Revista Digital

FCIAL 2014 N掳1 Volumen I

Primera edici贸n

JUNIO 2014

CRÉDITOS

EDITORA Erika V. Telenchana Pérez

COLABORADORES Ibeth A. Manzano Gallardo

erika telenchana p.

Diseño y diagramación erika telenchana p. portada

CONTENIDO 4.- EFECTO DE LA PULPA DE CAFÉ Y LA FERTILIZACIÓN QUÍMICA EN EL RENDIMIENTO Y EN LA MACROFAUNA EDÁFICA DEL CULTIVO DE CAFÉ (COFFEA ARABICA L.).

5.- BACTERIAS RIZOSFÉRICAS CON POTENCIALIDADES FISIOLÓGICAS PARA ELIMINAR MATERIA ORGÁNICA DE AGUAS RESIDUALES. 6.- CARACTERIZACIÓN DE BIODIESEL OBTENIDO DE ACEITE RESIDUAL DE COCINA.

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La Bioquímica como ciencia, es relativamente joven, sin embargo, sus raíces, un poco difusas pueden ubicarse en los finales del siglo XVIII, como resultado de descubrimientos aislados de científicos de muy diversa especialidad, pero en su mayor parte relacionados con la química, la física y la biomedicina.

La Bioquímica es una de las disciplinas que mayor desarrollo ha alcanzado en el presente siglo, la labor de los bioquímicos en técnicas tan importantes como la nutrición, el control de enfermedades y la protección de cosechas, ha proporcionado aportes importantes en la tarea de alimentar a la población mundial.

Además, el elevado desarrollo científico alcanzado por la bioquímica en los últimos años ha contribuido a aumentar los conocimientos acerca de las bases químicas de la vida.

El rápido desarrollo de la bioquímica en años recientes, ha permitido a los investigadores resolver algunos de los desafiantes y fundamentales problemas de la biología y de la medicina, La bioquímica, en simples palabras, es la química de la vida.

El motivo de presentar esta revista es dar a conocer importantes artículos científicos relacionados con el tema que aportaran para el desarrollo de esta doctrina.

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EFECTO DE LA PULPA DE CAFÉ Y LA FERTILIZACIÓN QUÍMICA EN EL RENDIMIENTO Y EN LA MACROFAUNA EDÁFICA DEL CULTIVO DE CAFÉ (Coffea arabica L.) Eddie Contreras Porras1 y Jorge Adriazola Del Aguila2 Recepcionado: 12 abril 2012.

Aceptado: 20 de agosto 2012.

Resumen Se evaluó el efecto de la pulpa de café y la fertilización química en el rendimiento del café y en la macrofauna edáfica que lo sustenta, además de su rentabilidad. Los tratamientos fueron: T1 (fertilización química), T2 (pulpa de café fresca) y T3 (pulpa de café descompuesta) aplicados en el período de floración; y T 0 (testigo), analizados con el diseño estadístico Bloques Completamente al Azar con cuatro repeticiones. El muestreo de la macrofauna se realizó de acuerdo con la metodología del programa TSBF (Tropical Soil Biology and Fertility, IUBS/UNESCO) (1). El uso de fertilizantes produjo el más alto rendimiento de café pergamino seco con 3,207.06 kg ha-1 ; pero, no es diferente estadísticamente de la aplicación de pulpa de café fresca que presentó el más bajo rendimiento con 2,382.53 kg ha-1. La pulpa fresca de café induce la mayor densidad promedio de macrofauna, y la fertilización química la menor densidad. La pulpa descompuesta de café propicia mayor biomasa promedio de macrofauna y el tratamiento testigo la menor biomasa promedio. El mejor índice de rentabilidad 3.62 se obtuvo al no aplicar ninguna enmienda al suelo.

Palabras clave: Café, Fertilización, pulpa de café, macrofauna edáfica, rendimiento, rentabilidad.

Abstract There was evaluated the effect of the flesh of coffee and the chemical fertilization in the performance of the coffee and in the edaphic macrofauna that sustains it, besides its profitability. The treatments were: T1 (chemical fertilization), T2 (fresh coffee pulp) and T3 (coffee pulp separated into its elements) applied in the period of flowering; and T0 (witness). It was analyzed with the statistical design Blocks completely at random with four repetitions. The sampling of the edaphic macrofauna was realized in agreement by the methodology of the program TSBF (Tropical Soil Biology and Fertility, IUBS/UNESCO) (1). The use of fertilizers produced the highest performance of coffee dry parchment with 3,207.06 kg ha-1; nevertheless, it is not different statistically from the application of fresh coffee pulp that presented the lowest performance with 2,382.53 kg ha-1. The fresh coffee pulp induced a major average density of macrofauna, and the chemical fertilization the minor density. The rotten coffee pulp propitiated major average biomass of macrofauna and the control treatment the minor average biomass. The best index of profitability 3.62 was obtained with no application of any amendment to the soil.

Key words: fertilization, coffee pulp, edaphic macrofauna, performance, profitability.

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Ing. Agrónomo - Universidad Nacional Agraria de la Selva (UNAS).

Mag. Sc. Ing. Agrónomo. Docente Asociado - Facultad jladriazola@hotmail.com 2

de

Agronomía

(UNAS).

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Introducción En los últimos años se están promocionando sistemas de cultivos de café amigables con la naturaleza, que posibiliten incrementar la biodiversidad en su agroecosistema, el uso de insumos endógenos y que no contaminen el ambiente. Entre ellos destaca la recomendación de abonar con pulpa de café, sin embargo, su mal manejo podría ser fuente de infestación de la broca del café Hypothenemus hampei Ferr.

El suelo alberga organismos vivos dentro de las cuales la diversidad y la abundancia puede ser considerada una importante indicadora de la fertilidad del suelo, dentro de estos organismos tenemos a la macrofauna del suelo, que es un componente importante dentro de los ecosistemas cumpliendo funciones como descomponedora y recicladora, mejorando las características físicas y químicas del suelo. Es escaso el conocimiento sobre la densidad poblacional y la biomasa de los macroinvertebrados en los suelos cafetaleros y es posible que las fuentes externas de nutrientes utilizadas pueden afectarlos e influir en los rendimientos del café. Por lo mencionado, se plantearon los objetivos de determinar el efecto de la pulpa de café y la fertilización química en el rendimiento y en la macrofauna edáfica del cultivo de café y determinar la rentabilidad de los tratamientos.

Materiales y Métodos El presente trabajo de investigación se realizó de octubre del 2007 a julio del 2008 en Cedropampa, distrito de Villa Rica, provincia de Oxapampa, departamento de Pasco, con una temperatura promedio de 20.30 C y precipitación acumulada de 1,429.4 mm durante el desarrollo del trabajo, en una plantación (variedad “Colombia”) de dos años y cinco meses de edad instalado en un suelo coluvial de textura franco, reacción extremadamente ácida (pH 4.3), contenido medio de materia orgánica y N total, contenido medio de fósforo y potasio disponible y con relaciones de Ca/Mg normales. La distancia de plantación fue de 1.80 m entre hileras y 1.00 m entre plantas (5,555 plantas ha-1), manejado con sombra regulada. Se estudiaron los siguientes tratamientos: T0,Testigo; T1, Fertilización química (200 N - 90 P2O5 - 200

K2O); T2, pulpa fresca de café de dos meses:33.33 t/ha (Base húmeda) y 27.99 t/ha (base seca); T3, pulpa descompuesta de café de un año: 33.33 t/ha (base húmeda) y 30.85 t/ha (base seca). La aplicación de los tratamientos se realizó en la etapa de floración, a inicios de las primeras lluvias, después de realizar el muestreo de suelo y el primer muestreo de la macrofauna; se realizó una sola aplicación para todos los tratamientos incluyendo el fertilizante químico. El modo de aplicación para todos los tratamientos fue en semicírculo, debajo de la proyección de la copa de la planta. La dosis de aplicación para el tratamiento T1 fue de 200 g por planta, para una producción estimada de 50 qq/ha, donde la dosis aplicada representa el 80% de la dosis normal recomendada (250 g/planta); para los tratamientos T2 y T3, la dosis fue de 6 kg por planta. Después de aplicar el fertilizante (T1), éste fue cubierto con hojarasca. El tratamiento T0 no recibió ninguna aplicación. El muestreo de la macrofauna se realizó de acuerdo con la metodología propuesta (1), siendo modificada colocando el monolito (25 cm x 25 cm x 5 cm) dentro del área de abonamiento. Primero se recolectó la hojarasca, luego se prosiguió a tomar las otras tres submuestras (0-5 cm, 5-10 cm y 10-15 cm de profundidad), haciendo un total de 4 submuestras por punto de muestreo.

Las submuestras obtenidas fueron colocadas en bolsas de polietileno debidamente etiquetadas, para su evaluación en el laboratorio. El primer muestreo se realizó antes de aplicar los tratamientos para tener los datos iniciales de densidad (individuos m-2) y biomasa (gramos m-2), luego se realizaron muestreos cada dos meses hasta el final de la cosecha sumando en total cinco evaluaciones incluyendo el muestreo inicial. Los muestreos se realizaron en plantas que no fueron evaluadas anteriormente, es decir, de las 10 plantas que estaban dentro del área neta de cada tratamiento fueron evaluadas cinco, una por vez. En el laboratorio las submuestras fueron colocadas en bandejas y con la ayuda de una pinza se separaron los macroinvertebrados que fueron colocados en frasquitos con una solución de 75% de alcohol. La macrofauna colectada tanto en el suelo como en la hojarasca fue contabilizada para determinar su densidad y luego fue pesada con la ayuda de una balanza analítica para obtener su biomasa.

Tanto el conteo como el pesado de la macrofauna se hicieron por cada tratamiento y cada repetición. Para el análisis de los

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resultados se adoptó el diseño experimental de bloques completos al azar (BCA), con 4 bloques y 4 tratamientos, aplicándose la prueba de Duncan (α = 0.05) para la comparación de medias. Se evaluaron: el rendimiento (kg ha-1) de café pergamino seco, la incidencia de la broca en frutos de la planta a los 120 días después de la floración y al final de la cosecha, el peso de cien granos de café pergamino seco, la densidad y biomasa de la macrofauna y la rentabilidad de los tratamientos. Para determinar el rendimiento de café pergamino seco y el peso de cien granos de café pergamino seco, los pesos obtenidos en cereza fueron convertidos a pergamino dividiendo cada valor entre el factor de conversión de 4.71, obtenido en base a una relación promedio de la zona de 260 kg de café cereza a 55.2 kg de café pergamino seco. Para determinar la densidad y biomasa de la macrofauna, los datos de cada punto de muestreo (25 x 25 cm,

Sin embargo, la fertilización química produjo numéricamente el mayor rendimiento de café pergamino seco con 3,207.06 kg ha-1 (58.10 qq/ha) por su mejor oferta de nutrimentos a las plantas. El rendimiento del tratamiento con pulpa descompuesta de café, fue numéricamente inferior al del tratamiento con fertilización química, suponiendo que hay una menor disponibilidad de nutrimentos para las plantas.

Esta inferioridad podría deberse a que la respuesta del cafeto a los abonos orgánicos no es inmediata, es decir, el cafeto requiere cierto tiempo para aprovechar los abonos en su nutrición y posiblemente esta respuesta se dará en la próxima campaña de café. El rendimiento del tratamiento T0 (testigo) fue de 2,993.48 kg ha-1 (54.23 qq/ha) de café pergamino seco.

Esto se pudo deber a la fertilidad media del suelo y a la edad de las plantas que cuando inician su primera producción son vigorosas, de entrenudos cortos que disponen la mayor concentración de savia y nutrimentos en los tejidos responsables de la producción de frutos.

lo que representa 1/16m2), fueron multiplicados por 16 para obtener las unidades de número de individuos por m2 (individuos m2) y las unidades de g m2; y para el análisis económico se determinó la relación beneficio/costo.

Resultados y Discusión Los resultados mostraron que en general, los tratamientos que recibieron las fuentes de abono, produjeron numéricamente, un mayor rendimiento en relación al testigo a excepción del tratamiento T2 (pulpa de café fresca), diferencias que no alcanzaron significación estadística (Cuadro 1)

El tratamiento con pulpa fresca de café, produjo 2,382.53 kg ha-1 (43.16 qq/ha) de café pergamino seco, siendo numéricamente inferior al tratamiento T0 (testigo). La disminución del rendimiento podría deberse a los efectos de las sustancias fitotóxicas que se producen durante la descomposición de abonos frescos, que pudieron haber causado un efecto inhibidor sobre las raíces, limitando posiblemente la absorción de agua y sales minerales por parte de la planta.

Los porcentajes de infestación de la broca a los 120 días después de la floración y al final de la cosecha fluctuaron entre 0.00 % y 1.75 %, sin diferencias estadísticas entre los tratamientos; pero el tratamiento T2 fue numéricamente superior a los otros tratamientos con 1.75 % de infestación en ambos períodos. Es importante tener en cuenta el porcentaje de infestación de la broca en este tratamiento porque la broca está presente en la pulpa fresca de café en proceso de descomposición y porque los adultos adyacentes se dirigen a la pulpa atraído

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por los olores y fluidos de la pulpa de café y luego suben del área de abonamiento hacia las ramas que mantienen a los frutos de café y lo infestan. Las plantas de café que no recibieron abonamiento orgánico no manifiestan la actividad de la broca, condición que se presenta en los cafetales bien manejados y desarrollándose en zonas altas y con temperaturas bajas como sucede en este caso.

Al final de la cosecha, se observa que el tratamiento T3 ya no presenta ataque por broca, esto podría deberse a que estas plantas posiblemente fueron menos atractivas para las brocas debido a que el abono dejó de liberar ciertos olores a medida que fue descomponiéndose; sin embargo se observa que los tratamientos T1 y T0 sí presentan daños causados por la broca cuando en la primera evaluación (120 días después de la floración) no presentaron ningún ataque, esto podría deberse a que posiblemente las brocas al detectar frutos sanos en las plantas de estos tratamientos, pudieron haber volado hacia ellas para poder infestarlas. Esto también pudo haber influenciado de alguna manera a que el tratamiento T3 no presente ningún ataque de broca en esta etapa. El mayor peso de 100 granos de café pergamino seco correspondió al tratamiento T1, pero no se diferenció estadísticamente del tratamiento T3; pero sí de los tratamientos T0 y T2 quienes obtuvieron menores pesos. El tratamiento T1 (fertilización química) obtuvo el mayor peso de 100 granos de café pergamino seco con 27.12 g, mas no difiere estadísticamente del tratamiento T3 con 26.46 g; esto se debe a que ambos tratamientos proporcionaron los nutrientes requeridos en los momentos de mayor absorción por parte de la planta, como son la floración y el crecimiento de los frutos. En el tratamiento T3 (pulpa de café descompuesta) el peso de 100 granos de café pergamino seco fue de 26.46 g, que no se diferenció estadísticamente del tratamiento T0 con 25.86 g, pero sí del tratamiento T2 con 230.63 g; esto podría deberse a que el tratamiento T3 no proporcionó oportunamente los nutrientes requeridos por la planta en esta campaña. Las aplicaciones de pulpa de café descompuesta favorecen cambios positivos en el pH del suelo, aumenta su permeabilidad, la agregación de partículas, de macro y microelementos, se incrementa la población de microorganismos y promueve una mayor eficiencia en la absorción de iones por las raíces de las plantas (4),

factores que van a contribuir al incremento de la producción de café en próximas campañas.

Las densidades de la macrofauna fluctuaron durante las cinco evaluaciones entre 408 individuos m-2 y 1,280 individuos m-2 (Cuadro1), sólo se encontraron diferencias estadísticas significativas entre los tratamientos a los cuatro meses después de la aplicación de tratamientos, en los cuales el tratamiento T3 obtuvo la mayor densidad de macrofauna con 1,280 individuos m-2, comportándose estadísticamente igual al tratamiento T0 y al tratamiento T2 con 1,036 individuos m-2 y 996 individuos m-2 respectivamente; el tratamiento T1 difirió estadísticamente de todos los tratamientos y es quién ostenta la menor densidad de macrofauna con 452 individuos m-2. Las biomasas de la macrofauna fluctuaron durante las cinco evaluaciones entre 4.87 g m-2 y 55.00 g m-2 (Cuadro 2), sólo se encontraron diferencias estadísticas significativas entre tratamientos a los ocho meses después de las aplicaciones de tratamientos, en los cuales el tratamiento T1 obtuvo la mayor biomasa (23.30 g m-2) diferenciándose numéricamente mas no estadísticamente de los tratamientos T2 con 14.88 g m-2 y T3 con 11.08 g m-2; el tratamiento T0 difirió estadísticamente de los otros tratamientos, y es el que ostenta la menor biomasa (4.87 g m-2). Los tratamientos durante las cinco evaluaciones no presentaron diferencias estadísticas significativas para la densidad ni para la biomasa de la macrofauna, excepto a los cuatro meses después de la aplicación de los tratamientos (densidad) y a los ocho meses (biomasa), esto podría deberse a la disponibilidad de alimento que encontró la macrofauna (3.1 % de materia orgánica) y a la textura media del suelo. A los cuatro meses después de la aplicación de los tratamientos, el tratamiento T1 es el que ostenta la menor densidad de macrofauna con 452 individuos m2, esto podría deberse posiblemente a los efectos tóxicos de los residuos de los fertilizantes. En el Cuadro 3, se muestra que las biomasas de la macrofauna fluctuaron durante las cinco evaluaciones entre 4.87 g m-2 y 55.00 g m-2, donde sólo se encontraron diferencias estadísticas significativas entre tratamientos a los ocho meses después de la aplicación de los tratamientos, el tratamiento T1 es el que ostenta la mayor biomasa de macrofauna con 23.30 g m-2, lo que podría deberse a la mayor presencia de lombrices dentro de las pocas especies que se

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encontraron en este tratamiento posiblemente por los efectos tóxicos de los fertilizantes minerales, donde las lombrices al presentar individualmente mayor peso que la mayoría de organismos en el suelo, hizo que este tratamiento obtenga la mayor biomasa de

Es importante tener en cuenta el efecto que pudo haber tenido la precipitación pluvial sobre la densidad y biomasa de la macrofauna durante el desarrollo del trabajo, se observa que a medida que aumentó o disminuyó la precipitación también aumentó o disminuyó en cierta forma la densidad y la biomasa de la macrofauna, pudiéndose suponer que existe una cierta relación entre ambos factores. En los cuadros 2 y 3 podemos observar cómo fue variando tanto la densidad y la biomasa de la macrofauna durante todo el período de evaluación, donde al octavo mes se puede observar con mayor claridad que tanto la densidad y biomasa de la macrofauna como la precipitación disminuyeron notablemente respecto al sexto mes. La actividad biológica se reduce o se detiene si el suelo se torna muy

macrofauna en este período. Muchas veces se reduce la diversidad de especies pero aumenta la población total de algunas, posiblemente porque disminuye la competencia por otros organismos (2).

frío o excesivamente seco y que el número de microorganismos, la fauna edáfica, la temperatura y la humedad cambian con las estaciones (3). Sin embargo, si tenemos en cuenta las densidades promedio de la macrofauna durante las cinco evaluaciones, el tratamiento T2 fue el que obtuvo numéricamente la mayor densidad de macrofauna con 880 individuos m-2, lo que podría deberse a que se estimuló la vida en el suelo al incorporarse abono orgánico fresco. Al comparar los tratamientos donde se utilizó la pulpa de café, el tratamiento T3 produjo una densidad promedio menor (743.20 individuos m-2) que el tratamiento T2, esto podría deberse a que el tratamiento T3 fue quizás al inicio menos atractiva para los organismos debido a que pasó por un previo proceso de

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descomposición. El tratamiento T1 ostenta la menor densidad promedio de la macrofauna durante las cinco evaluaciones con 591,20 individuos m-2, debido a los efectos tóxicos que tienen los fertilizantes minerales sobre los organismos del suelo (3). En cuanto a la biomasa promedio de la macrofauna durante las cinco evaluaciones el tratamiento T3 obtuvo numéricamente la mayor biomasa con 31.98 g m-2 a pesar de no haber obtenido numéricamente la mayor densidad promedio, esto podría deberse a que presentó una mayor cantidad de lombrices durante las cinco evaluaciones comparado a los demás tratamientos que posiblemente permitieron obtener una mayor biomasa; las lombrices constituyen la mayor parte de la biomasa animal en muchos suelos, aunque sus poblaciones pueden variar considerablemente entre 0 y 1,300 individuos m-2, es decir de 0 a 300 gramos m-2 (2). El tratamiento T2 a pesar de haber obtenido numéricamente la mayor densidad promedio de macrofauna durante las cinco evaluaciones no obtuvo la mayor biomasa promedio, lo que podría deberse al aumento de la diversidad de organismos, dentro de las cuales también se encuentran los predatores por las condiciones adecuadas que encontraron en este tratamiento como la disponibilidad de alimento, humedad, etc., donde estos predatores posiblemente se alimentaron de las lombrices o de sus huevos, disminuyendo así su densidad y por ende la biomasa promedio de este tratamiento, ya que las lombrices como se mencionó anteriormente son las que constituyen la mayor parte de la biomasa animal en muchos suelos. Finalmente, el mayor índice de rentabilidad fue obtenido por el tratamiento T0 con 3.62, debido a los menores costos de producción y al rendimiento alcanzado de café pergamino seco (2,993.47 kg ha-1). El segundo mejor tratamiento en lo que respecta al índice de rentabilidad, correspondió al tratamiento T1 con 2.15, debido a que obtuvo el mayor rendimiento de café pergamino seco con 3,207.06 kg ha-1. El

tratamiento T2 obtuvo uno de los menores índices de rentabilidad con un valor 2.07 debido al bajo rendimiento de café pergamino seco, seguido del tratamiento T3 quien ostenta el menor índice de rentabilidad con un valor de 1.62, debido al mayor costo de producción.

Conclusiones El tratamiento T1 (fertilización química) produjo el más alto rendimiento de café pergamino seco y el menor rendimiento lo obtuvo el tratamiento T2 (pulpa de café fresca), sin embargo no se diferenciaron estadísticamente El tratamiento T2 estimuló una mayor densidad promedio de macrofauna y el tratamiento T1 la menor densidad promedio de macrofauna durante las cinco evaluaciones.

El tratamiento T3 (pulpa de café descompuesta) determinó la mayor biomasa promedio de macrofauna y el tratamiento T0 (testigo) la menor biomasa promedio de macrofauna durante las cinco evaluaciones.

El tratamiento T0 y el tratamiento T1 fueron más rentables con índices de rentabilidad de 3.62 y 2.15 respectivamente.

Bibliografía

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Villingen-Schwenningen, Alemania, Neckar-Verlag. 2001.

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BACTERIAS RIZOSFÉRICAS CON POTENCIALIDADES FISIOLÓGICAS PARA ELIMINAR MATERIA ORGÁNICA DE AGUAS RESIDUALES Irina SALGADO-BERNAL1*, Carmen DURÁN-DOMÍNGUEZ2, Mario CRUZARIAS1, María Elena CARBALLO-VALDÉS1 y Armando MARTÍNEZSARDIÑAS1

1 Facultad

de Biología. Departamento de Microbiología y Virología, Universidad de La Habana. Calle 25 No. 455 entre J e I, Vedado. Código Postal 10400. Ciudad de La Habana, Cuba. irina@fbio.uh.cu 2 Facultad de Química. Conjunto E. Universidad Nacional Autónoma de México. Paseo de la Investigación Científica, Ciudad Universitaria, Delegación Coyoacán. 04510 México D.F.

(Recibido junio 2010, aceptado octubre 2011) Palabras clave: bacterias rizosféricas, materia orgánica efluente, tratamiento de aguas RESUMEN La contaminación de las aguas constituye actualmente un grave problema ambiental y dentro de los contaminantes de interés se encuentra la materia orgánica efluente (MOEf), que está compuesta por elementos complejos y heterogéneos, entre ellos carbohidratos, proteínas y ácidos grasos. Debido a las ventajas que ofrece la utilización de agentes biológicos para la eliminación de estos contaminantes, en el trabajo se caracterizan las potencialidades de 58 cepas bacterianas, obtenidas de la rizosfera de plantas hidrófitas de Typha dominguensis, para la remoción de materia orgánica, con el fin de ser utilizadas posteriormente como herramientas en el tratamiento de aguas residuales. Se realizaron ensayos de asimilación de cinco carbohidratos, incluyendo monosacáridos, disacáridos y polisacáridos; ensayos de hidrólisis de dos proteínas e hidrólisis de un compuesto lipí- dico. Con 13 cepas seleccionadas se determinó la remoción de DQO de un agua residual sintética compleja, de forma individual y en consorcios bacterianos.

Veintiún cepas (36 % de las cepas aisladas) mostraron respuestas satisfactorias para asimilar diferentes fuentes de carbono e hidrolizar proteínas y lípidos. De ellas 13 aislados seleccionados mostraron niveles de remoción de DQO por encima de 50 % frente a un efluente complejo en un tiempo de sólo 72 horas, resultado que se comportó de manera semejante al emplear consorcios conformados por estas cepas. Los resultados permiten concluir que las cepas estudiadas podrían ser utilizadas potencialmente para su posterior incorporación en un sistema de tratamiento de aguas y contribuir a la remediación de efluentes.

Key words: rhizospheric bacteria, effluent organic matter, water treatment ABSTRACT The contamination of waters constitutes a serious environmental problem at the moment and within the interest polluting agents is effluent organic matter (EfOM), composed by complex and heterogenous elements, among them carbohydrates, proteins and fatty acids. Due to advantages that offers the use of biological agents for the elimination of these pollutants, in present work we characterized the potentialities of 58 bacte- rial strains, obtained from rhizosphere of hydrophytes (Typha dominguensis), for the

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removal of organic matter, with the purpose of being used later like tools in residual water treatment. Assimilation tests were performed with five carbohydrates, including monosaccharides, disaccharides and polysaccharides, hydrolysis tests for two proteins and hydrolysis of a lipidic compound. COD reduction was determined with 13 selected strains of a complex synthetic wastewater, individually and with bacterial consortia.

21 strains (36 % of isolates) showed satisfactory results to assimilate different carbon sources and hydrolyze proteins and lipids. Of these, 13 selected isolates showed COD removal levels above 50 % from a complex effluent in 72 hours, this result behaved similarly with the use of consortia formed by these strains.

The results show that the studied strains could potentially be used for subsequent incorporation into a water treatment system and contribute to the remediation of effluents.

INTRODUCCIÓN La contaminación de las aguas constituye actual- mente un grave problema ambiental en el contexto global como consecuencia de la industrialización, globalización, crecimiento poblacional y urbaniza- ción (UN-Water 2006), además debido a que los re- siduales son vertidos directamente a los ecosistemas acuáticos sin tratar o con tratamientos deficientes. Un importante efecto de la contaminación orgánica o biológica es el peligro para la salud. En los sistemas de alcantarillado, que llevan aguas servidas sin tratamiento a los ríos, lagos y mares, produce la proliferación de microorganismos que causan enfermedades como el cólera, la tifoidea y la hepatitis, las que se adquieren principalmente por beber agua contaminada o por consumir frutas o verduras regadas con agua contaminada.

Por otra parte, los excrementos, fertilizantes y detergentes contienen nitrógeno y fosfato, los que permiten un acelerado crecimiento de algas presentes en los cuerpos de agua. Cuando las algas mueren, se depositan en el fondo y sirven como alimento para las bacterias. Tanta comida permite un aumento de la cantidad de bacterias en el agua. A su vez, las bacterias consumen oxígeno, quedando muy poco para los otros seres vivos del agua, principalmente insectos y peces, los que mueren por falta de oxígeno. Este proceso se llama eutroficación y, en casos extremos, podría producir la muerte de toda forma de vida en un cuerpo de agua (Aguamarket 2006). Las aguas residuales municipales están compuestas de materia orgánica, nutrientes (fundamentalmente nitrógeno y fósforo), cantidades traza de compuestos orgánicos recalcitrantes y metales (Bitton 2005).

Dentro de estos contaminantes reviste gran interés la eliminación de la materia orgánica efluente (MOEf), que está compuesta por elementos complejos y he- terogéneos. Entre ellos se encuentran carbohidratos, proteínas, ácidos grasos, entre otros (Jarusutthirak et al.

2002). Es una combinación de la materia orgánica natural (MON), productos microbianos solubles (PMS) y sustancias químicas perjudiciales (Shon y Vigneswaran 2006). Las sustancias orgánicas en- contradas en un agua doméstica típica consisten en 40-60 % proteínas, 25-50 % carbohidratos y 10-30 % lípidos (Cammarota y Freire 2006, Xia et al. 2007).

A las aguas residuales también se les llama aguas servidas, fecales o cloacales, Son residuales, habiendo sido usada el agua, constituyen un residuo, algo que no sirve para el usuario directo; y cloacales porque son transportadas mediante cloacas (del latín cloaca, alcantarilla), nombre que se le da habitualmente al colector. Algunos autores hacen una diferencia entre aguas servidas y aguas residuales en el sentido que las primeras solo provendrían del uso doméstico y las segundas corresponderían a la mezcla de aguas domésticas e industriales. En todo caso, están constituidas por todas aquellas aguas que son conducidas por el alcantarillado e incluyen, a veces, las aguas de lluvia y las infiltraciones de agua del terreno.

Las aguas residuales se componen, básicamente, de un 99,9% de agua en su estado conocido como de agua potable y de, un 0,1% por peso de sólidos, sean éstos disueltos o suspendidos. Este 0,1% referido es el que requiere ser removido para que el agua pueda ser reutilizada. El agua sirve o actúa como medio de transporte de estos sólidos, los que pueden estar disueltos, en suspensión o flotando en la superficie del líquido (Aguamarket 2006).

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Los tratamientos fisicoquímicos permiten la remoción parcial de la carga orgánica, pero el costo de los reactivos que se utilizan es alto y la remoción de la demanda química de oxígeno es pobre, por tanto, es deseable el empleo de otros procesos como los biológicos (Vidal et al.

2000). Actualmente se ha puesto gran énfasis en la biotecnología ambiental y el desarrollo sostenible, en particular las técnicas biológicas pueden ser eficazmente aplicadas en la remediación de aguas contaminadas por contami- nantes orgánicos (Wolfe et al. 1996, Gentry et al., 2004).

La estrategia de las tecnologías de biorremediación es el uso de diferentes vías metabólicas y el incremento de los procesos de degradación autóctonos para eliminar o al menos reducir las sustancias contaminantes indeseables. Debido a que casi todos los productos naturales y gran número de compuestos sintéticos son degradados por las bac- terias, independientemente de su peso molecular o complejidad estructural, estos microorganismos se han convertido en un factor clave en la biorreme- diación (Wagner y Loy, 2002, Fabiano et al. 2003, Bitton 2005) y desempeñan un papel importante en los sistemas como las plantas de tratamiento de aguas (Llagas y Gómez 2006).

El material orgánico biodegradable es oxidado bioquímicamente por bacterias heterotróficas bajo condiciones aerobias, resultando en la producción de dióxido de carbono, agua, amonio y nueva bio- masa (Madigan et al. 2003). Además de asimilar estos compuestos directamente, las bacterias pue- den actuar sobre ellos hidrolizándolos, como paso previo a su incorporación. La hidrólisis microbiana es un proceso a través del cual las macromoléculas son hidrolizadas a oligómeros y monómeros por la actividad microbiana antes de ser posteriormente degradadas, como por ejemplo aminoácidos, péptidos, monosacáridos y largas cadenas de ácidos grasos. La hidrólisis microbiana, por tanto, es el paso esencial en la degradación de la materia orgánica en las plan- tas de tratamiento de aguas (Dueholm et al. 2001, Morgenroth et al. 2002). Esta hidrólisis es realizada por exoenzimas excretadas por microorganismos hidrolizantes (Gessesse et al. 2003). Las enzimas hidrolíticas son primeramente encontradas asocia- das con las superficies celulares, donde la hidrólisis y la liberación de las macromoléculas degradadas parcialmente son repetidas hasta que los fragmentos

hidrolíticos son suficientemente pequeños como para ser asimilados por los microorganismos (Shon y Vigneswaran 2006).

Para la selección de microorganismos que pue- dan potencialmente influir sobre la disminución de la materia orgánica de los efluentes es importante estudiar la capacidad asimilativa de diferentes car- bohidratos (Shon y Vigneswaran 2006), incluyendo monosacáridos, disacáridos y polisacáridos, la capa- cidad para producir proteasas (organismos hidroli- zantes de proteínas) (Xia et al. 2007) y la producción de lipasas (Gupta et al. 2004). Además estudiar las potencialidades para la disminución de la DQO, la demanda química de oxígeno (DQO) es un parámetro que mide la cantidad de materia orgánica susceptible de ser oxidada por medios químicos que hay en una muestra líquida. Se utiliza para medir el grado de contaminación y se expresa en miligramos de oxígeno diatómico por litro (mg O2/l). Aunque este método pretende medir exclusivamente la concentración de materia orgánica, puede sufrir interferencias por la presencia de sustancias inorgánicas susceptibles de ser oxidadas (sulfuros, sulfitos, yoduros...).

La DQO está en función de las características de las materias presentes, de sus proporciones respectivas, de las posibilidades de oxidación, etc. Por eso, la obtención de los resultados y su interpretación no serán satisfectorioos más que en condiciones metodologicas bien definidas y estrictamente respetadas (Bourgeois-Gavardin, J, 1985). A partir de agua residual contaminada, ya sea en forma individual o en consorcios microbianos. Los microorganismos rizosféricos, en particular, tienen una importante contribución en la degrada- ción y remoción de contaminantes (Chaudhry et al. 2005); han sido reportadas numerosas bacterias aisladas de la rizosfera de plantas por sus capacidades degradativas (Atterby et al. 2002). Esto sugiere que la introducción de este grupo de microorganismos, con características fisiológicas para la degradación de varios contaminantes podrían incrementar la remediación en un sistema de tratamiento determinado (Tabacchioni et al. 2002).

Teniendo en cuenta estos antecedentes en este trabajo se caracterizan las potencialidades de 58 cepas bacterianas rizosféricas para la remoción de materia orgánica, con el fin de ser utilizadas poste- riormente como herramientas en el tratamiento de aguas residuales.

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MATERIALES Y MÉTODOS Aislamiento de bacterias rizosféricas Se aislaron bacterias provenientes de la rizosfera de plantas hidrófitas de la especie Typha dominguen- sis. Estas plantas se seleccionaron de tres humedales naturales cercanos entre sí, pertenecientes a la cuenca hidrográfica Almendares-Vento, Ciudad de La Haba- na, Cuba, con la siguiente ubicación: Humedal 1- Lat. 23º 02.323’ Long. 82º 24.002’, Humedal 2- Lat. 23º 02.863’Long.082º 23.443’, Humedal 3- Lat. 23º 03.318’Long. 082º 24.014’. Las bacterias rizosféricas saprofitas, conocidas en la literatura con el acrónimo PGPR (del inglés “Plant Growth Promothing Rhizobacteria”), desempeñan funciones importantes para la planta (control biológico de patógenos, soubilización (movilización) de fosfatos, fijación de N2 o fitoestimulacion, al facilitar la emergencia o el enraizamiento. El atributo de rizobacterias refiere la capacidad de dichos microorganismos para colonizar agresivamente las interfaces suelo-raíz, donde mantienen poblaciones de individuos a un nivel que permite su efectividad.

Se siguió el protocolo propuesto por Muratova et al. (2003). Se removió el suelo no rizosférico de las raíces; la raíz con suelo rizosférico adherido se lavó en 100 mL de agua destilada y se agitó por 30 minutos. Se dejaron sedimentar las partículas de suelo y con la suspensión se prepararon diluciones seriadas desde 10–1 a 10–7. Se hicieron 3 réplicas en placa de cada dilución en agar nutriente y se incubó a 30 ºC (temperatura del lugar de muestreo) por 48 horas. Se seleccionaron las colonias con características visibles diferentes de cada muestra y se conservaron en agar nutriente, plano inclinado, a 4 ºC. Los aislados fueron caracterizados teniendo en cuenta su morfología y respuesta fisiológica a la tinción de Gram, usando el método diferencial de tinción de Gram (Prescott 2002) y la observación en el microscopio óptico (objetivo 100).

Asimilación de materia orgánica Las cepas se sembraron por estría y por duplicado en un medio sólido para evaluar la asimilación de carbono (“Carbon Assimilation Medium-CAM”) (Atlas y Parks 1993).

Los carbohidratos utilizados fueron los monosacáridos glucosa, manosa y xilosa, el disacárido lactosa y el polisacárido almidón.

Para la selección de estos compuestos se tuvo en cuenta que el porcentaje de monosacáridos en MOEf sigue el siguiente orden: glucosa > manosa > xilosa (Shon y Vigneswaran 2006) y que la lactosa y el almidón son compuestos encontrados con frecuencia en los efluentes.

La composición del CAM (por litro) fue: solución de agar 500 mL, medio mineral basal 500 mL; pH 6.5 ± 0.1, 25 ºC. Medio Mineral Basal (composi- ción por 500 mL): Carbohidrato 10 g, NaCl 5 g, NH4HPO4 1.0 g, K2HPO4 1.0 g, MgSO4.7H2O 0.1 g. La solución de agar se esterilizó en autoclave por 15 minutos a 121 ºC y el medio mineral basal se esterilizó por filtración.

Los inóculos de partida fueron cultivos en caldo nutriente (CN) de 24 horas de crecimiento.

La lectura se realizó mediante la observación o no de crecimien- to en presencia de cada carbohidrato.

Producción de proteasas Se evaluó la capacidad para la hidrólisis dos proteínas: caseína y gelatina, teniendo cuenta las pruebas reportadas por Vidal et (2002) y Xia et al. (2007) para evaluar actividad proteolítica.

de en al. la

Hidrólisis de la caseína La capacidad para hidrolizar la caseína se deter- minó de acuerdo con la metodología descrita por Prescott (2002). Para ello las cepas bacterianas se sembraron en un medio con caseína que constó de dos fracciones: 1. TSA (20 g en 250 mL de agua destilada), 2. Leche descremada (10 g en 250 mL de agua destilada).

Cada fracción se esterilizó por separado. La solución de caseína se esterilizó a 115 ºC durante 30 minutos. Luego se dejaron enfriar hasta 45 ºC, se mezcló y se repartió el medio en cajas de Petri. Las cepas se sembraron mediante una estría central gruesa y se incubaron durante 5 días a 30 ºC. La lectura de la prueba se realizó observando la aparición de un halo transparente alrededor del crecimiento bacteriano, cuando la bacteria es capaz de hidrolizar la caseína.

Producción de lipasas Se evaluó utilizando un compuesto de Tween, ya que las lipasas son generalmente producidas en car- bono lipídico como aceites, ácidos grasos, glicerol o Tweens (Gupta et al. 2004).

Hidrólisis del Tween 80 Se empleó el medio Agar - Tween (Prescott 2002): peptona 10 g, cloruro de sodio 5 g, cloruro de

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calcio 0.1 g, agua destilada 1L, Tween 80 (monooleato de polietilen sorbitan, éster del ácido oléico) 10 mL, agar 15 g, pH final 7.0-7.4.

Las placas se inocularon sembrando con una estría y se incubó a temperatura óptima durante 1 a 7 días.

Cuando el microorganismo es capaz de hidrolizar el Tween 80 aparece en el medio de cultivo un precipi- tado alrededor del crecimiento bacteriano debido a la combinación del Ca2+ y los ácidos grasos liberados por la hidrólisis. Cuando la bacteria no presenta la capaci- dad para hidrolizar el Tween no se observa precipitado.

Remoción de DQO de agua residual sintética Estos ensayos se realizaron con 13 cepas selec- cionadas (TAN221, TAN229, TAN118, TAN119, TAN316, TAN1111, TAN1113, TAN1115, TAN219, TAN117, TAN216, TAN3110, TAN217) y con los si- guientes consorcios: G+ (TAN117, TAN119, TAN316, TAN229), G- (TAN1111, TAN118), C1S (TAN117, TAN1111, TAN118, TAN229) y C12S (TAN117, TAN1111, TAN118, TAN229, TAN119, TAN316).

Composición residual

de

agua

Se preparó agua residual sintética compleja con una demanda química de oxígeno, DQO, de 500 mg/L, contenido de nitrógeno, N, de 30 mg/L y un contenido de fósforo, P, de 6 mg/L, para lograr el agua residual de tipo sanitario de contaminación promedio, según la literatura (Metcalf and Eddy1991). Ver cuadro I.

Enfrentamiento de cepas al agua residual sintética Se realizó el crecimiento bacteriano, de las cepas individuales, en medio de cultivo CN a 30 ºC, 100 r min–1, por 24 horas, se filtró la cantidad de cultivo deseada para el

enfrentamiento con equipo Millipore (0.2 μm), se lavó el filtro y se inoculó en el agua residual sintética compleja a un pH 7, temperatura de 30 oC y 72 horas de contacto. En el caso del ensayo con las cepas individuales se inocularon en cada filtro de manera independiente y para el ensayo de consorcios se inocularon las diferentes cepas correspondientes sobre el mismo filtro. En todos los casos la inocula- ción fue de 1 % (V/V) de cada cultivo bacteriano en el agua residual sintética.

Determinación de DQO Antes de realizar el ensayo se centrifugó el agua residual con biomasa a 10 000 r min–1 durante 10 minutos, para separar la biomasa del sobrenadante y se filtró cada solución con un equipo Millipore. La DQO se determinó por el método colorimétrico de reflujo cerrado (APHAAWWA-WPCF 1992).

Análisis estadísticos Se utilizó el paquete estadístico Statistic 6.1; para comprobar la normalidad y la homogeneidad de la varianza de las muestras se realizaron las pruebas de Kolmogorov- Smirnov y Bartlett, respectivamente. Luego se realizó ANOVA de clasificación simple; las medias se compararon utilizando la prueba de Student Newman Keuls paramétrica (SNK) (p = 0.05).

Caracterización micromorfológica, tintorial y cultural Ubicación en grupos del Manual de Bergey Para la descripción de las características morfológicas y tintoriales (diferenciación entre bacterias Gram positivas [G+] y Gram negativas [G-]) se empleó el método de la Tinción de Gram.10 Las preparaciones se observaron en un microscopio óptico (ocular 16x, objetivo 100x).

Las características culturales se observaron mediante la siembra, de cada aislado, por agotamiento en medio Agar Nutriente (BIOCEN, Cuba) y la descripción de su crecimiento, después de la incubación a 30 °C, por 24 h.

Adicionalmente, en el caso de las bacterias G+ se realizó la técnica de tinción con verde malaquita para la observación de la presencia o no de esporas.11 Las G- se sembraron por punción en tubos con medio Agar Nutriente sin inclinación (prueba Agar Anaerobio),10 para la evaluación del crecimiento en función del oxígeno.

Teniendo en cuenta todas las descripciones anteriores, los aislados se ubicaron en grupos taxonómicos, según el Manual de Bergey de Bacteriología Sistemática12.

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Pruebas de transformación del nitrógeno Se determinó la reducción del nitrato según Harrigan y McCance,11 la oxidación de amonio (Medio para Bacterias Oxidadoras de Amonio), la oxidación de nitrito (Medio para Bacterias Oxidadoras de Nitritos) y la amonificación (Medio para Bacterias Amonificantes), según las metodologías informadas por Atlas.13.

Acumulación de fosfato Se empleó un medio base líquido,13 se inocularon los aislados y se dejaron en interacción con el medio 72 h, a 30 ºC y 100 r . min-1. Para el análisis de las disoluciones se utilizó el método analítico del molibdato de amonio y el cloruro de estaño.15 Resistencia a metales pesados Se realizó según la metodología empleada por Anisimova et al.16 Se emplearon placas de agar nutriente suplementadas con disoluciones de sales metálicas y se ensayaron los metales que se describen a continuación a las concentraciones siguientes: plomo (Pb2+): 1,0 mmol . L-1, 2,0 mmol . L-1, 3,0 mmol . L-1, cromo (Cr6+): 1,0 mmol . L1, 2,0 mmol . L-1, 3,0 mmol . L-1, cadmio (Cd2+): 0,6 mmol . L-1, 1,2 m mol . L-1, 1,8 mmol . L-1 y mercurio (Hg2+): 0,01 mmol . L-1, 0,02 mmol . L1, 0,03 mmol . L-1. Estas concentraciones se seleccionaron teniendo en cuenta los límites máximos permisibles normados en aguas para cada metal, según la norma cubana17. Se sembraron los aislados, se incubó a 30 °C por siete días y se observó el crecimiento cada 24 h.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN Aislamiento de bacterias rizosféricas Se obtuvieron 58 aislados bacterianos pro venientes de la rizosfera de las plantas de Typha dominguensis. De ellos el 74 % mostró morfología bacilar, el 14 % morfología cocobacilar y el 12 % cocoide. Además, el 66 % presentó respuesta positiva a la tinción de Gram y el 34 % respuesta negativa a la prueba. Los resultados muestran que la composición de las bacterias encontradas en cuanto a morfología y respuesta a la tinción de Gram es variada, lo cual extiende las posibilidades de encontrar bacterias con diferentes características fisiológicas, bioquímicas y metabólicas. Estos resultados coinciden con lo

esperado, teniendo en cuenta que en la rizosfera se encuentra mayor densidad de población y variedad de microorganismos que en el resto del suelo, debido a la liberación de grandes cantidades de materia orgánica en forma de exudados, lisados y mucílagos por parte de las raíces (Dakora y Phillips 2002).

En diferentes artículos se ha reportado mayor representación de bacterias G– que G+, así como mayor representación de bacterias con morfología bacilar en los aislamientos realizados a partir de la rizosfera de plantas (Halda 2003, Halda 2004, Hallberg y Johnson 2005). Estos datos coinciden con los resultados mostrados en cuanto a la prevalencia de morfología bacilar en los aislados obtenidos, lo que podría ser explicado por la gran influencia de bacterias (ya sea G+ ó G–) con este tipo de morfología, la cual presentan una gran variedad de géneros bacterianos, en las interacciones que se establecen entre la planta y los microorganismos en la zona rizosférica. No obstante se encontró diferencia en la distribución de la respuesta a la tinción de Gram, lo cual puede ser consecuencia de que la composición de la comunidad microbiana rizosférica está primariamente determinada por las especies de plantas junto con los factores ambientales (Muratova et al.2003) presentes en el suelo, por lo que en todos los estudios de aislamientos no se obtendrán obligato- riamente iguales resultados.

Asimilación de carbohidratos por las cepas rizosféricas El porcentaje de cepas con capacidad para asimi- lar los diferentes carbohidratos estudiados varió en dependencia del compuesto en cuestión. El 95 % de las cepas creció en presencia de glucosa como fuente de carbono, el 64 % en manosa, el 62 % en xilosa, el 64 % en lactosa y el 81 % en almidón. En la figura 1 se observa cómo se detectó el crecimiento.

El mayor porcentaje obtenido con la glucosa puede ser debido a que este monosacárido es una fuente de carbono utilizada por un amplio número de bacterias, por presentar enzimas constitutivas para su utilización, a diferencia de lo que ocurre para otros carbohidratos, cuando sólo en presencia de estos se induce en la célula la síntesis de las enzimas invo- lucradas en su catabolismo (Madigan et al.

2003).

15

Los porcentajes obtenidos, en todos los casos, estuvieron por encima de 50, lo cual indica que gran parte de las cepas estudiadas presentaron versatilidad en la utilización de fuentes de carbono para su crecimiento y por tanto para la eliminación de estos compuestos del medio en que se encuentren presentes. Esta observación es aún más notable teniendo en cuenta la variedad de carbohidratos estudiados, monosacáridos (glucosa, manosa y xilosa), disacáridos (lactosa) y polisacáridos (almidón). Los carbohidratos constituyen aproximadamente el 40 % de la compo- sición orgánica del agua residual (Jarusutthirak et al. 2002), por lo que es importante la obtención de cepas con capacidad variada para la utilización de estos compuestos.

A partir de un análisis combinado de los resul- tados del comportamiento de cada cepa frente a los cinco carbohidratos estudiados se obtuvo que el 41 % de las cepas mostró asimilación de los cinco carbohidratos estudiados y el 76 % asimi- ló al menos tres de los carbohidratos ensayados.

Río Almendares, ubicado en Ciudad de La Habana, Cuba. Actualmente el cauce principal de este río pre- senta una situación higiénico-sanitaria crítica, como consecuencia de las descargas que recibe de aguas residuales urbanas e industriales sin tratamiento o con tratamiento ineficiente.

Aproximadamente 70 fuentes contaminantes de diferentes tipos vierten sus aguas residuales a este río, por lo que se estima la existencia de altos niveles de contaminación (Lima et al. 2005). Estos niveles de contaminación pueden haber influido en que las bacterias desarrolladas en esa zona presenten características para adaptarse a la utilización de una amplia gama de carbohidratos y que a su vez presenten potencialidades para la utilización de sus capacidades degradadoras en la biorremediación.

En el caso de estudios con microorganismos rizosféricos los factores como la planta específica a partir del cual son obtenidos y los factores ambientales existentes en el sitio de aislamiento, a largo plazo, son los que promueven la eficiencia de aplicación futura de un microorganismo en la remediación (El Fantroussi y Agathos 2005).

Fig. 1. Muestra de la variedad de acciones de los aislados sobre los compuestos estudiados: (A) Asimilación de carbohidratos, se ob- serva crecimiento en caso de asimilación del compuesto; (B) Hidrólisis de caseína, aparición de halo transparente alrededor del crecimiento en caso de hidrólisis; (C) Hidrólisis de lípidos, precipitado alrededor del crecimiento bacteriano en caso de hidrólisis

Este último valor corrobora que de las 58 cepas la mayoría presentó capacidad para la utilización de diferentes compuestos como fuente de carbono, lo que coincide con algunos reportes realizados de bacterias rizosféricas aisladas de diferentes especies vegetales (Muratova et al. 2003), pero es un resultado que destaca entre los trabajos de este tipo realizados, pues las cepas obtenidas presentan gran variedad de respuestas.

Los resultados están en estrecha relación con el lugar de donde fueron aisladas estas bacterias, las plantas se seleccionaron de humedale cercanos al

Además, los resultados se encuentran relacionados también con la diversidad encontrada en la caracterización morfológica y en la respuesta fisiológica a la tinción diferencial de Gram, la diversidad de características encontradas puede ser reflejo de la variedad de géneros y especies que pueden estar presentes, lo cual podría influir en los diferentes comportamientos frente a los compuestos ensayados.

Actividad multienzimática (producción de proteasas y lipasas) por las cepas rizosféricas

16

Gran número de los aislados bacterianos estudiados hidrolizaron los diferentes compuestos ensayados: 47 % hidrolizó la caseína, 36 % hidrolizó la gelatina y el 38 % hidrolizó el Tween 80. En la figura 1 se observan los resultados positivos debido a que no todas las bacterias presentan la capacidad para hidrolizar proteínas y lípidos, por lo que las bacterias que lo realizan resultan atractivas para su utilización en el posible tratamiento de estos compuestos, que en ocasiones resultan, difíciles de eliminar de las aguas. Además, ya que las proteínas constituyen el 50 % de la composición del agua residual típica y las grasas y aceites el 10 % (Jarusutthirak et al. 2002), se hace más importante aún contar con microorganismos que eliminen estos contaminantes.

El cuadro II muestra el análisis realizado con respecto a la actividad multienzimática presentada por las cepas, utilizando como indicadores la capacidad de hidrólisis de más de un compuesto.

Los porcen- tajes obtenidos no son altos numéricamente, pero teniendo en cuenta que estas actividades enzimáticas no son encontradas en todos los microorganismos constituyen resultados interesantes para la selección de cepas con capacidades biorremediantes.

CUADRO II. ACTIVIDAD MULTIENZIMÁTICA DE LAS58 CEPAS BACTERIANAS Párametros % cepas Caseína + Gelatina Caseína + Tween 80 Gelatina + Tween 80 Caseína + Gelatina + Tween 80

17 24 16 9

De los 58 aislados estudiados los que presentaron mejores resultados en las pruebas realizadas fueron TAN221 y TAN229, pues ambos fueron los únicos que presentaron asimilación de los cinco carbohidratos ensayados y actividad multienzimática frente a caseína, gelatina y Tween 80.

Además de estos dos, otros también podrían ser utilizados como agentes biorremediantes: TAN118, TAN119, TAN316, TAN317, TAN1111, TAN1113, TAN1115, TAN127, TAN214, TAN219, TAN315, que presentaron asimi- lación de los cinco carbohidratos e hidrólisis de dos compuestos; TAN117 y TAN216, que presentaron asimilación de al menos tres o cuatro carbohidra- tos y tres enzimas y TAN116, TAN3110, TAN321, TAN213, TAN215, TAN217, que presentaron asimi- lación de tres o cuatro carbohidratos y dos enzimas. De estas

21 cepas, se seleccionaron 13 (TAN221, TAN229, TAN118, TAN119, TAN316, TAN1111, TAN1113, TAN1115, TAN219, TAN117, TAN216, TAN3110,

TAN217) para ser estudiadas con respecto al enfrentamiento directo al agua residual sintética, teniendo en cuenta que además de presentar características fisiológicas para eliminar materia orgánica también mostraron respuestas positivas frente a otros experimentos relacionados con la contaminación, realizados en otros estudios.

Fig. 2. Valores medios (± error estándar) de la remoción de DQO del agua residual sintética por aislados independientes.

Letras diferentes indican diferencias significativas (P<0.05) entre muestras.)

Remoción de DQO de agua residual sintética por aislados bacterianos independientes En la figura 2 se observan los resultados del enfrentamiento de los aislados, de manera independiente, al agua residual sintética. Los 13 aislados bacterianos mostraron remoción de DQO, observándose que no existió diferencia significativa desde el punto de vista estadístico entre los porcentajes de remoción.

Hay que destacar que el 92.31 % de las cepas presentaron niveles de remoción por encima del 50 %, lo cual es un resultado importante teniendo en cuenta que se empleó agua residual con características de agua residual media, por lo que la DQO inicial fue elevada. La cepa que mayor remoción presentó fue TAN 217 con 122.81 %.

Existen reportes de gran número de bacterias que pueden realizar la remoción de materia orgánica de un agua contaminada, debido a que muchas de ellas emplean como fuente de carbono y energía para su crecimiento a estos compuestos. Los resultados de este trabajo resaltan teniendo en cuenta que se trabajó con un agua compleja que presentó como fuente de

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materia orgánica una variedad de compuestos que no pueden ser todos utilizados por todas las bacterias y aún así se observó una acción positiva en la disminución de la DQO en el efluente tratado. Teniendo en cuenta los valores de remoción, las 13 cepas podrían potencialmente ser empledas como agentes para la eliminación de materia orgánica de residuales domésticos complejos, de forma rápida, teniendo en cuenta que la interacción de las biomasas bacterianas con el agua residual fue de 72 horas.

es el que incluye menor cantidad de cepas en su conformación, con sólo dos representantes.

El mayor o menor nivel de remoción depende en primera instancia de las características de cada especie bacteriana y de las potencialidades para realizar el proceso en cuestión; además de las Fig. 3. Valores medios (± error estándar) de la remoción de DQO del agua residual sintética por los consorcios bacterianos conformados. Letras diferentes indican diferencias significativas (P<0.05) entre muestras.)

Los resultados obtenidos son algunos similares y otros superiores, de manera general, a los niveles de remoción de DQO que se encuentran reportados en la literatura, ya sea empleando microorganismos para la remoción u otro tipo de sistemas de tratamiento.

Por ejemplo, Pessoa et al. (2008) obtuvieron 75 % de remoción de DQO a través de humedales artificiales, en 10 días de tratamiento, Palacios (2006) 90 % de remoción con un tratamiento de tipo convencional, Bolaños et al. (2008) reportaron remociones de aproximadamente 85 %, Castro et al. (2008) reportaron niveles entre 62.4 y 89.8 % empleando cepas bacterianas diversas y Moreno et al. (2010) informaron la remoción de 85 % con cianobacterias y un consorcio microbiano.

A pesar de las similitudes hay que acentuar que en el caso de este experimento la interacción de las biomasas con el agua residual fue un tiempo más corto que el de la mayoría de los trabajos que se encuentran reportados, por lo que estos aislados autóctonos además de llevar a cabo la remoción de materia orgánica, pueden realizar el proceso en un tiempo relativamente corto. Estas características tan favorables pueden justificarse teniendo en cuenta la procedencia de las cepas, las cuales se obtuvieron, como se mencionó anteriormente, de sitios contaminados, lo que puede predisponer la presencia de potencialidades metabólicas diversas e incrementadas en ellas.

Remoción de DQO de agua residual sintética por consorcios bacterianos Los resultados de los porcentajes de remoción de los cuatro consorcios conformados se muestran en la figura 3. Como se observa el porcentaje de remoción más elevado lo mostró el consorcio de bacterias G–, con diferencias significativas con el resto de las mues- tras. El orden de remoción de los consorcios fue: G– > C1S > C12S > G+. Este resultado demostró que el nú- mero de cepas que conforma el consorcio no determina la mayor efectividad, pues el consorcio G–, que fue el que mejor remoción presentó,

interacciones que sean capaces de establecer las cepas, que conformen el consorcio, entre sí y su interacción con los factores abióticos en el medio (Carballo et al. 2003).

Cuando se realiza un análisis de la remoción de cada consorcio y las cepas individuales por las que cada consorcio está conformado (Cuadro III), se observa que los consorcios en algunas ocasiones resultan más efectivos que cada cepa de manera individual, pero no en todos los casos. No hay un resultado homogéneo en cuanto a este aspecto, lo que sugiere que un mejor resultado depende de la interacción específica de cada una de las cepas que conforme el consorcio, la que a veces favorece más a un microorganismo que a otros. Existen cepas bacterianas que de manera individual, como se observó, pueden efectuar la remoción de los contaminantes con altos niveles de eficiencia. Hay que destacar que en todos los resultados siempre se observaron diferencias significativas comparando el consorcio con las cepas individuales, ya sea en los casos en que la cepa de manera individual removió más materia orgánica o que el consorcio presentó la mayor eliminación. Este es un indicador de que existe gran variación (significativa) cuando se trabaja con una cepa individual y cuando se une la acción de más de una cepa.

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CUADRO III. C O M PA R A C I O N D E R E M O C I O N DE CONSORCIOS CON LAS CEPAS INDEPENDIENTES QUE CONFORMAN CADA CONSORCIO

de nutrientes y microorganismos al sitio contaminado (Adebowale 2004), alternativa en la que los aislados obtenidos podrían constituir herramientas provechosas.

Caracterización micromorfológica, tintorial y cultural de los aislados bacterianos. Ubicación en grupos del Manual de Bergey El comportamiento de las bacterias encontradas en cuanto a morfología y respuesta a la tinción de Gram fue variada. El 74 % presentó morfología bacilar, el 14 % cocobacilar y el 12 % cocoide. El 66 % presentó respuesta positiva a la tinción de Gram y el 34 % respuesta negativa.

* Letras diferentes indican diferencias significativas 0.05) entre muestras

(p <

Los resultados reportados con respecto a las diferencias entre la remoción de consorcios y cepas simples no aparecen siempre de la misma manera.

Existen estudios que son bastante coincidentes con el presente trabajo, en los que no se observan diferencias significativas entre los consorcios y las cepas individuales. Sin embargo, otros plantean que la unión de los microorganismos permite que los grupos bacterianos puedan combinar y complementar sus funciones metabólicas para llevar a cabo un proceso específico, por lo que obtienen mejor remoción con un consorcio (Castro et al. 2008).

Aunque la degradación de los contaminantes en la naturaleza es a menudo el resultado de la actividad de un consorcio microbiano más que de un simple microorganismo, el potencial degradador de un consorcio depende de las potencialidades que presenten los microorganismos de manera individual en su interacción con determinados contaminantes (Muratova et al. 2003), por esta razón contar con aislados autóctonos con capacidad para eliminar materia orgánica es una vía para su utilización futura. Un método usado para la biorremediación es el bioaumento de un área o de un sistema de tratamiento determinado, que consiste en la adición

Además, no se detectó presencia de endospora en ninguna de las bacterias G+ y se encontraron bacterias G- con diferente patrón de respiración, aerobias y anaerobias facultativas. Teniendo en cuenta las características morfológicas y tintoriales, sumadas a la presencia de endosporas y a la relación del crecimiento con el oxígeno, se comprobó la representación en los 58 aislados estudiados de cinco grupos bacterianos diferentes: bacilos G+ formadores de endosporas, bacilos G+ no esporulados, cocos G+, bacilos y cocos Gaerobios y bacilos G- anaerobios facultativos. En cuanto a las características culturales, se observaron diferentes tipos de colonias, incluso entre aislados con igual morfología y respuesta a la tinción de Gram. Se describieron siete tipos de colonias diferentes; para los cocos G+ para los bacilos G+ once tipos; para los bacilos G- nueve tipos y para los cocobacilos G- dos tipos. Solo en el caso, de los cocos G- y cocobacilos G+, se encontró un solo tipo de característica colonial.

Interacción con fuentes de nitrógeno y fósforo La diversidad de respuestas en cuanto a la interacción con los compuestos nitrogenados ensayados no fue tan amplia como en los resultados anteriores, pues con los aislados bacterianos solo se detectó reducción de nitrato (47 %), ya fuera reducción parcial hasta nitrito o reducción total hasta dinitrógeno y amonificación (67 %). Ningún aislado realizó oxidación de amonio ni tampoco oxidación de nitrito. En cuanto a la acumulación de fosfato, el 60 % de los aislados resultó positivo.

La respuesta individual de los aislados en relación con el número de pruebas positivas no fue homogénea, la representatividad de cada aislado en cada interacción varió, pues algunos realizaron reducción de nitrato, amonificación y acumulación

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de fosfato, otros solo estuvieron incluidos en el porcentaje de una o dos pruebas. El 21 % de los aislados resultó positivo frente a los tres ensayos detectados y el 45 % manifestó dos características, seis aislados respondieron negativamente a todas las pruebas: TAN121, TAN122, TAN2110, TAN3110, TAN323, TAN324.

Resistencia a metales pesados La cantidad de aislados resistentes a los cuatro metales varió en dependencia del metal. Una gran cantidad de aislados mostraron resistencia al plomo y mercurio, 90 y 91 % respectivamente. En cambio, el porcentaje de resistencia que se obtuvo en el caso de los otros dos metales fue menor, para el cromo 40 % y para el cadmio solo 9 %.

De manera adicional, la mayoría de los aislados mostraron resistencia a más de un metal, es decir, multirresistencia; un 2 % de los aislados mostraron resistencia a los cuatro metales ensayados; 41 % mostraron resistencia a tres metales y 83 % mostraron resistencia a dos. Tanto en el análisis del comportamiento de cada aislado en la resistencia frente a cada metal como en el análisis de multirresistencia, se observaron respuestas diversas, en dependencia del aislado en cuestión.

TAN1112 resultó el único aislado que no mostró crecimiento frente a ningún metal.

CONCLUSIONES El aislamiento de bacterias rizosféricas de plantas hidrófitas de Typha dominguensis, seleccionadas de humedales naturales, permite contar con 58 aislados bacterianos autóctonos con gran versatilidad en su interacción con materia orgánica contaminante de aguas como carbohidratos, proteínas y lípidos. Entre estos destacan 13 cepas que pudieran ser empleadas de manera independiente o en consorcios bacterianos para la disminución de DQO de agua residuales domésticas, mediante su incorporación en sistemas de tratamiento de aguas; resultados que tributan a la suma de esfuerzos que se realiza actualmente en la búsqueda de tecnologías más limpias para el tratamiento de aguas, así como a la conservación de este recurso. Por supuesto, estas cepas postulan como candidatos potenciales siempre que se garantice su no patogenicidad sobre los organismos vivos.

Se describieron algunos de los grupos bacterianos que pueden presentarse asociados a plantas de la especie Typha dominguensis, presentes en humedales y se encontró representación de cinco grandes grupos bacterianos

diferentes, con lo cual se demostró la amplia diversidad entre las bacterias presentes de acuerdo con sus características micromorfológicas, tintoriales y culturales. Además, los aislados manifestaron comportamientos fisiológicobioquímicos variados frente a diferentes fuentes de compuestos del nitrógeno, fósforo y metales pesados, con respuestas promisorias ante compuestos químicos de interés ambiental, en cuanto a su asimilación, transformación o resistencia, estos resultados contribuyen al mejor conocimiento de los grupos bacterianos presentes en los humedales y podrían tributar a las tecnologías de biorremediación que basan su funcionamiento en la actividad de los microorganismos, así como a las estrategias de restauración ecológica de ecosistemas impactados.

AGRADECIMIENTOS Esta investigacióm fue apoyada por International Foundation for Science, Estocolmo, Suecia, a través de la beca W/4860-1 otorgada a la M. en C. Irina Salgado Bernal. Se agradece la colaboración de la especialista en botánica Ramona Oviedo, del Instituto de Ecología y Sistemática (IES), Cuba, por su contribución en la metodología de selección de plantas hidrófitas y al personal de los laboratorios 301 al 303, de la Facultad de Química, Conjunto En de la UNAM, por las facilidades para la realización de parte del trabajo experimental. Los autores también desean reconocer el apoyo brindado en el muestreo de las plantas, por la especialista Ramona Oviedo del Instituto de Ecología y Sistemática que sirvieron como punto de partida para la obtención de los aislados bacterianos.

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21

Caracterización de biodiesel obtenido de aceite residual de cocina Characterization of Biodiesel obtained from waste cooking oil Betselene Murcia Ordoñez*,*****, Luis Carlos Chaves**,*****,Wilson Rodríguez-Pérez***,******, Miguel Andredy Murcia****, *****, Edna Rocío Alvarado****, *****

Resumen Se realizó un análisis físico y químico a cada uno de los siguientes tipos de aceite: desechado proveniente de asaderos de pollo, usado de hogares y fresco adquirido en el mercado local de la ciudad de Florencia, Caquetá (Colombia). Se evaluaron los siguientes parámetros: Peso específico, índice de yodo, índice de saponificación, índice de refracción, humedad y materia volátil, punto de fusión, impurezas insolubles, índice de acidez, coeficiente específico de extinción valores K232 y K270, color y prueba de Kreiss. Igualmente se evaluaron los espectros UV-VIS de los tres tipos de aceite estudiados. Se ensayaron siete diferentes tipos de catalizadores para la reacción de transesterificación manteniendo en todos los casos la proporción de catalizador: aceite 38:190 (v/v), tiempo de reacción (2h) y temperatura de reacción (60°C). Se lograron rendimientos de biodiesel de 75.8% de aceite desechado usando KOH 1,269%p/v/MeOH 99%; 87.50% de aceite usado con KOH 0,537%p/v/MeOH 99% y 86.60% de aceite fresco usando KOH 0,457%p/v/MeOH 99%. Al biodiesel obtenido en cada caso se le determinó peso específico, índice de refracción, humedad y materia volátil, cenizas sulfatadas, carbón residual, corrosión a la lámina de cobre y perfil de ácidos grasos. En todos los casos hubo predominio de ácido palmítico, ácido oléico y ácido esteárico en los aceites usados y desechados. Del análisis por cromatografía de gases acoplada a espectrometría de masas se pudo establecer que el contenido total de ésteres metílicos de ácidos grasos es del 98,38% para el biodiesel de aceite desechado; 99,53% para el biodiesel de aceite usado y 97, 69% para el biodiesel de aceite fresco.

Palabras claves: aceite residual de cocina, biodiesel, ácidos grasos, transesterificación

Abstract There was performed a physical and chemical analysis to the following types of oils: waste oil taken from chicken steakhouses, waste oil from houses and clean oil taken from the local market at Florencia, Caquetá (Colombia). There were evaluated the following parameters: specific weight, iodine value, saponification value, refractive index, moisture and volatile matter, melting point insoluble impurities acid, specific extinction coefficient K232 and K270 values, color and Kreiss test.

Also, there were evaluated the UV-VIS spectra for the three types of oil studied. There were tested seven different types of catalysts for the transesterification reaction, maintaining the same ratio of catalyst for all cases: oil 38:190(v/v), reaction time (2 h) and reaction temperature (60 °C). There was achieved biodiesel yields of 75.8% discarded oil using KOH 1.269%w/v/99%MeOH; 87.50% wasted oil with KOH 0.537% w/v/99%MeOH and 86.60% fresh oil using KOH 0.457% w/v/MeOH99%. For the biodiesel obtained, in each case, was determined specific gravity, refractive index, moisture and volatile matter, sulfated ash, carbon residue, corrosion to the copper foil and fatty acid profile. In all cases, there was a pre* ** *** **** ***** ******

Biologa, MSc en Ciencias, Docente Facultad Ciencias Básicas, Universidad de la Amazonia. Correspondencia: b.murcia@udla.edu.co Zootecnista, MSc Estudios Amazónicos, Docente Facultad Ingenierías, Universidad de la Amazonia.

Quimico Farmacéutico, MSc en Ciencias-Química, Docente Facultad Ciencias Básicas, Universidad de la Amazonia.

Ingeniero de alimento, Universidad de la Amazonia.

Grupo de investigación en Biodiversidad y Desarrollo Amazónico.Universidad de la Amazonia. Florencia (Caquetá). Colombia.

Grupo de Investigación en Biotecnología y control de calidad de alimentos. Universidad de la Amazonia. Florencia (Caquetá). Colombia.

Biodiesel de aceite residual de cocina

61

22

dominance of palmitic, stearic and oleic acids in the waited and discarded oils. From the chromatography gases analysis with the mass spectrometry was established that the total content of fatty acid methyl esters was 98.38 % for biodiesel taken from waste oil; 99.53% for biodiesel taken from wasted oil and 97,69% for biodiesel taken from clean oil.

Key words: biodiesel, fatty acid, transesterification, wasted oils.

Recibido: marzo 20 de 2013.

Aprobado: junio 22 de 2013.

Introducción El biodiesel se define como la mezcla de éster monoalquílico de ácido graso obtenido de aceites vegetales o grasas animales y constituye un combustible alternativo y ambientalmente más amigable respecto del diesel, ya que es biodegradable, renovable y no es tóxico. Los aceites usados para la fabricación de biodiesel pueden ser comestibles y no comestibles (Rashid et al., 2009). El desarrollo de metodologías para la obtención de biodiesel puede reducir la dependencia sobre combustibles derivados de petróleo importado, el cual cada vez tiene menos disponibilidad y mayor costo en el mercado mundial (Kafuku & Mbarawa, 2010).

Dado que los aceites vegetales no se pueden usar directamente como combustibles, se han realizado algunas modificaciones tales como dilución con solvente adecuado (Rashid&Anwar, 2008), transesterificación (ácida, básica y enzimática), pirólisis y emulsificación (Saloua et al., 2010).

La transesterificación es la reacción química más comunmente utilizada para obtener biodiesel, en la cual un alcohol (metanol o etanol) reacciona reversiblemente con los triacilgliceroles de ácidos grasos (aceite vegetal o grasa animal) en presencia de un catalizador para formar ésteres alquílicos de ácidos grasos y glicerina (Sinha et al., 2008; Atadashi et al., 2010). Los parámetros usados para definir la calidad del biodiesel se dividen en dos grupos: El primero incluye determinaciones de densidad, viscosidad, punto de inflamación, contenido de azufre, residuo carbonoso, cenizas sulfatadas, número de cetano y número ácido, similares a las realizadas al diesel; el segundo grupo corresponde básicamente a determinaciones de metanol, glicerol libre, glicerol total, fósforo, agua y ésteres (Monteiro, et al., 2008).

La utilización de reactores ultrasónicos contínuos de baja frecuencia en el proceso de transesterificación de ARC dió un rendimiento de 99% de ésteres metílicos de ácidos grasos (EMAG) en un tiempo de 15 h, a temperatura ambiente. El biodiesel obtenido cumplió con los estándares dados por JIS K2390 y EN 14214 para combustibles tipo biodiesel (Thanh et al., 2010).

De otra parte, en estudio con ARC provenientes de restaurantes y hogares se determinó el contenido y distribución de compuestos polares totales (RuizMéndez et al., 2008), donde la producción de biodiesel a partir de sebo (grasa animal) ha registrado unos valores de 93-99% de EMAG, obtenido de grasa residual de pollo, luego de 24h en presencia de ácido sulfúrico; la grasa analizada fue adecuada para producir biodiesel según la normatividad vigente para este tipo de combustible (Bhatti et al., 2008). Se han usado mezclas de biodiesel de grasa residual de res o aceite vegetal residual con diesel y biodiesel de aceites vegetales residuales, para mejorar propiedades fisicoquímicas del combustible obtenido solo a partir de sebo de res (Teixeira et al., 2010; Usta et al., 2005; Janaun & Ellis, 2010).

Dentro del macro proyecto Evaluación de materias primas (Frutos amazónicos y subproductos de origen animal) para la extracción de aceites como alternativas en la producción de biodisel en la Amazonia Colombiana del grupo de investigación BYDA, se formuló esta investigación con el propósito de realizar a) la caracterización fisicoquímica de ARC desechado de asaderos de pollo y venta de comidas rápidas; ARC usado de hogares y aceite comercial comestible fresco de cocina como control b) ensayos preliminares de preparación de mezclas de catalizador para obtener biodiesel y c) la caracterización fisicoquímica de biodiesel obtenido a partir de ARC desechado, usado y aceite comercial fresco de cocina.

Materiales y métodos La investigación se desarrolló en los laboratorios de la Universidad de la Amazonia ubicada en el municipio de Florencia-Caquetá (Colombia), entre los 01° 37’03”N y 75°37’03”W, a 242 msnm (Corpoamazonia y Universidad de la Amazonia, 2006).

23

Muestra Las muestras de aceite analizadas se colectaron en restaurantes y hogares de la ciudad de Florencia (Caquetá), se decantaron y filtraron para eliminar restos de comida en suspensión (Dorado, 2001), luego se clasificaron en las siguientes categorías: aceite desechado (reutilizado con más de diez frituras) proveniente de asaderos de pollo, aceite usado(con tres a seis frituras) proveniente de hogares y aceite fresco comestible (cero frituras) adquirido en el mercado local, según metodología propuesta por Innawong et al., 2004. La figura 1 presenta el diagrama de flujo para la producción de biodiesel a partir de aceite desechado, usado y fresco.

Caracterización fisicoquímica de aceite desechado, usado y fresco Se evaluó peso específico (NTC 336 de 2002), humedad y materia volátil (NTC 287 de 2002), impurezas insolubles (NTC 240 de 2002), punto de fusión (NTC 213 de 2002), índice de refracción (NTC 289 de 2002), k232 y k270 (espectrofotómetro Genesys 5), análisis UV-VIS (espectrofotómetro Genesys 5; Paz & Molero, 2000), índice de yodo (NTC 283 de 1998), índice de saponificación (NTC 335 de 1998), índice de acidez (NTC 213 de 1999) y rancidez (Kreiss) (Bernal, 1993). Es de notar el uso de aceite virgen de ajonjolí para monitorear los valores obtenidos en los índices de yodo, saponificación y acidez de los aceites evaluados.

Figura 1. Producción de biodiesel a partir de aceite desechado, usado y fresco (Adaptado de Universidad Mayor de San Andrés, 2007)

24

Transesterificación de aceite desechado,usado y fresco

Resultados y discusión

Se realizaron ensayos preliminares para establecer la proporción adecuada de catalizador alcalino para la obtención de biodiesel a partir de aceite desechado, usado y fresco, mediante reflujo (tabla 1) teniendo en cuenta que los porcentajes de hidróxido de sodio (NaOH) o potasio (KOH) están dados con relación al volumen del aceite de partida, según lo recomendado por Zuleta y colaboradores (2008). En todos los ensayos el tiempo de reacción fue 2 h, la temperatura de 60ºC y la proporción en volumen de catalizador: aceite fue 38:190.

Tabla 1. Ensayos para la obtención de biodiesel a partir de aceite desechado, usado y fresco. El porcentaje del álcali (KOH, NaOH) está dado en masa (g)/volumen (ml).

Aceite

Catalizador KOH 0,59% en MeOH 99%

Desechado

NaOH 0,59% en MeOH 99% KOH 1,35%en EtOH 95% NaOH 0,45%en EtOH 95% NaOH 0,43% enMeOH 99%

Usado KOH 0,57% en MeOH 99% Fresco

Se reporta la media de dos determinaciones.

KOH 0,57%en MeOH 99%

Determinación del Rendimiento de biodiesel Se obtuvo a partir de la medición del volumen total de la mezcla de reacción (catalizador + aceite) respecto del volumen obtenido de fase liviana (superior), luego del proceso de transesterificación, purificación y decantación.

Caracterización del biodiesel Parámetros fisicoquímicos: se evaluó peso específico (NTC 336), índice de refracción (NTC 289), humedad y materia volátil (NTC 287), cenizas sulfatadas (ASTM D874), corrosión a lámina de cobre (ASTM D130) y carbón residual (ASTM 4530), cromatografía de gases de alta resolución con detector selectivo de masa (CGAREM) del biodiesel (ésteres metílicos de ácidos grasos) de aceite desechado, usado y fresco. Las condiciones del cromatógrafo de gases fueron horno: temperatura inicial 150 °C, temperatura final 300 °C; velocidad: 3 °C/min; inyector: 200°C; flujo 1ml/min; columna capilar Zebron ZB-35 (30m x 250micras x 0.25micras); detector 300 °C

Caracterización fisicoquímica de aceite desechado, usado y fresco Con respecto a las características físicas y químicas encontradas de los aceites de cocina (desechado, usado y fresco) empleados para la producción de biodiesel y aquí evaluados (tabla 2), los valores de peso específico e índice de yodo son similares al trabajo con ARC de Thanh et al., 2010 donde se reporta 0.918 y 112.5, respectivamente. También se observaron valores similares con el trabajo de Enweremadu & Mbarawa (2009), los cuales reportan valores de 0.921-0.937 como peso específico y 193.9-204.3 para índice de saponificación. Sin embargo, estos autores registraron valores de humedad entre 0.4-1.1%, mayores a los aquí reportados y valores de índice de yodo ligeramente superiores (103.7-117.2). El valor de índice de refracción del aceite fresco fue similar a lo reportado en otros trabajos Marcano et al., 2010 y no varió comparado con los valores obtenidos para aceite desechado y reusado. Se ha reportado valor similar de índice de refracción para ARC (1.4578 corregido a 50 °C) respecto de los ARC aquí estudiados por Urbano y Rios 2012.

Como se observa el aceite desechado presentó el mayor valor de acidez, debido a que la presencia de calor y agua acelera la hidrólisis de triacilgliceroles y por tanto aumenta el contenido de ácidos grasos libres (Enweremadu & Mbarawa, 2009). En cuanto a la estabilidad del aceite, luego de la fritura, se observó mayor valor de coeficiente específico de extinción K232 y K270 en el aceite desechado, seguido por el usado y el fresco. Estos resultados son similares a los reportados por Sánchez-Gimeno et al., 2008 con aceite de oliva y Paz & Molero, 2000. La Absorbancia a 232 nm y 270 nm se debe a la formación de dienos y trienos conjugados, respectivamente, que se forman cuando el ácido linoléico es oxidado para formar hidroperóxidos (Sulieman et al., 2006). Los resultados anteriores son concordantes con la coloración obtenida en la prueba de Kreiss, donde el aceite desechado presentó la coloración más intensa, dado que era el más degradado.

Igualmente el aceite desechado presentó el valor más bajo de transmitancia (mayor absorbancia) respecto de los otros dos aceites evaluados.

Análisis estadístico

25

Se evaluó el color de los aceites (tabla 2) mediante espectrofotometría UV-VIS a través de su espectro (transmisión o absorción) (Pohle & Tierney, 1957) siendo evidentes las diferencias en la región ultravioleta, en la cual al aumentar la degradación del aceite disminuye el porcentaje de transmitancia (figura 2). Sin embargo, se observa que el aceite desechado presentó mayor absorción tanto en la región ultravioleta como visible (figura 3).

Análisis UV-VIS Determinación del Rendimiento de biodiesel En cuanto al rendimiento obtenido de biodiesel a partir de los aceites desechado, usado y fresco, luego de la purificación se obtuvo un rendimiento entre 72,80 - 81.50% (tabla 3) inferior a muestras y condiciones similares donde se registran valores de 90% (Tomasevic & Siler-Marinkovic, 2003); 89-92% (Predojevic, 2008); 97-98% (Ma&Hanna, 1999) y 85.5% (Enweremadu & Mbarawa2009).

Caracterización del biodiesel Se ha observado que la calidad del aceite usado no tiene un efecto sustancial sobre la calidad de los ésteres metílicos producidos Tomasevic y Siler-Marinkovic, 2003. Los resultados encontrados para biodiesel de ARC (tabla 4) son similares a Thanh y colaboradores en 2010 y Enweremadu y Mbarawa, 2009 respecto del valor de peso específico, cenizas sulfatadas, humedad y materia volátil, carbón residual y corrosión a la lámina de cobre. En nuestro trabajo los valores de índice de refracción, humedad y materia volátil fueron mayores comparados con los valores de Bhatti y colaboradores en 2008, mientras que el valor de peso específico fue menor.

Cromatografía de gases-espectrometría de masas de ésteres metílicos de ácidos grasos Observando la composición de ésteres metílicos de ácidos grasos del biodiesel obtenido de ARC (tabla 5), se nota que en el biodiesel de aceite desechado hay predominio de ácido palmítico (16:0), ácido oléi

Tabla 2. Características físicas y químicas de los aceites de cocina (desechado, usado y fresco).

Parámetr os

Desechado

Usado

Fresco

0,9 11

0,9593

0,8 58

Índice de yodo (%m/m)

107, 76

99,585

93, 95

Índice de saponificación (mgKOH/g)

201 ,5

185,6

160 ,1

Índice de refracción (50°C)

1,46 05

1,459

1,4 56

Humedad y materia volátil (%m/m)

0,10 46

0,0899

0,1526

Peso específico (20°C) (34°C)

Punto de fusión (°C)

32 .6

Impurezas insolubles(%m/m)

0,0 12

Índice de acidez(%m/m acido oleico) K232 K270 Color (%T550nm) Kreis (interfase)

9,1 93 0,1 26 0,1 56 9 5 Rojo intenso

3 2 0,052 1, 87 0,075 0,076 9 9 Rojo claro

2 6 0,0 66 1, 07 0,0 15 0, 03 1 0 0 Amarillo claro

26

Figura 2. Espectros de transmisión en la región UV-VIS de aceite fresco, usado y desechado (180-730 nm).

Figura 3. Espectros de absorción en la región UV-VIS de aceite fresco, usado y desechado (180-730 nm).

Tabla 3. Rendimiento de biodiesel a partir de aceite desechado, usado y fresco. En todos los ensayos el tiempo de reacción fue 2h; la temperatura de reacción de 60ºC y la proporción en volumen de catalizador: aceite fue 38:190.

Muestra

Catalizad or

Desechado

KOH 1,269%p/v/MeOH 99%

Usado

KOH 0,537%p/v/MeOH 99%

Fresco

KOH 0,457%p/v/MeOH 99%

Biodiesel crudo (% 75. v/v) 80 87.

50 86.

60

Biodiesel purificado (% v/v) 72.

80 81.

50 75.

00

27

Tabla 4. Caracterización de biodiesel obtenido de aceite desechado, usado y fresco.

Parámetro

Desechado

Usado

Fresco

Peso específico (15°C)

0,8885

0,8522

0,8828

Índice de refracción (20°C)

1,4565

1,455

1,454

Humedad y materia volátil (%m/v)

0,516

0,507

0,503

Cenizas sulfatadas (% m/m)

0,046

0,043

0,018

Carbón residual (% m/m)

0,048

0,038

0,036

Corrosión a lámina de cobre

co (18:1) y ácido esteárico (18:0) que componen el 90% de la mezcla. En el biodiesel obtenido de aceite usado de ácido palmítico, ácido oléico (18:2), ácido esteárico conformando el 85% del total. Finalmente en el biodiesel de aceite fresco, predominan los ácidos palmítico y oléico, conformando el 86% de la muestra.

1

1

1

El biodiesel de grasas de pollo (Bhatti et al., 2008) y de aceite residual de fritura (Predojevic, 2008; Kalligeros y colaboradores, 2003) presentaron similaridad, con los resultados anteriores, en cuanto al predominio de ácido palmítico y oléico. El calentamiento, la humedad y la oxidación propios del proceso de fritura del

Tabla 5. Perfil de ácidos grasos de biodiesel obtenido a partir de aceite desechado, usado y fresco.

Desechado Ácido graso Ácido caprílico Ácido láurico Ácido mirístico Ácido pentadecanóico Ácido palmítico Ácido 14-metilhexadecanóico

Biodiesel 0, 22 0, 39 1, 54 32, 24

Ácido heptadecanóico(margárico)

Ácido octadecanóico (esteárico) Ácido 9,12-octadecadienóico (linoléico) Ácido 9,12,15-octadecatrienóico (linolénico) Ácido 8,11-octadecadienóico Ácido 11-eicosenóico Ácido eicosanóico Ácido docosanóico Ácido tetracosanóico

Fresco

Abundancia relativa (%)

Ácido heptadecenóico

Ácido 11-octadecenóico (oléico)

Usado

48, 56 10, 03 0,2 59 2, 78 1, 39 0, 98

0, 39 2, 49 0, 39 26,61

36,02

0, 39 0, 43 1, 08 49,57

51,62

10 ,1 3, 42 0, 36 1, 72 1, 62 0, 62 0, 34

0, 68 2, 01

0, 64 3, 97 0 , 1, 6 22 0 , 0, 6 33

28

aceite provocan una drástica disminución del grado de insaturación en el biodiesel obtenido (tabla 6), lo cual está en concordancia con el análisis UV-VIS del aceite de partida; respecto de los valores del coeficiente específico de K232 y K270 (tabla 2) y el índice de yodo el cual fue ligeramente superior (103.7 – 117.2).

Del análisis de cromatografía de gases con detector de masas se pudo establecer que el contenido total de ésteres metílicos de ácidos grasos es del 98,38% para el biodiesel de aceite desechado; 99,53% para el biodiesel de aceite usado y 97, 69% para el biodiesel de aceite fresco.

Con respecto al rendimiento de biodiesel purificado de los tres tipos de aceite evaluados (tabla 3) se observó que cada biodiesel obtenido tiene un alto contenido de ésteres metílicos de ácidos grasos, como lo indicó el análisis de cromatografía de gases con detector de masas (tabla 5).

Se concluye que la caracterización de aceite usado y desechado evidenció valores que según las NTC se encuentran dentro de los parámetros establecidos como: Los índices de yodo (99.5-107.8); saponificación (185.6-201.5); refracción (1.4605-1.4590); humedad y materia volátil (0.1046-0.0899); índice de acidez (9.193-1.87); impurezas insolubles (0.012-0.052); color (95-99%T); k232 (0.126-0.075); k270(0.156-0.076) y

coloraciones entre rojo intenso- rojo claro con la prueba de Kreiss.

Así mismo, que el catalizador que proporcionó un mayor rendimiento (87.50%), para la obtención del biodiesel bajo las condiciones de la Amazonia colombiana, es KOH 0,537%p/v/MeOH a una temperatura de 60ºC por dos horas y con una proporción catalizador- aceite de 38:190.

Con base en el análisis de cromatografía de gases realizado al biodiesel (fases livianas) de aceite desechado, el mayor porcentaje en FAME encontrado, corresponde a los ácidos esteárico, palmítico y oléico, mientras que para el aceite usado, corresponde a los ácidos esteárico, palmítico y linoléico.

La caracterización del biodiesel obtenido de aceite desechado y usado presentó similitud en los valores de peso específico, índice de refracción, humedad y materia volátil (% m/v), cenizas sulfatadas (% masa), carbón residual (% masa).

Agradecimientos Vicerrectoria de Investigaciones de la Universidad de la Amazonia a cargo de PhD Cesar Augusto Estrada Gonzales (Q.P.D) por la colaboración, a los auxiliares del laboratorio de química de la Uniamazonia.

Tabla 6. Porcentaje total de ácidos grasos insaturados presentes en biodiesel obtenido de aceite desechado, usado y fresco.

Biodiesel Ácido graso insaturado Desechado

Usado

Fresco

Mono-insaturados

1,39

51,68

52,22

Di-insaturados

0,26

0,36

0,64

Tri-insaturados

2,78

3,42

3,97

% de insaturación total

4,43

55,46

56,83

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“CORROSIÓN DE METALES” Erika Telenchana, Estudiante.

Egda. Jessica Chamorro, Ayudante.

Primero “A” Bioquímica FACULTAD DE CIENCIA E INGENIERÍA EN ALIMENTOS (FCIAL).

UNIVERSIDAD TÉCNICA DE AMBATO (UTA).

Ciudadela Huachi, Casilla 18-01-0334. E-mail: fcial@uta.edu.ec AMBATO-ECUADOR

Palabras Claves: Metal, corrosión, oxidación, electroquímica, ánodo, cátodo.

RESUMEN El presente trabajo de laboratorio tuvo como finalidad determinar experimentalmente la forma de corrosión de los metales utilizando latas y sustancias que permitirían saber si las latas se corroen o no al cabo de 5 días de observación siendo sometidas al contacto con agua y cloruro de sodio, conociendo que en el proceso de corrosión se da la oxidación de los metales y sus aleaciones, siendo provocado por una acción química o electroquímica, haciendo que los óxidos producidos de los metales a causa de la corrosión impurifiquen los productos que contienen en su interior afectando principalmente a los consumidores del producto, interesa conocer la descripción cualitativa de la reacción y poner en evidencia la transferencia de electrones en los procesos de oxidación, haciendo que con estas observaciones se determine el agente que produce que la oxidación se realice con mayor velocidad, además tener información sobre el tipo de corrosión que ha sufrido el metal y que medidas de protección se deberían tomar para proteger los productos que se encuentran en su interior.

Abstract This laboratory work aimed to experimentally determine how metal corrosion using cans and substances which allow to know if the can corrode or after 5 days of observation being subjected to contact with water and sodium chloride, knowing that in the corrosion process the oxidation of metals and alloys is given, being caused by a chemical or electrochemical action, making the produced oxides of metals due to corrosion contamination of, the product containing in its interior mainly affecting product consumers, are interested in knowing the qualitative description of the reaction and to demonstrate the transfer of electrons in oxidation processes, making these observations the agent that causes the oxidation is carried out with greater speed is determined also have information on the type of corrosion suffered by the metal and protective measures should be taken to protect the products that are inside.

INTRODUCCIÓN La corrosión es un tipo de oxidación que suele limitar a la destrucción química de metales, es difícil dar una definición exacta de corrosión aunque todas hacen

referencia a la evolución indeseable de un material como consecuencia del medio que lo rodea. Dicha corrosión se produce en los materiales por la acción de una serie de agentes externos, que puede ser la

31

atmósfera, el aire húmedo, el agua o cualquier otra disolución. A pesar de ello todos los metales pueden ser usados siempre que su velocidad de deterioro sea aceptablemente baja, de esta forma en corrosión se estudia la velocidad con que se deterioran los metales y la forma en la que dicha velocidad puede ser controlada (Jiménez, 2004). Dentro de este contexto la corrosión es la destrucción de un cuerpo sólido causada por un ataque no provocado, de naturaleza química o electroquímica que se inicia en la superficie, las reacciones de corrosión de los metales no son más que reacciones de óxido-reducción, es decir procesos electroquímicos donde alguna sustancia se oxida a la vez que otra se reduce. Se trata de una reacción de transferencia de electrones donde una sustancia pierde electrones (ánodo) y otra sustancia los gana (cátodo), en la corrosión de metales los procesos de oxidación y reducción se producen en la propia superficie del metal en donde los electrones se transfieren de una semirreacción a la otra con bastante facilidad (Dávila, 1998). De esta forma durante el proceso de corrosión tienen lugar dos tipos de reacciones denominadas anódicas y catódicas. La corrosión de los metales, y en particular el hierro, es un proceso electroquímico debido a que sobre la pieza del metal que se corroe existen zonas anódicas y catódicas, en el cual el hierro se oxida con el oxígeno del aire en presencia de humedad, para dar un producto que carece de las propiedades estructurales del hierro metálico, como lo es el óxido de hierro (III) hidratado (Fe2O3 x H2O) de color café rojizo que se llama en lo cotidiano herrumbre (Jácome, 2008).

DIAGRAMA N°1 CORROSIÓN DE METALES

DESTORNILLADOR

RASPAR

5cm DE LARGO FONDO DE 3 LATAS

PREPARAR

100ml NaCl al 3.4% + H2O corriente

4 LATAS

LLENAR

ALTURA DE 2-3 cm DEL BORDE

1RA LATA

LLENAR

SIN RASPADO + H2O CORRIENTE (TESTIGO)

2DA LATA

LLENAR

RASPADO + H2O CORRIENTE

3RA LATA

LLENAR

RASPADO + sol.

NaCl al 3.5%

4ta LATA

LLENAR

ANOTAR OBSERVACIONES

RASPADO + sol. NaCl al 3.5% + granalla de Zn

5 DÍAS

Elaborado por: Erika Telenchana Fuente: Laboratorio de Química Básica, FCIAL.

MATERIALES METODOLOGÍA MATERIALES  

4 latas grandes 1 destornillador plano

REACTIVOS  

1 Aglomerado de Zn Solución acuosa de NaCl al 3.5%

32

DATOS OBTENIDOS Tabla N° 1: Corrosión de las latas LATAS

SOLUCIÓN

DÍA 1

DÍA 3

DÍA 5

1

Sin raspado + agua corriente

No presento cambios

No presento cambios

No presento cambios

2

Raspado + agua corriente

No presento cambios

No presento cambios

La parte raspada está empezando a oxidarse

3

Raspado + NaCl 3.5%

No presento cambios

Raspado + NaCl 3.5% + granalla de Zn

No presento cambios

Empieza a oxidarse el agua se torna de color amarillenta Empieza a oxidarse y el zinc se empieza a decolorar

4

La parte raspada está oxidada La parte raspada esta oxidada y el zinc se decoloró y empezó a oxidarse

Elaborado por: Erika Telenchana Fuente: Laboratorio de Química Básica, FCIAL.

I.

CALCULOS Y RESULTADOS Escribir las reacciones de semi-celda, con sus potencialidades de reducción y el sentido en que se producen las reacciones espontáneas.

Tabla N°2: Resultado de observaciones de la lata 1

LATA

SOLUCIÓN

1

Sin raspado + agua corriente

DÍA 1

DÍA 2

DÍA 3

No presento reacción Elaborado por: Erika Telenchana Fuente: Laboratorio de Química Básica, FCIAL.

33

Tabla N°3: Resultado de observaciones de la lata 2 LATA

SOLUCIÓN

2

Raspado + agua corriente

DÍA 1

DÍA 2

DÍA 3

4Fe + 6H2O + 3O2 = 4Fe (OH)3 Elaborado por: Erika Telenchana Fuente: Laboratorio de Química Básica, FCIAL.

Tabla N°4: Resultado de observaciones de la lata 3 LATA

SOLUCIÓN

3

Raspado + NaCl 3.5%

DÍA 1

DÍA 2

DÍA 3

Fe+2NaCl= FeCl2 + 2Na+ Elaborado por: Erika Telenchana Fuente: Laboratorio de Química Básica, FCIAL.

34

Tabla N°5: Resultado de observaciones de la lata 4 LATA

4

SOLUCIÓN

DÍA 1

DÍA 2

DÍA 3

Raspado + NaCl 3.5% + granalla de Zn

Zn+2NaCl= ZnCl2 + 2Zn+ Elaborado por: Erika Telenchana Fuente: Laboratorio de Química Básica, FCIAL.

DISCUSIÓN En la práctica de la laboratorio realizada se demostró el proceso de corrosión del metal utilizando 4 latas retirando en la parte central el recubrimiento de estaño que estas poseen para luego someterlas de acuerdo al procedimiento a la lata 1 sin rapado con 2cm de agua corriente observando que en el periodo de cinco días no presento ningún tipo de reacción, sin embargo se conoce que cualquier meta al ser sometido a la humedad se oxidará pero en este caso no sucedió puesto que la velocidad de corrosión se dará de forma más lenta, en la segunda lata solo se observó un mínima cantidad de óxido en la parte raspada pero no se obtuvo cambios mayores dentro de los cinco días, en la lata número 3 durante los 5 días se observó que esta se oxido en mayor cantidad debido a que no se colocó agua en su interior sino cloruro de sodio el mismo que por ser una solución salina hizo que en la zona raspada se produzca el proceso de oxidación a mayor velocidad debido a que por ser una solución salina el ion cloruro hace que la corrosión se dé más rápidamente a diferencia de una sustancia dulce, haciendo que el metal se deteriore en mayor cantidad, la lata número 4 también presento óxido en la zona raspada debido a que estaba sometida al cloruro de

sodio sin embargo se puso observar que a granalla de zinc también presento cambios ya que esta se empezó a decolorar pero en este periodo de tiempo no se oxidó esto se explica ya que la granalla de zinc sobre hierro ofrece protección, incluso si la capa de zinc se rompe por medio de protección catódica. El zinc tiene un potencial de reducción más negativo (-0,76 V) que el hierro (-0,04 V), y por lo tanto actúa como un ánodo y se oxida con preferencia al hierro, demostrando que existen varias formas de evitar o disminuir el proceso de corrosión de un metal.

CONCLUSIONES 

Se fundamentó la definición que se le da al proceso de corrosión en los metales realizando 4 muestras con distintos reactivos durante el periodo de tiempo en el que se constató que la corrosión se da en la mayoría de los metales en contacto con el ambiente son termodinámicamente inestables lo que los hace propensos a oxidarse, como consecuencia de un ataque electroquímico del entorno pero que sin embargo la velocidad en que se dé el proceso de oxidación dependerá de la temperatura, la salinidad del medio y

35





de las propiedades de los materiales que se utilicen.

Se describieron los cambios producidos en cada una de las latas durante 5 días, logrando observar las características que los mismos adoptaron al ser sometidos a estos reactivos y la forma en que se dio el proceso de corrosión del metal el mismo sé que produjo por medio electroquímico debido a que en el metal existen zonas catódicas y anódicas, en el cual el hierro se oxido frente al oxígeno del aire y en presencia de la humedad en este caso del agua y del cloruro de sodio en cada caso, y así se obtuvo un producto que carece de las propiedades estructurales de hierro metálico presentando un color café rojizo.

Se dedujo que con el reactivo que se observó mayor y en menos periodo de tiempo la corrosión del hierro fue con el cloruro de sodio, debido a que en las latas sometidas a este reactivo el proceso de corrosión se presentó con más velocidad y mayor extensión en comparación con la lata que tenía agua en su interior que se sabe que se corroerá pero en un mayor periodo de tiempo, debido a que dentro de una solución salina en ion cloruro se presenta como en el más nocivo para que se produzca el proceso de corrosión.

Por lo general la corrosión metálica en soluciones salinas aumenta conforme lo hace la concentración de sal hasta que se llega a un máximo (concentración crítica. A partir de este punto la corrosión decrece, pudiendo llegar a valores muy bajos (concentración límite.) Las concentraciones críticas y límite, diferentes para cada sal, viene determinadas por numerosos factores entre ellos se tienen la solubilidad del oxígeno, viscosidad, conductibilidad, acidez etc. (González, 2009). 

Explique en qué consiste la protección catódica.

La protección catódica es un método electroquímico cada vez más utilizado hoy en día, el cual aprovecha el mismo principio electroquímico de la corrosión, transportando un gran cátodo a una estructura metálica, ya sea que se encuentre enterrada o sumergida. Para este fin será necesaria la utilización de fuentes de energía externa mediante el empleo de ánodos galvánicos, que difunden la corriente suministrada por un transformador-rectificador de corriente. El mecanismo, consecuentemente implicará una migración de electrones hacia el metal a proteger, los mismos que viajarán desde ánodos externos que estarán ubicados en sitios plenamente identificados, cumpliendo así su función (Quiroga, 2001).

Gráfico N°1: Protección catódica

CUESTIONARIO 

Explique el papel de las soluciones salinas en el proceso de corrosión.

Las soluciones salinas se caracterizan por alto contenido salino a diferencia de las soluciones dulces, dentro de una solución salina el ion cloruro es sin duda el más nocivo desde el punto de vista de la corrosión (los cloruros metálicos son en su mayoría productos muy solubles), unido a su facilidad de deformación y penetración (pequeño volumen iónico) en la red cristalina de las posibles películas pasivas que se forman sobre los metales, explica su gran poder corrosivo,

Fuente: Ramírez, O. 2013 

Enuncie tres métodos empleados para evitar la corrosión.

Protección electroquímica:

36



CATÓDICA:



Enuncie los tipos de corrosión.

a) Con ánodo de sacrificio a) Según el medio

b) Con fuente de corriente c) Cubiertas de metal (galvanizado, etc.) 

ANÓDICA:

a) Por formación de películas protectoras 23de CrO4 , PO4 etc.

Protección no electroquímica: a) Recubrimiento con pintura b) Eliminación de humedad: desecantes, silicagel, etc.

Electroquímica: Ocurre transporte simultáneo de electricidad a través de un electrolito.

Ejemplos: corrosión en soluciones salinas, agua de mar, atmósfera, suelos, etc. b) Según la forma

con

(Carrillo, 2012) 

Química: El metal reacciona con un medio no iónico, por ejemplo la oxidación de un metal en aire a altas temperaturas.

Dibuje las partes internas como externas de una lata.

- Corrosión uniforme: Es la forma más benigna.

Consiste en un ataque homogéneo en toda la superficie. Existe igual penetración en todos los puntos. Se puede calcular la vida útil de los materiales expuestos.

Gráfico N°2: Corrosión uniforme

Fuente: Carrasco L, 2005 - Corrosión en placas: Caso intermedio entre uniforme y localizada. Ocurre un ataque general pero más extenso en algunas zonas.

Gráfico N°3: Corrosión en placas

Fuente: Carrasco L, 2005 - Corrosión por picado: Es una forma peligrosa. El ataque no es proporcional a la magnitud de los daños. El ataque se localiza en puntos aislados de superficies metálicas pasivas y se propaga al interior del metal. En ocasiones por túneles

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microscópicos. Provoca la perforación de cañerías o tanques.

Gráfico N°4: Corrosión por picado

Fuente: Carrasco L, 2005 - Corrosión ínter granular: Se propaga a lo largo de los límites de grano. Se extiende hasta inutilizar el material afectado.

Gráfico N°5: Corrosión inter granular

Fuente: Carrasco L, 2005 - Corrosión bajo tensión: Ocurre cuando el metal es sometido simultáneamente a un medio corrosivo y a tensión mecánica de tracción. Aparecen fisuras que se propagan al interior del metal hasta que se relajan o el metal se fractura. La velocidad de propagación puede variar entre 1 y 10 mm/h.

Gráfico N°6: Corrosión bajo tensión

Fuente: Carrasco L, 2005 (Carrasco, 2005) X.

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