En la actualidad, los vertidos accidentales de petróleo constituyen uno de los

problemas medioambientales mas preocupantes. Hace más de dos décadas que se

empezó a actuar sobre los lugares afectados por este tipo de catástrofes. Entre los

posibles tratamientos a aplicar para la descontaminación, merecen una especial

atención los procesos de degradación biológica basados en la acción de los

microorganismos sobre los productos contaminantes. Los tapetes microbianos son

unos ecosistemas, ampliamente distribuidos en las zonas litorales, que se han mostrado

como prometedores agentes para la biorremediación ya que, dadas sus características,

agrupan, en un espacio de pocos milímetros, complejas poblaciones de

microorganismos aerobios y anaerobios capaces de colonizar zonas altamente

contaminadas. Una aproximación muy útil para evaluar tanto el impacto de una

contaminación de estas características sobre la diversidad microbiana, como los

procesos de biodegradación que pueden tener lugar en este tipo de comunidades, es

reproducirlas de manera miniaturizada en el laboratorio. El verdadero valor de estos

sistemas modelo o microcosmos, es que nos proporcionan un instrumento para

comprender la función del ecosistema y los factores que controlan el flujo de energía y

materia, permitiendo, por tanto, el desarrollo de una capacidad predictiva

imprescindible a la hora de desarrollar estrategias útiles de biorremediación.

Nowadays, accidental oil spills constitute one of most worrying

environmental problems. More than two decades ago, first in situ actions on the places

affected by this type of catastrophes were started to be taken. Among the treatments

that can be applied for the decontamination of polluted areas, biological degradation

processes, based on the action of the microorganisms on polluting petroleum

hydrocarbon components, deserve a special attention. Microbial mats are ecosystems,

widely distributed along the shorelines, which have been considered as promising

agents for bioremediation, because they group in a space of few millimetres complex

populations of aerobic and anaerobic microorganisms able to colonize zones highly

contaminated. A very useful approach for evaluating the impact of such a

contamination event on the microbial diversity, and the biodegradation processes that

take place in this type of communities, is to reproduce them in a laboratory scale. The

true value of these model systems, called microcosm, is that they provide an

instrument for understanding the function of the ecosystem and the factors that control

the flow of energy and matter, allowing, therefore, the development of a predictive

capacity, essential for developing useful strategies of bioremediation.

1*- INTRODUCCION

Desde sus orígenes hasta hoy día, el desarrollo de los procesos industriales

ha afectado en mayor o menor grado el entorno en el cual se efectúan, en el caso

específico de los desechos de perforación el tratamiento de los sólidos y líquidos

representan un problema para la industria en general debido a las consecuencias

ambientales asociadas a la generación de tales desechos y la dificultad técnica y

económica que significa la recuperación de los medios afectados. Como respuesta a

esta situación, en el ámbito mundial, se han implementado tecnologías dirigidas a

regular el manejo, tratamiento y disposición de los desechos tóxicos los cuales se han

transformados, en esta ultima década en uno de los problemas ambientales de mayor

relevancia, tanto en las naciones industrializadas como aquellas que se encuentran en

vías de desarrollo.

Cuando un medio natural ha sido modificado en su composición físico-química por

la acción directa del hombre diremos que esta contaminado y a la acción de descontaminar se

le conoce como remediación, en el caso que se utilicen organismos vivos en el proceso se

llama biorremediacion. En los años setenta y ochenta fundamentalmente la gente comenzó a

reclamar ambientes limpios, exentos de polución, y afortunadamente los gobiernos han

fortalecido su marco legal para prohibir, reducir y minimizar las actividades susceptibles de

degradar al ambiente.

Sin duda el proceso de industrialización ha originado un efecto alarmante en los

volúmenes de los residuos producidos a nivel mundial, los cuales aunados a su toxicidad,

complejidad y heterogeneidad química, así como a los altos costos para su tratamiento y

disposición final, han ocasionado un impacto negativo al ambiente y a la salud del hombre.

En Venezuela la

legislación ambiental no permite la disposición final e ningún tipo de desecho sin

un tratamiento previo. La técnica de tratamiento desarrollada en este proyecto, y

el manejo efectivo del desecho dentro de la localización, tratamiento del desecho

por biodegradación y disposición segura en el ambiente por medio de

reforestación, permitirá aplicar un sistema integral de manejo, con lo cual se

lograra minimizar los daños haciendo realidad el concepto de localización seca.

Esta es propicia para ser aplicada en áreas afectadas por la operación de

perforación, por ser una zona ambientalmente sensible en las cuales las

regulaciones prohíben la descarga de desechos sólidos. Y, no solo limita los

vertidos, si no que trata de evitarlos a su vez, El Ministerio del Ambiente es la

institución más dinámica al respecto pues se actualiza frecuentemente

incluyendo protocolos para evitar fugas, derrames y disposición inadecuada de

los subproductos de los procesos de perforación. Por ultimo toda la legislación

nacional ambiental ordena que se remedie lo antes posible, con coste al

productor del vertido y a su vez multar al mismo. En la práctica no es fácil para

los administradores de las empresas recuperar el dinero invertido para la

limpieza de los vertidos

2*- SUSTENTO TECNICO.

Los Microorganismos Como Agentes de Biorremediación.

La legislación y la tecnología orientada a la limpieza del ambiente y la

prevención de su deterioro han sido dos de los mayores avances de finales del siglo

XX y han propiciado el nacimiento de la tecnología de la biorremediación. Dicha

técnica se basa en la existencia de microorganismos cuyo metabolismo es capaz de

transformar los hidrocarburos, convirtiendo los componentes tóxicos y mutagénicos

del petróleo en productos no tóxicos, los cuales pueden integrarse en los ciclos

biogeoquímicos naturales. El éxito de la técnica depende de la existencia, en el lugar

contaminado, de microorganismos con las capacidades metabólicas apropiadas,

concentraciones adecuadas de oxígeno y nutrientes, así como de las características del

petróleo vertido (Leahy y Colwell, 1990). 

Cuando es aplicable, la biorremediación suele ser un medio rentable para

restablecer la calidad del medio ambiente. No obstante, y a pesar de la relativamente

larga historia de la investigación en el campo de la biorremediación de vertidos de

petróleo, ésta continúa siendo una disciplina esencialmente empírica, en la cual

muchos de los factores biológicos que controlan los procesos no han sido

adecuadamente comprendidos (Korda et al., 1997). 

Los vertidos de petróleo tienen un profundo impacto sobre la estructura de las

comunidades microbianas naturales, el cual se suele traducir en una reducción de la

diversidad, la biomasa y la actividad (Macnaughton et al., 1999). Se ha visto que en

los ambientes sometidos a una contaminación crónica tienden a predominar las

poblaciones de microorganismos capaces de utilizar los compuestos contaminantes o

con capacidad de sobrevivir en su presencia; pero que bajo condiciones normales

dichos grupos de microorganismos están presentes a bajas concentraciones. La mayor

parte de nuestro conocimiento sobre los efectos ecológicos derivados de un episodio

de estas características proviene de los datos obtenidos a partir de microorganismos o

consorcios, aislados a partir de dichos ambientes, con capacidad de degradar

hidrocarburos o compuestos modelo (Kanaly et al., 2000; Ríos-Hernández et al.,

2003).

Desde los estudios pioneros de ZoBell (1946) en ambientes marinos, se han

aislado numerosas cepas bacterianas de ambientes litorales y oceánicos capaces de

degradar diferentes hidrocarburos (Atlas, 1981; Leahy y Colwell, 1990; Van Hamme

et al., 2003; Watanabe, 2001). Muchas de estas bacterias, tales como Alcalinivorax , o

Planococcus , usan un número limitado de fuentes de carbono, preferentemente utilizan

hidrocarburos de petróleo, y podrían considerarse como especialistas (Dyksterhouse

et al., 1995; Engelhardt et al., 2001; Golyshin et al., 2002; Yakimov et al., 1998 y

2003).

No obstante, también se han aislado bacterias que no presentan esta

marcada especialización, como Marinobacter, Staphylococcus, Micrococcus,

Sphingomonas o Geobacillus (Gauthier et al., 1992; Gilewicz et al., 1997; Maugeri

et al., 2002; Zhuang et al., 2003). 

El conocimiento de la diversidad microbiana es de importancia capital, tanto

para evaluar el impacto que supone una perturbación de estas características, como

para determinar qué poblaciones microbianas pueden estar implicadas en la

biodegradación de los hidrocarburos. Las metodologías tradicionalmente utilizadas

para el estudio de los procesos de biorremediación consistían en la utilización de

métodos microbiológicos convencionales para la obtención de cultivos axénicos o

consorcios con capacidad de degradar hidrocarburos. Sin embargo, desde hace tiempo

se ha puesto de manifiesto la necesidad de utilizar métodos que no requieran un paso

previo de cultivo, dado que una gran parte de los microorganismos presentes en los

ambientes naturales no pueden crecer en medios de cultivo sintéticos (Amann et al.,

1995).

Las aproximaciones basadas en el análisis del RNA ribosómico, ya sea mediante la

construcción de librerías genéticas, la hibridación in situ o la electroforesis en geles de

gradiente desnaturalizante a partir de rDNA amplificado mediante PCR (PCR-DGGE)

han revelado una enorme diversidad en los ambientes naturales (Amann et al., 1995;

Olsen et al., 1986; Pace et al., 1986; Torsvik et al., 1998).

Las bacterias obtenidas a partir de técnicas convencionales de cultivo suelen

ser muy diferentes a las identificadas mediante aproximaciones cultivo-

independientes; de hecho, muchas veces las bacterias aisladas en cultivo axénico

representan una baja proporción de las poblaciones microbianas presentes en el

ambiente natural (Eilers et al., 2000; Suzuki et al., 1997). Así pues, los métodos

moleculares han permitido detectar numerosas bacterias no cultivables, algunas de las

cuales constituyen poblaciones dominantes; también pueden proporcionar información

sobre la función de las poblaciones microbianas, de una manera indirecta; y,

finalmente, permiten proporcionar medidas para determinar la influencia de la

polución y reforzar las prácticas de biorremediación basadas en la microbiota

autóctona (White et al., 1998). 

Biorremediación

La biorremediación puede ser definida como el uso de organismos

vivos, componentes celulares y enzimas libres, con el fin de realizar una

mineralización (compuesto blanco CO2 + H2O), una transformación parcial, la

humificación de los residuos o de agentes contaminantes y una alteración del

estado redox de metales.

Históricamente el compostaje fue una primitiva forma de biorremediación

en donde los residuos por Ej. derivados de la recolección domiciliaria (restos

orgánicos, inorgánicos, residuos industriales, etc.) son incluidos en containers

permitiendo que puedan ser biodegradados por microorganismos (Senior and Balba,

1990).

Los factores que gobiernan la biorremediación son complejos y pueden variar

enormemente dependiendo de la aplicación. En muchos casos puede llegar a ser

difícil distinguir entre los factores bióticos y abióticos que contribuyen con la

biorremediación.

La biorremediación es un fenómeno común en la naturaleza cuando en un

ambiente o ecosistema se produce una alteración del equilibrio como es el caso de una

gran tala de árboles, esto origina un aumento considerable de materia orgánica en el

suelo. En este caso los factores físicos y bióticos tratan de reponer el daño, se produce

entonces un aumento de organismos saprófitos los cuales ocasionan una gran

mineralización de la materia caída, además el resto de esa materia puede ser reciclada

o humificada. Cabe remarcar que cuanta más diversidad biológica exista en un

ecosistema con mayor eficiencia podrá autodepurarse.

Las técnicas de biorremediación pueden ser clasificadas según el

tratamiento y a la fase usada. Se denomina biorremediación in situ cuando el suelo

contaminado se trata en el lugar, el sitio permanece prácticamente inalterado durante el

tratamiento y la biorremediación ex situ el suelo es retirado y trasladado hasta una

unidad de tratamiento. El tratamiento es efectuado en fase sólida si el suelo es tratado

sobre un lecho especialmente preparado y no hay líquido libre. Por el contrario se

denomina fase barro cuando se lleva en un reactor y se forma barro entre el suelo y

agua (Ferrari, 1996).

En general existen dos estrategias para ayudar a un ecosistema a remediarse:

.- La primera es agregar nutrientes de forma de estimular las poblaciones

naturales y así aumentando su actividad y la segunda es introduciendo

microorganismos exógenos dentro del ecosistema como forma de remediación.

En este último caso con las nuevas técnicas de la ingeniería genética se pueden

emplear microorganismos genéticamente modificados haciéndolos más eficientes en la

biorremediación.

La degradación microbiana de los productos del petróleo, bien sea natural o

con métodos inducidos, es un proceso que es ampliamente utilizado para reducir las

concentraciones de los productos a niveles aceptables. Los objetivos de este proyecto

son presentar una técnica general de manejo, tratamiento y disposición de los

desechos sólidos de perforación, bajo el control de la composición de la población

microbiana de degradación del petróleo en el suelo, los factores del suelo que afectan

el proceso de biodegradación y la estructura química de los productos del petróleo y

su influencia en el proceso de biodegradación.

Es importante notar que los principios discutidos aquí son aplicables no

solamente a la degradación de origen natural y facilitada que ocurre en la capa

superficial del suelo, en la zona insaturada del suelo y en la interfase acuática, sino en

una amplia variedad de sistemas ideados, tales como las instalaciones para el

tratamiento de suelos, rellenos y tratamientos de aguas subterráneas. Los

microorganismos heterogéneos o heterotróficos encontrados en el suelo incluyen

poblaciones de origen natural que tiene la habilidad de degradar productos del

petróleo, esta población imparte una gran capacidad asimilatoria d hidrocarburos a la

mayoría de los de los suelos.

Muchos son los microorganismos capaces de crecer en productos

petrolíferos degradándolos hasta en punto incluso de agotarlos. Este proceso llamado

Biorremediacion que consiste básicamente en el aprovechamiento de los

hidrocarburos como fuente de nutrientes para general más masa microbiana, es decir

para reproducirse descontaminando a su vez el ambiente. En la actualidad hay

descritos múltiples casos en

Los que la biorremediacion se ha mostrado como una herramienta eficaz

contra la contaminación originadas por productos petrolíferos. En la actualidad hay

dos tipos de técnicas de biorremediacion:

.- Por adición de nutrientes para incrementar la velocidad de

crecimiento de microorganismos presentes en el medio.

.- Por inóculos de especies no presentes en ese ecosistema, a los cuales

también se les potencias el crecimiento.

Ambas técnicas son aplicables tanto de manera In situ como ex situ, las

cuales han mostrado eficacia con crudos y todo los subproductos de refinación. La

técnica que emplearemos en nuestro caso es la primera descrita a través de

potencionamiento del crecimiento celular por adición de nutrientes.

Los géneros de bacterias y hongos, que degradan hidrocarburos, aislados del

suelo son en orden decreciente, Pseudomonas, Arthrobacterias, alcalígena,

Corynebacterium, Flavobacterium, Achromobacter, Micrococus, Nocardia y

microbacterium, son las bacterias más consistentes en el proceso de degradación de

hidrocarburos. La variedad de hongos que de gradan petróleo en orden decreciente

tenemos: Trichoderma, Penicilliun, Aspegillus y mortierella. En este consorcio de

microorganismos están presentes las bacterias, hongo y levaduras y a su vez se van a

dar procesos aerobios y anaerobios y no solo van a intervenir microorganismos

fijadores de carbono, sino también fijadores de nitrógeno, de azufre e incluso de

hierro.

2.1*- BIORREMEDIACION POR VIA SÓLIDA

Este tipo de biorrecuperación al igual que en los Biorreactores es un

tratamiento ex situ. Pero en este caso el contaminante no esta suspendido en una

disolución, ya sea agitada o no. La biorremediacion por vía sólida se puede dividir

por dos métodos generales:

.- Tratamiento de Lecho.

.- Compostaje.

La diferencia fundamental entre estos dos procesos es la aireación. En el

tratamiento de Lecho se utilizan equipos de laboreos aplicados usualmente a la

agricultura para airear al suelo. Este método solo nos permite airear las capas más

superficiales que pueden ser de unos 30 centímetros, y en consecuencia, para estos

tratamientos es necesario mucho espacio. En el compostaje se forman pilas o

montones de suelo que pueden alcanzar hasta cinco metros de altura, y su aireación se

realiza por volteos de las pilas con palas esto implica que el espacio requerido será

menor. En los métodos por vía sólida se emplean aditivos nutritivos para favorecer el

crecimiento microbiano en la pila y normalmente la adición se realiza en forma de

estiércol y / o por el agregado de fertilizantes comerciales inorgánicos que son

técnicas de estimulación de crecimiento microbiano.

2.1.1*- TRATAMIENTO DE LECHOS.

El proceso consiste en esparcir el suelo, fango, sedimento o líquidos

contaminados en delgadas capas y se laborea como si de un terreno agrícola se tratara.

Con el laboreo se consigue la aireación necesaria para que se lleven a cabo los

procesos de biorremediacion por parte de los microorganismos. Debe hacerse una

distribución correcta de los nutrientes para optimizar el proceso haciendo que

sean biodisponibles. En la construcción de un proceso de tratamiento de lechos

los puntos que se deben de tener en cuenta son:

Capa Impermeable: Para prevenir la infiltración a las aguas subterráneas de posibles

lixiviados. La impermeabilización puede ser natural, por la existencia de suelos

arcillosos impermeables, o por la utilización de geosinteticos, como los usados en los

Vertederos.

Red de Drenaje: La red sirve para recoger cualquier tipo de lixiviados que se puedan

producir.

Bolsa de Almacenamiento: Para recoger los lixiviados que se puedan original por

las lluvias, para posibles tratamiento posterior.

Zona de tratamiento del Suelo: Estas zonas deben de tenerse en cuenta ante la

posibilidad de que sea necesario un pretratamiento del suelo, previo a su aplicación en

el suelo.

Sistema de Control: Es un sistema de evaluación de emisiones, lixiviados del

contaminante tratado, al aire o aguas subterráneas y control de procesos y evolución a

lo largo del tiempo.

El tratamiento de lecho es uno de los procesos mas aplicados en la

biorremediacion de zonas contaminadas con residuos peligrosos, tiene bajo costo de

inversión y explotación, se pueden utilizar de forma óptima para el tratamiento de

residuos con concentraciones alta de metales pesados, hidrocarburos, explosivos etc.

Como desventaja es que presenta la dificultad de controlar algunos parámetros por ser

terrenos sometidos a la intemperie.

2.1.2*- COMPOSTAJE.

Es una de las técnicas mas utilizadas en la agricultura para la obtención de

formas biológicamente estables a partir de sólidos orgánicos para obtener humus, este

ha sido muy utilizado como enmienda agrícola. El tratamiento de compostaje para el

manejo de residuos peligrosos y tóxicos es relativamente reciente. Los parámetros que

se tienen que optimizar para este proceso al igual que el tratamiento de lechos son: pH,

humedad y temperatura. Una de las características con las que nos encontramos en el

compostaje es la temperatura que puede alcanzar la pila, esta, para que se lleve a cabo

de forma óptima se deben de considerar los siguientes factores:

.- Agentes Esponjantes: Estos agentes favorecen la porosidad del suelo, permitiendo

una óptima circulación del agua y de los nutrientes.

.- Fuente de Calor: La generación de calor es importante para la biodegradación de

los contaminantes y además al aumentar la temperatura se eliminan posibles

patógenos, debido a que estos son mesofilos y no termofilos, haciendo que el producto

resultante se pueda utilizar como enmienda agrícola.

.- composición de la Pila: Los diseños de pilas se hacen en el laboratorio con el fin de

conseguir un modelo para una rápida eliminación de los Contaminates.

.- Humedad y temperatura: Es necesario el mantenimiento de una cierta humedad y

temperatura para favorecer el crecimiento microbiano para que se lleve a cabo el

proceso.

2.2*-FACTORES QUE AFECTAN LOS PROCESOS DE

BIODEGRADACION.

Un número de factores del suelo afectan los procesos de biodegradación. El

manejo de estos factores es ventajoso para neutralizar la Ley del Mínimo de Llebig.

Esta ley establece: que la rata de un proceso biológico tal como el crecimiento o el

metabolismo esta limitada por un valor presente en su nivel mínimo. Esta ley fue

inicialmente aplicada solo a los nutrientes minerales, pero es igualmente aplicable a

otros

Factores tal como la temperatura y presión. Se especifican cinco importantes factores

que afectan a los procesos microbianos.

El factor primario limitante del crecimiento microbiano en el suelo es la escasez o

ausencia de un adecuado y disponible recurso de energía. La gran mayoría de

los microorganismos del suelo son heterotróficos y emplean el material orgánico

como energía. Los microbiólogos del suelo han observado desde hace tiempo que

donde quiera que sea abundante el material disponible para energía en el suelo, los

microbiotas capaces de usar ese material son usualmente abundantes.

pH: El pH óptimo es distinto para cada microorganismo pero por regla general, las

bacterias necesitan un pH neutro y los hongos filamentosos y levaduras prefieren

un pH ligeramente ácido todos ellos secretan sustancias que ayudan a conseguir su pH

óptimo de crecimiento.

La Temperatura: La mayoría de los microorganismos son mesofilos al tener la

temperatura optima de crecimiento entre 27 grados centígrados y 30 grados Celsius.

Ambientalmente esta temperatura no siempre se tiene, pero la actividad microbiana

produce calor, el calor ayuda a mejorar la temperatura del medio aproximándola a la

ideal de crecimiento. Las reacciones bioquímicas siguen la regla general de que la rata

de la reacción química aumenta en al medida que aumenta la temperatura. Muchos

microorganismos, pero no todos, contienen enzimas esenciales que serán

desnaturalizadas a temperaturas de 50 grados Celsius; por consiguiente esta

temperatura representa un límite superior, razonable para la flora microbiana. Las

ratas óptimas de degradación de petróleo por bacterias aeróbicas ocurren a

temperaturas entre 15 y 40 grados centígrados.

Los microorganismos requieren Agua para soportar sus procesos

metabólicos y condiciones de extrema humedad pueden ser desfavorables para el

crecimiento de los microorganismos. Sin embargo, no todos los subgrupos

microbianos son igualmente afectados por el bajo contenido de humedad en el suelo y

rara vez son eliminadas enteramente especies individuales del suelo seco. El agua o es

miscible con los hidrocarburos, lo que supone un escollo puesto que dificulta la

accesibilidad de la fuente de carbono. En la interfase agua-combustible es donde se

observara la mayor actividad puesto que se estará en presencia de los compuestos

imprescindibles.

Hay como mínimo, 11 Macronutrientes esenciales y elementos Micronutrientes que

deben de estar presentes en el suelo en cantidades, formas y porcentajes propio

para sostener el crecimiento de las bacterias aeróbicas. Estos incluyen N, P,K, NA,

S, CA, Mg, Fe, Mn, Zn, y Cu, varios micronutrientes nutricionales son necesarios

para sostener a las bacterias anaeróbicas incluyendo Níquel, Cobalto, y azufre, por

consiguiente la disponibilidad del suelo y la capacidad del suelo de estos

macronutrientes deberían ser optimizados para lograr máximos porcentajes de

degradación. La disponibilidad de nutrientes y oxigeno tiene efectos significante

sobre la degradación de petróleo, en particular los fertilizantes de nitrógeno y fósforo,

como también oxigeno aceleran la biodegradación.

La concentración de fertilizantes orgánicos puede tener un efecto marcado

sobre su rata de degradación. Las altas concentraciones de algunos químicos pueden

conducir a una degradación más rápida debido al reducido tiempo de aclimatación

y / o al rápido incremento en la población microbiana. Antes de ser aplicados al

suelo el fertilizante debe estar primero solubilizado antes de entrar en contacto con

los microorganismos. Este requerimiento esta controlado por la solubilidad del agua,

humedad del suelo y solución lenta en la materia orgánica, absorción del compuesto

en las partículas del suelo, en particular, para la biorremediacion en los suelos se busca

mantener una relación de nutriente de C:N:P de 100:15:3. Algunas fuentes

nutricionales como lo son los Nitratos, los fosfatos, el azufre son aportadas por el

medio generalmente; Pero en la mayoría de los casos hay que complementar alguno de

ellos para acelerar la biodegradación.

FUENTES DE CARBONO: Las fuentes de carbono y energía son esenciales para

el crecimiento y desarrollo de los microorganismos, en este caso el mismo

hidrocarburo va a hacer la fuente de carbono y de energía, puesto que el petróleo y

todos sus derivados son mezcla complejas de compuestos hidrocarbonados de todo

tipo. (Alifático, cíclicos, aromáticos con enlaces simples y / o dobles). Los más

accesibles a la biodegradación son los hidrocarburos alifáticos de cadena recta ya

sean saturados ( sin doble enlace entre los carbonos) u oleofinas ( con doble y Triple

enlace entre los carbonos) de cadena media. Los hidrocarburos cíclicos son de

menos accesibilidad debida a la gran estabilidad química de su estructura. El consumo

de la fuente de carbono marcara el éxito o el fracaso del proceso.

OXIGENO Y DIOXIDO DE CARBONO: El problema radica en que el oxigeno no

abunda en las zonas afectadas por vertidos petrolíferos debido precisamente a la propia

actividad microbiana que consume lo que pudiera haber inicialmente,

y la dificultad que entraña la aireación natural. La zona donde el oxigeno es muy

escaso o inexistentes presenta actividades anaeróbicas, muy importante de cara a

degradar los compuestos organohalogenados, pero no lo harán hasta degradar los

hidrocarburos que son mas accesible a la biodegradación.

El dióxido de carbono es el resultado de la respiración celular, el cual es

excretado al medio. Su concentración se incrementa a medida Que el proceso de

biodegradación avanza, añadiendo un problema adicional puesto que la mayoría de

los organismos aerobios no soportan ciertas concentraciones del mismo. Todas las

técnicas de remediación de suelos contaminados con petróleo tratan de mejorar el

intercambio gaseoso ya sea inyectando directamente el aire, o extendiéndolos en

grandes superficies y posteriormente arando el mismo para una mejor aireación, estos

dos últimos recursos lo vamos a aplicar en nuestro caso.

3.*- RUTAS DEL METABOLISMO MICROBIANO.

Las rutas catabólicas de degradación de hidrocarburos son en su mayoría

oxidativas, es decir que requieren la presencia de oxigeno. Una vez dentro de la

membrana, los químicos tales como los productos del petróleo son catabolizados por

los microorganismos empleando tres rutas metabólicas generales: Respiración

Aeróbica, Respiración Anaeróbica y Fermentación. En la respiración aeróbica los

químicos orgánicos son oxidados a Dióxido de Carbono y agua y otros productos

finales empleando el oxigeno molecular como el receptor final de electrones. El

oxigeno puede ser incorporado dentro de los productos del metabolismo microbiano a

través de la acción de las enzimas oxidadas. En la respiración anaeróbica, en ausencia

de oxigeno molecular se usan sustratos inorgánicos como receptores finales de

electrones. Aquí el CO2 es reducido a metano, el sulfato a sulfuro y el nitrógeno

molecular a amonio. Los recursos de hidrocarburos son degradados por fermentación

usando el sustrato del nivel de fosforilación como el acepto final de electrones, de la

fermentación resulta una amplia gama de productos finales incluyendo el CO2, el

acetato, el etanol, propianato y butrato.

4.*- BIODEGRADACION Y ESTRUCTURA QUIMICA.

Los Vertidos de Petróleo

Desde el último tercio del siglo XIX, el petróleo es la energía primaria más

importante a nivel mundial. Prácticamente todas las actividades económicas se

sustentan en el petróleo, de manera que alrededor del 40% de las necesidades

energéticas mundiales son cubiertas con esta fuente de energía no renovable. 

En la actualidad, uno de los problemas medioambientales más preocupantes son

los vertidos de petróleo en el mar y la consecuente contaminación de la costa (Fig. 1) Éstos

se producen como consecuencia de una combinación de diferentes acciones y

circunstancias. En primer lugar nos encontramos con las diferentes operaciones que, de

forma rutinaria, se llevan a cabo en los buques, tales como las operaciones de carga,

descarga y almacenamiento del fuel. No obstante, el mayor impacto ocurre cuando se

producen accidentes como fallos en el casco, encallado de los buques, incendios o

colisiones. En estos casos, los derrames aumentan dramáticamente hasta cientos de miles de

toneladas, produciéndose las mareas negras y los desastres ecológicos, culturales y

económicos tanto en el mar como en las zonas costeras que quedan arrasadas (Exxon

Valdez (1989), Nakhodka (1997), Prestige (2002)). 

Figura 1. Imagen de la costa gallega después del vertido de petróleo del Prestige en

2002. Fotografía cortesía de Ingrid Salazar.

El petróleo está compuesto por una mezcla de hidrocarburos que pueden agruparse en

cuatro clases: saturados, aromáticos, resinas y asfáltenos (Colwell y Walker , 1977); los

cuales, difieren respecto a su susceptibilidad frente a su posible biodegradación.

Teniendo en cuenta que la composición del petróleo es altamente variable, el riesgo

ambiental que suponen los vertidos de petróleo dependerá de la naturaleza y

proporción de los diferentes componentes de éste. Así pues, las características físico-

químicas del crudo y su persistencia y biodegradabilidad en un determinado ambiente

son de gran interés para evaluar el posible impacto sobre el ecosistema de un

determinado vertido.  

El impacto ecológico de un vertido accidental de petróleo incluye efectos

tanto a corto como a medio y largo plazo. Cuando tiene lugar un vertido de petróleo,

éste puede ser dispersado y degradado de manera natural al cabo de varios años.

Diversas investigaciones realizadas tras accidentes de estas características han puesto

de manifiesto que la eliminación natural es muy lenta y los depósitos de petróleo

permanecen durante muchos años; de manera que, la recuperación de los ecosistemas

afectados puede llevar mucho tiempo. Este hecho ha determinado que, lo largo del

tiempo, se hayan ido desarrollando numerosas estrategias con el objetivo de paliar los

efectos de una contaminación por vertidos de petróleo y acelerar el proceso de

recuperación de los ambientes dañados.

Una posibilidad es usar una combinación de métodos físicos y químicos los

cuales son especialmente útiles en situaciones graves; aunque, pueden ser procesos

caros cuando la zona afectada es muy extensa. Otra alternativa es la utilización de

métodos biológicos que implican la utilización de microorganismos, bacterias, hongos

o levaduras, ya sean en cultivo axénico o en forma de consorcios. El término que se

utiliza para definir este tipo de métodos es la biorremediación (Atlas., 1981; Korda

et al., 1997; Swannell et al., 1996). 

Efecto de los Factores Ambientales sobre la Biodegradación de

Hidrocarburos.

Muchos de los ambientes marinos susceptibles de ser contaminados como

consecuencia de los vertidos de petróleo pueden considerarse ambientes extremos, ya

que se caracterizan por estar sometidos a condiciones ambientales extremas, tales

como bajas o altas temperaturas, pH ácido o alcalino, concentraciones salinas elevadas

y/o elevadas presiones. Por lo tanto, en estos casos, los microorganismos adaptados a

crecer bajo estas condiciones juegan un papel importante en la biorrecuperación de los

ambientes contaminados.

Temperatura.

La temperatura es un parámetro fundamental a considerar en la

biorremediación in situ, ya que tanto la biodisponibilidad como la solubilidad de los

compuestos más hidrofóbicos dependen de este parámetro. Un incremento de

temperatura provoca un descenso de la viscosidad y, por tanto, afecta al grado de

dispersión y al aumento de las tasas de difusión de los compuestos orgánicos. Además,

las bajas temperaturas impiden la volatilización de alcanos de cadena corta (<C10), por

lo que aumenta su solubilidad en la fase acuosa y su toxicidad, lo cual puede

ralentizar el proceso de degradación. 

En comparación con los ecosistemas mesofílicos, hay pocos ejemplos de

biorremediación de lugares contaminados sometidos a bajas temperaturas.

El umbral para una degradación significativa es de 0ºC (Siron et al.,

1995). Se han caracterizado diversos microorganismos adaptados a las bajas

temperaturas, capaces de degradar hidrocarburos (Whyte et al., 1996, 1998;

MacCormack y Fraile, 1997; Margesin y Schinner, 1999; Foght et al., 1999). De la

misma manera, a temperaturas elevadas, como por ejemplo en las zonas litorales

de regiones semiáridas, también se han encontrado microorganismos termófilos,

que poseen un determinado potencial para la conversión de hidrocarburos

(Müller et al., 1998; Chen y Taylor, 1995, 1997a, 1997b).

pH.

La mineralización de hidrocarburos se ve favorecida a pHs próximos a

la neutralidad. En algunas bacterias heterótrofas acidófilas se ha demostrado la

adquisición y expresión de genes que codifican enzimas implicados en la

degradación de hidrocarburos aromáticos (Quentmeir y Friedrich, 1994).

Respecto a los microorganismos alcalófilos, se sabe que producen una serie de

enzimas extracelulares interesantes desde el punto de vista industrial, pero la

información sobre su capacidad de degradar hidrocarburos es limitada (Kanekar,

1999).

Salinidad.

Hay una relación inversa entre salinidad y biodegradación de

hidrocarburos de petróleo (Ward and Brock, 1978). Se ha visto, que a

concentraciones salinas superiores al 2,4% (p/v) de NaCl, el efecto inhibidor es

mayor para la degradación de fracciones aromáticas y polares que para la

fracción saturada (Mille et al., 1991). No obstante, se conocen microorganismos

capaces de oxidar hidrocarburos a una concentración salina del 30% (p/v) de

NaCl (Kuznetsov et al., 1992; Kulichevskaya et al., 1992).

Presión.  

Contaminantes con densidades mayores a la del agua de mar pueden hundirse

hasta llegar al fondo marino, donde la presión hidrostática es elevada. La combinación

de presión elevada y baja temperatura en el océano profundo provoca una baja

actividad microbiana (Alexander, 1999). Por ejemplo, la tasa de biodegradación de un

consorcio aislado del fondo marino era unas 10 veces inferior bajo condiciones de

océano profundo que a presión ambiental (Schwarz et al., 1975).

Oxígeno.

La eficiencia de los procesos de biodegradación aeróbicos dependerá de la

temperatura, ya que la solubilidad del oxígeno depende de ésta. Los pasos iniciales del

catabolismo de hidrocarburos alifáticos, cíclicos y aromáticos por parte de bacterias u

hongos implican la oxidación del sustrato mediante oxigenasas, que requieren oxígeno

molecular. Normalmente, no existen condiciones limitantes en la superficie de la

columna de agua o en las capas superficiales de los ecosistemas bentónicos marinos.

Sin embargo, con la profundidad, el sistema se vuelve anóxico. Tradicionalmente, se

ha considerado que la biodegradación anaeróbica de hidrocarburos tiene lugar a tasas

despreciables, y que, por lo tanto, la importancia ecológica es limitada. No obstante,

posteriores investigaciones han puesto de manifiesto la trascendencia de las rutas

catabólicas anaeróbicas en la biorremediación (Harayama et al., 2004; Van Hamme et

al., 2003).

Nutrientes.

Cuando hay un vertido de petróleo en ambientes que presentan una baja

concentración de nutrientes inorgánicos se suelen producir elevados cocientes C:N y/o

C:P, los cuales son desfavorables para el crecimiento microbiano. Es bien conocido

que la disponibilidad de N y P limita la degradación microbiana de hidrocarburos. De

esta manera, el ajuste de estas proporciones mediante la adición de los nutrientes en

forma de fertilizantes oleofílicos estimulará la biodegradación (Swannell et al.,

1996).  

El conocimiento de las condiciones ambientales que caracterizan el

ecosistema que ha sido contaminado es un paso imprescindible a la hora de diseñar

una estrategia de biorremediación que permita recuperar la zona afectada por el

vertido con éxito. No se tiene un profundo conocimiento sobre los microorganismos

degradadores de hidrocarburos y los procesos biológicos que están involucrados en la

recuperación de los ambientes marinos contaminados. No obstante, se han utilizado

diversos métodos, como por ejemplo la adición de nutrientes para estimular las

poblaciones microbianas naturales capaces de degradar hidrocarburos, o la

bioaumentación o introducción de microorganismos o agrupaciones de éstos, los

cuales han supuesto un incremento de la velocidad de biodegradación. En cualquier

caso, la evaluación de la eficiencia de las diversas aproximaciones de biorremediación

ha puesto de manifiesto la importancia de los microorganismos degradadores

indígenas, ya que estos se han mostrado más efectivos que los degradadores

inoculados (Radwan et al., 1995; 2000; Margesin y Shinner, 1997).

2. Biorremediación de hidrocarburos

La descomposición microbiana de hidrocarburos es de considerable

importancia económica y ambiental por los perjuicios que ocasiona.

Una de las principales causas de contaminación del ambiente son los derrames de

petróleo, tal como ocurrió en marzo de 1989 cuando el superpetrolero Exxon Valdez

chocó con varios icebergs en el estrecho del Príncipe Guillermo en Alaska,

derramando 11 millones de galones de petróleo en el agua ocasionando un impacto

ecológico inimaginable cuyo gasto de limpieza se estimó en (U$ 1500 millones).

Los hidrocarburos varían en su habilidad de ser degradados, los derrames de

estos en el agua tienden a formar láminas en la superficie en donde el viento y el oleaje

crean microscópicas emulsiones. Esto permite que los microorganismos

predominantemente bacterias (pseudomonas, corinebacterias y micobacterias), algunas

levaduras y hasta algas verdes tengan una mayor superficie de contacto con la

partícula, facilitando el acceso a la misma y permitiendo su degradación.

Pero la biorremediación en el agua se ve afectada por la disponibilidad de

nutrientes debido a que estos generalmente se encuentran en bajas concentraciones,

por lo que generalmente tras un derrame se adiciona fósforo y nitrógeno como forma

de estimular el crecimiento de los microorganismos que potencialmente degradarán el

hidrocarburo.

En el caso de que el derrame sea en el suelo el proceso es diferente, la

oxidación es llevada a cabo por hongos y bacterias y el movimiento del hidrocarburo

es más vertical, además el proceso de humificación tiende a atrapar el residuo

haciéndolo más persistente. En este caso el factor limitante no está en la disponibilidad

de nutrientes sino que la disponibilidad de oxigeno es baja, por lo que se debe airear el

suelo o agregar peróxido de hidrogeno (H2O2) para mejora el proceso.

En los derrames, la fracción de hidrocarburo más volátil es evaporada con facilidad

dejando a los componentes alifáticos y aromáticos para ser oxidado por diversos

grupos de microorganismos.

En experimentos llevados a cabo tras los derrames de petróleo se demuestra

que el número de bacterias oxidantes aumenta de 103 a 106 veces poco después del

mismo y en condiciones favorables más del 80 % de los componentes no volátiles son

oxidados entre 6 meses y un año del derrame.

Algunas fracciones, como los hidrocarburos de cadena ramificada y los

policíclicos, permanecen mucho más tiempo en el ambiente principalmente si llegan a

zonas anaerobias ocasionando perjuicios a largo plazo.

3. Biorremediación de Hidrocarburos Aromáticos Poli

nucleares

Los hidrocarburos aromáticos polinucleares (HAPs) constituyen un grupo

de contaminantes considerado de estudio prioritario debido a sus propiedades

mutagénicas, tóxicas y cancerígenas. En los últimos años la acumulación de estos a ido

aumentado (Menzie et al., 1992).

Una gran variedad de estos compuestos orgánicos no volátiles pueden ser

encontrados en el petróleo contaminante de suelo en donde los niveles de estos varían,

pero generalmente altas concentraciones pueden ser encontradas en los derrames de

hidrocarburos.

El suelo tiene la capacidad de absorber estos compuestos y muchos son

volatilizados en la atmósfera, pero son los microorganismos los principales

degradadores de estos compuestos (Crawford et al., 1993).

Los HAPs consisten en 2 o más anillos bencénicos ya sea en forma simple o

múltiple formando cadenas o racimos y cuanto más anillos tenga el compuesto más

resistente será a la actividad enzimática, (ver tabla 1. donde se describen las

características físicas de los HAPs).

Lee and Ryan (Atlas, 1981) notó que la biodegradación del naphtaleno (2

anillos) era más de 1000 veces superior que la del benzopireno (5 anillos), en general

estructuras conteniendo 4 o más anillos son difíciles de degradar.

Los estudios de degradación de los HAPs comenzaron hace más de 80 años

cuando Sohgen and Stormer aislaron bacterias capaces de degradar compuestos

aromáticos usándolos como fuente de carbono (Atlas, 1981).

En ambientes acuáticos los principales géneros de bacterias y hongos

hallados son los siguientes, Pseudomonas, Achromobacter, Arthrobacter,

Micrococcus, Nocardia, Vibrio, Acinetobacter, Brevibacterium, Corynebacterium,

Flabobacterium, Candida, Rhodotorula y Sporobolomyces.

En investigaciones realizadas en el suelo mostraron que 11 géneros de

hongos entre los que se destaca Phanerochaetes chrysosporium que es considerado un

microorganismo prometedor debido a la producción de lignasa con alto potencial de

degradar compuestos insolubles de alto peso molecular y 6 de bacterias fueron los

grupos dominantes en la degradación de HAPs.

La degradación bacteriana de estos compuestos normalmente envuelve la

formación cis, dihydrodiol observado por la formación de un diácido como el ácido

cis,cis-mucónico mientras que en eucariotas como los hongos la oxidación da la

formación de trans,dihydrodiol, en ambos casos un diol es un intermediario

indispensable (Alexander, 1977). Cerniglia y Heitkamp (1989) han sugerido los

siguientes principios aplicados a la degradación de los HAPs.

Una gran variedad de bacterias, hongos y algas tienen la habilidad de

degradarlos.

1) La hidroxylación de los HAPs envuelve la incorporación de oxigeno

molecular.

2) Los microorganismos procariotas metabolizan los HAPs con un ataque

inicial de una dioxigenasa para dar cis,dihydrodiol que además es oxidado para formar

dihydroxidos.

3) HAPs con más de 3 anillos de benceno no sirven como sustrato para el

crecimiento bacteriano lo que hace que deba estar sujeto a una transformación co-

metabólica.

4) Muchos de los genes son codificados por plásmidos.

5) HAPs de bajos pesos moleculares como el naftaleno son degradados

rápidamente mientras que aquellos de alto peso como el anthraceno o el benzopyreno

son más resistentes.

6) La biodegradación ocurre con mayor eficiencia en la interfase

sedimento/agua.

7) La adaptación microbiana puede ocurrir por continuas exposiciones a los

HAPs.

Últimamente se han desarrollado técnicas de compostaje como forma de

biorremediación.

Dado que si los microorganismos son capaces de degradar compuestos tóxicos en la

naturaleza es de esperar que estos hagan lo mismo en un laboratorio bajo condiciones

optimas. Este tratamiento consiste en la formación de un barro con el material

contaminado y agua.

Parámetros físicos de los 16 HAPs de mayor prioridad según USEPA.

(PM=peso molecular, PF=punto fusión (ºC), PE=punto ebullición (ºC), S=solubilidad

Nombre Sinónimo Nº de anillos

Formula PM PF PE S

Naftaleno 2 C10H8 128.17 80 218 31.7

Acenaftileno 3 C12H8 152.20 80-83

280 -

Acenafteno 1,8-Etilennafteno 3 C12H10 154.21 93-96

279 3.8

Fluoreno 2,3-Bencindeno 3 C13H10 166.22 115 293 1.685

Fenantreno 3 C14H10 178.23 100-101

340 1.00

Antraceno 3 C14H10 178.23 216 340 0.0446

Fluoranteno Benzo(jk)fluoreno          

1,2-Benzacenafteno 4 C16H10 202.26 107-110

384 0.206

Pireno Benzo(def)fenantreno 4 C16H10 202.26 156 393-404

0.123

Benzo(a) antraceno

1,2-Benzantraceno 4 C18H12 228.29 157-155

438 0.0094

Criseno 1,2-Benzofenantreno 4 C18H12 228.29 254 448 0.0018

Benzo(b)          

fluoranteno 3,4 Benzofluoranteno          

Benceno(e)          

acefenantrileno 5 C20H12 252.32 163-165

- 0.0014

Benzo(k) 8,9 Benzofluoranteno          

fluoranteno 11,12-Benzofluoranteno 5 C20H12 252.32 217 480 -

Benzo(a)pireno Benzo(def)criseno 5 C20H12 252.32 179 495 0.0038

3,4-Benzopireno          

Dibenzo(ah)          

antraceno 1,2,5,6-dibenzantraceno 5 C22H14 278.35 266 524 0.0006

Benzo(ghi) perileno

1,12-Benzoperileno 6 C22H12 276.34 279-277

510 0.0002

Indeno(1,2,3-cd)          

pireno o-fenilenpireno 6 C22H12 276.34 180-177

- -

El tratamiento se efectúa en un biorreactor donde se realiza el proceso en

forma controlada, es decir se suministra nutrientes, se inocula con los

microorganismos deseados, se mantiene en aireación continua, así como el

mantenimiento del pH y la temperatura.

En experimentos en la Universidad de Helsinski con compostaje de suelos

contaminados con clorofenol se observó una descontaminación de los mismos.

La concentración de clorofenol fue reducida de 212 mg Kg -1 a 30 mg Kg -1

durante 4 meses de compostaje ( Valo and Salkijona-Salonene, 1986), además se

observó que el proceso de descomposición se aceleraba si se inoculaba con

Rhodococcus chlorophenolicus.

El ambiente que se genera en el compostaje está caracterizado por elevadas

temperaturas (>50ºC), alta concentración de nutrientes, suficiente oxigeno y un pH

neutro.

La Shell Research Ltd. delineó diferentes factores que limitan la degradación

de hidrocarburos en el suelo (Morgan and Watkinson, 1989). La optimización de

esos factores puede ser llevada a cabo por un a buen compostaje.

Williams and Keehan (1993) indicaron que los microorganismos que

degradan contaminantes no difieren significativamente entre el suelo y el compostaje.

Sin embargo la potencial transformación varía por diferentes razones.

Primero, la elevada temperatura que se genera en el compostaje incrementa la cinética

enzimática que envuelve el proceso. Segundo, la oportunidad para la cooxidación

puede ser aumentada debido a la variedad de sustratos presentados.

Tercero, las modificaciones en el microambiente físico y químico del compostaje

pueden servir para aumentar la diversidad microbiológica.

Finalmente, las altas temperaturas aumenta la solubilidad y la transferencia de masa,

esto hace que sea más metabolizado por los microorganismos.

Las altas temperaturas son el factor más determinante en el ambiente del

compostaje, esto se debe a que la presión de selección sobre las bacterias se ve

intensificada por el aumento de temperatura. Finstein, reportó que en compostajes con

temperaturas superiores a 61ºC .las especies bacterianas decaen drásticamente (Racke

and Frink, 1989). Bajas poblaciones a altas temperaturas en compostaje de suelo con

petróleo han sido demostradas por estudios en la Mankato State University (Goetz, no

publicado).

Tanto bacteria termófilas gram positivas como negativas son capaces de

degradar hidrocarburos tal como el género Thermomicrobium y muchos de los

termófilos están obligados a metabolizar hidrocarburos.

Se ha descubierto una bacteria termófila Bacillus licheniformis HA1, el cual

es muy efectivo para iniciar el compostaje. Su rol sería de prevenir la caída del pH en

estadios tempranos del compostaje y permitiría el desarrollo de otros termófilos

contribuyendo entonces con la descomposición de la materia orgánica en fase

termófila del compostaje. (Kiyohiko et al., 1994)

Para poder utilizar los hidrocarburos como fuente de carbono, es necesario

en primer lugar la oxidación de los mismos para obtener el correspondiente ácido

graso, para ello hay dos mecanismos en función del tipo de microorganismos, como se

muestra en la figura 1, en ambos casos se obtiene un ácido graso, el cual puede seguir

tres vías distintas:

.- Incorporación a los lípidos celulares.

.- Degradación para la obtención de energía

.-Obtención de intermediarios para síntesis de azúcar a través del acetilCoA

Para la obtención de energía y síntesis de azúcar, los ácidos grasos han de

transformarse en acetilCoA y entrar al Ciclo de Krebs y esto se lleva a cabo a través

de la llamada Beta-oxidación de los ácidos grasos.

En el caso de los Hidrocarburos Aromáticos, mucho menos accesibles a

los microorganismos, una primera inserción de oxigeno molecular conduce a la

formación del acido Protocatequico o de Catecol de manera que la acción posterior de

oxigenasas especificas conducen a la ruptura de l anillo aromático. Una vez obtenidos

los intermediarios difenolicos, esos sufren un a serie de transformaciones conduciendo

finalmente a la formación de acetilCoA y acido Succínico que se oxidan en el ciclo de

los ácidos Tricarboxilicos o ciclo de Krebs.

figuras 3

El potencial de degradabilidad de los hidrocarburos del petróleo puede ser

generalmente estimado basado en la estructura de los químicos que componen al tipo

de petróleo. De los varios componentes del petróleo, los n - alcanos y los

alquiaromaticos entre C10 y C22 son generalmente considerados los menos tóxicos y

los más biodegradables, los componentes en el intervalo C5 a C9 pueden presentar

toxicidad de tipo de solvente a la membrana de los microorganismos; sin embargo a

bajas concentraciones son biodegradables.

En aguas y suelos impermeables probablemente la mayor parte se pierde

por volatizacion más que por biodegradación. Los hidrocarburos aromáticos también

son biodegradables, aunque lo son menos en la medida que aumentan el numero de

anillo aromáticos. Los alcanos, los alquiloaromaticos y los aromáticos por encima del

C22 presentan baja toxicidad pero sus características físicas, incluyendo su baja

solubilidad en agua y su estado solidó a temperatura optima de 35 grados centígrados

desfavorecen su biodegradabilidad

Los sistemas aromáticos y cicló parafínicos particularmente aquellos con

cuatro o mas anillos, tales como Benzo (a) Pyreno (a) y el benzo(a) antraceno, así

como otros componentes de la cera, el bitumen y los asfaltos se consideran como los

componentes mas biodegradables del petróleo. La presencia de enlaces dobles

aumenta la resistencia de la biodegradación, la presencia de algunos grupos

funcionales en la cadena de hidrocarburos o en el anillo aromático pueden disminuir o

aumentar la tasa de bioconversion: Grupos funcionales como el Nitro y el Sulfo

retardan la actividad, mientras que los grupos hidroxilo, metoxilo y carboxilo

favorecen la degradación. En general la presencia de dos grupos funcionales en un

anillo bencénico disminuye la facilidad de degradación.

La biodegradación de los productos del petróleo es generalmente descrita por la

ecuación siguiente:

Producto del petróleo + Bacterias + O2 + Nutrientes Co2

+ H2O + Derivados + Biomas

4.*-DESCRIPCION DEL PROYECTO A NIVEL DE CAMPO

Los desecho sólidos contaminados con hidrocarburos generados durante la

perforación de los pozos de Desarrollo o Prospectivos en el proyecto De Petrozuata y

/o Sicor que son descartados por equipos de control de sólidos, serán transportados al

área escogidas para tal fin, estos se mezclaran con un Compost orgánico, el cual tiene

la propiedad de ser un gran absorbente rico en micro y macro nutrientes, adicional a

una gran carga de materia orgánica. Este tendrá la función de aportar al desecho la

energía necesaria para el crecimiento microbiano, esta fase inicial es efectiva para

eliminar compuestos orgánicos que contiene altas concentraciones de compuestos

volátiles, adicional a lo anterior aumenta la permeabilidad del suelo, mejora la

transferencia de oxigeno, la textura, se suministra un recurso de energía para el

establecimiento rápido de una gran población bacteriana necesaria para inicial el

proceso biodegradativo.

La Relación de Sólidos Petrolizados y Compost es de 1: 0.5

Los ripios una vez mezclados serán esparcidos en parcelas de 20 x 20

metros, (o con otro diseño mayor a definir.) Impermeabilizadas con una solución de

bentonita y sobre esta capa de arcilla una cubierta de polietileno para evitar la lixiviación

de fluidos. Con una altura de 30 centímetro ( similar a la capa arable del suelo e ideal para

la mecanización a través del rastreo ) El volumen total de cada parcela será de

aproximadamente de 122 metros cúbicos, esto serán bordeadas con pacas de heno

introducidas 15 centímetro en el suelo par una mayor estabilización de las parcelas.

En temporada de lluvia las parcelas serán recubiertas con membranas de polietileno

para controlar la humedad.

El monitoreo continuo indicara la necesidad de incorporar nutrientes:

Nitrógeno, fósforo, Potasio, esta operación se hará por aspersión previa solubilizacion

de los mismos. La aireación en las parcelas será a través de mecanización que

permitirán mantener los niveles de oxigeno y remover el dióxido de carbono que

permitan la finalización del proceso de biodegradación. En el mismo orden de ideas se

incorporara algún material acelerador del proceso, de ser necesario. Luego del

procedimiento de mezcla se iniciara el monitoreo analítico regular, recomendado para

este tipo de tratamiento, el cual se detalla mas adelante.

5.*- METODOLOGIA DE ANALISIS.

Se tomaran muestra de suelos del área total donde de diseñaran y

construirán las parcela de biorremediacion y se le efectuaran las pruebas clásicas, de

lixiviado o percolación y otras edafologicamente hablando, en el laboratorio de suelos

de cualquiera institución certificada. Una vez realizada la extensión en las parcelas se

iniciara el proceso de monitoreo continuo cada 15 días de la mezcla, el cual

contempla: Relación carbono/oxigeno (C/N), Fósforo, Potasio Análisis de SARA

(Saturados, Aromáticos, Resinas, Asfáltenos), Respirometria, Conteo en placas,

Población bacteriana., Cromatografía de gases, esta se hará solamente al inicio y

al final de la operación ( Ver tabla 1 y 2 ).

El establecimiento de la relación Carbono/Nitrógeno es necesario para

facilitar el proceso de biorremediacion, toda vez que un balance inadecuado de estos

componentes puedan general variables negativas al proceso y a las bacterias

involucradas en el mismo. Cabe destacar que un contenido excesivo de nutrientes

como el nitrógeno y el fósforo así como su déficit a afecta globalmente a todo el

proceso. Los microorganismos requieren un balance adecuado de nutrientes al igual

que el suelo o sustrato donde estas se desarrollan.

La determinación de las fracciones de aromáticos, resinas, saturados y

asfáltenos en el desecho se efectuara a través de la cromatografía de gases, la cual

permite la separación, aislamiento e identificación de compuestos individuales en la

matriz del desecho. Esta determinación permitirá establecer la facilidad con que

contaran las bacterias para metabolizar las cadenas de hidrocarburos es decir el grupo

saturado por Ser de cadena mas lineales son los primeros y mas fáciles de atacar por

las bacterias degradadotas, si se consigue mayores cantidades de saturados y

aromáticos en el desecho se podrá esperar un proceso de degradación mas efectivo y

rápido.

La respirometria a través de esta prueba se puede cuantificar la cantidad de

CO2 producido por las bacterias contenidas en el medio, indicando la actividad

microbiana del mismo. Ambas son directamente proporcionales, es decir, a mayor

concentración de bióxido de carbono mayor cantidad de masa microbiana. La prueba

consiste en atrapar el CO2 producido por la respiración de las bacterias en una trampa

de KOH, el cual es valorado contra el HCL y se calcula su concentración. Luego se

efectúa las Pruebas de análisis de colonia para su clasificación bioquímica y

enzimática, si este proceso de clasificación no permite una identificación clara se

realiza la misma por métodos automatizados en tiras de identificación. La búsqueda

va enfocada a la clasificación de diferentes tipos de especies y géneros, entre ellos:

Ancinelobacter, Actinomicetos, Pseudomonas. Entre otras.

7.*- TECNICAS DE MUESTREO

El plan de muestreo propuesto involucra la toma de muestras por parcelas de

forma compuesta lo que aseguraría la representatividad de la misma. De igual modo se

pretende formar dentro de la parcela transectas de puntos que permitirán detectar si el

proceso se esta llevando a cabo de forma uniforme en toda el área ocupada. Las

muestras serán captadas de forma similar en cada etapa del muestreo a fin de poder

realizar comparaciones validadas en cuanto a la variabilidad de sus componentes. Una

vez que se establezca la uniformidad los puntos serán tomados al azar.

Las muestras serán captadas con la ayuda de un barreno midiendo en cada

punto la profundidad de loa toma. Las muestras puntuales serán mezcladas en una

vasija de acero inoxidable, previamente curada en el campo, y serán debidamente

envasadas en vidrio de tal manera que se evite la perdida por porosidad de los envases

plásticos y debidamente etiquetados con la siguiente información:

.- Numero de Parcela.

.- Profundidad Promedio de la Toma.

.- Cantidad de Muestras Puntuales Mezcladas.

.- Fecha.

.- Hora.

.- Supervisor Responsable.

De igual modo se llevara una planilla de registros de campo donde se

indique cualquier observación que pudiese interferir con los resultados que se

obtengan bien sea de forma positiva o de forma negativa. Las muestras serán llevadas

al laboratorio para realizar los análisis antes descritos para evaluar el avance del

proceso.

8.*- UTILIZACION DE LOS SUELOS BIORREMEDIADOS.

El estudio de fertilización de los suelos se efectúa con la finalidad de

establecer si sus características fisicoquímicas son adecuadas para el desarrollo de

cultivo, toda vez que la cantidad y calidad de la cosecha están relacionadas

directamente con las diferentes condiciones que los diversos tipos de suelos ofrecen.

El estudio de los desechos generados por la actividad de perforación

petrolera como posible acondicionador del suelo para la siembra, luego de un proceso

de biorremediacion de sus componentes tóxicos conlleva el análisis como suelo del

desecho procesado, cuyas características involucran un alto contenido de materia

orgánica provenientes de los aceites y grasas contenidos en los fluidos de perforación,

contenido de metales pesados en proporciones aceptables, niveles de pH propicios

originado por el control de este parámetro en la biorremediacion. Estos procesos de

recuperación involucran.

La utilización de fertilizantes que permitan proporcionarles al suelo las

condiciones necesarias para cumplir con el objetivo propuesto, en función de lo

anterior, los fertilizantes químicos son materiales inorgánicos que contienen los

nutrientes esenciales en forma concentrada y asimilables para la planta. En el

comercio se encuentran diferentes mezclas de estos fertilizantes con cantidades

variables de Nitrógeno, Fósforo y Potasio.

.- El Nitrógeno: Favorece el desarrollo de los tallos, ramas y hojas, imprime

el color verde oscuro al follaje y estimula un rápido crecimiento de la planta. Una

deficiencia marcada de este elemento se manifiesta por que las plantas son pequeñas,

con hojas pequeñas y amarillentas, las hojas inferiores caen prematuramente.

.- El Fósforo: Estimula el desarrollo de las raíces y favorece la reproducción

de las plantas, su deficiencia se manifiesta en un pobre desarrollo de la misma, con

coloraciones broceadas y rojizas en las hojas.

.- El Potasio: Tiene marcada influencia en los procesos vitales de las plantas actuando

en la formación y transporte de los azucares y nutrientes, su deficiencia se manifiesta

por un amarillento y quemado de los bordes y punta de las hojas, particularmente en

las inferiores.

Una vez finalizado el proceso de biodegradación, se iniciara un estudio del

desecho desde el punto de vista de fertilidad, lo cual permitirá su utilización

agronómica:

en viveros, regarlas en las sabanas para mejorar la calidad de las mismas etc. Entre las

pruebas tenemos: ( Realizado por un laboratorio Certificado )

.- Análisis fertilidad del suelo intervenido y desechos biodegradables.

.- Determinación de la relación suelo/Desecho biodegradado en función de los

resultados

Obtenido en el punto (a).

.- Esparcimiento de la mezcla según el criterio seleccionado

.- Determinación de dosis e incorporación de nutrientes ( de ser necesario ).

.- Estudio de germinación y porcentaje de recuperación de la capa vegetal.

.- análisis de tejido foliar para determinar los macro y micronutrientes absorbidos o en su defecto contaminates asimilados.

Se emitirá un informe por monitoreo, al culminar el proceso se elaborara un

informe final, el cual abarcara todas las observaciones y resultados del proyecto con

sus respectivas, fotografías, tabulaciones, graficas de datos, planes de control de

calidad de los análisis realizados y conclusiones obtenidas a lo largo del proceso.

ANEXOS

TABLA 1 : MONITOREO INICIAL

TIPO DE MUESTRA TIPO DE ANALISIS REGULARIDAD DEL ANALISIS

30 a 45 Cmts Cromatografía Inicio y Final del

Proyecto

Análisis de Lixiviados

TPH Y SARA

Desecho sin Compost Cromatografía Inicio y Final del

Proyecto

Análisis de Lixiviados

TPH Y SARA

Desecho + Compost Cromatografía Inicio y Final del

Proyecto

Análisis de Lixiviados

TPH Y SARA

Fuente: Elaboración Propia

TABLA 2: Monitoreo Continuo del tratamiento.

TIPO DE MUESTRA TIPO DE ANALISIS REGULARIDAD DEL

ANALISIS

Mezcla de desecho + Respirometria

Compost de las parcelas Conteo de Placas

( 9 muestras por parcela) Relación Carbono-nitrógeno Cada 15

días

Fósforo, Potasio, Nitrógeno

Población Bacteriana

Fuente: Elaboración Propia

Las pruebas fisicoquímicas y bacteriológicas involucradas en este proceso

permitirán determinar el avance del proyecto desde el punto de vista de la eficiencia.

La prueba de TPH ( Total de aceites, grasas e hidrocarburos ) se refiere a la cantidad

de materia a biodegradar.

9.-* VALORACION ECONOMICA DEL PROCESO DE

BIORREMEDIACION DE SÓLIDOS PETROLIZADOS

DISEÑO DE UN TRATAMIENTO DE LECHO EN CAMPO

Biorremediación de Compuestos Xenobióticos

Se denomina compuesto xenobióticos (xeno, vocablo que significa extraño) a

aquellos compuestos sintetizados artificialmente por síntesis química con fines

industriales o agrícolas. Aunque estos compuestos pueden ser semejantes a los

compuestos naturales muchos son desconocidos en la naturaleza. Así, los organismos

capaces de metabolizarlos no podrían existir en la naturaleza!.

Algunos de los xenobióticos más conocidos son los plaguicidas entre los que se

incluyen herbicidas, insecticidas, nematicidas, funguicidas, etc..

Dentro de los plaguicidas se encuentran los ácidos clorofenoxialquil carboxílicos,

ureas sustituidas, nitrofenoles, triacinas, fenilcarbamato, organoclorados,

organofosforados.

Algunas de estas sustancias pueden actuar como donadores de electrones o

como fuente de carbono para ciertos microorganismos.

Estos compuestos tienen diferencias en la persistencia en el ambiente pero esa

persistencia es aproximada dado que depende de varios factores ambientales como la

temperatura, el pH, la aereación y el contenido de sustancias orgánicas del suelo.

Algunos de los insecticidas clorados pueden persistir por más de 10 años.

Hay que remarcar que en la degradación de un plaguicida no solo intervienen

los microorganismos, sino que también puede sufrir volatilización, filtración o

degradación química.

Sistemas Bentónicos Estratificados

Los tapetes microbianos son unos ecosistemas naturales donde

microorganismos pertenecientes a diferentes grupos fisiológicos se agrupan en unos

pocos milímetros de espesor. En ellos pueden establecerse complejas comunidades

microbianas que se estratifican en profundidad, dependiendo de los abruptos

gradientes de luz, oxígeno, sulfhídrico y potencial redox que se generan, y de su propia

fisiología; de manera que a nivel macroscópico, pueden observarse una serie de

laminaciones de diferentes colores en función de la composición taxonómica que

presentan (Cohen et al., 1984; Cohen y Rosenberg, 1989; Stahl y Caumette, 1994). Las

capas superficiales consisten en poblaciones fototróficas oxigénicas,  de cianobacterias

y algas eucariotas, principalmente (Fig. 2 A, B, C, D, E). En dichas laminaciones las

bacterias heterotróficas consumen materia orgánica y oxígeno. Por debajo de éstas, si

las condiciones son adecuadas, se sitúan las capas anaeróbicas dominadas por

bacterias anaeróbicas fototróficas (Fig. 2 F) y heterotróficas. 

Figura 2. Imágenes de microscopía óptica de contraste de fases que muestran

microorganismos fototróficos característicos de los tapetes microbianos del Delta del

Ebro.

A. Amphora eggregia. B. Lyngbya aestuarii. C. Microcoleus chthonplastes. D.

Chroococcus sp. un miembro del grupo Gloeocapsa. E. Aphanothece sp. Un miembro

del grupo Cyanothece. F. Una nueva bacteria roja del azufre. (A, B, C, E y F, Barra=25

µm; D, Barra=50µm).

Este tipo de comunidades, debido a su estructura física, son capaces de

soportar perturbaciones tales como un episodio de contaminación ocasionado por un

vertido de petróleo. Tanto es así que, numerosos estudios han puesto de manifiesto que

los tapetes microbianos no sólo se desarrollan en ambientes marinos no contaminados;

sino que también se encuentran en lugares sujetos a una contaminación crónica. 

La idea de utilizar los tapetes microbianos para la biorrecuperación de las

zonas litorales contaminadas surgió a raíz de diversas observaciones realizadas durante

la guerra del Golfo en 1991. Dichos ecosistemas rápidamente cubrieron extensas áreas

severamente contaminadas con petróleo y en pocos meses se observó la degradación

de hidrocarburos, tanto aeróbica como anaeróbicamente. Diferentes investigaciones

hablan de la degradación de hidrocarburos por las cianobacterias (Raghukumar et al.,

2001). Además, se ha visto que tapetes microbianos localizados en zonas litorales

contaminadas tienen la capacidad de degradar petróleo, aunque no se han identificado

las poblaciones responsables de la metabolización de los compuestos de petróleo

(Abed et al., 2002; Grötzschel et al. 2002). No hay duda de que las cianobacterias

tienen un papel crucial en los tapetes, ya que son los responsables del establecimiento

de los gradientes de oxígeno y de la síntesis de materia orgánica que utilizan las

bacterias heterotróficas. De todas maneras, no está claro si son las cianobacterias o las

bacterias heterotróficas las responsables directas de la biodegradación de los

componentes del petróleo. Diversas investigaciones postulan que las cianobacterias

tienen la capacidad de oxidar hidrocarburos. Al-Hasan y colaboradores (1998)

mostraron que cultivos no axénicos de Microcoleus chthonoplastes y Phormidium

corium aislados a partir de sedimentos contaminados del Golfo de Arabia eran capaces

de degradar n-alcanos. Estudios en Oscillatoria sp. y Agmenellum quadruplicatum

demostraron su capacidad de oxidar naftaleno (Cerniglia et al., 1979, 1980).

Además, hay otros trabajos que muestran la capacidad de muchas otras cepas

de degradar diversos componentes del petróleo (Yan et al., 1998, Radwan y Al-Hasan,

2000, Raghukumar et al., 2001; Mansy y El-Bestway, 2002). Sin embargo, en la

mayor parte de estudios realizados con cianobacterias no está claro si los cultivos

utilizados son axénicos. En este sentido, se han realizado diversas investigaciones

donde las bacterias heterotróficas asociadas a las cianobacterias son las responsables

de la biodegradación. Estos autores postulan que las cianobacterias por sí mismas no

serían las responsables directas de la degradación de los componentes del petróleo,

pero probablemente juegan un papel esencial indirecto soportando el crecimiento y la

actividad de los verdaderos degradadores (Abed et al., 2005; Sorkhoh et al., 1995).

De todo lo expuesto se deduce el interés de estudiar la diversidad de los

microorganismos indígenas de los tapetes microbianos, tanto para determinar el

Impacto de un episodio de contaminación sobre las comunidades naturales, como para

identificar los organismos que juegan un papel clave en los procesos de

biodegradación. La utilización del medio ambiente como laboratorio es demasiado

costosa en términos ecológicos. Así pues, es necesario diseñar sistemas modelo en el

laboratorio, tipo microcosmos, que mimeticen las condiciones ambientales del

ecosistema natural y permitan evaluar el efecto de los contaminantes (Pritchard y

Bourquin, 1984).

Aproximación Experimental: Microcosmos

Los microcosmos utilizados en los experimentos de laboratorio son modelos

miniaturizados con múltiples componentes, que permiten comprender las relaciones

que se establecen entre las poblaciones microbianas, así como la función de éstas en el

ecosistema cuando tiene lugar un episodio de contaminación (Fig. 3). Estos sistemas,

además de los resultados cualitativos, permiten obtener resultados cuantitativos

respecto al comportamiento del contaminante en el medio. 

Figura 3. Microcosmos preparados a partir de los tapetes microbianos del Delta del

Ebro. Fotografía cortesía de Marc Llirós.

Un aspecto clave a la hora de considerar si los datos obtenidos a partir del

modelo experimental pueden extrapolarse a un suceso real, es el grado de fidelidad

con el que cada modelo experimental reproduce el ecosistema original. En este

sentido, en los tapetes microbianos se han realizado exhaustivos trabajos que presentan

una descripción cualitativa y cuantitativa de este tipo de comunidades, cuya formación

ha sido inducida en el laboratorio, en los cuales se concluye que tanto la estructura

básica como los principales componentes de la biota no se alteran significativamente

(Fenchel, 1998a, 1998b, Fenchel y Kühl, 2000; Kühl y Fenchel, 2000).

 

Además, a la hora de diseñar un experimento utilizando microcosmos, es

importante incluir controles apropiados para separar la biodegradación real de

diferentes procesos abióticos tales como la evaporación de los hidrocarburos, la

lixiviación o la alteración fotoquímica que pueden ser responsables de la desaparición

de una cantidad importante de diversos hidrocarburos. 

Para demostrar la utilidad potencial de una técnica de biorremediación, un

aspecto importante es documentar la degradación del contaminante en condiciones

controladas de laboratorio. Además de comprobar la eficacia del tratamiento, también

es muy importante ver que éste no tiene efectos colaterales adversos sobre el

ecosistema. Los parámetros comúnmente analizados para evaluar la respuesta de los

microorganismos frente a una contaminación por petróleo son los recuentos de

microorganismos, ya sea mediante la técnica del número más probable (MPN),

mediante microscopía de fluorescencia o a través del recuento de microorganismos

degradadores de hidrocarburos capaces de crecer en placas de medio selectivo, la

medida de la respiración microbiana (consumo de oxígeno o producción de dióxido de

carbono) y la determinación de la velocidad de degradación en comparación con los

controles no tratados.

Estas técnicas, a excepción de los recuentos directos al microscopio, están limitadas

por los problemas asociados a los microorganismos no cultivables, haciéndolas inadecuadas

para evaluar la estructura de la comunidad de los ambientes afectados. Por lo tanto, la

realización de un estudio fiable requiere el uso de métodos de biología molecular. Dentro de

éstos, una de las metodologías más utilizadas para detectar alteraciones de la estructura

microbiana de la comunidad es la DGGE (Muyzer et al., 1993). Dicha técnica permite

separar fragmentos del DNA en función de su secuencia. Así, por ejemplo, tras la

amplificación de los fragmentos del gen del rRNA 16S y la realización del gel de DGGE, se

obtiene un perfil de bandas característico que constituye la huella genética de la comunidad

(Fig. 4A). Los perfiles que se obtienen de las diferentes muestras pueden compararse

considerando cada

banda como un carácter que puede estar presente (1) o ausente (0); de manera que, a partir de

estos datos, se puede obtener la matriz de disimilitud. Finalmente, se puede utilizar un

método de agrupación jerárquico unweighted pair-group method (UPGMA) (Sneath and

Sokal, 1973), basado en las distancias euclideas, que permite agrupar las muestras según el

grado de similitud y obtener un dendrograma como el que se muestra en la Figura 4B, el

cual ha sido elaborado a partir de los perfiles de bandas que se muestran en la misma figura y

forma parte de un estudio realizado con el propósito de analizar los cambios de diversidad

asociados a la transformación de petróleo en microcosmos preparados a partir de tapetes

microbianos del Delta del del Ebro (Martínez-Alonso et al., 04)

Existen numerosos trabajos sobre biodegradación de hidrocarburos

realizados en microcosmos (Bachoon et a., 2001; Evans et al., 2004). Sin embargo,

cuando estos estudios se realizan en tapetes microbianos dicho número se ve

enormemente reducido. Respecto al diseño de estos sistemas modelo, en la bibliografía

hay descritas diversas maneras de prepararlos a partir de una muestra recogida del

ecosistema natural mínimamente perturbada. Incluso se han diseñado sistemas

experimentales especialmente apropiados para el estudio de sedimentos contaminados

con petróleo (Musat et al., 2004).  

En el año 2001 nuestro grupo de investigación se involucró en un proyecto

europeo multidisciplinario, MATBIOPOL, cuyo propósito era evaluar el potencial

biorremediador de los tapetes microbianos sujetos a una contaminación con petróleo.

Uno de los objetivos de dicho proyecto era desarrollar sistemas modelo de los tapetes

microbianos en el laboratorio que permitieran el estudio del efecto y la respuesta de

este tipo de ecosistema a un vertido de petróleo.

Las conclusiones más destacadas obtenidas por los distintos grupos de

investigación que integraban este proyecto se detallan a continuación. En primer lugar,

los tapetes microbianos desarrollados en el laboratorio muestran un comportamiento

similar al observado en el ambiente natural ya que, cuando son cubiertos con petróleo,

reaccionan, de manera que a las pocas semanas recubren la película de crudo. Las

cianobacterias filamentosas migran hasta la superficie y llegan a constituir una nueva

capa bacteriana sobre el petróleo. El petróleo queda atrapado en el tapete entre una

capa óxica por encima y una anóxica por debajo, originándose una situación favorable

para la biodegradación (Martínez-Alonso et al., 2004).

Tras el contacto con el petróleo se observa un cambio de su estructura

comparada con la perteneciente a los no contaminados. Las cianobacterias producen

exopolisacáridos que forman una matriz que emulsiona el petróleo y permite el

desarrollo de la comunidad degradadora de petróleo. Las bacterias aeróbicas son más

activas en la matriz por la accesibilidad a los hidrocarburos y por la elevada

producción de oxígeno por parte de las cianobacterias (Benthien et al., 2004).

Respecto a las bacterias fototróficas, está claro que las cianobacterias son los

elementos estructurales más importantes de los tapetes, pero su papel en el ataque de

los hidrocarburos todavía no está claro (Cohen, 2002). Con referencia a las bacterias

heterótrofas, varios grupos bacterianos son seleccionados tras la contaminación,

principalmente el género aeróbico Marinobacter y algunas bacterias reductoras de

sulfato (Bonin et al., 2004; McGowan et al., 2004).

En los tapetes microbianos, la degradación biológica de los componentes del

petróleo bajo condiciones anóxicas es lenta y, presumiblemente, altamente selectiva

(Bonin et al., 2004; Goréguès et al., 2004). En las capas anóxicas, bajo el petróleo,

las bacterias reductoras de sulfato son más eficientes cuando coexisten con las

bacterias rojas del azufre, para una mejor, aunque todavía lenta biodegradación

(Ranchou-Peyruse et al., 2004). 

Las interacciones entre las bacterias aerobias y anaerobias en la interfase

óxica-anóxica hace que la biodegradación sea más eficiente, pero todavía no

completamente bien entendida. Diversas moléculas pueden ser degradadas

eficientemente (alcanos lineales y ramificados, compuestos poliaromáticos). Estas

moléculas pueden ser biodegradadas de manera aeróbica por bacterias del género

Marinobacter (McGowan et al., 2004), y anaeróbicamente mediante bacterias

desnitrificantes o reductoras de sulfato (Bonin et al., 2004; Goréguès et al., 2004). 

En resumen, los estudios realizados en el marco de este proyecto ponen de

manifiesto la eficiencia de los microcosmos para valorar el impacto de un episodio de

contaminación con petróleo sobre los tapetes microbianos, a la vez que muestran la

importancia que pueden tener estos ecosistemas para una buena recuperación de las

zonas litorales que sufren una contaminación crónica o puntual.