluar la cin\u00e9tica de consumo de sustratos. La metanog\u00e9nesis habitualmente se explica mediante el modelo de monod, aunque en muchas ocasiones se ha simplificado a un pseudo-primer orden cuando la concentraci\u00f3n de sustrato no es limitante. El estudio cin\u00e9tico de los procesos inhibitorios suele hacer uso de estos modelos, modificados mediante factores de inhibici\u00f3n. En funci\u00f3n del par\u00e1metro al que afecten estos factores, existen modelos de inhibici\u00f3n competitivos, si la inhibici\u00f3n afecta a la constante de saturaci\u00f3n; no competitivos, si la inhibici\u00f3n afecta a la velocidad m\u00e1xima de crecimiento celular; o acompetitivos, si la inhibici\u00f3n afecta a ambos par\u00e1metros. Tambi\u00e9n se han desarrollado modelos emp\u00edricos para predecir efectos inhibitorios, como el modelo de levenspiel. En condiciones anaerobias, es destacable la ausencia de trabajos sobre cin\u00e9tica de degradaci\u00f3n de clorofenoles y estudios cin\u00e9ticos que expliquen el grado de inhibici\u00f3n que estos compuestos ejercen sobre la biomasa. en la presente memoria se estudia la biodegradaci\u00f3n anaerobia de dos compuestos clorofen\u00f3licos representativos, 24dcp (cap\u00edtulos 2 y 3) y 246tcp (cap\u00edtulos 4-8). La memoria est\u00e1 estructurada de forma modular, y cada cap\u00edtulo constituye una entidad independiente. la biodegradaci\u00f3n anaerobia de 24dcp se ha estudiado en r\u00e9gimen continuo (cap\u00edtulo 2) y discontinuo (cap\u00edtulo 3). En los ensayos en continuo se utilizaron dos reactores uasb y egsb inoculados con lodo granular anaerobio de dos procedencias: un reactor uasb a escala laboratorio que trataba aguas residuales de una industria cosm\u00e9tica y resumen 16 un reactor uasb industrial que trataba aguas residuales de una industria de reciclado de papel. Mediante la realizaci\u00f3n de ensayos en discontinuo se comprob\u00f3 que el consumo de glucosa favorec\u00eda la biodegradaci\u00f3n de 24dcp. As\u00ed, se emple\u00f3 este sustrato como fuente de carbono principal en un medio metanog\u00e9nico tamponado est\u00e1ndar. Las variables empleadas para la comparaci\u00f3n de ambos reactores fueron la eficiencia de consumo de dqo y de producci\u00f3n de metano, la degradaci\u00f3n de 24dcp y la generaci\u00f3n de 4cp. Los reactores se operaron en continuo durante 180 d, en 140 de los cuales la velocidad de carga de 24dcp se fue incrementando desde 5 hasta 105 mg 24dcp l-1 d-1, mientras que se utiliz\u00f3 una velocidad de carga org\u00e1nica (vco) inicialmente de 4 g dqo l-1 d-1 que se disminuy\u00f3 durante el transcurso de la operaci\u00f3n a 2 g dqo l-1 d-1 para mejorar la eficiencia de decloraci\u00f3n. en ambos reactores se obtuvieron eficiencias de consumo de dqo y de degradaci\u00f3n de 24dcp superiores al 80% y 90%, respectivamente, con velocidades de carga de 24dcp de hasta 60 mg 24dcp l-1 d-1, siendo el rendimiento metanog\u00e9nico muy superior en el reactor egsb. Al aumentar la velocidad de carga de 24dcp hasta 105 mg l-1 d-1, en el reactor uasb disminuyeron paulatinamente las eficiencias de consumo de dqo y degradaci\u00f3n de 24dcp hasta valores en torno al 60 y 20%, respectivamente, mientras que el reactor egsb logr\u00f3 mantener ambas eficiencias en valores en torno al 80%. La actividad metanog\u00e9nica del reactor uasb result\u00f3 insignificante, mientras que en el reactor egsb se obtuvieron valores medios de 0,1 g ch4-dqo g-1 dqo consumida. en los 40 \u00faltimos d\u00edas se disminuy\u00f3 la velocidad de carga de 24dcp paulatinamente hasta 25 mg 24dcp l-1 d-1 y se aument\u00f3 la vco hasta 6 g dqo l-1 d-1 con el objetivo de recuperar el rendimiento de ambos reactores y principalmente la actividad metanog\u00e9nica. As\u00ed, la actividad metanog\u00e9nica de los reactores uasb y egsb se increment\u00f3 hasta valores en torno a 0,1 y 0,2 g ch4-dqo g-1 dqo, respectivamente, pero la eficiencia de degradaci\u00f3n de dqo s\u00f3lo pudo recuperarse en el reactor egsb, lo que sugiere la aparici\u00f3n de una inhibici\u00f3n irreversible en alguna etapa del catabolismo de la glucosa en el reactor uasb, provocada por la carga aplicada de 24dcp. Esta inhibici\u00f3n no debi\u00f3 afectar a las bacterias decloradoras, ya que la eficiencia de degradaci\u00f3n de 24dcp si fue recuperada en ambos reactores hasta valores en torno al 80%. Finalmente, mediante estudios de microscop\u00eda electr\u00f3nica de barrido (sem) se comprob\u00f3 que la morfolog\u00eda granular de ambos reactores no se vio afectada por el 24dcp, aunque se encontraron mayores concentraciones de s\u00f3lidos vol\u00e1tiles en el lodo del reactor resumen 17 egsb al final del experimento, lo que permite parcialmente explicar las diferencias encontradas entre ambos reactores. en el cap\u00edtulo 3, con el objetivo de profundizar en el estudio del proceso de biodegradaci\u00f3n de 24dcp, se realizaron ensayos en discontinuo utilizando lodo granular anaerobio procedente del reactor egsb empleado en el cap\u00edtulo 2. Los ensayos se realizaron sin agitaci\u00f3n a 30 \u00c2\u00b1 1 \u00c2\u00bac utilizando el mismo medio de reacci\u00f3n que en el cap\u00edtulo 2, al que se a\u00f1adi\u00f3 na2s\u00c2\u00b710h2o y se intercambi\u00f3 el espacio de cabeza por n2:co2 80:20 para asegurar condiciones anaerobias. Se ensayaron concentraciones de 24dcp entre 10 y 250 mg l-1, empleando concentraciones de glucosa de 4 g l-1 (identificada como baja carga) y 35 g l-1 (identificada como alta carga). Los resultados se discutieron mediante el an\u00e1lisis de la evoluci\u00f3n de 24dcp, dqo, ch4 producido, glucosa e intermedios de reacci\u00f3n (\u00e1cidos grasos vol\u00e1tiles, \u00e1cido l\u00e1ctico y etanol). los microorganismos implicados en la degradaci\u00f3n de la glucosa emplearon rutas metab\u00f3licas diferentes seg\u00fan la concentraci\u00f3n de glucosa ensayada. As\u00ed, en los ensayos a alta carga la glucosa fue fermentada mediante la ruta heterol\u00e1ctica (v\u00eda fosfocetolasa), generando de esta forma etanol y \u00e1cido l\u00e1ctico, mientras que en los ensayos a alta carga la ruta principal fue la \u00e1cido-mixta (v\u00eda gluc\u00f3lisis), generando etanol y los \u00e1cidos l\u00e1ctico, ac\u00e9tico y f\u00f3rmico. en ambos casos tuvo lugar tambi\u00e9n la fermentaci\u00f3n propi\u00f3nica, la oxidaci\u00f3n anaerobia de \u00e1cido propi\u00f3nico a etanol y \u00e1cido ac\u00e9tico, la oxidaci\u00f3n anaerobia de \u00e1cido l\u00e1ctico y la oxidaci\u00f3n anaerobia de etanol (por acci\u00f3n de las sintrofobacterias), aunque esta reacci\u00f3n estuvo parcialmente inhibida en todos los ensayos, por lo que la acumulaci\u00f3n de etanol no debe atribuirse a la presencia del 24dcp. La acumulaci\u00f3n de acetato en el medio indica que la v\u00eda principal de la metanog\u00e9nesis fue la hidrogenotr\u00f3fica. Observando la evoluci\u00f3n de los intermedios de degradaci\u00f3n de la glucosa al variar la concentraci\u00f3n de 24dcp, se pudo establecer que este compuesto inhibi\u00f3 tanto la ruta heterol\u00e1ctica (alta carga) como la ruta \u00e1cido-mixta (baja carga) de la fermentaci\u00f3n de la glucosa, la acetog\u00e9nesis del \u00e1cido l\u00e1ctico y la metanog\u00e9nesis hidrogenotr\u00f3fica. En ambos ensayos la degradaci\u00f3n de 24dcp se produjo principalmente durante las primeras horas del proceso, gracias a la generaci\u00f3n de hidr\u00f3geno debido a las diferentes etapas fermentativas. se realiz\u00f3 el an\u00e1lisis cin\u00e9tico de los procesos de degradaci\u00f3n de 24dcp, glucosa y metanog\u00e9nesis hidrogenotr\u00f3fica. Para ambas cargas de glucosa se observ\u00f3 que la degradaci\u00f3n resumen 18 de 24dcp no estuvo inhibida, y que el perfil de velocidades iniciales pudo ajustarse a la ecuaci\u00f3n de hill. Los valores de los par\u00e1metros vmax y s1\/2 fueron similares para ambas cargas de glucosa. En cambio, el valor de la constante de hill fue diferente, lo que indica que a bajas cargas de glucosa la decloraci\u00f3n de 24dcp sucede mediante cooperatividad alost\u00e9rica positiva, mientras que a concentraciones altas no existe cooperatividad entre el sustrato (24dcp) y los enzimas involucrados en la decloraci\u00f3n reductiva. Respecto al efecto del 24dcp sobre la cin\u00e9tica de degradaci\u00f3n de la glucosa y la metanog\u00e9nesis hidrogenotr\u00f3fica, se encontr\u00f3 que las velocidades iniciales de ambos procesos disminuyen de forma potencial con respecto a la concentraci\u00f3n de 24dcp aplicada. Estudiando los perfiles de velocidad instant\u00e1nea de ambos procesos, se encontr\u00f3 que el \u00e1rea integral se desplaz\u00f3 tanto en el eje temporal como en el eje de velocidad, disminuyendoo tanto la velocidad m\u00e1xima como la afinidad de los microorganismos por el sustrato, lo cual indica un tipo de inhibici\u00f3n acompetitiva. Por ello, la inhibici\u00f3n de ambos procesos se ajust\u00f3 a modelos cin\u00e9ticos de inhibici\u00f3n acompetitiva de orden n. El orden de inhibici\u00f3n fue ligeramente similar para las cin\u00e9ticas de inhibici\u00f3n del consumo de glucosa y metanog\u00e9nesis hidrogenotr\u00f3fica, por lo que el 24dcp ejerci\u00f3 un efecto inhibitorio no selectivo, mientras que la constante de inhibici\u00f3n fue superior en el caso del consumo de sustrato, lo cual indica que el 24dcp afecta de forma m\u00e1s acusada a la metanog\u00e9nesis hidrogenotr\u00f3fica que a los procesos de fermentaci\u00f3n de la glucosa. el estudio de la biodegradaci\u00f3n anaerobia de 246tcp se aborda de forma deductiva, utilizando las conclusiones de ensayos previos como base de partida para los ensayos posteriores. As\u00ed, se realiz\u00f3 un ensayo inicial enfocado a la b\u00fasqueda de los cosustratos m\u00e1s adecuados para la biodegradaci\u00f3n de 246tcp (cap\u00edtulo 4). Utilizando la mejor combinaci\u00f3n de cosustratos, se realiz\u00f3 un estudio en discontinuo con lodo anaerobio no adaptado, en el que se analiz\u00f3 el efecto de 246tcp sobre la metanog\u00e9nesis, la degradaci\u00f3n de la dqo y la decloraci\u00f3n reductiva (cap\u00edtulo 5). Posteriormente, con objeto de mejorar la biodegradaci\u00f3n del 246tcp, se realiz\u00f3 un ensayo en continuo utilizando reactores egsb y fbbr bioaumentados con cepas desulfitobacterium (cap\u00edtulos 6 y 7). Finalmente, se analiz\u00f3 la ruta metab\u00f3lica de degradaci\u00f3n de los cosustratos y la cin\u00e9tica de degradaci\u00f3n de 246tcp mediante ensayos en discontinuo utilizando lodo extra\u00eddo de los reactores egsb (cap\u00edtulo 8). resumen 19 en el cap\u00edtulo 4 se estudi\u00f3 la biodegradaci\u00f3n del 246tcp empleando varios cosustratos carbonosos: lactato, sacarosa, \u00e1cidos grasos vol\u00e1tiles (ac\u00e9tico, propi\u00f3nico y but\u00edrico en proporci\u00f3n m\u00e1sica 1:1:1), etanol, metanol, extracto de levadura, formiato y metilamina, con la finalidad de determinar la mezcla de cosustratos \u00f3ptima con vistas a su utilizaci\u00f3n en la alimentaci\u00f3n de reactores anaerobios de alta eficiencia. El lodo utilizado se obtuvo del reactor egsb utilizado para tratar 24dcp (cap\u00edtulo 2). Se comprob\u00f3 que la adsorci\u00f3n de 246tcp sobre lodo autoclavado en un medio tamponado sin fuente de carbono result\u00f3 poco significativa. Se realiz\u00f3 un ensayo de inhibici\u00f3n en el que se emple\u00f3 acetato en un medio metanog\u00e9nico, con el fin de obtener la ec50 de la metanog\u00e9nesis acetotr\u00f3fica, que result\u00f3 ser de 110-115 mg 246tcp l-1. Los ensayos con los cosustratos se realizaron mediante 3 alimentaciones, en las que se adicion\u00f3 una fuente de carbono y nutrientes, a\u00f1adiendo el 246tcp en la segunda alimentaci\u00f3n. Las concentraciones ensayadas de 246tcp fueron 80 y 113 mg l-1 (ec50), mientras que se emplearon concentraciones de cosustratos de 4 g dqo l-1, salvo en el caso del formiato y la metilamina, que fueron de 2 g dqo l-1 por motivos de toxicidad. Para evaluar la eficacia de los cosustratos se analiz\u00f3 la evoluci\u00f3n del 246tcp y de sus intermedios de reacci\u00f3n (24dcp, 26dcp, 4cp y 2cp), as\u00ed como la producci\u00f3n de ch4. en ninguno de los casos se alcanz\u00f3 la completa decloraci\u00f3n de 246tcp, ya que se acumularon intermedios de degradaci\u00f3n propios de la orto-decloraci\u00f3n (4cp con metanol, etanol y \u00e1cidos grasos vol\u00e1tiles y 24dcp con lactato) o de la para-decloraci\u00f3n (en los casos del extracto de levadura y de la sacarosa). Utilizando metilamina y formiato la degradaci\u00f3n de 246tcp fue s\u00f3lo parcial, acumul\u00e1ndose una cantidad significativa al final del experimento. El 4cp result\u00f3 el producto m\u00e1s refractario de la degradaci\u00f3n anaerobia, ya que solo pudo ser eliminado de forma significativa empleando extracto de levadura, metanol y metilamina como donantes de electrones. En la mayor\u00eda de los casos la eficiencia de decloraci\u00f3n result\u00f3 superior despu\u00e9s de la tercera alimentaci\u00f3n, excepto para la metilamina y el formiato, los cuales son sustratos directos de la metanog\u00e9nesis. De esta forma, se comprob\u00f3 que el consorcio declorador puede ser convenientemente activado si se utiliza un donante de electrones adecuado. la inhibici\u00f3n de la metanog\u00e9nesis causada por 246tcp result\u00f3 especialmente significativa utilizando metilamina, formiato y \u00e1cidos grasos vol\u00e1tiles como cosustratos, resumen 20 mientras que fue muy inferior con el empleo de etanol. Mediante el empleo de metanol y etanol se alcanzaron las mayores velocidades de decloraci\u00f3n, por lo que se pueden considerar como los cosustratos m\u00e1s adecuados para el tratamiento de aguas residuales que contengan 246tcp. La adici\u00f3n de sacarosa y de extracto de levadura permite activar la paradecloraci\u00f3n, logrando as\u00ed la decloraci\u00f3n completa de 246tcp. Los resultados obtenidos en este estudio se utilizaron para establecer la composici\u00f3n de las aguas residuales sint\u00e9ticas utilizadas en los ensayos posteriores, de tal manera que se eligi\u00f3 una mezcla de cosustratos constituida por sacarosa, etanol y extracto de levadura en relaci\u00f3n de dqo 3:2:0,1 con el objetivo de disponer de fuente de hidr\u00f3geno derivada de la fermentaci\u00f3n de la sacarosa, optimizar la decloraci\u00f3n del 246tcp al utilizar etanol y permitir la activaci\u00f3n de la ruta de para-decloraci\u00f3n al contener el medio tanto sacarosa como extracto de levadura. en el cap\u00edtulo 5 se estudi\u00f3 la degradaci\u00f3n de 246tcp en discontinuo empleando el mismo lodo y la misma metodolog\u00eda de trabajo descrita en el cap\u00edtulo 4. Se ensayaron concentraciones de 246tcp entre 3,3 y 200 mg l-1, mientras que la concentraci\u00f3n de la fuente de carbono se fij\u00f3 en 4 g dqo l-1 en un medio metanog\u00e9nico est\u00e1ndar. Se observ\u00f3 una fuerte inhibici\u00f3n de la metanog\u00e9nesis provocada por el 246tcp, llegando a reducir la actividad metanog\u00e9nica espec\u00edfica (sma) en un 83% para una concentraci\u00f3n de 246tcp de 200 mg l-1 en la tercera alimentaci\u00f3n. La producci\u00f3n de metano tuvo lugar por v\u00eda hidrogenotr\u00f3fica y acetocl\u00e1stica, sucediendo la primera durante la etapa inicial de acidog\u00e9nesis de los cosustratos org\u00e1nicos. La presencia de 246tcp afect\u00f3 principalmente a la metanog\u00e9nesis acetocl\u00e1stica. para evaluar la inhibici\u00f3n de la metanog\u00e9nesis se calcularon las velocidades iniciales de producci\u00f3n de metano a partir de los datos de la metanog\u00e9nesis acetocl\u00e1stica en la segunda y tercera alimentaci\u00f3n. Estos datos se ajustaron a un modelo de pseudo-primer orden con un t\u00e9rmino de inhibici\u00f3n, encontr\u00e1ndose que el efecto inhibitorio de 246tcp result\u00f3 diferente en ambas alimentaciones, lo cual implica que los metan\u00f3genos acetocl\u00e1sticos se adaptaron al 246tcp hasta una concentraci\u00f3n de 25 mg 246tcp l-1. de igual forma, el 246tcp ejerci\u00f3 un efecto inhibitorio sobre la degradaci\u00f3n de la dqo, vi\u00e9ndose reducida tanto su velocidad inicial como su velocidad media de degradaci\u00f3n. para concentraciones de 246tcp superiores a 50 mg l-1, la reducci\u00f3n de la dqo fue comparativamente inferior que la producci\u00f3n de metano en la segunda alimentaci\u00f3n, lo cual refuerza la hip\u00f3tesis de que la metanog\u00e9nesis hidrogenotr\u00f3fica tuvo lugar durante las primeras resumen 21 etapas del proceso, dado que este tipo de metanog\u00e9nesis no causa una reducci\u00f3n significativa en la dqo. Por otra parte, se encontr\u00f3 una relaci\u00f3n lineal entre las velocidades medias de degradaci\u00f3n de dqo y producci\u00f3n de metano, lo cual implica que la inhibici\u00f3n de ambos procesos fue proporcional. Los valores calculados de las velocidades iniciales se ajustaron a un modelo de monod con un t\u00e9rmino de inhibici\u00f3n acompetitiva. Los par\u00e1metros del modelo de monod modificado se calcularon previamente utilizando los datos de la evoluci\u00f3n de la dqo en el ensayo blanco. Estos valores se fijaron en el posterior ajuste de las velocidades iniciales teniendo en cuenta el efecto inhibitorio del 246tcp. Comparando los par\u00e1metros obtenidos en los procesos de metanog\u00e9nesis acetocl\u00e1stica y degradaci\u00f3n de dqo, se puede afirmar que los organismos metan\u00f3genos acetocl\u00e1sticos resistieron concentraciones de 246tcp m\u00e1s elevadas que los acid\u00f3genos pero, bajo concentraciones inhibitorias, su actividad se vio seriamente da\u00f1ada. en el proceso de degradaci\u00f3n de 246tcp se observ\u00f3 un periodo de latencia que dependi\u00f3 de la concentraci\u00f3n inicial de este compuesto, alcanzando las 300 h en el caso de concentraciones de 200 mg l-1. La ruta de degradaci\u00f3n de 246tcp transcurri\u00f3 principalmente mediante orto-decloraci\u00f3n, generando en todos los casos una elevada cantidad de 4cp, aunque la aparici\u00f3n de peque\u00f1as concentraciones de 26dcp y 2cp indican que la ruta para tambi\u00e9n tuvo lugar. La concentraci\u00f3n acumulada de 4cp no fue proporcional a la concentraci\u00f3n inicial de 246tcp, lo cual confirma la hip\u00f3tesis de que el proceso de biodegradaci\u00f3n del 246tcp estuvo inhibido. Tanto las velocidades iniciales (calculadas a partir del periodo de latencia) como la evoluci\u00f3n de la concentraci\u00f3n de 246tcp se ajustaron as\u00ed al modelo de haldane. Dicho modelo permiti\u00f3 describir adecuadamente los resultados experimentales obtenidos para todas las concentraciones de 246tcp ensayadas. en el cap\u00edtulo 6 se estudi\u00f3 la biodegradaci\u00f3n de 246tcp empleando reactores egsb y fbbr inoculados con cepas del g\u00e9nero desulfitobacterium, mientras que los aspectos microbiol\u00f3gicos de los reactores se abordan en el cap\u00edtulo 7. El estudio se llev\u00f3 a cabo en tres reactores id\u00e9nticos a los utilizados en la biodegradaci\u00f3n de 24dcp en continuo (cap\u00edtulo 2). Dos de ellos se operaron como reactores egsb y se inocularon con una mezcla de lodos granulares anaerobios procedentes del reactor egsb empleado para tratar 24dcp (cap\u00edtulo 2) y de un reactor uasb industrial situado en una planta de reciclado de papel. El tercero se oper\u00f3 como reactor fbbr, utilizando como soporte carb\u00f3n activo granular. La resumen 22 biomasa se activ\u00f3 en los reactores egsb hasta alcanzar condiciones estacionarias. posteriormente, uno de los dos reactores egsb (egsb-bio) y el reactor fbbr fueron bioaumentados con una mezcla equim\u00e1sica de d. Hafniense pcp-1, d. Hafniense tcp-a y d. chlororespirans. El otro reactor egsb se utiliz\u00f3 como control (egsb-c). Durante el periodo de bioaumentaci\u00f3n se trabaj\u00f3 en r\u00e9gimen discontinuo con adiciones sucesivas de fuente de carbono y 10 mg 246tcp l-1 d-1, por lo que este periodo sirvi\u00f3 adem\u00e1s de aclimataci\u00f3n de la biomasa a 246tcp. Tras el periodo de bioaumentaci\u00f3n, los reactores se operaron en continuo empleando un tiempo de retenci\u00f3n hidr\u00e1ulico de 24 h durante 248 d, en los cuales se aument\u00f3 progresivamente la velocidad de carga de 246tcp desde 10 hasta 250 mg l-1 d-1. Inicialmente se emple\u00f3 una vco de 8 g l-1 d-1 para promover el crecimiento de biomasa en el reactor fbbr, disminuy\u00e9ndose a lo largo del experimento a 4 g l-1 d-1. Diariamente se determinaron las eficiencias de degradaci\u00f3n de dqo, de 246tcp y de decloraci\u00f3n, as\u00ed como la actividad metanog\u00e9nica. Adem\u00e1s, peri\u00f3dicamente se extrajeron muestras de lodo y carb\u00f3n activo de los reactores y se fijaron para su posterior an\u00e1lisis morfol\u00f3gico mediante sem y microbiol\u00f3gico mediante hibridaci\u00f3n in situ con sondas fluorescentes (fish), as\u00ed como para estudiar la composici\u00f3n en ssv y sst. en los tres reactores se observ\u00f3 que la v\u00eda preferencial de decloraci\u00f3n sucedi\u00f3 en posici\u00f3n orto, generando principalmente 4cp. En el reactor egsb-c se detect\u00f3 adem\u00e1s una elevada concentraci\u00f3n de 24dcp en los efluentes para velocidades de carga de 246tcp superiores a 100 mg l-1 d-1, lo cual implica la aparici\u00f3n de fen\u00f3menos de inhibici\u00f3n competitiva. Tambi\u00e9n se detectaron en los efluentes de sendos reactores concentraciones de intermedios propios de para-decloraci\u00f3n (26dcp y 2cp), durante los primeros d\u00edas de operaci\u00f3n. En los reactores egsb la eficiencia de decloraci\u00f3n comenz\u00f3 a aumentar a partir del d\u00eda 150, alcanz\u00e1ndose valores m\u00e1ximos de decloraci\u00f3n en los \u00faltimos d\u00edas de estudio en torno al 40% en el reactor egsb-bio, respecto al 20% en el reactor egsb-c. En el reactor fbbr, la eficiencia de decloraci\u00f3n se estabiliz\u00f3 en valores en torno al 50% en los \u00faltimos d\u00edas de operaci\u00f3n. La presencia de 246tcp afect\u00f3 de manera diferente en cada reactor a la eficiencia de degradaci\u00f3n de dqo y a la actividad metanog\u00e9nica, resultando siempre inferior en el reactor egsb-c. los estudios morfol\u00f3gicos mediante sem mostraron que el interior de los gr\u00e1nulos pertenecientes a los reactores egsb permaneci\u00f3 bastante homog\u00e9neo. Mediante estudios resumen 23 fish se puso de manifiesto que el lodo de partida conten\u00eda aproximadamente un 34% de microorganismos pertenecientes al g\u00e9nero desulfitobacterium, que mediante hibridaci\u00f3n con sondas espec\u00edficas resultaron pertenecer a la especie d. Hafniense, mientras que no se detectaron bacterias pertenecientes a la especie d. Chlororespirans. La \u00fanica diferencia microbiol\u00f3gica relevante entre el reactor egsb-c y los reactores egsb-bio y fbbr fue la presencia de esta \u00faltima especie. Adem\u00e1s, se observ\u00f3 que dicha especie se asent\u00f3 en los dos reactores bioaumentados. Por otra parte, no se detectaron cambios significativos en la proporci\u00f3n de organismos del dominio archaea (representado principalmente en los reactores anaerobios por metan\u00f3genos) en los reactores egsb, lo cual justifica la estabilidad mostrada en la actividad metanog\u00e9nica en los reactores. En el reactor fbbr, por el contrario, la comunidad metanog\u00e9nica se desarroll\u00f3 a lo largo de todo el periodo de estudio, llegando a suponer el 35% de los microorganismos adheridos al carb\u00f3n activo. al finalizar el periodo de estudio en continuo, se llevaron a cabo dos experimentos en estado no estacionario. En el primero se aument\u00f3 la velocidad de carga de 246tcp desde 250 hasta 1000 mg l-1 d-1 durante 22 horas, para volver despu\u00e9s a la velocidad de carga inicial. En el segundo, se a\u00f1adi\u00f3 un pulso de carga puntual de 246tcp para elevar la concentraci\u00f3n en el interior de los reactores hasta 1000 mg l-1, trabajando con una velocidad de carga de 250 mg l-1 d-1. En ambos estudios el reactor egsb-bio demostr\u00f3 ser m\u00e1s estable que el reactor egsb-c, mostrando periodos de inhibici\u00f3n por el aumento de carga de 246tcp m\u00e1s cortos y menos intensos. Por otra parte, el reactor fbbr present\u00f3 una elevada estabilidad, ya que apenas disminuy\u00f3 su rendimiento por los cambios de velocidad de carga aplicados. La bioaumentaci\u00f3n, por tanto, no mejor\u00f3 la eficiencia general del sistema, pero s\u00ed increment\u00f3 la resistencia del mismo a condiciones inhibitorias extremas durante periodos relativamente cortos, mejorando la estabilidad de los reactores a largo plazo. Los estudios fish muestran que la especie d. Chlororespirans tuvo un papel relevante en la mejora de la estabilidad del sistema. finalmente, en el cap\u00edtulo 8 se estudi\u00f3 la biodegradaci\u00f3n anaerobia de 246tcp en digestores discontinuos inoculados con lodo anaerobio extra\u00eddo de los reactores egsb empleados en el cap\u00edtulo 6. Los ensayos se realizaron con concentraciones de biomasa en torno a 10 g ssv l-1, intentando as\u00ed simular las condiciones empleadas en los reactores egsb. Se realizaron cuatro ensayos en serie empleando el mismo agua residual sint\u00e9tica que resumen 24 en los ensayos en continuo, y concentraciones de 246tcp entre 75 y 150 mg l-1. Entre cada ensayo, el lodo se lav\u00f3 con soluci\u00f3n salina (pbs) y se reactiv\u00f3 durante 3-4 d con agua sint\u00e9tica pero sin 246tcp para eliminar los restos de clorofenoles del ensayo anterior y trabajar as\u00ed en las mismas condiciones de operaci\u00f3n. tanto la degradaci\u00f3n de la dqo como la metanog\u00e9nesis se vio afectada de forma similar en ambos reactores por la presencia de 246tcp, observ\u00e1ndose una progresiva inhibici\u00f3n del consumo de dqo y producci\u00f3n de metano para concentraciones de 246tcp superiores a 50 mg l-1. Ambos procesos inhibitorios sucedieron tras un periodo de latencia, de en torno a 10 h, relacionado con el tiempo necesario para que el t\u00f3xico difunda a trav\u00e9s de los gr\u00e1nulos y entre en contacto con los microorganismos. La degradaci\u00f3n de los cosustratos sucedi\u00f3 principalmente mediante fermentaci\u00f3n \u00e1cido-mixta, fermentaci\u00f3n propi\u00f3nica y oxidaci\u00f3n anaerobia de etanol. Los procesos m\u00e1s afectados por la presencia de 246tcp fueron la metanog\u00e9nesis acetocl\u00e1stica y la oxidaci\u00f3n anaerobia de propionato, ya que para concentraciones de 246tcp superiores a 50 mg l-1 se acumularon en el medio acetato y propionato. Tambi\u00e9n se vieron afectadas, en menor medida, la acetog\u00e9nesis de etanol, que se acumul\u00f3 a concentraciones superiores a 75 mg l-1, y la oxidaci\u00f3n anaerobia de lactato, cuya acumulaci\u00f3n sucedi\u00f3 a concentraciones superiores a 100 mg l-1. los datos experimentales se utilizaron para modelizar tanto la metanog\u00e9nesis como la degradaci\u00f3n de 246tcp. La metanog\u00e9nesis se modeliz\u00f3 separando los t\u00e9rminos de producci\u00f3n de metano a partir de acetato (acetocl\u00e1stica) e hidr\u00f3geno (hidrogenotr\u00f3fica) y simplificando la velocidad de producci\u00f3n de metano a una ecuaci\u00f3n de pseudo-primer orden. la ecuaci\u00f3n cin\u00e9tica de la metanog\u00e9nesis acetocl\u00e1stica fue modificada mediante la adici\u00f3n de un t\u00e9rmino de inhibici\u00f3n acompetitiva. El ajuste de los datos experimentales al modelo propuesto mostr\u00f3 valores de los par\u00e1metros muy similares en ambos reactores, por lo que se puede afirmar que el 246tcp ejerce una acci\u00f3n inhibitoria en la metanog\u00e9nesis acetocl\u00e1stica muy parecida sobre ambos lodos. la biodegradaci\u00f3n completa de 246tcp se alcanz\u00f3, en ambos reactores, s\u00f3lo en el ensayo con una concentraci\u00f3n inicial de 50 mg 246tcp l-1 en ambos reactores. Para concentraciones mayores se acumularon cantidades progresivamente crecientes de 246tcp debido a fen\u00f3menos de inhibici\u00f3n. En todos los casos se observ\u00f3 la aparici\u00f3n de intermedios de orto-decloraci\u00f3n (24dcp y 4cp). Aunque no se puede descartar la presencia de pararesumen 25 decloraci\u00f3n, los procesos orto-declorativos fueron claramente mayoritarios. Adem\u00e1s, se observ\u00f3 que una parte importante del 246tcp eliminado se debi\u00f3 a fen\u00f3menos adsorptivos. la evoluci\u00f3n de 246tcp y sus principales intermedios de degradaci\u00f3n (24dcp y 4cp) se modeliz\u00f3 en el ensayo a 50 mg l-1. La desaparici\u00f3n de 246tcp se explic\u00f3 mediante un proceso de adsorci\u00f3n (pseudo-segundo orden) y un proceso de biodegradaci\u00f3n tanto de la fracci\u00f3n en disoluci\u00f3n como de la adsorbida en el lodo (monod). La decloraci\u00f3n de 24dcp a 4cp se modeliz\u00f3 mediante el modelo de monod. Aunque los valores de los par\u00e1metros de ajuste al modelo propuesto fueron bastante parecidos con ambos lodos, la constante de monod fue significativamente menor en el lodo bioaumentado, por lo que se puede afirmar que la bioaumenta\n\n\n\n&nbsp;\n\n\n<h3>Datos acad\u00e9micos de la tesis doctoral \u00ab<strong>Biodegradacion anaerob ia de clorofenoles en aguas residuales<\/strong>\u00ab<\/h3>\n<ul>\n<li><strong>T\u00edtulo de la tesis:<\/strong>\u00a0 Biodegradacion anaerob ia de clorofenoles en aguas residuales <\/li>\n<li><strong>Autor:<\/strong>\u00a0 Daniel Melchor Puyol Santos <\/li>\n<li><strong>Universidad:<\/strong>\u00a0 Aut\u00f3noma de Madrid<\/li>\n<li><strong>Fecha de lectura de la tesis:<\/strong>\u00a0 20\/07\/2010<\/li>\n<\/ul>\n<p>&nbsp;<\/p>\n<h3>Direcci\u00f3n y tribunal<\/h3>\n<ul>\n<li><strong>Director de la tesis<\/strong>\n<ul>\n<li>Jos\u00e9 Luis Sanz Mart\u00edn<\/li>\n<\/ul>\n<\/li>\n<li><strong>Tribunal<\/strong>\n<ul>\n<li>Presidente del tribunal: Antonio Martin martin <\/li>\n<li>jules Van lier (vocal)<\/li>\n<li>Miguel Ladero galan (vocal)<\/li>\n<li>emiliano enrique D\u00edaz portuondo (vocal)<\/li>\n<\/ul>\n<\/li>\n<\/ul>\n<p>&nbsp;<\/p>\n","protected":false},"excerpt":{"rendered":"<p>Tesis doctoral de Daniel Melchor Puyol Santos La contaminaci\u00f3n del agua es uno de los principales problemas ambientales a los 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