Processi aerobic

Il primo step nel percorso biodegradativo del MtBE è legato all’azione del citocromo P- 450 (Deeb et al., 2000; Fayolle et al., 2001), un enzima appartenente alla famiglia delle monossigenasi in grado di trasformare l’etere nell’alcool terz-butoxil metanolo (Fayolle et al., 2001). A questo punto, come illustrato in Figura 2.1, il passo successivo comporta la produzione di formaldeide e TBA (Trapp et al., 2003). Molti studi di biodegradazione del MtBE (Salanitro et al., 1994; Park&Cowan, 1997;Hanson et al., 1999; Garnier et al., 2000; Zaitsev et al., 2007) hanno mostrato la formazione di questo sottoprodotto durante il processo, la cui presenza può essere allora ritenuta come probabile segnale di degradazione dell’etere da parte dei microorganismi.

Figura 2.1 Schematizzazione del percorso degradativo aerobico del MtBE, nelle prime fasi del

processo (Trapp et al., 2003).

Il MtBE viene degradato aerobicamente dai microorganismi attraverso due vie. Nella prima essi utilizzano il contaminante come fonte primaria di carbonio e crescono su di esso, consumandolo: si parla di degradazione per metabolismo diretto. Nella seconda la crescita dei batteri avviene grazie ad altri substrati e la degradazione del contaminante di interesse avviene collateralmente: si parla in questo caso di degradazione per co- metabolismo.

Sono state studiate svariate colture batteriche in grado di degradare il MtBE sia per metabolismo diretto che per co-metabolismo.

Per quanto riguarda il metabolismo diretto, sono disponibili sperimentazioni che considerano sia colture pure (Hanson et al., 1999; Hatzinger et al., 2001; Deeb et al., 2001; François et al., 2002; Zhang et al., 2007; Muller et al., 2008) che consorzi misti (Park&Cowan, 1997; Fortin et al., 2001; Zaitsev et al., 2007) in grado di degradare il MtBE. La provenienza dei microrganismi è molto varia, nonostante molti di essi derivino da fanghi attivi provenienti da unità di trattamento di reflui industriali o civili sottoposti a fasi di arricchimento successive; altri provengono invece da biofiltri per la rimozione del MtBE (Hanson et al., 1999; Deeb et al., 2001) o da terreni contaminati da MtBE (Zhang et al., 2007).

In Tabella 2.1 sono riportati i principali risultati di alcune sperimentazioni riportate in letteratura; in particolare, vengono elencati (quando disponibili) il rateo specifico di

41 degradazione del MtBE5 e del TBA, la resa cellulare6 (Yx/s) e il coefficiente di velocità

massima di crescita (µMAX). I risultati più interessanti in un’ottica applicativa di

Biorisanamento vengono da Hatzinger et al. (2001) e Zhang et al. (2007), le cui rispettive colture batteriche (Hydrogenophaga flava ENV735 e Chryseobacterium) hanno mostrato i ratei di degradazione specifici più alti (86 e 102 nmol/mgprot/min). Anche Aquinicola

tertiacarbonis L 108 studiata da Mȕller et al.(2008) ha portato a buoni risultati in termini degradativi con un rateo specifico pari a 30,7 nmol/mgprot/min. Hydrogenophaga flava

ENV735 e Aquinicola tertiacarbonis hanno inoltre mostrato una buona resa cellulare, aspetto non trascurabile dati i bassi valori di resa che solitamente contraddistinguono il metabolismo diretto del MtBE (Volpe et al. 2009).

La degradazione del MtBE per via co-metabolica rappresenta un’ulteriore interessante opportunità per le tecniche di Biorisanamento. Per il co-metabolismo sono principalmente riportate colture pure (Steffan et al., 1997; Hyman et al., 1998; Garnier et al., 2000; Hyman & O’Reilly, 1999; Hyman et al., 2000; Hernàndez-Pérez et al., 2001; Smith & Hyman, 2004; Haase et al., 2006) ma non mancano esempi di consorzi misti (Morales et al., 2004). I microrganismi provengono per lo più da terreni contaminati da benzina, nonostante sia possibile riscontrarne anche altri provenienti da fanghi attivi di unità di trattamento di reflui industriali o civili (Hernànez-Pérez et al., 2001), da liquami di fognatura (Haase et al., 2006) e da torba non contaminata (Steffan et al., 1997). Tra i substrati maggiormente impiegati negli esperimenti si trovano il propano, il pentano e altri alcani, tutti composti che solitamente accompagnano il MtBE nei pennacchi contaminati dovuti a sversamenti di benzine. I principali risultati sono riportati in Tabella 2.2, dove (quando possibile) sono indicati il coefficiente co-metabolico, CC7, il substrato metabolico di crescita (SC), i ratei specifici di degradazione del MtBE e la resa cellulare8 .

Confrontando complessivamente i dati disponibili per il metabolismo diretto e il co- metabolismo, risulta che i ratei specifici di degradazione sono tendenzialmente superiori per il metabolismo diretto. Il metabolismo diretto è pero contraddistinto da tempi di adattamento piuttosto lunghi, dato che le colture batteriche crescono più facilmente sugli idrocarburi, piuttosto che sul MtBE (Volpe et al., 2009). Tra gli aspetti svantaggiosi del co- metabolismo, oltre ai ratei inferiori di degradazione, si ricorda anche la frequente presenza di processi incompleti di degradazione, dato che il MtBE viene degradato collateralmente al metabolismo diretto di altre sostanze (Nava et al., 2007).

Analizzando più approfonditamente i dati di Tabella 2.2, emerge che il rateo specifico maggiore appartiene a Xhantobacter sp., studiato da Hyman et al. (1998), pari a 51 nmol/mgprot/min. Altri risultati interessanti riguardano lo studio di Morales et al. (2004) per

quanto riguarda il CC: il consorzio Pseudomonas studiato presenta infatti un CC considerevole, pari a 1; questo significa che il MtBE è degradato nelle stesse proporzioni massiche del pentano, substrato di crescita principale del consorzio. Altro dato interessante

5

Il rateo specifico di degradazione del MtBE è dato dal consumo (molare o massico) di substrato rispetto all’unità di biomassa (gcells o mgprot) e all’unità di tempo.

6

La resa cellulare indica in termini massici quanta biomassa è stata prodotta per unità di substrato consumato. Solitamente la biomassa è espressa in grammi di sostanza secca [g s.s.].

7

Il coefficiente co-metabolico esprime, in termini massici, quanto MtBE viene degradato per unità di substrato principale.

8

42

è infine relativo alla resa cellulare di Pseudomonas aeruginosa (Garnier et al., 2000): il valore riportato dagli autori, pari a 0,9, è il più alto rispetto a tutte le altre rese riportate per il metabolismo diretto del MtBE. Tale risultato sottolinea la miglior adattabilità delle colture batteriche a crescere sui normali idrocarburi piuttosto che sul MtBE.

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Tabella 2.1Risultati dei principali studi sulla biodegradazione del MtBE per via metabolica diretta. I ratei specifici di degradazione indicati da (*) vengono espressi in letteratura come mg/gcells/h. Per

passare ai nmol/mgprot/min si è considerato che 0,5 mgprot = 1 mgcells (Nava et al., 2007).

Microrganismi Ratei di degradazione MtBE Note Autori

BC-1,

coltura mista - 12,8 nmol/mgprot /min (*).

- C0,MtBE = 120 -200 mg/l;

- Yx/s = 0,21- 0,28 gs.s./gMtBE;

- Metabolismo completo del MtBE; - Accumulo temporaneo di TBA; - TBA non utilizzato come substrato metabolico;

- Rateo degradazione TBA: 7,5 nmol/mgprot /min*.

Salanitro et al., 1994 Coltura mista _ - Yx/s = 0,33-0,43 mgCOD /mgMtBE,COD a 30°C; - µmax = 0,015 – 0,06 h-1;

- TBA utilizzato come substrato metabolico;

- Accumulo di TBA, degradato con velocità inferiore rispetto al MtBE.

Park&Cowan, 1997

PM1, coltura pura

- 1,3 x 10-2 nmol/mgprot /min;

- 2,2x 10-1 nmol/mgprot /min;

- 6,74 x 10-1 nmol/mgprot /min

rispettivamente per concentrazioni di substrato (MtBE) pari a 5, 50, 500 µg/l.

- C0,MtBE = 5, 50, 500 µg/l;

- Non c’è accumulo di TBA; - Yx/s = 0,18 mgs.s. /mgMtBE.

Hanson et al., 1999

Rubrivivax sp. (PM1),

coltura pura - 18,9 nmol/mgprot /min (*).

- C0,MtBE = 20 mg/l;

- TBA utilizzato come substrato di crescita;

- Metabolismo del MtBE completo.

Deeb et al., 2001 F-consortium,

coltura mista

- 2,6-19,7 nmol/mgprot /min (*). - C0,MtBE = 100 mg/l;

- Yx/s = 0,11gs.s./gMtBE. Fortin et al., 2001 Hydrogenophaga flava ENV735, coltura pura

- 86 nmol/mg prot/min.

- C0,MtBE = 25 mg/l;

- Yx/s = 0,4 mg s.s./mg MtBE;

- L’aggiunta di lievito incrementa la crescita su MtBE. Hatzinger et al., 2001 Mycobacterium austroafricanum IFP 2012, coltura pura

- 20 nmol/mg prot/min.

- C0,MtBE = 200 mg/l; - Yx/s = 0,44 mg s.s./mg MtBE. François et al., 2002 CL-EMC-1, coltura mista

- 4,8 nmol/mg prot/min(*);

- 6,4 nmol/mg prot /min (*).

- C0,MtBE = 100 mg/l;

- Accumuli di TBA soltanto per temperature al di sotto dei 18°C; - Yx/s =0,64 g s.s./gMtBE; - µMAX = 0,012 h-1 . Zaitsev et al., 2007 Chryseobacterium, coltura pura

- 102 nmol/mg prot/min

(pH 7, T 25-30°C).

- C0,MtBE = 50 - 100 mg/l. Zhang et al.,

2007 Aquinicola

tertiacarbonis L108, coltura pura

- 30,7 nmol/mg prot/min (*).

- C0,MtBE =0,22 mg/l;

- µmax = 0,045 h -1

;

-Yx/s = 0,55 g s.s./gMtBE;

- rateo di degradazione massimo per pH compreso tra 5,5-8;

-Temperatura ottimale 30°C.

Mȕller et al., 2008

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Tabella 2.2 Risultati di alcuni studi sulla biodegradazione del MtBE per co-metabolismo. I ratei

specifici di degradazione indicati da (*) vengono espressi in letteratura come mg/gcells/h. Per

passare ai nmol/mgprot/min si è considerato che 0,5 mgprot = 1 mgcells (Nava et al., 2007). I ratei di

degradazioni del MtBE sono riporti sulla riga corrispondente al substrato di crescita impiegato.

Microrganismi Ratei di degradazione MtBE Note Autori

ENV425, ENV42, colture pure

- ENV425: 4,6 nmol/mg prot/min;

- ENV421:9,2 nmol/mg prot/min.

- SC : propano; - C0,MtBE = 100 mg/l;

- Degradazione TBA:

1,6 nmol/mg prot/min(ENV425);

2,4 nmol/mg prot/min (ENV421).

Steffan et al., 1997

Xhantobacter sp.,

coltura pura - 51 nmol/mg prot/min. - SC : propano; Hyman et al., 1998

Pseudomonas aeruginosa, coltura pura

-3,9 nmol/mg prot/min. - SC : pentano;

- Y x/s = 0,9 g/gpentano;

- CC : 0,7-0,4 mg MtBE/mgpentano;

- rateo di degradazione del TBA: 0,95 nmol/mg prot/min;

Garnier et al., 2000

M. vaccae JOB5, A. eutrophus, P.mendocina, colture pure

- 21,0 nmol/mg prot/min;

- 17,1 nmol/mg prot/min:

- 15,0 nmol/mg prot/min;

- 14,9 nmol/mg prot/min.

- SC : esano;

- SC : 2-metilpentano; - SC : butano; - SC : 2-metilbutano.

Hyman & O’Reilly, 1999

Rhodococcus sp. CT2, coltura pura

- 11,7 nmol/mg prot/min;

- 18,3 nmol/mg prot/min;

- 4,6 nmol/mg prot/min;

- SC: propano; - SC: pentano; - SC: isobutano.

Hyman et al., 2000

Gordonia terrae,

coltura pura -14 nmol/mg prot/min.

- C0,MtBE = 150 mg/l;

- SC : ETBE.

Hernàndez-Pérez et al., 2001

M. vaccae JOB5,

coltura pura - 13 nmol/mg prot/min. - SC : propano

Smith & Hyman, 2004

Pseudomonas consortium, coltura mista

- 9,2 nmol/mg prot/min (*);

- 2,3 nmol/mg prot/min (*);

- 6,1 nmol/mg prot/min (*).

- SC : pentano; - SC : esano; - SC : iso-ottano. - Yx/s = 0,45 [-]; - CC : 1mgMtBE/1 mg pentano; - MtBE completamente mineralizzato. Morales et al., 2004 Rhodococcus BU3,

coltura pura -1 nmol/mg prot/min (*); -0,4 nmol/mg prot/min (*).

- C0,MtBE = 30 mg/l;

- SC : propano; - SC : 1-propanolo.

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