Introducción
A nivel mundial, las actividades agroindustriales han aumentado debido a su constante desarrollo, lo que ha generado una alarmante cantidad de residuos sólidos. Los más conocidos son los producidos por la industria alimentaria y no alimentaria, así como las facilitadoras y consumidoras de materia prima. A pesar de que éstos pueden ser aprovechados como alimento para animales o revalorizados para la extracción de compuestos bioactivos y otras aplicaciones en la industria, desafortunadamente las empresas no cuentan con planes estratégicos para ello, debido a su alto costo (Vargas-Corredor & Pérez-Pérez, 2018; Yepes, Naranjo & Sánchez, 2008). Tan solo la industria del café, del papel y el aceite de palma desechan más del 70% de la materia prima, que está compuesta por pectina, celulosa, almidón y lignina, entre otros (Grande-Tovar, 2016). Por lo tanto, el conjunto de estos residuos agroindustriales (sólidos y líquidos), es conocido como biomasa; y las nuevas formas de aprovecharla es para la producción de bioenergía. Así, los residuos sólidos generan electricidad y los líquidos han sido evaluados como biocombustibles (biodiesel, bioetanol y biogás) (Vargas-Corredor & Pérez-Pérez, 2018). Por su naturaleza, representan una ventaja sobre los combustibles fósiles al ser formas de energía renovables. Ante ello, el biogás es alternativo al gas natural y se genera mediante la digestión anaeróbica de algunos residuos orgánicos provenientes, principalmente de plantas industriales. El biogás es una mezcla de gases metano (o biometano, CH4) y dióxido de carbono (CO2) con menores porcentajes de vapor de agua, hidrógeno y sulfuro de hidrógeno (o ácido sulfhídrico, H2S), este último junto con el CO2 son removidos al purificarse el biogás obteniendo CH4 (Guo, Song & Buhain, 2015). Para obtener biogás puro, las opciones de oxidación o eliminación del H2S son por métodos químicos y biológicos. Los métodos químicos contaminan en mayor proporción al medio ambiente, por lo tanto, el uso de microrganismos oxidantes de azufre o SOM (sulfur oxidizing microorganisms) ha sido una buena alternativa. Las responsables de esta acción, son las bacterias quimiolitotróficas del género Thiobacillus, Sulfolobus, Thermotrix, Beggiatoa y Thiothrix (Rubiano-Labrador, Hurtado & Salamanca, 2018). Por lo tanto, la presente revisión tiene como objetivos: exponer las tendencias actuales del uso de los SOM que impactan en la obtención de bioenergía a partir de residuos agroindustriales, conocer su metabolismo, su identificación por metagenómica y el rol que juegan en la purificación del biogás.
Agroindustria: actividades agrícolas y economía
Las actividades agroindustriales tienen un impacto en el desarrollo de cualquier país pues representan cierta parte del producto interno bruto. Los sectores como la agricultura, ganadería, silvicultura, así como la pesca, son de importancia económica en México (Basurto & Escalante, 2012). En lo que respecta al sector de la agricultura, la producción de frutas y hortalizas tienen mayor dinamismo debido a las exportaciones que se realizan, siendo en menor medida los cereales (arroz, trigo y sorgo), caña de azúcar, café y leguminosas. En tanto, el maíz lidera la lista de los principales cultivos en México, representando más del 50% de la superficie. Por otro lado, la ganadería engloba la producción de carne de bovino, cerdo, pollo, huevos de gallina y leche de vaca, siendo la de mayor relevancia la primera en términos de porcentaje de producción (>29%), (Escalante & Catalán, 2008). Para los países en desarrollo, la agricultura es de suma importancia y en nuestro país existen dos tipos de prototipos económicos: en el primero, los pequeños productores cultivan, cosechan o utilizan el campo en beneficio propio, ya sea para obtener ingresos económicos o para su alimentación. (Quirino, Duana, Hernández & García, 2016).
Generación de residuos agroindustriales
La agroindustria genera y fomenta el desarrollo económico y social del entorno; por lo que las materias primas son sometidas a procesos de adecuación o transformación para otorgarles un valor agregado mediante operaciones unitarias y facilitar su consumo. Sin embargo, se genera uno de los principales problemas ambientales: la alta producción de residuos. En algunos casos, estos son tratados hasta reducir el impacto negativo que su emisión, vertimiento o disposición pudieran generar convirtiéndolos en un producto útil y de mayor valor agregado que solucione el problema y genere ingresos económicos adicionales (Cury et al., 2017). Los compuestos de interés de estos residuos o subproductos presentan aplicaciones alimentarias, cosméticas, farmacéuticas y biotecnológicas (Vargas-Corredor & Pérez-Pérez, 2018) con ventajas para la industria generadora de residuos y para el medio ambiente, puesto que estos residuos contienen compuestos fenólicos o tóxicos que causan daños al agua, flora y fauna del lugar donde se descarguen o depositen sin un tratamiento previo. Además de compuestos bioactivos, los residuos agroindustriales contienen azúcares, proteínas, minerales, pectina y materiales lignocelulósicos como celulosa, hemicelulosa y lignina (Mussatto, Ballesteros, Martins & Teixeira, 2012).
En México, los principales residuos agroindustriales son generados por el área agrícola, desde cáscaras de frutas y vegetales, hojas de maíz, hasta bagazo de caña de azúcar, maguey y agave, pulpa de café, paja de trigo, cebada y frijol entre otros (Mejías-Brizuela, Orozco-Guillén & Galáan-Hernández, 2016). Los números señalan que en las agroindustrias se aprovechan bajos porcentajes de la biomasa. En la industria cervecera se aprovecha el 8% de los nutrientes del grano, en la del aceite de palma un 9%, en la del café el 9.5% del peso del fruto fresco. Mientras que en otras cerca del 30% como en la de celulosa y en la del papel, por mencionar algunas (Cury et al., 2017). En el caso de la ganadera, los residuos son principalmente estiércol (Mejías-Brizuela et al., 2016) utilizado para abonos orgánicos, mediante mezclas de cachaza y bagazo de caña de azúcar con diferentes fuentes de estiércol (Palma-López, Zavala-Cruz, Cámara-Reyna, Ruiz-Maldonado & Salgado-García, 2016); también en la producción de nano-celulosa a partir de la cáscara y pulpa de residuos cítricos (Naz et al., 2016); extracción de compuestos bioactivos de la cáscara de los cítricos como la lima (Padilla de la Rosa et al., 2018), pectina a partir del bagazo de lima (Sanchez-Aldana, Aguilar, Nevarez-Moorillon & Esquivel-Contreras, 2013) y los polifenoles obtenidos de las cáscaras de mandarina (Safdar et al., 2017). Sin embargo, la tendencia actual se inclina por la producción de bioenergía y biocombustibles, por ejemplo la obtención del biogás a partir de lacto-suero y estiércol de vaca, entre otros (Hublin, Schneider & Dzodan, 2014).
Demanda energética
¿Te has puesto a pensar en la cantidad de energía que se utiliza para elaborar un vaso que contiene tu café de las mañanas? ¿Cuánta energía gastas para dormir en una habitación fresca a 22 °C? Los tipos de energía más utilizados hasta la fecha para satisfacer las necesidades energéticas de la población son a partir de fósiles (no renovables), energía nuclear y por energías renovables. Los depósitos de energía a partir de residuos fósiles por cientos de años se han utilizado, pero no son renovables y en algún momento se agotarán las reservas, se elevará su costo, el calentamiento global llegará a su límite y dejarán de ser rentables (Asif & Muneer, 2007). Desde 2011, se han reportado incrementos en los precios del gas natural, petróleo y carbón en más del 120%, 370% y 460%, respectivamente (Castro, 2011). En tanto, países como China, India, Rusia, Reino Unido y Estados Unidos de Norteamérica (USA) necesitarán más fuentes de energía en un futuro cercano (Asif & Muneer, 2007). Ante ello, el Foro Económico Mundial consideró como una solución a este problema el uso de biorefinerías para cumplir con la demanda energética mundial utilizando la biomasa para generar combustibles y materiales, entre otros (Diep et al., 2012).
A nivel mundial la tendencia del crecimiento poblacional es alto, pues se estima que para el 2050 serán más de 9 billones de habitantes, comparado a los 7.3 billones, aproximadamente, que existen actualmente. Ante este panorama, las necesidades de energía serán más demandantes y las consecuencias en el medio ambiente por las emisiones de CO2 a la atmósfera serán inimaginables. Tan solo para el 2035, se considera que más de 17 billones de toneladas equivalentes de petróleo serán necesarias para abastecer las necesidades de la población (Chu & Majumdar, 2012).
Bioenergía y biocombustibles
A través del petróleo o gas natural se produce aproximadamente el 88% de la energía mundial (Achinas, Achinas & Euverink, 2017). Por lo tanto, las opciones para sustituirlo paulatinamente han sido la implementación de biorefinerías con la finalidad de generar bioenergía a partir de la biomasa (Vargas-Corredor & Pérez-Pérez, 2018). Como fuente renovable, la bioenergía es producida a partir de la materia orgánica, principalmente de residuos agroindustriales. Los principales productos son biocombustibles como el bioetanol y el biodiesel, los cuales pueden ser utilizados para fines de transportación, su producción a base de fermentación por levaduras y de aceites comestibles y no comestibles, grasas animales y algunos residuos agroindustriales como plantas, respectivamente, los hacen más ventajosos que los combustibles fósiles (Rasool & Hemalatha, 2016). Por otro lado, no sólo se producen combustibles líquidos como el bioetanol y el biodiesel, sino también existen formas sólidas como las virutas de madera y gaseosas como el biogás, este último es obtenido por digestión anaeróbica (Singh & Walia, 2016).
Algunos estudios se han llevado a cabo para la obtención de biocombustibles como lo señalan Ingale, Joshi & Gupte (2014), quienes utilizaron residuos de banana como sustrato celulósico para la producción de bioetanol. Mediante el uso de pre-tratamientos alcalinos y de sacarificación por Aspergillus ellipticus y Aspergillus fumigatus seguido de una fermentación por Saccharomyces cerevisiae se logró la producción de 17.1 g/L de etanol con un rendimiento del 84%. En otro sentido, Hossain & Mekhled (2010), utilizaron residuos de aceite de canola empleado para cocinar alimentos en relación 1:1 con metanol, así como hidróxido de sodio 0.5% por trans-esterificación a temperatura de 55 °C y 250 rpm para producir biodiesel, con un rendimiento del 49.5%.
Producción de biogás
El biogás es obtenido por la degradación bacteriana de la biomasa en condiciones anaeróbicas. En términos de composición química, el principal compuesto de interés es el CH4 (50-75 %), sin embargo, el biogás también contiene CO2 (25-50 %) y otros elementos como agua, oxígeno (O2), H2S y azufre elemental (S). Para la obtención del biogás por digestión anaerobia a partir de material orgánico, se presenta la reacción general C6H12O6→ 3CO2+ 3CH4 y se realiza en cuatro etapas: primero se realiza una hidrólisis, seguida de una acidificación (acidogénesis), producción de ácido acético (acetogénesis) y de biometano (metanogénesis) (Gómez, 2013). Durante la hidrólisis, se descompone la materia orgánica en condiciones de ausencia de oxígeno mediante microorganismos (bacterias anaerobias) como Bacteriocides, Clostridia, Bifidobacteria, Streptococci y Enterobacteriaceae. En cambio, en la acidogénesis ocurre la conversión de moléculas orgánicas simples a CO2, H2, ácidos orgánicos, así como amoniaco (NH3) por bacterias acidogénicas. Por otro lado, en la acetogénesis se convierten los ácidos orgánicos en ácido acético (CH3COOH), así como H2, NH3 y CO2, mediada por bacterias acetogénicas. Finalmente, en el proceso de metanogénesis se descompone el CH3COOH a CH4 y CO2 por acción de bacterias metanogénicas (Guo et al., 2015). Es importante realizar un pretratamiento del sustrato o materia orgánica a utilizar con la finalidad de mejorar la digestibilidad equivalente a la reducción de su tamaño, tratamiento térmico o químico (Forster-Carneiro, Isaac, Pérez & Schvartz, 2012).
Al ser el biogás de naturaleza renovable, como combustible gaseoso es una alternativa a varios problemas a nivel mundial, por ejemplo, su uso con la subsecuente disminución del uso de gas natural, es garantía por ser utilizado desde hace siglos (Singh & Walia, 2016). Además, sus aplicaciones abarcan desde biogás para estufas, calentadores, energía eléctrica y motores, con la ventaja de que a partir de residuos agroindustriales de frutas, hojas de maíz o estiércol de animales es posible producirlo (Vargas-Corredor & Pérez-Pérez, 2018). En ese sentido, México tiene el potencial para producir bioenergía. En 2013, se estimó un potencial máximo teórico de 3700 MW, incluyendo biogás, biodiesel, bioetanol, entre otros. Esto es posible debido a la gran cantidad de residuos agroindustriales o subproductos que generan las actividades agrícolas y ganaderas. Los residuos del sorgo granífero favorecen la mayor producción de biogás (μ= 550 L/Kg de sólido fresco), seguido del estiércol aviar (μ= 74-220 L/Kg de sólido fresco y de los residuos de comida (μ= 75-120 L/Kg de sólido fresco) (Mejías-Brizuela et al., 2016).
Se han realizado diversos estudios con el objetivo de producir biogás mediante subproductos industriales (Tabla I). Elaiyaraju & Partha (2016) lograron producir biogás por co-digestión anaerobia a partir de residuos obtenidos de efluentes de la industria del curtido y tapioca utilizados como sustratos, en conjunto con el lodo obtenido de los digestores anaeróbicos con actividad metanogénica. El 80% de CH4 y 20% de CO2 fueron posibles por la optimización de las condiciones de producción (pH 6.5, temperatura 32°C y concentración de sustrato 150 mL/L, mediante un diseño compuesto central a través de la metodología de superficie de respuesta (RSM). Por otro lado, Antonelli et al. (2016), utilizaron agua residual de naturaleza porcina como inóculo mediante digestión anaerobia con suero de queso a diferentes temperaturas (26 °C y 32 °C) y pH (3.65 y 3.53). Sus resultados demostraron que a ambas temperaturas se puede producir biogás con rendimientos similares, siendo a 32 °C donde más se obtuvo (270 L), ya que el 63% corresponde al biometano, comparado con el obtenido a 26 °C (171 L), donde el 61% también es biometano. Además, no se detectó amonio ni ácido sulfhídrico.
Tabla I
Composición química del biogás producido a partir de residuos agroindustriales.
| Sustrato/co-sustrato | Composición del biogás | Biogás generado (L) | Referencia |
|---|---|---|---|
| Purín de cerdo, aguas residuales (grises y amarillas) y agua de pozo | n. e. | 357.5-436.2 | (Pinto & Quipuzco, 2015) |
| Residuos de frutas (manzana, piña, naranja, bananas y yaca) | n. e. | 0.99 | (Chakravarty, 2016) |
| Residuos sólidos urbanos |
CH4: 33.7 L CO2: 25.63 L H2S: 0.24 L |
63.01 | (Tapia-Gómez, Laines-Canepa & Sosa-Olivier, 2017) |
| Tapioca y lodos de digestores anaeróbicos |
CH4: 80% CO2: 20% |
n. e. | Elaiyaraju & Partha, 2016 |
| Suero de queso y aguas residuales porcinas | CH4: 63% | 168-174 | (Antonelli et al., 2016) |
| Excretas de borregos/ rumen y lodos |
CH4: 61.12-64.44% CO2: 30.61-33.07% O2: 4.11-5.81% H2S: 91.63-134.9 ppm |
35.47-43.84 | (Sarabia-Méndez, Laines-Canepa, Sosa-Oliver & Escalante-Espinosa, 2017) |
En tanto, Chakravarty (2016) evaluó la producción del biogás a partir de residuos agroindustriales, principalmente frutas (manzana, piña, naranja, bananas y yaca), previamente licuadas para disminuir el tamaño de la partícula. Se utilizaron los cinco tipos de residuos de frutas y una mezcla de todas como sustrato por digestión anaeróbica y se evaluó la carga microbiana de cada residuo. Sus resultados demostraron que la mezcla de residuos es capaz de producir mayor cantidad de biogás (990 mL) en comparación con el proceso individual, siendo la de mayor rendimiento los residuos de la piña (975 mL), en un lapso de tres semanas. Se demostró que esta producción está relacionada con la carga microbiana presente en los residuos, pues a mayor cantidad de microorganismos mayor producción de biogás.
Purificación del biogás: el papel de las bacterias oxidantes del azufre
La purificación del biogás es un proceso que tiene como objetivo obtener únicamente biometano por lo que se eliminan las impurezas de otros compuestos como los sulfuros (H2S), NH3 y CO2, presentes al finalizar su producción (Guo et al., 2015; Ramaraj & Dussadee, 2015). El proceso es también para mejorar el rendimiento calórico del biogás (Ramaraj & Dussadee, 2015) y evitar la corrosión de los metales que lo transportan o lo generan por efecto del H2S, además que en conjunto con el CO2, que no es un combustible, representan un riesgo para la salud (Ponce, 2016). Se estima que el H2S es tóxico para humanos, siendo letal a concentraciones de 300 ppmv (0.03% v/v), (Moreno-Andrade, Moreno & Quijano, 2019), además de ocasionar problemas en los aceites de los motores y en las tuberías de una planta de biogás, siendo el valor aceptable de hasta 658 ppmv. Sin embargo, se han registrado concentraciones de hasta 2000 ppmv durante la producción del biogás (ESAMUR, 2011; Llaneza, Moris, González Azpíroz & González, 2010), cuya acción requerida es la purificación. Dentro de los factores que afectan la concentración de H2S generado durante la obtención del biogás se encuentra el sustrato. Por ejemplo, cuando se utilizan vinazas, desechos sólidos municipales y suero lácteo las concentraciones del compuesto son de 1718, 2000 y 2133 ppmv, respectivamente, sin embargo, existen reportes de hasta 30,000 ppmv cuando se utilizan las vinazas como sustrato. (Barrera, Spanjers, Dewulf, Romero & Rosa, 2013; Moreno-Andrade et al., 2019).
A partir del biogás purificado se puede generar electricidad, calor y combustible con fines de transportación (Elaiyaraju & Partha, 2016). Se estima que a partir de 1m3 del mismo se puede producir 1.9 kW*h de energía en forma de electricidad, así como 3.8 kW*h de calor (Hublin et al., 2014). En términos comparativos, 1 m3 de biogás al 60% de CH4 equivaldría a 0.7 L de gasolina, 2.4 kW*h de electricidad, 0.6 m3 de gas natural y 1.3 Kg de madera utilizada para producirlo (Ponce, 2016). Las técnicas utilizadas para la purificación del biogás involucran métodos para la remoción de H2S fisicoquímicos (adsorción y absorción), métodos biotecnológicos (uso de microorganismos) y separación por membranas (zeolita natural), (Ortega-Viera et al., 2017). En el caso del CO2, se utiliza la adsorción por oscilación de presión, absorción física y química, separación por métodos criogénicos, separación por membranas y por métodos biológicos (Awe, Zhao, Nzihou, Minh & Lyczko, 2017).
El uso de microorganismos para purificar el biogás al eliminar el H2S presenta ventajas importantes en comparación de los demás métodos, pues resulta económico y no genera consecuencias dañinas al medio ambiente. En este contexto, las bacterias han sido mayormente estudiadas y en menor proporción las microalgas (Abatzoglou & Boivin, 2009). Entre las bacterias oxidantes del azufre (del inglés Sulfur Oxidant Bacteria "SOB", se han reportado los géneros Bacillus, Thiobacillus, Beggiatoa, Thiothrix, Thermothix, Thiovolum, Acidianus, Sulfolobus, Thioalcalimicrobium y Thioalkallividrioson (Gholipour et al., 2018). La importancia del uso de estas bacterias es la capacidad para trasformar el H2S a S elemental o en forma de SO4 -2, sus requerimientos nutricionales son mínimos y con ello se puede separar con facilidad el azufre de la biomasa (Abatzoglou & Boivin, 2009). Por lo tanto, se removerá el CO2 y se eliminará el H2S, enriqueciendo la producción de biometano. La biodesulfuración (oxidación del azufre), puede ser posible utilizando soportes como biolavadores, biofiltros de lecho fijo y de lecho escurrido en donde las bacterias puedan estar suspendidas o inmovilizadas para realizar dicha función (Ortega, Rodríguez, Fernández & Bárcenas, 2015). Para ello, los biofiltros empacados con fibras naturales han sido los más utilizados (Díaz-Rodríguez et al., 2017).
Recientemente se trabajó con la biodesulfuración del biogás mediante el acoplamiento de una columna de absorción y un biorreactor de columna de burbujeo, en donde se observó la remoción de hasta el 80% de H2S usando como inóculo una comunidad microbiana de lodo activado de una planta de tratamiento de aguas residuales municipales de Valencia, España. Dentro de la comunidad microbiana se identificaron tres proteobacterias responsables de la oxidación del azufre: Thioalkalimicrobium cyclicum, Stappia sp. y Ochrobactrum sp. (San-Valero et al., 2019). Se han reportado resultados similares de biodesulfuración del biogás usando una columna de absorción acoplada a un reactor tipo air-lift con lodo activado de la planta de tratamiento de aguas residuales "Santa Rosa" como inóculo. Dentro de los microorganismos responsables se encuentran los del filo Actinobacteria, Bacteroidetes, Firmicutes y Proteobacterias, con diferencias en abundancia relativa al inicio y tras 46 días de fermentación (Quijano, Figueroa-González & Buitrón, 2018).
Ciclo del azufre (Metabolismo de las SOM y participación en el ciclo del azufre)
El ciclo del azufre es un proceso biogeoquímico importante y se caracteriza por reacciones de oxidación y reducción que permite además que los microorganismos se puedan beneficiar al obtener energía (Tourna, Maclean, Condron, O'Callaghan & Wakelin, 2014), (Figura 1). Este proceso es de suma importancia, ayuda a comprender la biodesulfuración del biogás y la participación de los microorganismos responsables de este procedimiento. En términos de reducción, el sulfato acepta un electrón para convertirse posteriormente en sulfuro, sin embargo, cuando ocurren reacciones de oxidación; los sulfuros donan electrones que convierten a estos compuestos en azufre elemental o sulfato, mediante bacterias fototróficas o quimiolitotróficas (Barbusiński & Kalemba, 2016).
Figura 1
Ciclo del azufre. Proceso de oxidación y reducción de compuestos de azufre y algunas bacterias participantes.
La oxidación del azufre a sulfato es el proceso de mayor relevancia durante el ciclo del azufre y algunos microorganismos pueden realizar esta acción. En el dominio Arquea, los sulfolobales pueden oxidar azufre aeróbicamente; en el dominio Eucarya, hongos del género Aurebosidium, Aspergillus y Penicillium; en tanto en el dominio Bacteria, los géneros litótrofos y fotótrofos como Bacillus, Thiobacillus, Beggiatoa, Thiothrix, Thermothix, Thiovolum, Acidianus, Sulfolobus, Thioalcalimicrobium y Thioalkallividrio, tienen la capacidad de oxidar el azufre, algunas de manera aerobia y/o anaerobia (Gholipour et al., 2018). Otros de los microorganismos oxidantes del azufre son Thiomonas, Acidiphilium, Thiomicrospira, Thiovulum y Thioploca (Kambam, Soundararajan, Raghupati & Mathivanan, 2015).
Las SOB pueden ser de dos tipos: fotosintéticas y no fotosintéticas. Las primeras oxidan el azufre en ausencia del oxígeno con el uso de luz y poseen pigmento, a diferencia de las no fotosintéticas que carecen de color y pueden oxidar compuestos de azufre con presencia de oxígeno, así como de modo anaerobio mediante el nitrato (Rawat & Rawat, 2015).
Las bacterias con mejores ventajas biotecnológicas para la oxidación de sulfuro a sulfato o azufre elemental (biodesulfuración), son las de tipo quimiolitotróficas debido a su alta afinidad a los compuestos del azufre. En contraste, las bacterias fotosintéticas requieren de energía luminosa y estar en soluciones transparentes obligatoriamente, en cambio, las bacterias fototróficas producen sulfuro de manera interna, lo que conllevaría a varios procesos para su remoción, todo ello ocasiona un costo elevado a gran escala (Barbusiński & Kalemba, 2016). Es importante conocer las características principales de cada bacteria con la finalidad de identificarla y conocer su rol en la oxidación del azufre.
Las bacterias que participan en la oxidación de sulfuro/azufre de manera aerobia son del género Thiobacillus, Achromatium y Beggiatoa y pueden oxidar el H2S a azufre elemental hasta sulfato, en cambio, anaeróbicamente bacterias del género Thioploca y Thiothrix lo hacen de manera anaerobia (Madigan, Martinko, Dunlap & Clark, 2009). Las bacterias del género Thiobacillus son bacilos Gram negativos, obligadas quimiolitotróficas, desnitrificadores facultativos (Thiobacillus thioparus, T. neopalitanus, T. denitrificans), acidófilos extremos (T. thiooxidans), acidófilos oxidantes de hierro ferros (T. ferrooxidans) y halófilos (T. halophilus), (Kambam et al., 2015). En el caso de Achromatium son cocos de tamaño aproximado de 10-100 μm, quimiolitotrófico oxidante del azufre (Madigan et al., 2009). En cambio, el género Beggiatoa tiene la capacidad de formar filamentos motiles y en presencia de H2S depositan azufre de manera intracelular (Vidyalakshmi, Paranthaman & Bhakyaraj, 2009).
Estos microorganismos son mayormente mesófilos y pueden ser aislados de lugares con un rango de 4-95 °C y crecen en condiciones de pH neutro, ácido y básico >7.5 (Rawat & Rawat, 2015). Thioploca y Thiothrix (mixótrofo aerobio estricto) son bacterias oxidadoras de azufre, filamentosas, que llevan a cabo esta acción en ausencia de oxígeno junto con la reducción de nitrato hasta amonio (Madigan et al., 2009).
Bacterias del género Desulfovibrio y Desulfobacter participan en la reducción del sulfato de manera anaerobia a H2S. Desulfovibrio sp. (no acetato oxidante), contiene desulfoviridina, es un bacilo curvo con flagelos polares Gram negativo, no productor de esporas y termófilo. En cambio, Desulfobacter sp. (acetato oxidante), es un bacilo con flagelo polar único Gram negativo, no contiene desulfoviridina, oxida el acetato como donador de electrones a CO2 por el ciclo de Krebs. Algunas bacterias como las Desulfuromonas pueden reducir el azufre anaeróbicamente hasta sulfuro. Son bacilos rectos, Gram negativos, anaerobios estrictos, utilizan etanol acetato o succinato como donador de electrones, son bacterias desasimiladoras. Otros de los procesos son la dismutación del azufre, es decir, producción de H2S y sulfato a partir de tiosulfato, por bacterias del género Desulfovibrio; oxidación o reducción de compuestos orgánicos azufrados y la desulfuración, de azufre orgánico a H2S (Madigan et al., 2009).
En cuanto a las vías metabólicas relacionadas a la oxidación del azufre, las bacterias oxidantes de este elemento cuentan con tres: vía de oxidación del azufre por Paracoccus, vía de oxidación del tiosulfato y la vía intermediaria del tetrationato. La primera está relacionada con un sistema enzimático SOx asociado a la bacteria quimiolitotrófica facultativa Alphaproteobacteria, la segunda involucra la interacción de un sistema enzimático SOx y reductasa desasimiladora de sulfito y la tercera es característica de bacterias quimiolitotróficas obligadas como Acidithiobacillus sp. y Thiobacillus (Tourna et al., 2014).
Uso de la metagenómica para la identificación de SOM
La biodiversidad microbiana es pilar del funcionamiento de todo ecosistema; por lo que es importante comprender la estructura y funciones de estas comunidades, incluyendo las variaciones que pueden ocurrir en respuesta a los factores ambientales que pueden modificarlas. Por medio de la microbiología tradicional se pueden identificar estos microorganismos, sin embargo, otras herramientas que han tomado auge, dentro de las ciencias "omicas" es la metagenómica. Desde 1998, cuando apareció por primera vez este término, se han magnificado los estudios sobre la identificación de microorganismos en diversos ecosistemas, especialmente aquellos que no son cultivables en el laboratorio, mediante el empleo del gen 16S rARN (Solera del Rio, 2014). Este gen es el marcador más utilizado para la identificación bacteriana cuya longitud de 1,500 pb contiene nueve regiones variables intercaladas entre regiones conservadas. Las regiones variables son frecuentemente utilizadas para la clasificación filogenética como asignación de género o especie en diversas comunidades microbianas (Support Illimina, s. f.; Cortés-López, Montor-Antonio, Olvera-Carranza, Peña-Castro & Del Moral-Ventura, 2014). Además de esto, la metagenómica proporciona acceso a la diversidad genética global de las comunidades microbianas y su dinámica, es decir cambios de poblaciones en función del tiempo y el espacio (Solera del Rio, 2014). Todo esto permite obtener información relevante para el estudio de fenómenos de simbiosis, competición, comunicación entre microorganismos y su papel sobre la catálisis de los ciclos biogeoquímicos y de los procesos de biodegradación de compuestos xenobióticos, así como las nuevas funciones génicas relacionadas con el papel de los microorganismos en la modificación del medio ambiente (Castillo-Rodríguez, 2005).
Particularmente la metagenómica tiene una amplia incidencia en estudios ecológicos de regiones poco comunes y/o de importancia ambiental como: aguas termales, regiones salinas, mar Mediterráneo, regiones árticas, compostas, suelos contaminados, regiones oligotróficas, etc. (Cortés-López et al., 2014). Precisamente en aguas residuales, suelos de estanques, minas, residuos de efluentes de papel, entre otros se han identificado SOB (Kambam et al., 2015). Gros (2017) logró identificar Thiovulum sp., un género de bacteria épsilon oxidante del azufre a partir de sedimento de manglar marino rico en sulfuro. Para ello, extrajo DNA a partir de la muestra con el kit de extracción DNEasy y se realizó una amplificación por PCR del gen 16S rRNA utilizando cebadores universales 8F-1492R y 533F-1492R. Los resultados del análisis de secuenciación (1,320 bp) se utilizaron para realizar un análisis filogenético y por último la hibridación in situ por fluorescencia para comprobar la presencia de la proteobacteria.
Por otro lado, Cúcio, Overmars, Engelen & Muyzer (2018) realizaron un análisis metagenómico de la rizósfera de pasto marino para la identificación de comunidades microbianas oxidantes de azufre mediante una secuenciación masiva Ilumina HiSeq 2000. El análisis bioinformático permitió identificar a las Gammaproteobacteria, Deltaproteobacteria y Alphaproteobacteria.
En tanto, D'Auria et al. (2018) identificaron bacterias oxidantes del azufre a partir de muestras de sedimento, biovermiculita y esnotita de una cueva con presencia de agua rica en azufre. La amplificación de las regiones variables V1 y V3 del gen 16S rRNA, la pirosecuenciación y el análisis bioinformático revelaron la presencia de Proteobacteria y Acidobacteria, entre otras con menor proporción.
Existe poco conocimiento acerca del gran número de bacterias oxidantes de azufre (LSB), que habitan en aguas subterráneas sulfurosas en los grandes lagos. Por tal motivo, Sharrar et al. (2017) condujeron un análisis metagenómico del lago Huron, en donde se encontraron dos familias de LSB: Beggiatoaceae que son filogenéticamente intermedias entre grupos conocidos de agua dulce y marinos. Varias de estas Beggiatoaceae tenían 16S rRNA genes que contenían intrones previamente observados en taxones marinos. En la zona Alpena, abundaban Thiothrix lacustris y Thiothrix spp. Se identificaron los genes de oxidación de azufre mediante la ruta rDsr, oxidación de H2 vía Ni-Fe hidrogenasas y el uso de O2 y nitrato como aceptores de electrones. Actualmente se tiene el conocimiento de una macro-bacteria aislada del sulfureto Humboldt de Chile, este microorganismo se identificó por metagenómica como Candidatus Venteriaishoeyi que está relacionado con formas no-vacuolares como en Beggiatoa (Fonseca et al., 2017).
Las comunidades microbianas encontradas en aguas subterráneas ricas en azufre en Estados Unidos, llamadas LowerKane Cave, WY, USA y Glenwood Hot Springs, CO, USA, revelan la presencia de ε-proteiobacterias y γ-proteobacterias, que incluyen grupos relacionados con Sulfurovum, Sulfurospirillum, Thiothrixy un grupo ε-proteiobacteriano sin parentesco cercano (Rossmassler, Hanson, & Campbell, 2016)
Bioenergía y costos de producción
El incremento en la generación de residuos agroindustriales ha ocasionado interés en su aprovechamiento, pues al ser biodegradables y con grandes cantidades de biomasa se han utilizado para la generación de bioenergía. El costo de producir biogás se estima en dos partes, el costo de capital y el operacional. El primero es estimado por m3 de 300 a 800 dólares americanos (USD), 2,400-7,500 USD por kWe, 5,000-7,500 USD, por conceptos de capacidad del digestor, instalaciones eléctricas y por el volumen de biogás producido por hora (Nm3/h). Ahora bien, por purificarlo la inversión varia de 1,950 a 2,600 USD porNm3/h (Caruso et al., 2019). Por otro lado, el costo por unidad de biogás tratado puede oscilar entre 0.025 a 0.046 USD/m3, considerando la inversión anual por adsorbentes (1,281-13,500 USD), (Abatzoglou & Boivin, 2009). A pesar de que la producción de bioenergía es redituable, a nivel industrial se necesitan optimizar los parámetros de pretratamiento del sustrato, purificación del biogás, entre otras para que se refleje como un verdadero costo-beneficio (Achinas et al., 2017).
Alrededor del mundo, la producción de biocombustibles es bien vista, Estados Unidos seguido de Brasil, Europa, China y Canadá, representan la mayor producción de bioetanol con un total de 23.4 billones de galones. En cuanto al biodiesel, algunos países de Europa como Alemania, Francia, España, Italia y Polonia, son los principales productores a nivel mundial, seguido de Brasil, Argentina, Estados Unidos y China, los cuales a lo largo de los años han aumentado la producción de este biocombustible, llegando a producir en 2013, 6,289 millones de galones. Sin embargo, China es considerado el principal productor de biogás con 6 billones Nm3 anualmente (Guo et al., 2015). Sin embargo, países como India, Canadá, Tailandia, Estonia, China, Corea del Sur, Brasil, Sudáfrica, también son productores de biometano (Svensson, 2013). En América Latina Colombia, Perú, Bolivia, México entre otros también han producido biogás (Reyes, 2017).
Conclusiones
La producción de bioenergía a partir de residuos agroindustriales debe ser una estrategia aplicada en los países para ir cambiando paulatinamente el uso de combustibles fósiles, pues reduce costos, es accesible, es renovable y no afecta al medio ambiente. Es importante tener en cuenta que la purificación biológica del biogás para la recuperación de un buen rendimiento del biometano conlleva a la identificación de los microorganismos con capacidad metabólica para desulfurar el biogás, permitiendo tener cepas que pudieran ser modificadas genéticamente para aplicaciones industriales.
