Revista Colombiana de Biotecnología

Organismo de estudio.

Para el aislamiento de las microalgas empleadas en la investigación, se diseñó un muestreo aleatorio determinando 5 puntos en la laguna “La Aurora”, la cual recibe descargas de DAM ubicada en la vereda Astilleros del municipio El Zulia, georreferenciada con coordenadas: N 1´349.418, E 1´164.215, y H= 1089 m.s.n.m.. Se insertaron recipientes y se dejaron por 24 horas, transcurrido el tiempo las muestras se llevaron al centro de biotecnología de la Universidad de Pamplona; las posibles cepas fueron aisladas mediante dilución seriada (Andersen y Kawachi, 2005) e identificadas empleando la clave taxonómica de Edmondson (1959) y Parra et al, (1982). Las algas se inocularon en el agua residual de la mina Batey, a temperatura ambiente (+/- 20°C), bajo un fotoperiodo luz/oscuridad 12/12, intensidad lumínica 200 µmol/m²s y caudal de aire estéril 0,5 L/min. La identificación de la comunidad de algas obtenidas en los muestreos se realizó mediante observación al microscopio y empleando las claves taxonómicas de Edmondson (1959) y Parra et al, (1982). Por último, la estimación del porcentaje de géneros presente y la densidad celular se calculó a partir de recuentos en cámara de Neubauer.

Caracterización fisicoquímica de los DAM

Las muestras se tomaron siguiendo la metodología descrita por el Instituto de Meteorología y Estudios Ambientales [IDEAM] (2002). Las muestras fueron sedimentadas y filtradas; finalmente, se analizaron los parámetros descritos en la tabla 1. Todos los análisis se llevaron a cabo empleando los métodos descritos en Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, (APHA) ed. 21, (2008). Para la medición de metales pesados se utilizó un espectrofotómetro de absorción atómica marca Thermo Scientific modelo GFS35.

Reactor y condiciones de cultivo.

Para llevar a cabo el proceso de remoción con microalgas se utilizó la PTAR piloto del laboratorio de operaciones unitarias de la UFPS (figura 1), la planta piloto cuenta con sensores en línea para la medición de pH, temperatura, oxígeno disuelto (OD) y potencial redox. Para el cultivo de las microalgas se empleó un sistema de 20 L en el cual se inoculó un consorcio compuesto por Chlorella sp, Scenedesmus sp y Ankistrodesmus sp hasta alcanzar una concentración del 20% (v/v). Como medio de cultivo se utilizó el agua residual de la mina Batey, la cual fue sometida a un proceso de sedimentación y filtración para eliminar material particulado. El cultivo se mantuvo bajo un fotoperiodo luz/oscuridad 12/12, intensidad lumínica 200 µmol/m²s empleando luces LED blancas, caudal de aire estéril 12 L/min, temperatura 30°C ± 2 °C. Como control se prepararon de forma paralela 2 reactores de 20 litros, en el primer reactor se adicionó agua residual de minería sin inóculo del consorcio de algas; en el segundo reactor se inoculó el consorcio de microalgas en medio Bold Basal (Andersen et al, 2005). Los dos reactores se trabajaron bajo las mismas condiciones del experimento (fotoperiodo luz/oscuridad 12/12, intensidad lumínica 200 µmol/m²s, caudal de aire estéril 12 L/min, temperatura 30°C ± 2 °C y pH 6,8 ± 0,2).

Figura 1: PTAR piloto de la UFPS.

Cada 24 horas se cuantificaron las concentraciones de DQO, SSV, SST, ST, pH, Nitratos, temperatura y OD. Las mediciones de los metales pesados (Hierro, Calcio, Magnesio, Sulfuros, Cobre, Boro, Plomo, Cinc, Cromo, Níquel, y Cadmio) se realizaron al inicio y al final del proceso. Todos los análisis se realizaron de acuerdo a los estándar métodos de análisis de aguas (APHA, AWWA, WPCF, 2008). Finalmente se realizaron dos tratamientos el control y el tratamiento con microalgas, con el objeto de comparar y determinar el comportamiento de las microalgas.

Parámetros cinéticos.

Se calcularon los parámetros cinéticos de acuerdo al método de Metcalf y Eddy, basándose en el modelo cinético de Monod de acuerdo a la metodología planteada por Jaimes et al (2012). Se tomaron en cuenta los datos de DQO (entrada y salida), SSV (reactor) y θc (tiempo de retención celular). Mediante una regresión lineal de este modelo se calcularon las constantes cinéticas de velocidad de crecimiento específico (µ), velocidad máxima de crecimiento específico (µmax), concentración de sustrato limitante (S), la concentración del substrato para la cual la tasa de utilización del mismo por unidad de peso de microorganismos es la mitad de la tasa máxima (Ks), respiración endógena (kd) y síntesis celular (Y).

Procesamiento y análisis de los datos.

Las gráficas y cálculos de resultados se realizaron en los paquetes de Microsoft Excel (2011) y SigmaPlot Versión 11. Los resultados de los tratamientos experimentales fueron verificados por medio de una prueba t-test student (p<0.05) usando el programa SSPS versión 14. Los resultados de los análisis fisicoquímicos y microbiológicos fueron comparados con los valores límites establecidos en las normas colombianas (Decreto 1594 de 1984 y Resolución 0631 de 2015).

Caracterización fisicoquímica de los DAM

La tabla 2 muestra los resultados de los análisis fisicoquímicos. Se reportan valores promedios por cada monitoreo.

La tabla 2 muestra los resultados de los análisis fisicoquímicos. Se reportan valores promedios por cada monitoreo.

Se puede observar que, en promedio, el pH que presentan los DAM es ácido (4,14 ± 0,56), saliéndose del rango permitido por la Resolución 0631 del 2015 (6-9) y el Decreto 1594 de 1984 (5-9). Por otra parte, los valores promedio de DQO (111,25 ± 21,2) y DBO (44,1 ± 6,1) indican que el contenido de materia orgánica en los DAM es bajo. Los DAM se caracterizan por concentraciones bajas de materia orgánica (Aduvire, 2006), la mayoría de estas aguas contienen compuestos inorgánicos, especialmente sales de hierro y algunos metales pesados, lo que sólo permite la existencia de algunos microorganismos capaces de quelar o asimilar estos compuestos (Pamo et al, 2002). En el caso de las microalgas algunas especies de Chlorophytas son capaces de asimilar metales pesados como Ni, Cu y Fe (Jaimes et al, 2012). En este trabajo se encontraron resultados similares a los reportados en la literatura, donde las concentraciones de DBO no alcanzan los 80 ppm y la DQO no sobrepasa los 170 ppm.

La tabla 3 muestra los resultados de la caracterización fisicoquímica a nivel iones, compuestos de nitrógeno y metales pesados. De acuerdo con los resultados, metales pesados como Cr, Ni, Cd, Cu y B no se detectaron en los DAM. Para el caso del Zn y Pb los valores reportados se encuentran dentro de los valores permisibles por la Resolución 0631 del 2015. Parámetros como sulfuros, cloruros y nitratos se encuentran dentro de los límites permisibles por la normatividad. El parámetro que se encuentra por fuera de los límites permisibles por la norma es el Fe, con una concentración promedio de 28,106 mg/L ± 3,59. Ello puede ser debido a que el suelo presente en la zona se caracteriza por ser arcilloso y suele tener concentraciones considerables de hierro. La bibliografía reporta que el hierro es uno de los principales compuestos de los DAM (De la Cruz, 2006), uno de los aspectos importantes a tener en cuenta es el impacto causado por estos vertimientos, ya que incide de manera fuerte en la biodiversidad (flora y fauna) tanto en el recurso suelo como en el componente hídrico dado que la condición de acidez de los DAM altera el ciclo natural de los ecosistemas afectados (Leal, 2015). De acuerdo con Gallardo et al (2013) el mayor impacto que tienen los DAM son los compuestos de hierro, los cuáles acidifican el ambiente a tal punto que pueden causar perdida de la cobertura vegetal, cambios en las condiciones químicas del suelo (desertificación) y alteraciones a las fuentes hídricas que afectan el componente biológico del agua. Por ultimo, altas concentraciones de hierro presentan un reto importante a la hora de estabilizar las DAM, ya que en la mayoría de los casos, los titulares mineros aplican piedra caliza como medida de estabilización de pH; sin embargo, debido al alto nivel de Fe este metodo es ineficaz debido a la hidrolización y oxidación del hierro ferroso que cubre la caliza y disminuye su velocidad de disolución (Guevara, 2012).

Tabla 3: Caracterización fisicoquímica a nivel iones, compuestos de nitrógeno y metales pesados.

Producción de biomasa Cinéticas de remoción de los DAM

Los resultados de producción de biomasa en DAM y su control se presentan en la figura 3, donde se muestra que la biomasa obtenible en DAM es menor a la producida en un medio desarrollado estrictamente para el cultivo de microalgas (0,7 g/L contra 0,45 g/L). Sin embargo, se puede resaltar que el consorcio compuesto por Chlorella sp, Scenedesmus sp y Ankistrodesmus sp puede crecer en este medio residual.

Figura 3: Producción de biomasa del consorcio de microalgas en medio residual DAM y en el control (medio Bold)

La figura 4 muestra la evolución del impacto que tiene el crecimiento del consorcio de microalgas sobre el oxígeno disuelto y el potencial redox de las aguas DAM. De acuerdo con los resultados obtenidos es posible observar que en el medio sin inoculación (T1) a partir del segundo día la concentración de oxígeno empieza a crecer de manera exponencial en el medio, este se debió a la poca cantidad de microorganismos aerobios presentes en el agua cruda; en este tratamiento no se realizó ningún tipo de inoculación, por tanto la poca población de microorganismos presentes consumen el oxígeno en las primeras 24 horas, pero no se siguen desarrollando, esto se debe a las condiciones de acidez de este tipo de aguas impide el crecimiento, además dadas las bajas concentraciones de compuestos carbonados (materia orgánica), contribuye al decrecimiento de los microorganismo. De forma opuesta, en el medio inoculado con el consorcio de microalgas (T2) el oxígeno disuelto se mantiene relativamente constante debido a la actividad fotosintética.

Figura 4: Comportamiento del Oxígeno disuelto (OD) y Potencial Redox (Predox) en medio DAM sin inoculación (T1) y con inoculación de algas (T2).

La figura 5 muestra los resultados de remoción para hierro total, magnesio, calcio, cloruros, sulfuros y DQO para el medio DAM sin inoculación y con inoculación de algas después de 16 días. De acuerdo con los resultados, la remoción de hierro en T1 fue de 14,3%, mientras en T2 la remoción fue de 93,42%. La remoción de Fe en T1 (control) se pudo haber llevado a cabo por oxidación y sedimentación del hierro presente en el agua. En relación a la remoción en T2, se puede atribuir a la afinidad de las algas con el metal combinado a la precipitación del hierro insoluble. El estudio de algas en la remoción de metales pesados aún esta incipiente, algunos autores como Moreira et al. (2008) reportan remociones de 37,54% de hierro protonado y 23,32% hierro no protonado en aceites lubricantes, mediante la utilización del alga marina Sargassum sp, mientras Díaz et al (2003) señala que se consiguieron porcentajes de remoción del 99% de hierro utilizando este mismo género mediante un proceso en continuo, en drenajes ácidos de una mina de carbón. En este trabajo se alcanzaron remociones del orden del 93%, muy similar a lo reportado en literatura pero con algas de agua dulce, de las cuales aún no hay reportes de su tratamiento en DAM, lo anterior permite seguir evaluando estos microrganismos en la remoción de este tipo de vertimientos. Por último, la variación del DQO en T1 fue menor a la reportada en T2; estos resultados son congruentes por los publicados por Jaimes et al. (2012) quienes reportaron que el uso de cepas del genero Chlorella sp y Scenedesmus sp puede reducir significativamente los valores de DQO y DBO.

Figura 5: Porcentaje de remoción de Hierro total, Magnesio, calcio, cloruros, sulfuros y DQO en medio DAM sin inoculación (T1) y con inoculación de algas (T2).

Parámetros cinéticos

Los parámetros cinéticos fueron determinados durante la fase de crecimiento exponencial, los valores obtenidos se muestran en la tabla 4.

Tabla 4: Parámetros cinéticos

En el modelo matemático la relación de S y Ks es inversamente proporcional, si Ks en mucho menor al sustrato indica que hay una tasa asimilación alta del sustrato por el microorganismo, mientras que si Ks es mucho mayor al sustrato, indica que no hay una asimilación del sustrato por parte del microorganismo. En este trabajo se encontró que la Ks es mucho menor en comparación al sustrato lo que permite determinar que existió una asimilación del sustrato, ya que los valores obtenidos son bastantes inferiores en comparación a la concentración del sustrato inicial la cual fue 129,6 mg/L. González (2015) reporta que las microalgas tienen una capacidad metabólica para remover compuestos de hierro y metales pesados. En este trabajo se evidenció que los tratamientos en lo que se usaron las microalgas, los porcentajes de remoción fueron altos.

En relación a la velocidad máxima de crecimiento, este depende de la concentración de sustrato, del tipo de microorganismo y de la tasa de asimilación que tenga el microorganismo por el sustrato (Rosa et al., 2010); para el caso de las microalgas se puede evidenciar que la velocidad de crecimiento en comparación a las bacterias es menor por ser microorganismos eucarióticos, además en comparación con otras velocidades de crecimiento reportadas en literatura para microalgas es menor, esto se debe al tipo de medio de cultivo, en presencia de metales pesados las tasas de crecimiento disminuyen en comparación a medios libres de estos elementos. Finalmente, no existe en la literatura reporte de constantes cinéticas de microalgas en DAM, por lo tanto, los resultados de este trabajo son un punto de partida para seguir analizando el comportamiento de los microorganismos en los DAM, ya que estos datos permiten determinar el grado de asimilación y adaptabilidad que tienen estos organismos en relación a las características fisicoquímicas de los DAM.