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Reducción de arsénico (V) a arsénico (III) por microorganismos

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Actualmente estoy investigando sobre la toxicidad del arsénico en microorganismos y aprendí sobre el ciclo del arsénico (V) / (III). El arsénico (III) (generalmente en forma de arsenito) es generalmente 50 veces más tóxico para la vida biológica; sin embargo, la mayoría de las bacterias (o al menos algunas) reducen el arseniato menos tóxico a arsenito. Simplemente no entiendo por qué estos organismos reducirían el arseniato a algo más tóxico. Esto no parece ser una reducción accidental en la que el microorganismo confundió el arsenato con el fosfato, ya que hay plásmidos codificados específicamente con genes que reducen el arseniato. ¿Por qué está pasando esto? ¿Cómo sería esto una ventaja en estos organismos y no una desventaja?


Puede encontrar una revisión excelente y reciente sobre este tema, que afortunadamente también es de acceso gratuito, aquí: https://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S2319417016000159

La resistencia al arsénico es omnipresente entre las bacterias, prácticamente todas mantienen la ars operón. Entre las bacterias resistentes al arsénico, esto no es una ventaja, pero el arsénico era y sigue siendo una sustancia ubicua y ser resistente a él confiere una ventaja sobre las que no lo son; por eso no abundan las bacterias que se ahorran el esfuerzo.

El núcleo de su respuesta está en el último párrafo de resumen:

ArsM transforma el arsénico inorgánico en una especie organoarsénica altamente tóxica que mata al competir con las especies bacterianas y también puede ser responsable de la carcinogénesis en animales. Las especies microbianas en competencia han respondido a esta presión ambiental mediante la evolución de los mecanismos de desintoxicación de las AM (III). Algunos producen ArsI que desmetila MA (III) a As (III) inorgánico menos tóxico, mientras que otros producen ArsH que oxida MA (III) a MA pentavalentes no tóxicos (V). Es probable que todos estos procesos estén teniendo lugar en comunidades microbianas ambientales, ya que las bacterias, arqueas, hongos y protozoos luchan constantemente por el dominio.

Resumido en la Figura 5: https://ars.els-cdn.com/content/image/1-s2.0-S2319417016000159-gr5.jpg ">Mejora esta respuestacontestado 20/11/18 a las 11:32ArmatusArmatus7,5502 insignias de oro26 insignias de plata56 medallas de bronce

Papel de las bacterias reductoras de metales en la liberación de arsénico de los sedimentos del delta de Bengala

La contaminación de las aguas subterráneas, extraídas para beber y para riego, por arsénico derivado de sedimentos amenaza la salud de decenas de millones de personas en todo el mundo, sobre todo en Bangladesh y Bengala Occidental 1,2,3. A pesar de los calamitosos efectos sobre la salud humana derivados del uso extensivo de aguas subterráneas enriquecidas con arsénico en estas regiones, los mecanismos de liberación de arsénico de los sedimentos siguen estando mal caracterizados y son temas de intenso debate internacional 4,5,6,7,8. Utilizamos un enfoque basado en microscosmos para investigar estos mecanismos: se utilizan técnicas de microbiología y ecología molecular en combinación con el análisis de especiación de arsénico en fase sólida y acuosa. Aquí mostramos que las bacterias anaeróbicas reductoras de metales pueden desempeñar un papel clave en la movilización de arsénico en sedimentos recolectados de un acuífero contaminado en Bengala Occidental. También mostramos que, para los sedimentos en este estudio, la liberación de arsénico tuvo lugar después de la reducción de Fe (iii), en lugar de ocurrir simultáneamente. La identificación de los factores críticos que controlan el ciclo biogeoquímico del arsénico es una contribución importante para informar plenamente el desarrollo de estrategias efectivas para gestionar estas y otras aguas subterráneas similares ricas en arsénico en todo el mundo.


Enlaces y referencias relacionados

Geomicrobiología, bioquímica y biogeomicrobiología:

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Departamento del Interior de Estados Unidos | Servicio Geológico de EE. UU.
URL: microbiology.usgs.gov/geomicrobiology_arsenic.html
Información de contacto de la página: GS-B Biology [email protected]
Última modificación de la página: jueves 23 de septiembre de 2010 08:15:02 MDT

Ratones knockout para glutatión-S-transferasa-omega [MMA (V) reductasa]: concentraciones de especies de enzimas y arsénico en los tejidos después de la administración de arsenato

El arsénico inorgánico es un carcinógeno humano al que están expuestas millones de personas a través de su agua potable contaminada de forma natural. Sus mecanismos moleculares de carcinogenicidad siguen siendo un enigma, quizás porque el arsenato se transforma bioquímicamente en al menos otros cinco metabolitos que contienen arsénico. En la biotransformación del arsénico inorgánico, GSTO1 cataliza la reducción de arseniato, MMA (V) y DMA (V) a las especies de arsénico +3 más tóxicas. La MMA (V) reductasa y la humana (hGSTO1-1) son proteínas idénticas. Se ha probado la hipótesis de que los ratones knockout para GST-Omega biotransformaron el arsénico inorgánico de manera diferente que los ratones de tipo salvaje. Los hígados de ratones macho knockout (KO), en los que se eliminaron 222 pb del exón 3 del gen GSTO1, se analizaron mediante PCR para detectar ARNm. El nivel de transcripciones del gen GSTO1 en ratones KO fue 3,3 veces menor que en ratones DBA / 1lacJ de tipo salvaje (WT). Las transcripciones de GSTO2 fueron aproximadamente dos veces menores en el ratón KO. Cuando se inyectaron por vía intramuscular a ratones KO y WT arseniato de sodio (4,16 mg de As / kg de peso corporal), se extrajeron tejidos a las 0,5, 1, 2, 4, 8 y 12 h después de la inyección de arsenato y se midieron las especies de arsénico mediante HPLC-ICP-MS , los resultados indicaron que la concentración más alta de MMA (III), un biotransformante clave, recientemente descubierto y muy tóxico, se encontraba en los riñones de los ratones KO y WT. La concentración más alta de DMA (III) estaba en el tejido de la vejiga urinaria tanto para los ratones KO como para los WT. La actividad reductora de MMA (V) del citosol hepático de ratones KO fue sólo el 20% de la encontrada en ratones de tipo salvaje. Parece haber otra (s) enzima (s) además de GST-O capaces de reducir las especies de arsénico (V), pero en menor grado. Este y otros estudios sugieren que cada paso de la biotransformación del arsénico inorgánico tiene una enzima alternativa para biotransformar el sustrato de arsénico.


Abstracto

Se ha propuesto la reducción del arsenato de As (V) y los óxidos de Fe (hidr) que contienen As como vías dominantes de liberación de As en suelos y acuíferos. Aquí examinamos la elución de As de columnas cargadas con arena recubierta de ferrihidrita presorbida con As (V) o As (III) a pH circunneutral con Fe y / o reducción de As, la reducción estimulada biótica se compara con la elución abiótica. Las columnas fueron inoculadas con Shewanella putrefaciens cepa CN-32 o Sulfurospirillum barnesii cepa SES-3, organismos capaces de reducir As (V) y Fe (III), o Bacillus benzoevorans cepa HT-1, un organismo capaz de reducir el As (V) pero no el Fe (III). Sobre la base de coberturas de superficie iguales, la elución de As (III) de las columnas abióticas excedió la elución de As (V) en un factor de 2, por lo que el As (III) se libera más fácilmente de la ferrihidrita en las condiciones de reacción impuestas. Reducción de As mediada biológicamente inducida por B. benzoevorans mejora la liberación de As total en relación con As (V) en condiciones abióticas. Sin embargo, en condiciones reductoras de Fe invocadas por cualquiera S. barnesii o S. putrefaciens, aproximadamente tres veces más As (V o III) se retuvo dentro de los sólidos de la columna en relación con los experimentos abióticos, a pesar de las apreciables disminuciones en el área superficial debido a la biotransformación de las fases sólidas. El secuestro de As mejorado tras la reducción de ferrihidrita es consistente con la adsorción o incorporación de As en sólidos biotransformados. Nuestras observaciones indican que la retención y liberación de As de (hidr) óxido (s) de Fe está controlada por vías complejas de biotransformación de Fe y que la disolución reductora de la ferrihidrita que contiene As puede promover el secuestro de As en lugar de la desorción en las condiciones examinadas aquí.


Abstracto

La reducción bacteriana de óxidos de arsénico (V) y hierro (III) influye en el ciclo redox y la partición del arsénico (As) entre las fases sólida y acuosa en los sistemas sedimento-agua de los poros. Se diseñaron dos tipos de incubaciones de bacterias anaeróbicas para probar el orden relativo de reducción de óxido de As (V) y Fe (III) y para medir el efecto de las especies de As adsorbidas en la tasa de reducción de hierro, utilizando óxido férrico hidratado (HFO) como sustrato de hierro. En un conjunto de experimentos, el HFO se preequilibró con As (V) y se inoculó con sedimento fresco del embalse Haiwee (Olancha, CA), un sitio de campo impactado por As. El segundo conjunto de incubaciones consistió en HFO (sin As) y HFO equilibrado con As (III) y As (V) incubado con Shewanella sp. ANA-3 de tipo salvaje (WT) y ANA-3ΔarrA, un mutante incapaz de producir la reductasa As (V) respiratoria. De las dos vías para la reducción microbiana de As (V) (respiración y desintoxicación), la vía respiratoria fue dominante en estas condiciones experimentales. Además, el As (III) adsorbido en la superficie del HFO mejoró la tasa de reducción microbiana de Fe (III). En las incubaciones de sedimento y ANA-3, el As (V) se redujo simultáneamente o antes que el Fe (III), de acuerdo con los cálculos termodinámicos basados ​​en las condiciones químicas de las incubaciones de ANA-3 WT.

División de Ingeniería y Ciencias Aplicadas, Instituto de Tecnología de California.

División de Biología, Instituto de Tecnología de California.

Dirección actual: Departamento de Toxicología Ambiental, Universidad de California, Santa Cruz, CA 95064.

División de Ciencias Geológicas y Planetarias, Instituto de Tecnología de California.

Instituto Médico Howard Hughes.

Teléfono del autor para correspondencia: (626)395-3644 e-mail [email & # 160protected] Dirección del autor correspondiente: Instituto de Tecnología de California, 1200 E California Blvd, MC 138-78, Pasadena, CA 91125.


2. Materiales y métodos

2.1 Muestreo de campo y aislamiento de cepas

Las muestras se recolectaron del canal de drenaje de Growler Hot Spring en el norte de California, EE. UU. Las mediciones de temperatura y pH se realizaron en el campo usando un medidor portátil Orion modelo 290A equipado con un electrodo Orion modelo 9107. Las muestras para las mediciones de As (III) / (V) se recogieron con una jeringa, se filtraron (0,22 µm) en recipientes de polipropileno con tapón de rosca y se colocaron en hielo.

Utilizando técnicas asépticas, la biopelícula en Growler Hot Spring se recogió en fluidos geotérmicos nativos, se colocó en tubos Falcon estériles y se colocó en hielo. Las muestras microbianas se transportaron al laboratorio y se utilizaron como inóculo en cultivos de enriquecimiento. El medio de crecimiento para enriquecimientos contenía 0,2% (p / v) de extracto de levadura, 0,8 g l −1 (NH4)2ASI QUE4, 0,4 g l −1 KH2correos4, 0,18 g l −1 MgSO4.7H2O y 1,75 g l-1 de NaCl. El medio se ajustó a pH 7,5 a temperatura ambiente con NaOH antes de esterilizarlo en autoclave. El cultivo de enriquecimiento se llevó a cabo aeróbicamente a 70 ° C en matraces de policarbonato con tapón de rosca herméticamente cerrados. Se llevaron a cabo diluciones en serie de los cultivos de enriquecimiento para obtener el aislado denominado HR13. Las cepas aisladas se mantuvieron sembrando en un medio sólido que constaba de extracto de levadura al 0,2% (p / v), 0,8 g l -1 (NH4)2ASI QUE4, 0,4 g l −1 KH2correos4, 0,18 g l −1 MgSO4.7H2O, 1,75 g l -1 NaCl, 1,2 g l -1 MgCl2.6H2O, y 3,0 g l-1 Gelrite (Sigma) y se almacenan en glicerol al 16% a -80 ° C.

2.2 Análisis filogenético

El ADN cromosómico se extrajo de cultivos puros siguiendo un protocolo de congelación-descongelación modificado de Bond et al. [11] (PBS de pH 7,0 se sustituyó por PBS de pH 1,2 durante los lavados iniciales). Se utilizó ADN purificado como molde en la amplificación del gen de ARNr 16S mediante PCR. Las reacciones de PCR de 25 μl contenían 25 ng de ADN molde, 1 × tampón de PCR (Perkin Elmer), 200 μM de cada uno de los cuatro desoxinucleósidos trifosfatos, MgCl 2,5 mM2, los cebadores 27F y 1492R [12] a 350 nM cada uno, y 0,025 U de AmpliTaq Gold (Perkin Elmer). Se utilizó un Perkin Elmer Gene Amp 2400 para el ciclo térmico. Las condiciones de amplificación consistieron en una desnaturalización inicial a 94 ° C durante 5 min, seguida de 30 ciclos de 94 ° C durante 60 s, 45 ° C durante 45 sy 72 ° C durante 90 sy una incubación final a 72 ° C durante 20 min. Los productos de PCR para secuenciación se purificaron usando columnas de purificación QIAquick (Qiagen) y se usaron en reacciones de secuenciación llevadas a cabo usando el kit de secuenciación del terminador Prism Big Dye (Applied Biosystems) de acuerdo con las instrucciones del fabricante. Los productos de extensión se obtuvieron utilizando los cebadores 27F, 1492R, 690R y 515F [12], y las secuencias de ADN se determinaron en un secuenciador automático en el Centro de Biotecnología de la Universidad de Wisconsin.

Se ensamblaron secuencias de ADNr 16S superpuestas de HR13 usando el programa SeqEd para obtener una secuencia de 1416 pares de bases (número de acceso de GenBank AF384168). Secuencias de ADNr 16S similares, basadas en los resultados de BLAST (herramienta básica de búsqueda de alineación local) [13], y otras secuencias de referencia se obtuvieron de GenBank. Las secuencias se alinearon utilizando la función FastAligner de la herramienta ARB EDIT dentro del paquete de software ARB. Las alineaciones se comprobaron visualmente, se ajustaron manualmente y se exportaron al programa PAUP * para análisis filogenéticos. Dentro del PAUP * se utilizó la corrección Jukes-Cantor y se realizaron análisis filogenéticos por los métodos de distancias y parsimonia. Se construyó un árbol filogenético mediante el método de unión de vecinos y se llevaron a cabo análisis de arranque para determinar la confianza estadística de los puntos de ramificación.

2.3 Ensayos de oxidación y reducción de arsénico

Para probar la capacidad de oxidar el arsenito, se inoculó el aislado HR13 en matraces de policarbonato con tapón de rosca de 125 ml con 60 ml de medio (medio de enriquecimiento descrito anteriormente) que contenía 75 mg l -1 de As (III). Los matraces se incubaron aeróbicamente a 70 ° C con y sin agitación (125 rpm). También se incubaron en las mismas condiciones experimentos de control que utilizaron medios estériles no inoculados con 75 mg l -1 de arsenito. Se tomaron muestras de 1 ml de experimentos biológicos y abióticos a lo largo del tiempo para medir la densidad celular y para determinar la especiación de arsénico. Las muestras se centrifugaron, decantaron y almacenaron a -20 ° C antes de los análisis de arsénico.

El medio de crecimiento basal para el cultivo anaeróbico de HR13 consistió en lactato de sodio 3 mM, 30 mg l -1 de extracto de levadura, 50 mg l -1 triptona, 0,8 g l -1 NH4Cl, 0,4 g l −1 KH2correos4, 0,16 g l −1 MgCl2y 1 mg l −1 de colorante de resazarina. El medio se ajustó a pH 8,0 con NaOH, se hirvió durante 30 min, se colocó en hielo y se purgó con N2 hasta que esté frío. Bajo continuo N2 flujo, el medio se dividió en alícuotas en botellas de 125 ml, se selló con tapones de goma de butilo y cápsulas de aluminio y se esterilizó en autoclave.

Se recolectaron células de HR13 cultivadas aeróbicamente, se lavaron tres veces con NaCl al 0,2% (p / v) y se inocularon en precultivos anaeróbicos de 60 ml que contenían 75 mg l -1 de arsenato (como NaCl).2HAsO4). Después de 5 días de incubación a 70 ° C, se recolectaron los precultivos, se lavaron tres veces y se usaron para inocular experimentos de respiración de As (V). Se llevaron a cabo tres conjuntos de experimentos anaeróbicos: (i) medio inoculado que contenía 75 mg l-1 As (V) (cinco repeticiones), (ii) medio inoculado sin arsénico agregado (tres repeticiones) y (iii) no inoculado controles que contienen 75 mg l-1 As (V) (tres repeticiones). Los experimentos se incubaron a 70 ° C y se tomaron muestras de 1 ml periódicamente durante 27 días para las mediciones de densidad celular y As (III) / As (V). Los recipientes de cultivo se purgaron continuamente con N2 durante todos los procedimientos de inoculación y muestreo.

2.4 Métodos analíticos

Las mediciones de la especiación de arsénico en experimentos de laboratorio siguieron el método de cromatografía de pares de iones de Bushee et al. [14] y el protocolo de generación de arsina de Howard y Hunt [15]. Las densidades celulares en experimentos aeróbicos se determinaron midiendo la densidad óptica a 600 nm usando un espectrofotómetro Perkin Elmer Lambda 3 UV / VIS. Las concentraciones de células en cultivos anaeróbicos se midieron usando una cámara de recuento de Petroff Hausser.


Reducción de arsénico (V) a arsénico (III) por microorganismos - Biología

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Arsénico

Las condiciones que favorecen la disolución del arsénico (disolverse en el agua) y la movilización (movimiento con el agua subterránea a su grifo) dependen de las circunstancias. Una cosa que es segura es que se necesita algo más que altas concentraciones de arsénico en el suelo o las rocas de una región. El suelo en Bangladesh es mucho más bajo en arsénico que los suelos en muchas áreas que no comparten el problema del alto contenido de arsénico en las aguas subterráneas, entonces, ¿cuál es la diferencia? Bueno, por un lado, el arsénico debe estar en forma soluble para terminar en el agua potable.

De las muchas formas conocidas de arsénico, solo unas pocas se detectan con frecuencia en el agua.

  • Si el arsénico no es soluble, precipitará y permanecerá en la fase sólida del sistema de agua subterránea como parte del suelo.
  • Si hay un sitio de unión disponible en la superficie del suelo, y el arsénico está en una forma que se adhiere fuertemente, también dejará la fase acuosa y se adherirá al suelo.

Entonces, para la mayoría de los tipos de arsénico, simplemente se quedan quietos. El factor decisivo es probablemente algún proceso que convierta esas formas de arsénico estables, insolubles o adheridas a las superficies en una forma que sea soluble en el agua.

Hemos visto que la forma del arsénico afecta tanto su toxicidad como su movilidad. Las formas orgánicas de arsénico son raras en las aguas subterráneas, por lo que las ignoraremos en esta discusión. La mayor parte del arsénico que se encuentra en las aguas subterráneas es As (III) inorgánico principalmente como ácido arsenioso sin carga, o As (V) inorgánico en forma de ácido arsénico menos uno o dos de sus protones (es decir, con una carga de –1 o –2 ). Ese es el caso con pH neutro. Como se discutió en la sección & # 8220 ¿Qué es el arsénico? Como en esa sección, asumiremos que la interacción entre los compuestos de arsénico y las superficies se debe a la carga, aunque la situación real es más complicada que eso.

A medida que aumenta el pH, los compuestos tenderán a cargarse cada vez más negativamente a medida que el arsénico y el ácido arsenioso pierden grupos H +. Entonces, la carga de estos compuestos de arsénico depende del pH. Puede (con razón) adivinar que a medida que aumenta el pH, la carga de los compuestos de arsénico se vuelve más negativa y deberían ser mejores para unirse a sitios con carga positiva en la superficie del suelo. El problema es que los sitios de unión al suelo también se ven afectados por el pH. A medida que aumenta el pH y el agua se vuelve más básica, los grupos OH- del agua también se asocian con los sitios de adsorción o intercambio iónico en el suelo, neutralizándolos. Una vez neutralizados, no resultan atractivos para los compuestos de arsénico. La solubilidad de los metales en el agua también se ve afectada por el pH, por lo que si se llega a un pH que disuelve la fase mineral, se liberará todo lo que esté unido a ella. Entonces, en lugar de disminuir la concentración, ¡la concentración de arsénico en el agua con un pH alto puede aumentar!

De hecho, en la parte suroeste de los Estados Unidos, el pH del agua subterránea puede ser alto debido a las condiciones secas y áridas. El agua se evapora en estas condiciones, elevando la concentración de todo lo disuelto en ella. Estas aguas también tienden a tener un tiempo de retención muy prolongado, y las aguas más viejas suelen tener valores de pH más altos que el agua que pasa por el sistema más rápidamente. Así que las altas concentraciones de arsénico en el árido suroeste pueden ser altas debido a (1) concentración por evaporación y (2) desorción debido al alto pH.

Existe una tendencia general entre el pH y la concentración de arsénico en las aguas subterráneas. A medida que aumenta el pH, la concentración de arsénico tiende a aumentar. Lamentablemente, la correlación no es perfecta: la situación real es mucho más compleja que mi explicación. Aún así, si el pH del agua de su pozo es alto, tiene un mayor riesgo de tener también un alto nivel de arsénico & # 8211, por lo que debe analizar el agua.

El otro factor importante que afecta la forma del arsénico en solución es algo llamado estado redox del medio ambiente. La palabra redox es una contracción de "reducción" y "oxidación". Una reacción redox es cualquier reacción en la que los electrones pasan de un átomo a otro. En una reacción como esta, una sustancia química se reduce (que es la sustancia química que gana el electrón) y una sustancia química se oxida (la que pierde el electrón). A veces la gente usa el dicho "LEO el león dice GER" para recordar cuál es cuál: Pérdida de electrones = Oxidación (LEO) Ganancia de electrones = Reducción (GER).

  • Algunas sustancias químicas, como el O2, son muy buenas para oxidar otras sustancias químicas.
  • Algunas sustancias químicas como el sulfuro de hidrógeno (H2S) son excelentes para reducir otras sustancias químicas.
  • Muchos productos químicos se encuentran en el medio.

Dado que no todos los productos químicos tienen la misma capacidad para reducirse u oxidarse, se han probado y se les han asignado valores para su "potencial de transferencia de electrones". Cuanto menor sea el potencial de transferencia de electrones, es menos probable que un compuesto acepte (gane) electrones o se reduzca.

Si toma todos los productos químicos en una solución y suma los potenciales de transferencia de electrones de cada uno, puede averiguar si el medio ambiente tendrá una tendencia a reducir los productos químicos que se agregan o una tendencia a oxidarlos. En general, si la concentración de oxígeno en el ambiente es alta, el potencial redox será positivo y habrá una alta probabilidad de que los compuestos del sistema se oxiden. Este es un ambiente oxidante. Si, por otro lado, no hay oxígeno presente y hay una alta concentración de sulfuro de hidrógeno, este es un ambiente reductor y los químicos que ingresan al sistema tenderán a reducirse.

Bien, volvamos al arsénico. En condiciones reductoras, la forma soluble más estable de arsénico inorgánico es el ácido arsenioso (As (III)). En condiciones oxidantes, la mayor parte del arsénico estará en forma de As (V), ácido arsénico, porque es más estable en condiciones oxidantes. Nuevamente, recuerde que la movilidad del arsénico puede depender de su carga, por lo que a pH neutro, el ácido arsenioso es más móvil que las formas disociadas del ácido arsénico. Eso significa que el arsénico probablemente será más móvil en condiciones reductoras porque una mayor cantidad de arsénico estará presente como ácido arsenioso.

Así como el pH del sistema afecta los sitios de unión en las partículas del suelo, el potencial redox también afecta los sitios de unión. Muchos de los sitios de unión del arsénico están hechos de especies de hierro, aluminio o manganeso oxidado que forman una capa sobre las partículas del suelo o sobre la superficie de la roca. A veces, los metales en la superficie del suelo también se pueden reducir, liberándolos en solución. Eso significa que los sitios de unión ya no están disponibles en la superficie y el arsénico que solía estar unido se libera en una solución.

Eso crea dos factores independientes que probablemente aumenten la movilidad del arsénico en condiciones reductoras:

  • reducción de As (V) a As (III), que es más móvil
  • reducción de los sitios de unión, liberando arsénico unido

Un factor más que puede afectar la movilidad del arsénico en condiciones reductoras es el sulfuro. Si hay sulfuro presente en el agua que contiene arsénico, el arsénico y el sulfuro pueden precipitar, eliminando ambos de la fase acuosa. Por lo tanto, obtiene una mayor movilidad del arsénico en condiciones reductoras solo mientras no haya sulfuro en el agua.

Hemos hablado de todo esto como si fuera como productos químicos en un frasco de agua con algo de tierra. Necesitamos agregar otro factor de complicación. Los seres vivos hacen que las reacciones químicas sucedan mucho más rápido de lo que normalmente ocurrirían en ausencia de vida mediante el uso de proteínas llamadas enzimas. Las enzimas reúnen todos los productos químicos que se necesitan para una reacción en particular para que pueda proceder más rápidamente. Cuando se completa la reacción, la enzima libera los productos y comienza de nuevo.

El punto de catalizar reacciones, desde el punto de vista del organismo, es atrapar la energía liberada por la reacción para impulsar el movimiento o crecimiento, o para construir nuevo material celular. Tus células usan sistemas enzimáticos para la respiración. En la respiración, los alimentos que ingieres y el oxígeno del aire que respiras reaccionan juntos liberando energía, dióxido de carbono y agua. ¡Atrapas la energía para que puedas caminar, correr, crecer, mantener tu corazón latiendo y mucho, mucho más!

No hay tantos seres vivos en el agua subterránea como en la superficie de la tierra, pero hay bacterias que sobreviven y crecen en este entorno.

  • Algunos de ellos pueden acelerar la reducción de As (V) a As (III). Esa reacción aumentaría la movilidad del arsénico en el agua.
  • Otras bacterias pueden reducir el Fe (III) en la superficie del suelo a Fe (II), que se libera en el agua. Nuevamente, cualquier arsénico que estuviera adherido al sitio de unión del Fe (III) en la partícula del suelo también se liberaría en el agua subterránea.

Estos dos ejemplos muestran cómo las bacterias pueden afectar la movilidad del arsénico directamente (reduciendo el arsénico) o indirectamente (reduciendo el sitio de unión). Estas actividades en las aguas subterráneas suelen estar limitadas por la cantidad de alimento disponible para las bacterias.

El "alimento" para las bacterias en este caso es carbono orgánico & # 8211 lo mismo que su propio alimento. Normalmente es muy bajo en agua subterránea porque el carbono orgánico degradable se degrada cerca de la superficie de la columna del suelo donde hay muchos organismos para usarlo, o se une a partículas cerca de la superficie. Less and less is available as the water moves downward toward the water table. In places where the organic carbon in the water is enriched – say by applying manure to soil just before a rain, or where a landfill releases organic carbon – more can reach depths in the groundwater to feed the bacteria that live there. Organic carbon in this system acts as a reductant, reducing the redox potential and fueling the reduction of As(V) to As(III) and Fe(III) to Fe(II). Again, both reactions increase the mobility of arsenic in water.

In groundwater environments with plenty of oxygen, oxidation reactions can also potentially release arsenic. In these situations, arsenic has to be associated with a reduced chemical, like sulfide. Many arsenic-containing minerals also contain sulfide.

In the presence of oxygen, bacteria can oxidize sulfides instead of organic carbon to generate energy (for these bacteria, reduced sulfur is “food”). Once the sulfide is oxidized to sulfate, it is soluble in water, and releases the arsenic. This is the same process as the one that releases acid and metals into water at mining sites, and it is the way that bacteria contribute to acid mine drainage.

Note that these reactions can occur without bacteria present, but they will proceed more slowly.


Can You Filter Arsenic Out of Water

Yes, you can filter arsenic out of the water with a reverse osmosis system and other featured arsenic water filters earlier. But while these systems can reduce or eliminate arsenic from water, they also require periodic maintenance to ensure optimal function.

What water filter will remove arsenic?

Different types of filters can help filter arsenic out of water. One is a reverse osmosis filtration system. It forces water to pass through a membrane where the contaminants will be left behind.

A RO system ensures that water entering the main water supply line isn’t just clean but also treated. However, this unit requires periodic membrane changes.

Refer to your user manual for guidance. Check out our reviews earlier for other water filters that can remove arsenic from your water supply.


Ver el vídeo: Eliminación de Arsénico en Aguas Subterráneas - Ing. Eduardo Hryczyñski (Agosto 2022).