BIODEGRADAREA ŞI BIODETERIORAREA MICROBIANĂ

Conceptul de biodegradare nu are încă un cadru unanim acceptat. În sensul cel mai larg, el se referă la modificarea proprietăţilor unor materiale, determinată de activitatea biologică a microorganismelor. Acest proces afectează, cel mai adesea, materialele organice, dar nu exclude pe cele anorganice. În acest context, biodegradabilitatea reprezintă capacitatea unui compus de a fi modificat structural de către un agent biologic.

Eggins şi Allsopp (1975) au făcut unele precizări menite să asigure o delimitare netă a proceselor de biodegradare de cele de biodeteriorare.

Biodegradarea este un proces ce acţionează în sens pozitiv, atât în natură, cât şi în economia societăţii umane. Procesele biodegradative pot fi accelerate cu efecte benefice. Pe plan global, ele au o contribuţie majoră în circulaţia elementelor biologice în natură, iar pe plan local împiedică acumularea materialelor reziduale, a diferiţilor contaminanţi ai mediului etc.

Biodeteriorarea reprezintă acţiunea prin care microorganismele determină transformarea unui material valoros într-unul rezidual. Este, deci, un proces care acţionează în sens negativ, care trebuie, pe cît posibil, evitat sau întârziat.

Două exemple ilustrează diferenţele nete dintre cele două procese. Atacarea hârtiei care poluează un sol de pădure de către Chaetomium globosum sau într-un bioreactor, cu scopul recuperării anumitor constituenţi utili, reprezintă un proces de biodegradare. Prin contrast, atacul hârtiei nefolosite dintr-un depozit de către acelaşi microorganism, care o converteşte la reziduuri nefolositoare, determinând pagube economice, reprezintă un proces de biodeteriorare. În mod asemănător, descompunerea ţiţeiului deversat în apele marine este un proces util, de combatere a poluării prin biodegradare, în timp ce procesele similare dezvoltate în rezervoare sau in situ reprezintă o biodeteriorare.

Într-o definiţie mai limitativă, aplicabilă compuşilor organici, biodegradarea este capacitatea de descompunere aerobă, completă prin mineralizare până la CO2, H2O şi NH3, sau anaerobă, cu produşi finali ca H2S, CH4, CO2 şi H2O (Painter, 1974).

Pentru compuşii anorganici, biodegradabili, este greu de formulat un cadru adaptabil la toate circumstanţele. El ar corespunde degradării acestora la compuşi prezenţi în mod normal în ciclul lor natural ca, de exemplu, NH3, NO2, NO3 şi mai ales, N2.

În general, o anumită substanţă organică nu este degradată integral de o singură specie de microorganisme. De obicei, atacul microbian este iniţiat de o specie care posedă enzimele extracelulare necesare unei prime scindări a substanţei complexe, în componente mai simple şi este continuat, pe măsură ce degradarea avansează, de alte specii de care metabolizează mai departe, mult mai rapid, substratele intermediare rezultate din activitatea de degradare iniţială. În alte cazuri, microorganismele se adsorb strâns pe substratul încă intact şi utilizează numai subunităţile din structura acestuia .care trec spontan în soluţie. În sfârşit, substanţele anorganice prezente ca atare sau rezultate din degradările microbiene pot fi degradate nu prin activităţi enzimatice, ci sub acţiunea unor produşi ai metabolismului microbian .

Procesele de descompunere microbiană implică în unele cazuri (piele, lemn, hârtie, textile), distrugerea unităţilor structurale, ceea ce are ca rezultat pierderea proprietăţilor funcţionale şi fizice, ale acestor materiale, iar alteori (în special în cazul produselor alimentare) duc la apariţia unor produşi de catabolism (acizi din

1

glucide, NH3, baze organice, compuşi sulfuraţi din proteine, acizi, aldehide şi cetone din lipide), care dau gust şi miros neplăcut alimentelor sau sunt toxici.

Modificări induse de acţiunea microorganismelor

Dezvoltarea şi activitatea metabolică a microorganismelor pe diferite substrate expuse biodegradării şi/sau biodeteriorării determină:

1) alterări fizice;2) modificări chimice ;3) impurificări ;4) modificări funcţionale.

1) Modificările fizice îmbracă o gamă foarte largă, în funcţie de natura substratului atacat. Între cele mai caracteristice sunt de menţionat: caracterul friabil al hârtiei atacate, decolorarea şi modificarea consistenţei (vâscozităţii), vopselelor, caracterul sfărâmicios al lemnului, gonflarea şi pierderea cauciucului, ruginirea şi perforarea conductelor metalice, distrugerea izolatorilor cablurilor electrice.

Frecvent, modificările fizice iniţiază sau sunt asociate cu cele chimice. Fenomenul este evident în cazul microfungilor care perforează structurile externe înainte de dezvoltarea hifelor şi de declanşarea proceselor de biodegradare.

2) Modificările chimice sunt determinate, în general, pe două căi : a) Leziunile determinate prin procese de asimilare corespund situaţiei în care microorganismele

utilizează constituenţii materialului degradat ca nutrienţi: o parte dintre ei sunt convertiţi la biomasă microbiană, iar restul sunt degradaţi până la CO2 s şi apă. Final, materialul originar poate efectiv să dispară. Fenomenul este tipic în cazul celulozei din structura organismelor vegetale: atacată de enzimele extracelulare ale unor bacterii şi fungi, celuloza este degradată la celobioză, care, sub acţiunea celobiazei este convertită la glucoză. Procesele similare acţionează cu enzime specifice asupra hemicelulozelor şi ligninelor, explicând pierderea rezistenţei fizice, fărâmiţarea şi degradarea masivă a lemnului.

b) Leziunile produse prin procese de dezasimilare corespund unor procese de degradare cu eliberarea unor substanţe chimice provenite din materialul supus biodegradării. Şi în acest caz există un anumit grad de asimilare necesar pentru a asigura dezvoltarea microorganismelor şi exercitarea efectului de dezasimilare, dar acesta este minor. Ca urmare, densitatea globală a hifelor fungice dezvoltate este foarte mică în comparaţie cu daunele economice produse prin pierderea rezistenţei, prin pătare sau alte acţiuni secundare.

3) Impurificarea şi pătarea (,,Soiling”) au drept cauză principală prezenţa şi dezvoltarea miceliului fungic, capacitatea acestuia de a acoperi mari suprafeţe şi de a forma diferite substanţe colorate intens. Fenomenul implică pătarea ţesăturilor de bumbac de către pigmenţii difuzaţi din hifele de Fusarium sp. sau a celor de nylon de către Penicillium gantinellum.

Eggins şi Allsopp (1975) citează, de asemenea, cazul pătării produsă de hifele de Ceratocystis sau de Phialospora pătrunse în lemnul de construcţie depozitat necorespunzător, ca şi în lemnul recent lucrat. Pierderea în greutate este neînsemnată, însă coloraţia albastră produsă de hifele care infectează lemnul determină mari pierderi economice. Biodeteriorarea majoră rezultă din pătare.

2

4) Modificările funcţionale sunt întâlnite ca o consecinţă a fenomenelor de fuling. Iniţiat de microorganisme, fulingul suprafeţelor submerse ale navelor este completat prin depunerea de nevertebrate (Teredo, alte moluşte, polichete, brahiopode, spongieri, briozoare) şi în condiţiile de iluminare de micro- şi macroalge.

Efecte negative sunt directe (degradarea lemnului, a cauciucului, a vopselelor, a unor mase plastice, a materialelor izolatoare, coroziune etc.) sau indirecte (creşterea în greutate, mărirea rezistenţei la deplasare, diminuarea vitezei navelor şi consumul mărit de combustibil).

Un rol aparte revine fenomenelor de atacare a izolatorilor cablurilor electrice. Deşi concentraţia nutrienţilor este redusă, răspîndirea largă a miceliului, ca şi capacitatea de a perfora diferitele structuri izolatoare determină distrugerea acestora, cu alterări de conductibilitate şi riscuri de scurt circuitare.

Factorii care favorizează procesele de biodegradare

Urmărirea evoluţiei proceselor de biodegradare şi biodeteriorare a evidenţiat existenţa unor factori care condiţionează sau favorizează evoluţia acestor procese :

Prezenţa substanţelor asimilabile sub forma unor surse adecvate de C, N, S, P, Ca, Mg şi a unor factori de creştere reprezintă o condiţie esenţială pentru colonizarea substratului respectiv şi a iniţierii proceselor de degradare .

Starea fizică. Substanţele dizolvate sunt mai uşor atacate decât cele aflate în suspensie, iar acestea, mai uşor decât cele solide (lemn, rocă etc.).În atacarea materialelor solide microfungii au un avantaj ecologic major, decurgând din capacitatea de a pătrunde în substrat, exploatând substratele respective prin capacitatea de a transloca nutrienţii de-a lungul hifelor.

Structura chimică. Relaţia dintre structura moleculară şi biodegradare este foarte importantă. Astfel, alcoolii, aldehidele, aminoacizii, amidele şi acizii organici, în general, sunt mai uşor atacaţi decât alcanii, olefinele, cetonele, acizii dicarboxilici. Moleculele complexe, insolubile, cu structură înalt ramificată, cele cu grupări heterociclice şi mai ales, diferiţii compuşi de sinteză chimică sunt deosebit de rezistenţi, iar unii (unele mase plastice)chiar recalcitrante la biodegradare.

Umiditatea reprezintă un factor cu importanţă majoră, deoarece, aşa cum s-a demonstrat în cazul fungilor, practic, toate microorganismele au nevoie de o peliculă de apă în jurul celulelor pentru a creşte şi a competiţiona cu alte microorganisme. Relaţia microfungilor cu umiditatea este considerată ca decisivă în determinarea capacităţii lor de a exploata substratul expus acţiunii lor .

Eggins şi Allsopp (1975) citează cazul fungilor aparţinând speciei Serpula (Merulius) lacrymans, care atacă lemnul uscat din clădiri, determinând ,,putregaiul uscat”. Iniţierea atacului fungic al lemnului se realizează într-o zonă cu un conţinut mare în apă. Creşterea hifelor este asociată cu utilizarea nutrienţilor şi a energiei prin producerea de rizomorfe şi extinderea infecţiei lemnului la o distanţă de mai mulţi metri faţă de colonie. Deşi rizomorfele pot transporta apa, aceasta poate fi produsă local, la situsul de acţiune, prin utilizarea lemnului şi degradarea lui cu producere de CO2 şi H2O. Această apă apare sub forma unor picături de lichid pe miceliu, de unde şi denumirea de M. lacrymas.

Temperatura are un efect mai puţin marcat. Deşi majoritatea microorganismelor biodegradative sunt active, în special la 200C, există numeroase cazuri de specii active la temperaturi extreme, la care determină pagube economice enorme. Astfel, Cladosporium sp. şi Sporotrichum sp. sunt active la + 40C, degradând

3

alimentele conservate prin frig. În plus, unele bacterii şi microfungi termofili pot genera procese de termogeneză (60-800C) în depozitele de cereale, de gunoi de grajd, de cărbune şi turbă, în clăile de fân etc.

Influenţa condiţiilor de mediu asupra proceselor de biodeteriorare este pregnant evidenţiată de cazul picturilor murale din peştera Lascaux (Dordogne), datând din Paleolitic. Schimbarea marcantă a condiţiilor de mediu, prin introducerea ei în circuitul turistic, a determinat schimbarea brutală a condiţiilor de microclimat, contaminarea cu diferite microorganisme şi apariţia unor modificări de culoare, descrise sub denumirea de ,,boala verde’’ („Maladie verde de Lascaux”). Examenul direct a evidenţiat prezenţa cianobacteriei Oscillatoria, pentru ca, ulterior, să se evidenţieze o contaminare complexă cu bacterii (Eubacteriales, Actinomycetes), alge verzi (Palmellococcus sp.), Xanthophyceae (Chlorobotrys) şi protozoare (Amoebae, Ciliatae şi Flagelatae).

Biodeteriorarea picturilor este consecutivă multiplicării microorganismelor heterotrofe, din solul şi de pe pereţii peşterii, precum şi a unora alohtone, provenite de la exterior. Ele au utilizat substanţele organice contaminante prezente iniţial pe pereţi, îmbogăţite cu biomasa bacteriană, algală şi a protozoarelor bacterivore după moartea acestora (Lefevre şi Laporte, 1969).

DEGRADAREA MICROBIANĂ A SUBSTANŢELOR XENOBIOTICE

Capacitatea microorganismelor de a degrada mai mult sau mai puţin uşor diferitele molecule complexe existente în natură este recunoscută fără echivoc. În acest sens pledează imposibilitatea acumulării în mediu chiar a celor mai greu degradabile şi reînnoibile anual (celuloză, hemiceluloze, lignină etc.), precum şi rolul esenţial al microorganismelor în circulaţia elementelor biogene în natură. Atunci când s-a realizat (ca în cazul combustibililor fosili), acumularea s-a produs numai în condiţii de mediu nefavorabile pentru biodegradare.

Aceste observaţii au dus la formularea principiului infailibilităţii microorganismelor (,,Principle of microbial infaillibility”) (Alexander, 1965), conform căruia, în ultimă instanţă, orice substanţă este degradată de un microorganism sau de un grup de microorganisme, cu condiţia existenţei unor condiţii de mediu favorabile.

Obţinerea pe cale de sinteză a numeroase substanţe organice cu grade diferite de complexitate şi importante utilizări practice în agricultură - ca pesticide necesare pentru combaterea dăunătorilor, precum şi în industrie, medicină - a infirmat această doctrină, demonstrând caracterul refractar la degradarea microbiană a multor substanţe diferite chimic de cele obişnuite sistemelor biologice.

Substanţele xenobiotice (străine de sistemele biologice) sunt substanţe chimice organice sintetice, care sunt introduse în ecosistemele naturale, fie în mod deliberat, fie accidental. Fiind, în general, rezistente la biodegradare, se pot acumula în concentraţii care depăşesc anumite limite de toleranţă determinând efecte negative asupra organismelor vii datorită persistenţei şi concentrării lor, precum şi dificultăţii de a fi introduse în circuitul global al elementelor biogene (C, N, S etc.).

Numărul substanţelor obţinute prin sinteză chimică este enorm . După Jain şi Steiller (1986), în anii 1980 erau înscrişi în ,,Chemical Abstracts” peste 5 milioane de compuşi chimici, iar producţia anuală de

4

compuşi organici de sinteză era de 300 milioane tone/ an. Unii dintre ei sunt biodegradabili, dar cei mai mulţi sunt „ recalcitranţi”.

Clasificarea substanţelor xenobiotice cu caracter de poluanţi aimediului înconjurător

Pe baza compoziţiei chimice, substanţele xenobiotice poluante sunt grupate în trei categorii majore: 1) compuşii organocloruraţi ;2) compuşii alchil-benzen-sulfonaţi;3) compuşii organo-fosforici.

Compuşii organocloruraţi sau mai exact organohalogenaţi (deoarece unii pot conţine şi atomi de fluor) reprezintă grupul cel mai numeros şi mai mult studiat. Este reprezentat de o gamă largă de compuşi cu proprietăţi fizico-chimice foarte diferite şi grade diferite de rezistenţă la degradare. Cuprinde molecule obţinute prin adiţia de clor sau fluor la unele hidrocarburi alifatice, aromatice sau heterociclice.

Legătura C-Cl sau C-F este foarte stabilă şi necesită consum de energie pentru clivare. Ea conferă stabilitate chimică şi biologică, dar agravează efectul de poluant deoarece asigură o persistenţă îndelungată în mediu.

Compuşii organocloruraţi au utilizări multiple în agricultură, medicină şi în industrie:a) Substanţele insecticide, reprezentate de: - DDT (4,4-diclorfenil-tricloretan), cel mai cunoscut şi mai mult studiat, aplicat încă din anul 1943;- Lindan, izomer al hexaclorciclohexanului (HCH), mai activ, având o toxicitate pentru insecte de 5- 20

de ori mai mare decât DDT.- Derivaţi ai ciclopentandienului, ca aldrin, dieldrin, heptaclor, interzişi în unele ţări datorită toxicităţii

lor pentru nevertebrate şi chiar pentru vertebrate. b) Bifenilii policloruraţi (BPC) sunt amestecuri de bifenil, având 1-10 atomi de clor per moleculă. Au o

mare stabilitate biologică şi o inerţie chimică proporţională cu creşterea gradului de clorinare. Sunt substanţe uleioase, cu punct ridicat de fierbere şi cu utilizări multiple: ca izolatori sau cu rol de

răcire în sistemele electrice închise (transformatori, condensatori), lichide hidraulice şi de transfer de căldură, în ignifugare, industria lacurilor şi a vopselelor, a cernelurilor tipografice, ca aditivi, auxiliari în industria textilă, pesticide etc. O utilizare mai banală este cea de ulei de imersie pentru microscopie.

Produşi iniţial în anul 1929, au fost sintetizaţi după datele lui Reineke şi Knackmuss (1988) în cantitate de 750 000 tone din care aproximativ 450 000 tone sunt „ în serviciu’’, iar restul aproximativ 300 000 tone au fost larg diseminate în mediu.

Mulţi compuşi clorinaţi ai benzenului sunt utilizaţi curent ca intermediari în sinteza unor chimicale fine şi pătrund în mediu fie ca reziduuri, fie că sunt accidental ,,scăpate’’ din locurile de producţie. Apreciind pierderile la 1-2% din materialul brut, cantităţile eliminate în mediu sunt apreciate la câteva sute de tone/an.

Dioxinele prezente în aproximativ 60 de formule chimice, au ca reprezentanţi tipici: 2, 3, 7, 8-tetraclor–dibenzo-dioxina (TCDD) şi 2, 3, 7, 8-tetra-clor-dibenzen-furanul (TCDF). Sunt substanţe care apar în cursul fabricării sau al degradării termice a clorfenolilor sau clorbifenililor. TCDD este rezistentă la degradare şi

5

capabilă de efecte toxice pentru om în concentraţii foarte mici. Efectele negative determinate de contaminările accidentale (ca în cazul localităţii Soveto din Italia) sunt, după unii autori, exagerate, cel puţin sub aspectul efectului teratogen. Dioxina TCDD este degradată de Phanerochaete chrysosporium (Subîncr. Basidiomycotina).

c) Freonii sau foranii sunt hidrocarburi alifatice cu greutate moleculară mică respectiv alcani C1-C2, în care toţi sau aproape toţi atomii de H sunt înlocuiţi de combinaţii fluor-clor. Cei mai cunoscuţi sunt freonii F-11 (CCl3F), F-12 (CCl2F2) şi foranul 114 (CF2Cl-CF2Cl).

Sunt gaze inerte, foarte volatile, utilizate ca solvenţi sau ca propulsori pentru dispozitive de spray în cosmetică, vopsele, insecticide, precum şi în sisteme de răcire (frigidere, aparate de condiţionare a aerului).

Fotolizaţi în atmosferă, unde sunt eliminaţi în cantităţi mari (106 tone/an), sunt încriminaţi în distrugerea parţială a stratului de ozon, având drept consecinţă negativă creşterea iradierii UV, riscul unor procese de mutageneză şi de favorizare a cancerului pulmonar. Există şi păreri opuse în sensul că ,,gaura” din stratul de ozon observată deasupra Antarcticii există, probabil, dintotdeauna sau că oricum nu ar fi de dată recentă, că un produs fabricat şi utilizat mai ales în emisfera nordică nu poate produce efecte negative concentrate în emisfera sudică, că perenitatea stratului de ozon ar fi asigurată de refacerea continuă prin bombardamentul permanent cu UV asupra oxigenului din stratosferă etc. (Tazieff, 1989).

d) Polimerii sintetici, de tip polietilenă, clorură de polivinil, polistiren etc., sunt foarte răspândiţi datorită utilizărilor lor numeroase, bazate pe elasticitatea, capacitatea de modelare, rezistenţă mecanică şi la acţiunea substanţelor chimice ca material de împachetat, precum şi în industrie, medicină şi agricultură. Rezistenţa lor la degradare pare să fie asociată cu greutatea moleculară mare. Ca dovadă, fragmentele mici, obţinute prin piroliza polietilenei, sunt succesibile de degradare. Unii polimeri sintetici, ca, de exemplu, polietilena par să reziste la biodegradare indefinit.

Sunt produse în cantităţi foarte mari anual (7 milioane de tone în anul 1976). Sunt netoxice şi, ca atare, nepericuloase pentru organismele din natură, însă prezenţa lor este nedorită, în primul rând, din considerente de ordin estetic.

Alchil-benzen-sulfonaţii (ABS) sunt componenţi majori ai detergenţilor anionici, datorită capacităţii lor de surfactanţi. Sunt complexe organice cu molecule amfipatice, a căror activitate de suprafaţă are ca efect „muierea”, desorbţia, emulsionarea, suspendarea şi stabilizarea particulelor dislocate de pe o suprafaţă. Rezultatul acestor efecte succesive este detergenţa sau curăţirea.

Molecula lor are o structură asimetrică, cu o extremitate alchil, hidrofobă (deci lipofilă), şi una sulfonat, hidrofilă. Când un astfel de agent tensioactiv aflat în soluţie apoasă vine în contact cu o suprafaţă lipidică moleculele lui se orientează în aşa fel încât grupările lor hidrofobe (alchil) se adsorb pe aceasta, iar cele hidrofile, polare (sulfonat), rămân orientate spre apă. Se creează astfel un monostrat de adsorbţie, care face legătura între cele două medii insolubile, apa şi lipidele determinând efectul de „muiere”.

Sunt rezistenţi la degradare şi produc spumă la suprafaţa apelor poluante.Începând din anii 70,unii detergenţi sunt primele molecule construite de producători pentru a fi

biodegradabile.

EFECTELE ECOLOGICE ALE SUBSTANŢELOR XENOBIOTICE

6

Substanţele xenobiotice pot polua, practic, toate cele trei medii naturale majore, respectiv atmosfera, litosfera şi hidrosfera.

După Reinecke şi Knackmuss (1988), există două modalităţi de poluare cu substanţe chimice:1) Poluarea localizată („Point source pollution”) realizată pe zone mici, în locuri asociate cu efluenţi

industriali, accidente de transport sau de utilizare şi în care poluantul poate fi eliminat în concentraţii relativ mari.

2) Poluarea dispersată („Dispersed pollution”) realizată în concentraţie mică, în general pe suprafeţe mai extinse, rezultând din volatilizare, practici agricole (ca, de exemplu „spălarea” prin şiroire a insecticidelor de pe sol şi transportul lor în râuri şi lacuri sau în pânza freatică etc.).

Unele aplicaţii şi introducerea în mediu sunt intenţionate (combaterea dăunătorilor), altele accidentale sau oricum neintenţionate (reziduuri industriale din fabrici, din industria alimentară, accidente în cursul vehiculării sau prin transport secundar la distanţă de regiunea-ţintă prin apă, aer, eroziunea solului, infiltrare etc.

Efectele poluante sunt agravate de marea diversitate a pesticidelor. Astfel, în anul 1975 se foloseau 1170 de compuşi, din care 425 erbicide, 410 fungicide şi 335 insecticide produse într-o cantitate de 725 000 tone/an. După Mennecke (1981), în emisfera vestică se foloseau în anul 1979 peste 500 de pesticide diferite, disponibile în peste 5 000 de formule comerciale numai în agricultură. Producţia anuală a fost de 2 milioane de tone.

Ramade (1976), prezintă sintetic căile de disperare pe scară globală a substanţelor xenobiotice. Schema evidenţiază contaminarea troposferei prin arderea reziduurilor industriale, administrarea de pesticide, eroziunea eoliană asociată cu antrenarea în atmosferă a insecticidelor şi a altor substanţe xenobiotice depuse pe sol şi pe frunze. Ele revin, prin ploi, pe suprafaţa solului şi a apelor prin codistilare cu vaporii de apă, contaminând solul şi suprafaţa apelor, de unde provin. Pe de o parte, contaminează apele freatice, iar pe de alta, prin dizolvare, şi apele de şiroire, lacurile, râurile, mările şi oceanele.

Unele pesticide pot fi degradate în mediu, în timp ce altele sunt rezistente la degradarea sub acţiunea microorganismelor şi, în consecinţă, pot persista, uneori, timp îndelungat. Datele privind persistenţa în mediu sunt foarte variabile nu numai de la un proces la altul, ci şi de la un studiu la altul, probabil datorită influenţelor complexe ale condiţiilor de mediu în care au fost întreprinse.

Conceptul de molecule recalcitrante a fost formulat de Alexander (1965) pentru a caracteriza substanţele care pot persista perioade îndelungate în natură, fiind refractare la degradare sau sunt mineralizate foarte lent. De aceea, ele se pot acumula în mediu cu consecinţele ecologice negative.

În accepţia iniţială, termenul s-a referit la polimerii din ambalaje şi la agenţii surfactanţi de tipul alchil-benzen-sulfonat înalt ramificaţi, incluşi în formula multor detergenţi. Deşi Horvath (1972) contestă valabilitatea conceptului de recalcitranţă, el este utilizat frecvent, cu menţiunea că această particularitate nu este limitată exclusiv la substanţele de sinteză chimică. Există o serie de substanţe naturale cu viaţa lungă în mediu (ani, secole sau chiar milenii), greu de degradat cu cele mai complexe tehnici în vitro (Burns, 1983). Substanţele poliaromatice cu greutate moleculară până la 2x106 daltoni şi unii constituenţi humici au un timp de înjumătăţire, apreciat cu radiocarbon, lung de cîteva mii de ani (O’Brien şi Stout, 1978).

Alte materiale de origine biologică (ligninele, taninurile, melaninele etc.), precum şi unele materiale paleobiochimice prezintă grade importante de „recalcitranţă”.

7

DEGRADAREA COMPUŞILOR XENOBIOTICI

Termenul de degradare sau biodegradare este folosit, în general, cu o mare doză de ambiguitate, deoarece este folosit fără discriminare pentru orice transformare care are ca rezultat obţinerea unui produs cu o moleculă mai mică decât cea originară. În cazul substanţelor xenobiotice situaţia este agravată deoarece „degradarea” poate duce la apariţia unor produşi noi, refractari şi toxici (uneori chiar mai toxici decât produsul originar) sau cu efect oncogen.

Un exemplu tipic este cel furnizat de DDT, convertit de bacterii la DDD şi DDE şi chiar la produsul final DBP, care este încă recalcitrant şi biologic activ (Wedemeyer, 1976).

Există două mecanisme majore de degradare a substanţelor xenobiotice.

1) MineralizareaReacţia cea mai avantajoasă pentru protecţia mediului natural (apă, sol etc.) este mineralizarea, care

poate fi definită drept consecinţa unui proces de biodegradare completă. În cazul moleculelor xenobiotice halogenate, ea implică conversia scheletului de C al acestora la intermediari de metabolism şi, în final, revenirea substanţelor organice halogenate la starea minerală (Reineke şi Knackmuss, 1988).

Mineralizarea este condiţionată de: pătrunderea substanţelor străine în celule; existenţa unor sisteme enzimatice degradative aparţinând metabolismului „periferic”, cu

rolul de îndepărtare a structurilor xenobiotice şi de conversie a substanţelor într-o formă „naturală”; existenţa unor mecanisme de reglare susceptibile să fie activate la nevoie.Procesul de mineralizare permite eliminarea mai mult sau mai puţin rapidă a pesticidelor (cel mai adesea

pe durata unui anotimp).El are următoarele caracteristici fundamentale: Secvenţele enzimatice sunt caracteristice metabolismului microorganismelor şi convertesc,

final, substanţele organice originare la substanţe anorganice; parte din carbonul prezent în substrat este convertit la constituenţi celulari, iar energia este

utilizată pentru sinteza lor. Ca urmare, mineralizarea este asociată cu creşterea numărului şi a biomasei microorganismelor;

Este asociată cel mai adesea cu detoxifierea. În cazul în care unul dintre produşii intermediari este tipic, el poate exercita efecte nocive asupra mediului, dar, în general, aceştia au viaţă scurtă.

2) Co-metabolismulNumeroşi compuşi xenobiotici şi, în principal, pesticidele organoclorurate nu pot fi folosite de

microorganisme ca unică sursă de C şi energie, şi, ca urmare, nu pot fi îndepărtate în mediu. După cum s-a demonstrat ele pot fi însă modificate pe cale biologică, în natură, prin acţiunea unor populaţii mixte de microorganisme.

8

În aceste cazuri, în cultură pură, nici un organism nu poate folosi substratul respectiv pentru creştere, dar în prezenţa unei surse alternative de C şi energie îl poate modifica, transformându-l chimic, încât, adeseori, poate fi utilizat în continuare de alte organisme (Slater şi Sommerville, 1979).

Procesul prin care un substrat este modificat, fără să fie utilizat, de către un microorganism, care creşte pe alt substrat, a fost descris prima dată de Leadbetter şi Foster (1958) la Methylomonas methanica.

Această bacterie utilizează pentru creştere metanul şi realizează, concomitent, un proces de oxidare a diferite alte cosubstraturi prezente în mediu ca, de exemplu, etanul la acid acetic, propanul la acid propanoic şi acetonă, butanul la acid butanoic şi metilacetonă etc. Bacteria metanotrofă utilizează pentru creştere numai substratul (C1) caracteristic tipului său de nutriţie.

Ea nu poate utiliza ca unică sursă de C şi energie nici cosubstraturile enumerate şi nici produşii oxidării lor.

Procesul prin care o bacterie oxidează o substanţă fără ca să fie capabilă să o utilizeze ca sursă de C şi energie pentru creştere a fost numit de Foster (1962) co-oxidare.

Ulterior, Jensen (1963) a propus termenul de co-metabolism pentru a include şi alte reacţii (dehalogenări etc.) şi pentru a scoate în evidenţă necesitatea prezenţei concomitente a unui substrat menit să asigure creşterea.

Conceptul de co-metabolism a fost redefinit de Skryabin şi colab. (1978), precum şi de Stirling şi Dalton (1979, 1982) pentru a caracteriza procesul de transformare a unui substrat, care nu permite creşterea unui microorganism („Non-growth substrate”), în prezenţa unui substrat de creştere sau a altui compus transformabil.

În acest context, degradarea unor compuşi organici rezistenţi la atacul unui microorganism devine posibilă dacă sistemul substrat-mediu-microorganism este suplimentat cu unul sau cu mai multe substraturi adiţionale, utilizabile pentru creştere de către microorganismul respectiv. Microorganismul astfel „ajutat” este capabil să degradeze substratul respectiv, dar rămâne în continuare incapabil să-l folosească drept sursă de C şi energie pentru creştere.

Conceptul de co-metabolism a fost criticat de alţi autori. Holbert şi Krawiec (1977) consideră că reacţiile respective nu reprezintă evenimente metabolice noi (aparţinând anabolismului şi catabolismului normal), ci doar o abordare metodologică nouă, decurgând din cuplarea la nivel celular a metabolismului a două substraturi, unul xenobiotic („non-growth”) şi altul de creştere.

Procesele de co-metabolism au următoarele caracteristici majore: Au loc numai în medii naturale (apă, sol etc.) nesterile şi niciodată în cele sterilizate; Nu se poate izola niciodată un singur microorganism capabil să utilizeze substanţele

xenobiotice în mod eficient ca sursă de nutrienţi şi de energie; Populaţia răspunzătoare de degradare nu creşte ca număr sau ca biomasă în urma

introducerii substratului respectiv în apă sau în sol. Explicaţia rezidă din faptul că populaţiile de microorganisme care fac co-metabolism sunt mici, degradarea compuşilor expuşi este lentă şi rata multiplicării lor nu creşte în timp, cum este cazul microorganismelor care metabolizează diferite substraturi până la mineralizare (Alexander, 1981);

Produşii rezultaţi din co-metabolism sunt lipsiţi, de cele mai multe ori, de orice funcţie metabolică, dacă nu sunt în continuare de alte enzime aparţinând catabolismului. De aceea, o particularitate

9

frecvent observată a co-metabolismului este acumularea în mediu compuşilor intermediari, care nu mai pot fi metabolizaţi mai departe de anumite microorganisme (Janke şi Fritsche, 1985).

Procesul de co-metabolism este activ în degradarea unor pesticide comune (DDT, 2,5-T, aldrin, heptaclor) şi a mai multor alte molecule clorinate şi neclorinate (Clarke, 1980).

Procesele de co-metabolism în natură

Date experimentale şi observaţii asupra unor procese naturale pledează pentru prezenţa şi importanţa co-metabolismului în natură.

Astfel, degradarea ligninei la CO2 sub acţiunea a doi fungi care produc putregaiul alb (Phanerochaete chrysosporium şi Coriolus versicolor) necesită prezenţa unui substrat de creştere, ca glucoza sau celuloza. Ceva mai mult, cantitatea de lignină degradată depinde de cantitatea de substrat de creştere adiţional (Kirk şi colab., 1976), iar creşterea fungilor cu lignină, ca unică sursă de C şi energie, este neînsemnată, deşi ca substrat nu este toxică.

În sol, prezenţa unei game largi de substanţe organice excretate de rădăcinile plantelor, în particular în rizosferă, creează condiţii favorabile pentru co-metabolismul substanţelor refractare la degradare, în special al celor xenobiotice (Janke şi Fritsche, 1985). Viteza de mineralizare a două pesticide organofosforice (parathion şi diazinon) este mai mare sub influenţa rădăcinilor plantelor decât în probele de sol identice însă lipsite de rădăcini.

Nu s-a demonstrat însă dacă stimularea este asociată cu modificarea activităţii globale a microorganismelor sau cu selecţionarea unor populaţii mai active în degradarea compuşilor organofosforici (Hsu şi Bartha, 1979). După Skryabyn (1978), rolul primordial al substratului adiţional conţinând C metabolizabil, necesar pentru a realiza co-metabolismul, este de a furniza energie, cofactori sau alţi metaboliţi necesari pentru transformarea substratului recalcitrant.

În general, populaţiile de microorganisme capabile să co-metabolizeze în natură sunt reduse, iar numărul şi biomasa lor nu cresc rapid prin introducerea substratelor recalcitrante în mediu. De aceea, co-metabolismul substanţelor xenobiotice în ecosistemele naturale are loc cu o viteză mică, permiţând acumularea de intermediari nemetabolizaţi şi, în unele cazuri, chiar a unor compuşi mai toxici decât cei iniţiali (Alexander, 1980, 1981).

Condiţiile existente în multe medii naturale (în special în mediile acvatice), care au concentraţii reduse de compuşi naturali cu carbon uşor utilizabil, nu oferă multe avantaje selective microorganismelor capabile să co-metabolizeze substanţele xenobiotice („non-growth”). Cu toate acestea, fenomenul de co-metabolism este foarte important pentru procesele de biodegradare care au loc în mediu şi datorită cărora diferite substanţe eliminate permanent în natură se acumulează foarte rar, deşi prezintă diferite grade de rezistenţă.

Deşi este greu de apreciat în prezent cât din biodegradarea moleculelor organice complexe sau recalcitrante revine metabolismului şi cât co-metabolismului este evident că foarte multe dintre cele care nu permit creşterea nici unui organism individual sunt degradabile în sol şi în bazinele acvatice în prezenţa unor populaţii complexe (Beam şi Perry, 1974).

10

Mediile naturale impun frecvent condiţii restrictive pentru creşterea microorganismelor. Aceasta se realizează cu o viteză mult mai scăzută decât în vitro, în laborator, sau este chiar oprită când concentraţia nutrienţilor este foarte scăzută. În aceste condiţii, co-metabolismul poate reprezenta o cale alternativă prin care microorganisme importante pot fi aprovizionate cu nutrienţii necesari pentru creştere şi pentru activităţile lor biologice normale.

DEGRADAREA COMPLETĂ A SUBSTANŢELOR XENOBIOTCE SUB ACŢIUNEA UNOR ASOCIAŢII DE MICROORGANISME

Habitatele naturale sunt populate, de regulă, de comunităţi complexe de microorganisme, alcătuite din mai multe specii care interacţionează.

Speciile individuale având diverse activităţi catabolice acţionează sinergic, formând, în ansamblu, o comunitate fiziologică, cu o activitate metabolică concentrată, neexprimată, niciodată, de populaţiile individuale care acţionează izolat. În acest sens, mai multe date experimentale demonstrează posibilitatea mineralizării unor substanţe de sinteză – rezistente complet la degradarea de către specii individuale – prin intervenţia succesivă a mai multor specii de microorganisme. Această interacţiune este prezentă într-o formă simplă (Daughton şi Hsieh, 1977) în cazul bacteriilor Pseudomonas aeruginosa şi Pseudomonas stutzerii, care asociat utilizează pesticidul Parathion ca sursă de C şi energie. În această asociaţie, Pseudomonas stutzerii produce p-nitrofenol, folosit ca nutrient de Pseudomonas aeruginosa; la rândul său, Pseudomonas stutzerii creşte utilizând produşii rezultaţi din activitatea bacteriei Pseudomonas aeruginosa.

Lanţul trofic de degradare a pesticidului 3-clorbenzoat, în care sunt implicate cinci specii bacteriene diferite: Clorul eliberat din ciclul aromatic, prin acţiunea bacteriei DCB-1, este recuperat în cantităţi stoichiometrice ca ion, Cl-. Puterea reducătoare necesară pentru declorinarea reductivă este furnizată de oxidarea acetogenă a benzoatului. O treime din hidrogenul disponibil este utilizat în declorinarea reductivă, iar două treimi sunt cedate metanogenilor (Dolfing şi Tiedje, 1986; Reineke şi Knackmuss, 1988).

Microorganismele active

Experimental s-a demonstrat că, în anumite condiţii, aproximativ 50 de genuri de microorganisme – bacterii şi microfungi – participă la degradarea substanţelor xenobiotice în natură (în apă şi în sol).

Deşi datele sunt fragmentare, se poate afirma cu certitudine că Escherichia coli, Aerobacter aerogenes, Klebsiella pneumoniae, unele actinomicete şi levuri, precum şi unele organisme fitoplanctonice pot realiza metabolizarea anaerobă a DDT la DDD, precum şi a altor poluanţi (lindan, heptaclor şi posibil aldrin).

Procesul ar fi mai activ în lacurile bogate în fitoplancton şi s-ar realiza, de asemenea, sub acţiunea microorganismelor din mâlul de la fundul lacurilor.

Dintre alge, Chlorella vulgaris şi Chlamydomonas reinhardtii metabolizează activ lindanul, prin declorinare la pentaclor ciclohexan (Sweeney, 1968).

Parationul şi pentaclorfenolul sunt rapid degradate în natură de tulpini de microorganisme adaptate natural. Astfel, o tulpină de Flavobacterium îndepărtează pentaclorfenolul din lacuri (concentraţii până la 100

11

ppm), reducându-l la niveluri nedetectabile în 2-3 zile. Aceste tulpini active ar putea fi folosite în tratarea microbiană a apelor uzate.

Dintre bacterii, cele mai active sunt cele din genurile: Bacillus, Alcaligenes, Acinetobacter, Rhodococcus, Nocardia, Sarcina, Xanthomonas, Achromobacterium, Agrobacterium etc.

Dintre microfungi, Penicillium şi Aspergillus sp. atacă diuronul, manuronul, fenuronul (feniluree), cu producere de anilină, CO2 şi NH3, iar Aspergillus fumigatus, Fusarium roseum şi Trichoderma sp. degradează triazinele (atrazin, simazin etc.).Reacţiile chimice efectuate sunt complexe şi relativ puţin cunoscute. Ele includ: dehalogenări, dezaminări, decarboxilări,metiloxidări,

β-oxidări, hidroxilări, reacţii de oxidare a azotului sau a sulfului, reducerea oxizilor de sulf, reducerea unor duble sau triple legături etc.

Este de menţionat că nu toate procesele efectuate de microorganisme sunt degradative. Ele pot realiza doar modificarea limitată a moleculelor originare sau a unor intermediari ai lor cu apariţia unor derivaţi prin metilare, nitrozare, nitratare, acilare, dimerizare, formarea de heterocicluri azotate etc. (Burns, 1980).

Importanţa înrudirii structurale dintre substanţele xenobiotice

După Knackmuss (1981), degradarea xenobioticelor în natură este rezultatul acţiunii fortuite a enzimelor preexistente ale catabolismului produşilor naturali. Destinate acţiunii asupra unor constituenţi naturali din mediu, aceste enzime reacţionează cu unele grupări funcţionale analoge structural din compoziţia moleculelor xenobiotice. Spre exemplu, erbicidul sintetic 2,4-D (acid 2,4-diclor-fenoxiacetic) seamănă structural cu o serie de compuşi aromatici naturali. Ca urmare, el poate fi degradat în sol de o serie de bacterii aerobe ca: Achromobacter, Arthrobacter, Flavobacterium peregrinum, Pseudomonas etc.

Exemplul cel mai documentat este oferit de Bumpus şi colab. (1985).Phanerochaete chrysosporium degradează DDT, lindanul şi alţi produşi cloruraţi la CO2 şi H2O sub

acţiunea sistemelor enzimatice extracelulare implicate în mod normal în degradarea ligninei.Fenomenul este determinat de asemănările structurale dintre aceste substanţe şi constituenţii polimerului

de lignină. Pe această bază, ei recomandă, pentru a face foarte eficient şi economic procesul de detoxifiere biologică şi de eliminare a reziduurilor chimice periculoase, adăugarea unor culturi de P. chrysosporium în sistemele de epurare a efluenţilor reziduali.

O altă explicaţie importantă decurge din studiile experimentale asupra fenomenului de co-metabolism. Horvath (1972) a demonstrat că Brevibacterium sp. degradează pesticidul acid 2,3,6-triclorbenzoic la 3,5-diclorcatechol,dacă se adaugă, ca „ stimulator” în mediu, acid benzoic. Acesta este biodegradabil şi favorizează creşterea bacteriilor care metabolizează erbicidul.

Generalizând, se poate spune că mediile naturale contaminate cu substanţe recalcitrante (organoclorurate sau de altă natură) pot fi mai uşor detoxificate şi epurate dacă li se adaugă un analog structural natural, biodegradabil, care stimulează multiplicarea microorganismelor active. Pe această bază, Horvath (1972) a propus ca aplicarea erbicidelor în ecosistemele naturale să se facă simultan cu o „îmbogăţire în analogi” („Analogue enrichment”) a mediului respectiv, pentru a asigura grăbirea procesului de îndepărtare a poluanţilor.

12

BAZELE GENETICE ALE DEGRADĂRII COMPUŞILOR ORGANICI HALOGENAŢI

Degradarea substanţelor xenobiotice se poate realiza, teoretic, pe două căi majore:

1. Prin utilizarea echipamentului enzimatic existent în mod normal, în cazul în care substratul nou are într-un anumit grad analogii chimice şi structurale cu anumite produse naturale. Limitările cinetice decurgând din utilizarea unui substrat doar înrudit (nu specific) pot fi depăşite pe mai multe căi:

a) prin supraproducţie de enzime;b) prin inhibarea sau modificarea controlului riguros asigurat de genele reglatoare;c) prin producerea de enzime cu specificitate modificată prin mutaţie.

2. Prin activităţi enzimatice noi, codificate de genele preexistente sau de gene noi heterologe, în urma unor rearanjări şi recombinări genetice „legitime” sau „nelegitime” şi, mai ales, prin aport de gene noi, în special plasmidiale.

Bazele genetice ale degradării substanţelor xenobiotice sunt puţin cunoscute, dar este evident că în cele câteva cazuri descifrate genele sunt cel mai adesea situate grupat, în structura unor plasmide sau transpozoni, adică într-o formă mai uşor transmisibilă de la un genom la altul, intra- sau intercelular.

Datorită în special acestui tip de structură genetică, microorganismele din mediile naturale au dobândit capacitatea de a degrada numeroşi compuşi halogenaţi, în special pe cei cu puţini atomi de halogeni (Ghiorse şi colab., 1985).

Tulpinile de microorganisme din mediile naturale (sol, apă etc.) ar fi caracterizate printr-o mare flexibilitate a materialului genetic, care le-ar asigura o adaptabilitate rapidă ca răspuns la variabilitatea substratelor din medii şi, decurgând din aceasta, capacitatea de a sintetiza enzime degradative pentru substanţe neîntâlnite în cursul evoluţiei lor. Ele s-ar deosebi de tulpinile bacteriene utilizate curent în studiile de genetică bacteriană (Escherichia coli, Salmonella typhymurium etc.), limitate la un habitat unic (intestinul) şi, prin aceasta, lipsiten de versatilitate catabolică şi supuse unor controale foarte riguroase.

Tulpinile saprofite prezente în mediile naturale confruntate permanent cu o gamă largă şi diversificată de nutrienţi şi de condiţii de mediu ar reprezenta un potenţial de evoluţie mai rapidă, care le-ar permite să acţioneze asupra unor compuşi chimici sintetizaţi de om, care nu au echivalenţi în natură.

Cauzele rezistenţei la degradare

Perspectiva obţinerii în viitor a unor pesticide biodegradabile este condiţionată de cunoaşterea aprofundată a mecanismelor complexe, care stau la baza de moleculă recalcitrantă.

1. Biodegradarea este condiţionată de pătrunderea substanţelor în celulele microorganismelor, acestea fiind în funcţie de mărimea moleculelor. Moleculele organice prea mari sau prea complexe şi insolubile, neaccesibile ca atare bacteriilor şi fungilor trebuie mai întâi sa fie degradate la compuşi mai mici, care pot fi internalizaţi şi utilizaţi intracelular în catabolism.

13

Degradarea iniţială este efectuată de enzime extracelulare. La modul cel mai concret, aceasta condiţie este ilustrată de polimerii sintetici de tipul polietilenei, a cărei rezistenţă cvasiabsolută la degradare este determinată de greutatea moleculară mare şi de absenţa enzimelor extracelulare capabile să o fragmenteze în vederea pătrunderilor în celule.

2. Structura moleculară pare sa aibă însă un rol esenţial; modificări chimice minore pot transforma un strat biodegradabil într-unul recalcitrant. Erbicidul 2-4D (acidul 2,4-diclorfenoxiacetic) este degradabil în sol, în câteva zile în timp de 2,4,5,T (acidul 2,5,5-triclorfenoxiacetic) care diferă printr-un singur atom de clor, rezistă câteva luni.

Polietilena (polimer sintetic cu formula (CH2CH2)n în care n este un număr mai mare) este refractară la atacul microorganismelor, în timp ce polietilenglicolul (CH2CH2O)n poate fi folosit ca nutrient.

Relaţia certă dintre structura moleculară şi rezistenţa diferită la biodegradare este ilustrată şi de referentă la degradare a celulozei şi a ligninei. În primul caz microorganismele acţionează prin intermediul celulazelor pentru a cliva în mod repetat acelaşi tip de legatură chimice între subunitaţi identice.

Chiar în cazul proteinelor, legăturile peptidice succesive sunt identice, deşi leagă aminoacizi diferiţi. Situaţia este total diferită în cazul ligninei şi a humusului, care sunt lent mineralizate datorită structurii lor alcătuite din molecule şi legături diferite între blocurile de construcţie.

Dagley (1975) citează un exemplu de valorificare a cunoştinţelor privind relaţia dintre structura chimică şi rezistenţă la degradare: substituirea atomilor de Cl din poziţia pară în molecula de DDT cu gruparea metoxil (substituient comun al nucleului benzenic în produşii naturali) permite obţinerea unui pesticid, metoxiclor, foarte uşor degradabil în comparaţie cu DDT.

Complexitatea mare a unui heteropolimer, care poate necesita pentru degradare acţiunea concertată a mai multor enzime sau specii de microrganisme pentru a-l aduce într-o forma degradabilă, prezenţa unor substituiri neobişnuite cu clor sau alţi halogeni, existenţa unor structuri de tip fenoli, solvenţi, etc.) cu efecte negative asupra microorganismelor sau enzimelor, grupările ce le conferă o mare toxicitate sunt tot atatea cauze ce pot conferi unei molecule organice caracterul de recalcitrantă.

3. Absenţa echipamentului enzimatic necesar pentru biodegradare. Spre deosebire de biopolimeri, care sunt degradaţi mai mult sau mai puţin lent de unul sau de mai multe microrganisme, substanţele xenobiotice sunt frecvent refractare la biodegradare din cauza absenţei enzimelor active asupra structurii lor.

Una din explicaţii rezidă în faptul că apariţia diferiţilor polimeri naturali în cursul evoluţiei a fost lentă, de-a lungul a milioane sau miliarde de ani, permiţând evoluţia paralelă a catabolismului microorganismelor şi a enzimelor ca sursă de material de construcţie pentru biosinteze şi de energie.

Compuşii xenobiotici având structuri chimice foarte variate şi adesea complexe au apărut într-un timp scurt, şi conţin grupări chimice în general nerecunoscute de enzimele microbiene. Unii dintre ei prezintă grade diferite de asemănare cu unii compuşi naturali şi ca urmare pot fi degradaţi mai mult sau mai puţin lent. Degradarea celor mai mulţi necesită însă modificări structurale extensive înainte de a intra în căile centrale ale metabolismului bacterian. În consecinţă, vor fi parţial sau total rezistente la degradare şi se vor acumula în mediu.( Janke şi Fritsche, 1985).

Este probabil ca evoluţia biologică a explorat un spectru limitat de căi metabolice şi diferiţii compuşi xenobiotici sunt prea îndepărtaţi de căile respective pentru a putea fi utilizaţi ca substrat pentru creştere, deşi comunităţile naturale de microorganisme au mare versatilitate metabolică şi un potenţial genetic larg, ele nu pot răspunde la marea complexitate şi diversitate a substanţelor sintetizate de om. De aceea este posibil ca unii

14

compuşi nu asigură creşterea unor microorganisme, nu sunt atacaţi prin co-metabolism şi nu servesc ca bază pentru selecţia de noi genotipuri active.

Incapacitatea poluanţilor de a induce sinteza enzimelor degradative

Concentraţia foarte mică (ppm, ppb) a unor poluanţi în mediupoate afecta profund sensibilitatea lor la biodegradare. În aceste habitate există riscul ca microorganismele capabile să îi degradeze să fie prezente, însă concentraţia poluantului să nu fie suficientă pentru a induce enzimele necesare pentru degradare. Pe plan general evolutiv s-a postulat că apariţia microorganismelor capabile să degradeze compuşii recalcitranţi sintetizaţi de om are loc numai în nişele ecologice în care concentraţia lor este suficient de mare pentru a exercita funcţia de presiune în selecţie.

Rezistenţa la degradare a unor poluanţi organici poate fi determinată de adsorbţia lor pe diferite substraturi din sol şi sedimente, care le fac indisponibile pentru preluarea de către microorganisme. Frecvent, prin această adsorbţie este mascat situsul de legare a enzimei de substrat, fapt care poate transforma o moleculă biodegradabilă în una refractară.

Practic, multe pesticide se pot lega de humus, păstrîndu-şi caracterul xenobiotic atunci când sând desprinse de constituenţii acestuia, prin degradarea matricei humice înconjurătoare de către unele microorganisme din sol. În aceste condiţii, pesticidele, legate de humus, mobilizate de microorganisme pot contamina recolta şi diferite organisme care nu au fost niciodată expuse anterior la acţiunea lor.

Rolul factorilor de mediu. Unele substanţe sunt biodegradabile în anumite condiţii de mediu şi rezistente în altele. Deci, caracterul recalcitrant nu este totdeauna intrinsec, ci este uneori determinat de intervenţia unor condiţii de mediu. Între acestea, Alexander (1977, 1981) citeazâ :

1) absenţa O2, în cazul substanţelor mineralizate numai în aerobioză ;2) prezenţa unor factori (acizi organici, toxine, săruri), care împiedică multiplicarea microorganismelor

active ;3) efectul combinat al temperaturilor scăzute şi al presiunii în adîncul mărilor ;4) sedimentarea compuşilor într-un situs inaccesibil microorganismelor sau acoperirea lor cu un substrat

care interzice accesul acestora ;5) concentraţia extrem de redusă a nutrienţilor în mediu, care limitează multiplicarea microorganismelor

active etc.

Consecinţele ecologice ale prezenţei substanţelor xenobiotice în natură

Larga utilizare a pesticidelor în practica agricolă a determinat un caracter global al răspîndirii lor în solurile agricole şi de altă natură, în apele interioare şi marine etc.

Botnariuc şi Vădineanu (1983) citează datele lui Polizu şi colab. (1975) după care izomerii α şi γ ai HCH sunt prezenţi în apele celor trei braţe principale ale Deltei (Chilia, Sulina şi Sf. Gheorghe) în concentraţii

15

variind intre 0,38 şi 2,52 ppb. Apa canalelor conţine cantităţi mai mari (0,94-4,12 ppb), deoarece adună apele provenite din zone agricole, iar solurile lutonisipoase conţin DDT + HCH în concentraţii de 50-122 ppb.

Diferite modalităţi de răspîndire pot determina apariţia unor efecte nocive la distanţe mari de locul de aplicare, cu afectarea unor ecosisteme fragile. DDT a fost găsit în zăpezile din Antarctica şi în Sahara, la distanţe mai mari de 6000 km de locul de administrare cel mai apropiat.

Toxicitatea pentru microorganisme. Microorganismele au o mare capacitate de absorbţie a pesticidelor, în special, din mediile acvatice, deşi se găsesc în concentraţii foarte mici. Această acţiune este favorizată în special de doi factori:

1. De suprafaţa mare de contactcu mediul înconjurător, reprezentînd, după Whitaker, Roan şi Ware (1972), 9100 cm2 în cazul unui gram de celule de levuri (8,3x 109 celule). Această suprafaţă este mai mare în cazul bacteriilor (1 g de celule bacteriene de dimensiunile Escherichia coli corespunde la 1,8x1012 celule şi respectiv la 56000 cm2);

2. Cele mai multe pesticide şi, în mod particular, insecticidele sunt lipofile şi au o mare afinitate pentru fosfolipidele din membranele celulare (caracterul lor lipofil rezultă şi din proprietatea de toxice membranare, precum şi din capacitatea de acumulare, la organismele evoluate, în ţesutul gras).

Multe pesticide afectează activitatea bacteriilor, diminuând fixarea biologică a azotului, amonificarea şi nitrificarea, cu efecte perturbatoare ale circuitului N în mediile respective ; inhibă, de asemenea, activitatea fotosintetizantă şi celulozoliza. Ele pot inhiba diviziunea celulelor vegetale şi diminuă producţia primară a ecosistemelor prin acţiunea asupra fotosintezei.

Majoritatea pesticidelor acţionează asupra fitoplanctonului (producătorii primari) din mediile acvatice, diminuînd capacitatea lor fotosintetică de producere de C organic.

În timpul unei expuneri de 4 ore s-a observatat o diminuare cuprinsă între 7% pentru diazinon şi malathion, 77% pentru DDT, 85% pentru aldrin şi 94% pentru heptaclor. Numai puţine pesticide sunt fără efect. DDT afectează negativ fotosinteza chiar când este în concentraţii foarte mici (0,1ppm).

Experimental s-a demonstrat efectul de împiedicare a creşterii fitoplanctonului marin (Protococcus sp., Chlorella sp., Dunalliela euchlora, Placodactylum tricornutum, Monochrysis lutheri) sub influenţa unor concentraţii diferite de pesticide ca, de exemplu, diuron (0,004 ppm), DDT (60 ppm), lindan (9ppm), dipterex (500 ppm) (Whitaker, Roan şi Ware, 1972).

Toxicitatea asupra zooplanctonului este, de asemenea, variabilă. Doza limită care blochează dezvoltarea pentru Daphnia pulex, după o expunere de 48 de ore, este de 0,4 ppm pentru DDT, 0,9 pentru diazinon, 42 ppm pentru heptaclor, 1400 ppm pentru dieldrin, 3200 ppm pentru 2,4-D şi 4 500 ppm pentru fenac. Aceste date demonstrează existenţa unei anumite selectivităţi de acţiune.

Efectele negative variate, uneori cu caracter selectiv, se răsfrîng asupra unei game largi de animale nevertebrate şi vertebrate, inclusiv asupra omului.

Ele au bază fenomene de toxicitate asupra membranelor, inhibarea unor activităţi enzimatice specifice etc. Ca manifestări se pot include efecte nocive asupra gonadelor şi fertilităţii unei game largi de organisme, afectarea sistemului nervos central, cu ataxie locomotorie, convulsii şi, în unele cazuri, chiar moarte. Unele pot avea efecte teratogene sau chiar oncogene.

În unele cazuri există riscul apariţiei unor fenomene de activare în cursul perioadei de remanenţă, în sensul apariţiei unor modificări minore sub acţiunea altor organisme prin care un produs puţin toxic per se este convertit la un compus mai toxic şi mai rezistent la biodegradare. Fenomenul a fost semnalat prima dată de

16

Jernelov şi Marlin (1975) în cazul Hg anorganic, cu o toxicitate intrinsecă mai mică decât a produşilor săi de metilare (mono- şi dimetilmercur), care,pe lângă faptul că sunt mai toxici, sunt mai uşor de preluat de organismele acvatice din sedimente. Un fenomen similar a fost semnalat în cazul conversiei 2,4-D, uşor degradabil în câteva săptămâni, la un produs mult mai rezistent şui mai toxic, 2,4, 4,5-T, pentru care nu au fost evidenţiate microorganisme active.

Persistenţa mai îndelungată a pesticidelor în sol poate determina efecte nocive în timp, în cazul în care în anul sau în anii următori administrării lor sunt introduse prin rotaţie culturi de plante sensibile la erbicide.

Fenomenul de bioacumulare. Datorita solubilităţii lor reduse în mediile acvatice, pesticidele au tendinţa de a se localiza în interiorul celulelor vii. Ca urmare microorganismele fitoplanctonului şi plantele macrofite ca şi fauna de toate dimensiunile pot acumula şi stoca în toate în celulele şi ţesuturile lor cantităţi importante de pesticide, în concentraţii inverse fata de solubilitatea lor în apa. (Code şi colab.1966). În acest sens pledează numeroase date rezultate din observaţii experimentale şi/sau din mediile naturale.

Gregory şi colaboratorii (1969) au expus separat timp de 7 zile, la concentraţii de DDT şi paration de 1 ppm, cianobacteria Anacystis nidulans, alga verde Scenedesmus obliquus, alga flagelată Euglena gracilis şi două protozoare ciliate Paramecius bursaria şi P.multimicronucleatum. Au constatat că microorganismele citate conţin, final, concentraţii de DDT de 96-964 ori mai mari şi de paration de 50-116 ori mai mari decât cele din mediu. În unele cazuri, procesul de concentrare se realizează foarte rapid:

Agrobacterium tumefaciens acumulează după patru ore de contact 90% din cantitatea de dieldrin prezent în mediu, iar microfungii 75 şi respectiv 60-83% din această cantitate.

Daphnia magna, care reprezintă o verigă importantă în lanţul trofic acvatic, concentrează DDT în cantităţi variind între 16 000- 23 000 faţă de cele existente în medii acvatice.

Procesul de bioacumulare („Biomagnification”) este agravat de faptul că, pe lângă concentrarea pesticidelor în celule, acestea nu sunt nici degradate şi nici excretate în cantităţi semnificative, ci sunt introduse şi transmise ca atare în reţeaua trofică. În aceste condiţii, procesul de concentrare continuă de-a lungul diferitelor verigi ale lanţului trofic, teoretic cu aproximativ un ordin de mărime pentru fiecare nivel trofic succesiv. Afirmaţia are la bază observaţia că din biomasa utilizată la un anumit nivel trofic numai 10-15% este transferată la nivelul trofic superior, restul de 85-90% fiind disipat în cursul activităţilor metabolice prin respiraţie. În consecinţă, la nivelul trofic cel mai înalt (animale carnivore, păsări de pradă, peşti mari prădători), poluantul poate fi prezent în ţesuturi în concentraţii care depăşesc de 104 _ 106 ori şi în cazuri extreme de 2,5x106 ori concentraţia sa în mediu natural.

Ramade (1976) citează un exemplu concret referitor la bioacumularea DDT,prezent în apă în concentraţia de 0,014 ppm. Însecticidul este regăsit în fitoplancton în concentraţie de 5 ppm, în zooplancton şi în peştii fitofagi de 7-9 ppm, în peştii prădători de 22-221 ppm şi în corcodelul vest- american (Aechmophorus occidentalis) de 2 500 ppm.

Aceste date ilustrează un principiu general al poluării în sensul că cu cât un organism este mai îndepărtat în piramida trofică cu atât poluantul este mai concentrat în ţesuturile sale. Or, dacă producătorii primari concentrează poluantul în concentraţii mai mari decât în mediu şi fiecare nivel trofic succesiv îl concentrează peste nivelul existent în hrana sa, devine evident că un erbivor poate acumula mai mult poluant decât plantele pe care le consumă, iar un carnivor din nivelul trofic cel mai înalt acumulează o cantitate şi mai mare. În felul acesta, unele molecule recalcitrante netoxice în concentraţiile existente în natură devin toxice prin acumulare

17

în concentraţii mari în ţesuturi, determinând efecte negative grave asupra speciilor situate la sau aproape de vârful lanţului trofic.

Deşi omul este mai puţin expus decât carnivorele acţiunii toxice a acumulării pesticidelor, deoarece îşi procură hrana din mai multe surse, Ramade (1976) scoate în evidenţă caracterul larg al acestui fenomen. În anii 60, americanii neexpuşi profesional la contactul cu DDT conţineau în grăsimile corporale 12,9 ppm din acest insecticid, francezii 5,2 iar englezii şi germanii 2,3 ppm. La locuitorii S.U.A., concentraţia DDT era cu 25% mai mică la vegetarieni decât la nevegetarieni.

Fenomenul de bioacumulare are un caracter universal în natură, deoarece la fiecare nivel trofic, în fiecare biocenoză există organisme „concentratoare” care măresc concentraţia în ţesuturile lor, comparativ cu dozele infime de pesticid din mediu. Restrângerea biomasei la nivelele trofice superioare este asociată cu acumularea de substanţe recalcitrante.

Aplicaţii practice

Biodegradarea şi îndepărtarea poluanţilor recalcitranţi, respectiv detoxifierea şi mineralizarea lor cu ajutorul microorganismelor reprezintă un factor esenţial în atenuarea efectelor lor ecologice şi a celor ce vizează sănătatea omului.

Cunoaşterea mecanismelor biodegradării produşilor naturali şi ale rezistenţei substanţelor xenobiotice au permis introducerea în practică a unor procedee menite să se apropie de acest obiectiv prin:

- Producerea de pesticide mai uşor degradabile, prin includerea în structura lor a unor grupări chimice cu echivalente naturale sau introducerea unor modificări care le transformă în substraturi nutritive pentru populaţiile de microorganisme din apă şi sol.

- Utilizarea unor teste fiabile care să stabilească biodegradabilitatea lor într-un timp rezonabil, precum şi lipsa de toxicitate şi inocuitatea, în general, înainte de comercializare şi aplicarea pe scară mare.

Construcţia unor tulpini bacteriene cu potenţial degradativ nou

Pe baza acestor date şi a progreselor din genetică şi ingineria genetică bacteriană, mai mulţi cercetători au încercat să construiască bacterii posedând căi metabolice hibride, ce evită dezavantajele căilor catabolice neproductive care limitează degradarea substanţelor xenobiotice de către microorganismele sălbatice. În acest scop s-a recurs atât la schimbul de gene natural (prin co-cultivare), cât şi la tehnici specifice de inginerie genetică.

Pe baza acestor principii, Knackmuss (1984) a construit tulpini de Pseudomonas capabile să degradeze o gamă largă de clorbenzoaţi şi clorfenoli.

Adăugate în fluxul unor staţii de epurare a apelor industriale, ele şi-au dovedit utilitatea, ameliorând semnificativ coeficientul de îndepărtare a xenobioticelor haloaromatice.

Ghossal şi colab.(1985) au obţinut prin transfer de plasmide o tulpină de Pseudomonas cepacia capabilă să catabolizeze erbicidul 2,4, 5-T, deşi anterior în mediu nu s-a găsit nici un microorganism capabil să facă această degradare. Întroducerea bacteriei reprogramate genetic în solul contaminat cu 2,4,5-T a dus la eliminarea totală a acestuia, solul detoxificat permiţând dezvoltarea plantelor sensibile la erbicid.

18

Nu se ştie dacă schimbul similar de gene are loc şi în ecosistemele naturale (sol, lacuri etc.) contaminate cu substanţe organice sintetice şi nici dacă transconjuganţii îşi exercită capacităţile degradative faţă de xenobiotice şi în prezenţa compuşilor organici normali, uşor utilizabili.

O altă realizare în acest domeniu, datorată lui Hartmann şi Knackmuss (1979, 1981), este cea de reunire într-o singură bacterie a două secvenţe complementare ale unor căi metabolice implicate în catabolismul compuşilor aromatici halogenaţi, prin rearanjarea informaţiei genetice, utilizând deci enzime preexistente.

Catabolismul compuşilor aromatici şi al analogilor lor halogenaţi depinde, în primul rând, de acţiunea a două dioxigenaze, care catalizează hidroxilarea substratelor primare, ducând la formarea de catecholi sau de catecholi substituiţi. La multe organisme, specificitatea acestor enzime este suficient de riguroasă pentru a interzice catabolismul anumitor compuşi halogenaţi. În exemplul citat, Pseudomonas putida tulpina mt-2 conţine o benzoat 1,2-dioxigenază neselectivă (cu specificităţi mai largi).Cu toate acestea, ea nu poate creşte pe mulţi benzoaţi halogenaţi, datorită specificităţii riguroase a catechol 1,2-dioxigenazei,care face clivarea ciclului benzenic dependentă de O2 (o enzimă care nu poate metaboliza catecholii substituiţi.

Invers, Pseudomonas sp., tulpina B 13 are o benzoat 1,2-dioxigenază selectivă (foarte specifică) şi o catechol 1,2-dioxigenază neselectivă. Activitatea combinată a celor două tulpini aduce,împreună, cele două enzime neselective pentru substrat. Acţionând împreună,ele transformă compuşii inaccesibili (2-clorbenzoat, 3,5-diclorbenzoat etc.) în metaboliţi intermediari utilizabili. Cultivarea lor continuă în amestec a dus la formarea unei a treia tulpini bacteriene cu capacităţi catabolice totale.

Transformarea s-a realizat şi prin transferul plasmidei p WWO (numită anterior TOL), care codifică benzoat 1,2-dioxigenaza prin conjungare de la P. putida mt-2 la Pseudomonas sp. B 13.

MICROBIOLOGIA APELOR REZIDUALE

Apele uzate (reziduale) sunt ape evacuate după utilizare, încărcate cu o mare cantitate de reziduuri suspendate sau dezvoltate, îndepărtate din locuinţe, oraşe, întreprinderi industriale, unităţi agricole sau zootehnice etc. Lăsate să se acumuleze ca atare, substanţele organice sunt expuse degradării cu producere de compuşi volatili rău mirositori. Eliminate în diferite bazine acvatice naturale determină perturbări grave de ordin fizico-chimic şi exercită efecte nocive asupra florei şi faunei naturale. DE aceea, din raţiuni de ordin igienico-sanitar, de protecţia mediului, economice şi de confort evacuarea lor în natură (pe sol sau în ape) nu este posibilă decât după ce au fost făcute inofensive. În acest scop, apele uzate sunt supuse unor procedee de tratare fizice, chimice şi biologice a căror complexitate variază nu numai în funcţie de provenienţa lor, ci, mai ales, de soarta lor finală (reutilizare, evacuare pe sol sau în ape naturale.

Clasificarea apelor reziduale

19

Apele menajere (fecaloid-menajere) sunt ape folosite care conţin materiale organice de provenienţă vegetală sau animală, în stare brută (celuloză, hemiceluloze etc.) sau în diferite grade de descompunere (fecale), urină, ape de spălare, grăsimi, săruri minerale, detergenţi şi un număr imens de microorganisme diferite, inclusiv agenţi patogeni. Gradul de degradare a substanţelor organice este variabil şi,în general, corelat cu durata perioadelor de stagnare. Ca stare fizică, substanţele conţinute pot fi prezente în soluţii, suspensii coloidale, suspensii de particule solide cu dimensiuni mai mari.

Apele orăşeneşti colectează apele menajere şi pe cele rezultate din precipitaţii încărcate cu diferite impurităţi, cele folosite pentru spălarea străzilor* şi frecvent ape uzate industriale.

Apele uzate industriale diferă foarte mult în funcţie de provenienţă.Unele sunt biodegradabile, cum sunt, în special, cele din industria celulozei şi a hârtiei şi mai ales din

industria alimentară (fabrici de zahăr, bere, conserve, sucuri, abatoare, industria laptelui). Ele ridică, totuşi, probleme speciale de la caz la caz, implicând participarea în epurare a unor microorganisme caracteristice.

Apele nedegradabile (industria cauciucului sintetic, îngrăşăminte chimice, petrochimice, în general, siderurgie, metalurgie etc.) conţin uleiuri, hidrocarburi, tiocianaţi, substanţe aromatice, săruri toxice de Hg, Pb, Cd, As, Cu. Ele sunt tratate prin tehnici complexe nebiologice.

Apele uzate industriale ridică probleme specifice, de aceea amestecul lor cu apele orăşeneşti este de nedorit, deoarece procedeele de epurare sunt incompatibile. Frecvent, apele uzate industriale pot conţine substanţe care împiedică dezvoltarea microorganismelor.

Apele reziduale din zootehnie includ ape cu mare încărcare organică, frecvent cu substanţe rezistente la degradare (celuloză, hemiceluloze, lignine) şi cu specific aparte de epurare. Provin de la crescătorii de porcine, bovine şi păsări.

MICROBIOTA APELOR UZATE

Din punct de vedere ecologic, apele de canal reprezintă unul din cele mai complexe medii, în care populaţiile totale şi diferitele grupuri fiziologice sunt expuse la mari fluctuaţii cantitative şi calitative, precum şi la interacţiuni dintre cele mai complexe.

Microbiota apelor menajere cel mai mult studiată include un număr mare de bacterii heterotrofe (Pseudomonas fluorescens, P. aeruginosa, Bacillus cereus, B. subtilis, Enterobacter, Zoogloea, Streptococcus faecalis) şi numeroase alte specii care degradează glucidele, proteinele, grăsimile, celuloza etc. Alături de bacterii sunt prezente numeroase levuri (Saccharomyces sp., Candida sp., Cryptococcus sp., Rhodotorula sp.) sau similare levurilor („Yeast-like microorganisms”), precum şi spori şi hife de Leptomites lacteus şi Fusarium aquaeductum.

Virusuri şi microorganisme patogene

20

Frecvent, apele uzate pot conţine diferiţi agenţi patogeni pentru om şi animale. Sursa majoră de impurificare este reprezentată de materiile fecale ale omului sau animalelor bolnave. Un rol important revine purtătorilor cronici (eliminatori asimptomatici) cu focare infecţioase în splină, ficat, căile biliaresau urinare.

După Poole şi Hobson (1979), anual, 500 de milioane de oameni sunt afectaţi de boli asociate cu consumul apei infectate. Dintre acestea, aproximativ 10 milioane mor. Principalii agenţi patogeni semnalaţi sunt:

Virusuri: Poliovirus, Coxsackie, virusul hepatitei.Bacterii: Salmonella sp. (S. typhi, S.parathyphi), Shigella sp., Brucella sp., Leptospira sp., Vibrio

cholerae, V. parahaemolyticus, V. alginolyticus, Mycobacterium tuberculosis, spori de Bacillus anthracis şi Clostridium perfringens, C. novyi, C. septicum.

Fungi: numeroşi fungi imperfecţi.Protozoare: Entamoeba histolytica.În general, microorganismele patogene nu se pot dezvolta nici în apele uzate şi nici în bazinele naturale

(râuri, lacuri, mări) în care sunt deversate.Ele pot găsi aici doar condiţii de supravieţuire temporară cu menţinerea virulenţei. În această stare,

înainte de a fi distruse pot declanşa epidemii hidrice prin consumul apei contaminate, prin scăldat (transcutanat cu Leptospira sp.) sau după consumul de alimente infectate neprelucrate termic.

Tehnicile de tratare apelor uzate vizează:1. mineralizarea materiei organice biodegradabile sub actiunea microorganismelor şi eliminarea

potenţialului lor de producere a poluării;2. inactivarea agenţilor patogeni (virusuri, bacterii, fungi, protozoare);3. îndepărtarea substanţelor minerale produse prin mineralizare. Evacuate ca atare în bazinele acvatice -

receptoare pot stimula creşterea algelor şi ulterior, a altor microorganisme. Aceasta etapă care include procese de denitrificare (pentru îndepărtarea excesului de nitraţi) şi de defosfatare, ţine de treapta terţiară a tratării şi este mai rar practicată (Unz şi Davis, 1975; Taber, 1976);

4. reducerea volumului nămolului obţinut final şi aducerea lui la condiţii de stabilitate şi inerţie biologică.

Unele procese asigură conversia substanţelor degradate la gaze care se degajă sau sunt colectate şi folosite drept combustibil.

Epurarea biologică, practicată în situaţii specializate, reprezintă o etapă a unui demers complex, care implică intrarea în acţiune a unor mecanisme fizice, chimice şi biologice.

Prima etapă (de tratament preliminar, asigură concentrarea şi colectarea materialelor particulare şi a celor lichide care sunt tratate separat pentru evitarea supraîncărcării reactorului biologic. În aceasta fază se realizează îndepărtarea prealabilă a materialelor cu dimensiuni mai mari (nisip, pietre, părţi metalice etc.), a celor sedimentabile sau flotante (grăsimi, hidrocarburi), utilizând denisipatoare, grătare, site etc. Totodată este îndepartată şi o mare cantitate de substanţe organice (în cazul apelor menajere 30-40% din CBO, după Adamse, Deinema şi Zehnder, 1984).

Etapa a doua (“tratament secundar”). Apa preluata după tratamentul initial este expusa, după caz, intervenţiei unor microorganisme aerobe sau anaerobe, prezente în suspensie sau ataşate de diferite substraturi. Biodegradarea materiei organice este favorizată de tendinţa substanţelor organice solubile sau coloidale de a adera la interfaţa diferitelor substraturi.

21

Practic, diferitele metode de epurare biologica reproduc într-un spaţiu restrâns, intr-un ritm accelerat de câteva mii de ori, în condiţii pe cât este posibil controlate, fenomene care se produc ca atare şi în condiţii naturale însă într-un ritm lent (într-un râu poluat pe un traiect lung de câteva zeci de km).

Etapa finală recurge la procedee chimice (floculare chimica, dezinfecţie) şi fizice (filtrare), menite să asigure eliberarea fără riscuri a lichidelor şi reziduurilor solide în natură.

În cazul apelor destinate refolosirii ca apa potabila (spre exemplu, apa folosită în oraşul Piteşti asigură, după epurare şi prin intermediul râului Argeş, o parte din apa potabilă a oraşului Bucureşti) se recurge la epurarea avansată. Aceasta include procedee fizice, chimice şi biologice mai mult sau mai puţin complexe (filtrare, coagulări, precipitări, oxidări, denitrificare etc.), care completează efectul de îndepărtare a substanţelor organice, excesului de N şi de P, asigurând un grad avansat de epurare şi condiţii optime de securitate pentru consumator.

Clasificarea metodelor de epurare biologică a apelor uzate. În functie de condiţiile de mediu (prezenţa sau absenţa oxigenului) şi de natura microorganismelor active, tehnicile de epurare biologică formează două grupuri distincte.

Tehnicile aerobe include utilizarea filtrelor biologice, a nămolului activat sau a iazurilor biologice de oxidare.

Tehnicile anaerobe recurg la degradarea anaerobă (metantancuri) sau la iazurile septice.

22