biorremediación de ambientes contaminados con pesticidas: caso ddt

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