Em formação

Redução de arsênio (V) a arsênio (III) por microorganismos


Atualmente, estou fazendo pesquisas sobre a toxicidade do arsênio em microrganismos e aprendi sobre o ciclo do arsênio (V) / (III). O arsênio (III) (geralmente na forma de arsenito) é geralmente 50 vezes mais tóxico para a vida biológica; no entanto, a maioria das bactérias (ou pelo menos algumas) reduz o arseniato menos tóxico em arsenito. Só não entendo por que esses organismos reduziriam o arseniato a algo mais tóxico. Isso não parece ser uma redução acidental na qual o microrganismo confundiu arseniato com fosfato, já que existem plasmídeos codificados especificamente com genes que reduzem o arseniato. Por que isso está acontecendo? Como isso seria uma vantagem nesses organismos e não uma desvantagem?


Você pode encontrar uma ótima e recente revisão sobre este tópico, que felizmente também é de acesso gratuito, aqui: https://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S2319417016000159

A resistência ao arsênico é onipresente entre as bactérias, praticamente todas mantêm o ars operon. Entre as bactérias resistentes ao arsênio, isso não é uma vantagem, mas o arsênio foi e continua sendo uma substância onipresente e ser resistente a ele confere uma vantagem sobre as que não o são; é por isso que as bactérias que se poupam do esforço não são abundantes.

A essência de sua resposta está no último parágrafo de resumo:

O ArsM transforma o arsênio inorgânico em uma espécie organoarsênica altamente tóxica que mata ao competir com as espécies bacterianas e também pode ser responsável pela carcinogênese em animais. As espécies microbianas concorrentes responderam a essa pressão ambiental evoluindo os mecanismos de desintoxicação para MAs (III). Alguns produzem ArsI que desmetila MAs (III) em As inorgânico menos tóxico (III), enquanto outros produzem ArsH que oxida MAs (III) em MAs pentavalentes não tóxicos (V). É provável que todos esses processos estejam ocorrendo em comunidades microbianas ambientais à medida que bactérias, arquéias, fungos e protozoários lutam constantemente pelo domínio.

Resumido na Figura 5: https://ars.els-cdn.com/content/image/1-s2.0-S2319417016000159-gr5.jpg ">CompartilharMelhorar esta respostarespondidas 20 de novembro de 18 às 11h32ArmatusArmatus7,5502 emblemas de ouro26 emblemas de prata56 emblemas de bronze

Papel das bactérias redutoras de metal na liberação de arsênio dos sedimentos do delta de Bengala

A contaminação das águas subterrâneas, captadas para beber e irrigação, por arsênio derivado de sedimentos ameaça a saúde de dezenas de milhões de pessoas em todo o mundo, principalmente em Bangladesh e Bengala Ocidental 1,2,3. Apesar dos efeitos calamitosos sobre a saúde humana decorrentes do uso extensivo de águas subterrâneas enriquecidas com arsênio nessas regiões, os mecanismos de liberação de arsênio dos sedimentos permanecem mal caracterizados e são temas de intenso debate internacional 4,5,6,7,8. Usamos uma abordagem baseada em microscosmos para investigar esses mecanismos: técnicas de microbiologia e ecologia molecular são usadas em combinação com a análise de especiação em fase aquosa e sólida de arsênio. Aqui, mostramos que bactérias anaeróbicas redutoras de metais podem desempenhar um papel fundamental na mobilização de arsênio em sedimentos coletados de um aquífero contaminado em Bengala Ocidental. Também mostramos que, para os sedimentos neste estudo, a liberação de arsênio ocorreu após a redução do Fe (iii), ao invés de ocorrer simultaneamente. A identificação dos fatores críticos que controlam o ciclo biogeoquímico do arsênio é uma contribuição importante para informar totalmente o desenvolvimento de estratégias eficazes para gerenciar essas e outras águas subterrâneas ricas em arsênio semelhantes em todo o mundo.


Links e referências relacionadas

Geomicrobiologia, Bioquímica e Biogeomicrobiologia:

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Departamento do Interior dos EUA | U.S. Geological Survey
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Camundongos nocaute da glutationa-S-transferase-ômega [MMA (V) redutase]: concentrações de espécies de enzima e arsênio em tecidos após administração de arsenato

O arsênico inorgânico é um carcinógeno humano ao qual milhões de pessoas estão expostas por meio de sua água potável naturalmente contaminada. Seus mecanismos moleculares de carcinogenicidade permaneceram um enigma, talvez porque o arsenato seja bioquimicamente transformado em pelo menos cinco outros metabólitos contendo arsênio. Na biotransformação do arsênio inorgânico, o GSTO1 catalisa a redução do arseniato, MMA (V) e DMA (V) para as espécies mais tóxicas +3 de arsênio. MMA (V) redutase e humana (hGSTO1-1) são proteínas idênticas. A hipótese de que camundongos knockout GST-Omega biotransformed arsênico inorgânico de forma diferente de camundongos do tipo selvagem foi testada. Os fígados de camundongos knockout machos (KO), nos quais foram eliminados 222 pb do Exon 3 do gene GSTO1, foram analisados ​​por PCR para RNAm. O nível de transcrições do gene GSTO1 em camundongos KO foi 3,3 vezes menor do que em camundongos DBA / 1lacJ de tipo selvagem (WT). Os transcritos de GSTO2 foram cerca de duas vezes menos no camundongo KO. Quando os camundongos KO e WT foram injetados intramuscularmente com arseniato de Na (4,16 mg As / kg de peso corporal), os tecidos removidos em 0,5, 1, 2, 4, 8 e 12 h após a injeção de arsenato e as espécies de arsênio medidas por HPLC-ICP-MS , os resultados indicaram que a maior concentração do recentemente descoberto e muito tóxico MMA (III), um biotransformante chave, estava nos rins de ambos os camundongos KO e WT. A maior concentração de DMA (III) estava no tecido da bexiga urinária para ambos os camundongos KO e WT. A atividade redutora do MMA (V) do citosol hepático de camundongos KO foi de apenas 20% daquela encontrada em camundongos selvagens. Parece haver outra (s) enzima (s) além da GST-O, capaz de reduzir as espécies de arsênio (V), mas em menor grau. Este e outros estudos sugerem que cada etapa da biotransformação do arsênio inorgânico possui uma enzima alternativa para biotransformar o substrato arsênico.


Resumo

A redução de arseniato As (V) e óxidos de Fe (hidr) contendo As têm sido propostas como vias dominantes de liberação de As nos solos e aquíferos. Aqui nós examinamos a eluição de As de colunas carregadas com areia revestida de ferrihidrita pré-absorvida com As (V) ou As (III) em pH circunneutro após redução de Fe e / ou As, a redução estimulada por bióticos é então comparada à eluição abiótica. As colunas foram inoculadas com Shewanella putrefaciens cepa CN-32 ou Sulfurospirillum barnesii cepa SES-3, organismos capazes de redução de As (V) e Fe (III), ou Bacillus benzoevorans cepa HT-1, um organismo capaz de redução de As (V), mas não de Fe (III). Com base em coberturas de superfície iguais, a eluição de As (III) de colunas abióticas excedeu a eluição de As (V) por um fator de 2, portanto, As (III) é mais facilmente liberado da ferridrita sob as condições de reação impostas. Redução de As mediada biologicamente induzida por B. benzoevorans aumenta a liberação de As total em relação ao As (V) sob condições abióticas. No entanto, sob condições de redução de Fe invocadas por qualquer S. barnesii ou S. putrefaciens, aproximadamente três vezes mais As (V ou III) foi retido nos sólidos da coluna em relação aos experimentos abióticos, apesar das diminuições apreciáveis ​​na área de superfície devido à biotransformação de fases sólidas. O sequestro de As aprimorado na redução da ferridrita é consistente com a adsorção ou incorporação de As em sólidos biotransformados. Nossas observações indicam que a retenção e liberação de As do (hidr) óxido (s) de Fe é controlada por vias complexas de biotransformação de Fe e que a dissolução redutiva da ferrihidrita portadora de As pode promover o sequestro de As em vez da dessorção nas condições examinadas aqui.


Resumo

A redução bacteriana dos óxidos de arsênio (V) e ferro (III) influencia o ciclo redox e a partição do arsênio (As) entre as fases sólida e aquosa em sistemas sedimento-água. Dois tipos de incubações bacterianas anaeróbicas foram projetadas para sondar a ordem relativa da redução do óxido de As (V) e Fe (III) e para medir o efeito das espécies adsorvidas de As na taxa de redução de ferro, usando óxido férrico hidratado (HFO) como o substrato de ferro. Em um conjunto de experimentos, o HFO foi pré-equilibrado com As (V) e inoculado com sedimento fresco do reservatório de Haiwee (Olancha, CA), um local de campo impactado por As. O segundo conjunto de incubações consistiu em HFO (sem As) e As (III) - e As (V) - HFO equilibrado incubado com Shewanella sp. ANA-3 de tipo selvagem (WT) e ANA-3ΔarrA, um mutante incapaz de produzir a redutase As (V) respiratória. Das duas vias de redução do As (V) microbiano (respiração e desintoxicação), a via respiratória foi dominante nessas condições experimentais. Além disso, o As (III) adsorvido na superfície do HFO aumentou a taxa de redução do Fe (III) microbiano. Nas incubações de sedimento e ANA-3, o As (V) foi reduzido simultaneamente ou antes do Fe (III), consistente com cálculos termodinâmicos baseados nas condições químicas das incubações de ANA-3 WT.

Divisão de Engenharia e Ciências Aplicadas, Instituto de Tecnologia da Califórnia.

Divisão de Biologia, Instituto de Tecnologia da Califórnia.

Endereço atual: Departamento de Toxicologia Ambiental, Universidade da Califórnia, Santa Cruz, CA 95064.

Divisão de Ciências Geológicas e Planetárias, Instituto de Tecnologia da Califórnia.

Howard Hughes Medical Institute.

Telefone do autor para correspondência: (626)395-3644 e-mail [email & # 160protected] Endereço do autor para correspondência: California Institute of Technology, 1200 E California Blvd, MC 138-78, Pasadena, CA 91125.


2. Materiais e métodos

2.1 Amostragem de campo e isolamento de tensão

As amostras foram coletadas do canal de drenagem da Growler Hot Spring no norte da Califórnia, EUA. As medições de temperatura e pH foram feitas em campo usando um medidor portátil Orion modelo 290A equipado com um eletrodo Orion modelo 9107. Amostras para medições de As (III) / (V) foram coletadas por seringa, filtradas (0,22 μm) em vasos de polipropileno com tampa de rosca e colocadas em gelo.

Usando técnicas assépticas, o biofilme no Growler Hot Spring foi coletado em fluidos geotérmicos nativos, colocado em tubos Falcon estéreis e colocado no gelo. Amostras microbianas foram transportadas para o laboratório e utilizadas como inóculo na cultura de enriquecimento. O meio de crescimento para enriquecimento continha 0,2% (p / v) de extrato de levedura, 0,8 g l -1 (NH4)2TÃO4, 0,4 g l -1 KH2PO4, 0,18 g l -1 MgSO4.7H2O, e 1,75 g l -1 NaCl. O meio foi ajustado para pH 7,5 à temperatura ambiente com NaOH antes da autoclavagem. A cultura de enriquecimento foi realizada aerobicamente a 70 ° C em frascos de policarbonato com tampa de rosca hermeticamente fechados. Diluições seriadas das culturas de enriquecimento foram realizadas para obter o isolado denominado HR13. As cepas isoladas foram mantidas por listras em meio sólido consistindo em 0,2% (p / v) de extrato de levedura, 0,8 g l -1 (NH4)2TÃO4, 0,4 g l -1 KH2PO4, 0,18 g l -1 MgSO4.7H2O, 1,75 g l -1 NaCl, 1,2 g l -1 MgCl2.6H2O e 3,0 g l -1 de Gelrite (Sigma) e armazenado em glicerol a 16% a -80 ° C.

2.2 Análise filogenética

O DNA cromossômico foi extraído de culturas puras seguindo um protocolo de congelamento-descongelamento modificado de Bond et al. [11] (pH 7,0 PBS foi substituído por pH 1,2 PBS durante as lavagens iniciais). O DNA purificado foi usado como molde na amplificação do gene 16S rRNA por PCR. As reações de PCR de 25 μl continham 25 ng de DNA modelo, tampão de PCR 1 × (Perkin Elmer), 200 μM de cada um dos quatro desoxinucleosídeos trifosfatos, 2,5 mM de MgCl2, os iniciadores 27F e 1492R [12] a 350 nM cada, e 0,025 U AmpliTaq Gold (Perkin Elmer). Um Perkin Elmer Gene Amp 2400 foi usado para a ciclagem térmica. As condições de amplificação consistiram em uma desnaturação inicial a 94 ° C por 5 min, seguida por 30 ciclos de 94 ° C por 60 s, 45 ° C por 45 s e 72 ° C por 90 s, e uma incubação final a 72 ° C por 20 min. Os produtos de PCR para sequenciamento foram purificados usando colunas de purificação QIAquick (Qiagen) e foram usados ​​em reações de sequenciamento realizadas usando o kit de sequenciação Prism Big Dye terminator (Applied Biosystems) de acordo com as instruções do fabricante. Os produtos de extensão foram obtidos usando os primers 27F, 1492R, 690R e 515F [12], e as sequências de DNA foram determinadas em um sequenciador automático no University of Wisconsin Biotechnology Center.

As sequências de rDNA 16S sobrepostas de HR13 foram montadas usando o programa SeqEd para obter uma sequência de 1416 pares de bases (número de acesso do GenBank AF384168). Sequências semelhantes de 16S rDNA, baseadas nos resultados do BLAST (ferramenta de pesquisa de alinhamento local básico) [13], e outras sequências de referência foram obtidas do GenBank. As sequências foram alinhadas usando a função FastAligner da ferramenta ARB EDIT do pacote de software ARB. Os alinhamentos foram verificados a olho nu, ajustados manualmente e exportados para o programa PAUP * para análises filogenéticas. No PAUP * foi utilizada a correção de Jukes-Cantor e as análises filogenéticas foram realizadas pelos métodos de distâncias e parcimônia. Uma árvore filogenética foi construída pelo método de neighbour-joining, e análises de bootstrapping foram realizadas para determinar a confiança estatística dos pontos de ramificação.

2.3 Ensaios de oxidação e redução de arsênio

Para testar a capacidade de oxidar arsenito, o isolado HR13 foi inoculado em frascos de policarbonato com tampa de rosca de 125 ml com 60 ml de meio (meio de enriquecimento descrito acima) contendo 75 mg l -1 As (III). Os frascos foram incubados aerobicamente a 70 ° C com e sem agitação (125 rpm). Experimentos de controle usando meio estéril não inoculado com 75 mg l -1 de arsenito também foram incubados nas mesmas condições. Amostras de 1 ml de experimentos biológicos e abióticos foram retiradas ao longo do tempo para medições de densidade celular e para determinações de especiação de arsênio. As amostras foram centrifugadas, decantadas e armazenadas a -20 ° C antes das análises de arsênio.

O meio de crescimento basal para cultura anaeróbia de HR13 consistia em lactato de sódio 3 mM, 30 mg l -1 de extrato de levedura, 50 mg l -1 de triptona, 0,8 g l -1 de NH4Cl, 0,4 g l -1 KH2PO4, 0,16 g l -1 MgCl2e 1 mg l -1 de corante de resazarina. O meio foi ajustado para pH 8,0 com NaOH, fervido por 30 min, colocado em gelo e purgado com N2 até esfriar. Sob N contínuo2 fluxo, o meio foi aliquotado em frascos de 125 ml, selados com rolhas de borracha butílica e cápsulas de alumínio, e autoclavado.

As células de HR13 crescidas aerobicamente foram colhidas, lavadas três vezes com NaCl 0,2% (p / v) e inoculadas em pré-culturas anaeróbicas de 60 ml contendo 75 mg l -1 de arseniato (como Na2HAsO4) Após 5 dias de incubação a 70 ° C, as pré-culturas foram colhidas, lavadas três vezes e usadas para inocular experimentos de respiração As (V). Três conjuntos de experimentos anaeróbicos foram realizados: (i) meio inoculado contendo 75 mg l -1 As (V) (cinco repetições), (ii) meio inoculado sem adição de arsênio (três repetições) e (iii) não inoculado controles contendo 75 mg l -1 de As (V) (três repetições). Os experimentos foram incubados a 70 ° C e amostras de 1 ml foram retiradas periodicamente ao longo de 27 dias para medições de densidade celular e As (III) / As (V). Os vasos de cultura foram continuamente purgados com N2 durante todos os procedimentos de inoculação e amostragem.

2.4 Métodos analíticos

As medições de especiação de arsênio em experimentos de laboratório seguiram o método de cromatografia emparelhada de íons de Bushee et al. [14] e o protocolo de geração de arseno de Howard e Hunt [15]. As densidades celulares em experiências aeróbicas foram determinadas medindo a densidade óptica a 600 nm usando um espectrofotômetro Perkin Elmer Lambda 3 UV / VIS. As concentrações celulares em culturas anaeróbias foram medidas usando uma câmara de contagem Petroff Hausser.


Redução de Arsênio (V) a Arsênio (III) por Microorganismos - Biologia

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Arsênico

As condições que favorecem a dissolução do arsênio (sendo dissolvido na água) e a mobilização (movimento da água subterrânea para a torneira) dependem das circunstâncias. Uma coisa é certa: é preciso mais do que apenas altas concentrações de arsênio no solo ou nas rochas de uma região. O solo em Bangladesh é muito mais baixo em arsênio do que em muitas áreas que não compartilham o problema de alto arsênio nas águas subterrâneas, então qual é a diferença? Bem, por um lado, o arsênico precisa estar em uma forma solúvel para acabar na água potável.

Das muitas formas conhecidas de arsênio, apenas algumas são detectadas com frequência na água.

  • Se o arsênio não for solúvel, ele se precipitará e permanecerá na fase sólida do sistema de água subterrânea como parte do solo.
  • Se houver um local de ligação disponível na superfície do solo e o arsênio estiver em uma forma que se liga fortemente, ele também deixará a fase aquosa e se fixará no solo.

Portanto, para a maioria dos tipos de arsênico, eles simplesmente permanecem parados. O fator decisivo é provavelmente algum processo que converte aquelas formas estáveis, insolúveis ou presas em superfícies de arsênico em uma forma que é solúvel na água

Vimos que a forma de arsênio afeta tanto sua toxicidade quanto sua mobilidade. As formas orgânicas de arsênico são raras nas águas subterrâneas, portanto, iremos ignorá-las nesta discussão. A maior parte do arsênico encontrado nas águas subterrâneas é As (III) inorgânico, principalmente como ácido arsênico não carregado, ou As (V) inorgânico na forma de ácido arsênico menos um ou dois de seus prótons (portanto, com uma carga de -1 ou -2 ) Esse é o caso em pH neutro. Conforme discutido na seção & # 8220O que é arsênico & # 8221, a carga no As (V) permite que ele se ligue a locais na superfície das partículas do solo, removendo-o da água. Como naquela seção, vamos supor que a interação entre os compostos de arsênio e as superfícies se deve à carga, embora a situação real seja mais complicada do que isso.

À medida que o pH aumenta, os compostos tendem a se tornar cada vez mais carregados negativamente à medida que o arsênio e o ácido arsênico perdem grupos H +. Portanto, a carga desses compostos de arsênio depende do pH. Você pode (com razão) supor que, à medida que o pH sobe, a carga dos compostos de arsênio se torna mais negativa e eles deveriam se ligar melhor a locais com carga positiva na superfície do solo. O problema é que os locais de ligação do solo também são afetados pelo pH. À medida que o pH sobe e a água se torna mais básica, grupos OH- da água também se associam aos sítios de adsorção ou troca iônica no solo, neutralizando-os. Uma vez neutralizados, eles não são atrativos para os compostos de arsênio. A solubilidade dos metais na água também é afetada pelo pH, então se você chegar a um pH que dissolve a fase mineral, isso resultará na liberação de qualquer coisa ligada a ele. Portanto, em vez de diminuir a concentração, a concentração de arsênio em água com pH alto pode realmente aumentar!

Na verdade, na parte sudoeste dos Estados Unidos, o pH da água subterrânea pode ser alto devido às condições áridas e secas. A água evapora nessas condições, aumentando a concentração de tudo o que está dissolvido nela. Essas águas também tendem a ter um tempo de retenção muito longo, e as águas mais antigas geralmente têm valores de pH mais altos do que a água que passa pelo sistema mais rapidamente. Portanto, altas concentrações de arsênio no sudoeste árido podem ser altas por causa de (1) concentração por evaporação e (2) dessorção devido ao alto pH.

Existe uma tendência geral entre o pH e a concentração de arsênio nas águas subterrâneas. À medida que o pH aumenta, a concentração de arsênio tende a aumentar. Infelizmente, a correlação não é perfeita: a situação real é muito mais complexa do que minha explicação. Ainda assim, se o pH da água do poço estiver alto, você corre um risco maior de também ter alto teor de arsênico & # 8211, portanto, teste a água.

O outro fator importante que afeta a forma do arsênio em solução é algo chamado de estado redox do meio ambiente. A palavra redox é uma contração de “redução” e “oxidação”. Uma reação redox é qualquer reação em que os elétrons são passados ​​de um átomo para outro. Em uma reação como essa, um produto químico é reduzido (que é o produto químico que ganha o elétron) e um produto químico é oxidado (aquele que perde o elétron). Às vezes as pessoas usam o ditado “LEO o leão diz GER” para lembrar qual é qual: Perda de Elétron = Oxidação (LEO) Ganho de Elétron = Redução (GER).

  • Alguns produtos químicos, como o O2, são realmente bons para oxidar outros produtos químicos.
  • Alguns produtos químicos, como o sulfeto de hidrogênio (H2S), são ótimos para reduzir outros produtos químicos.
  • Muitos produtos químicos se encontram no meio.

Uma vez que todos os produtos químicos não são iguais em sua capacidade de serem reduzidos ou oxidados, eles foram testados e foram atribuídos valores para seu “potencial de transferência de elétrons”. Quanto menor o potencial de transferência de elétrons, menos provável que um composto aceite (ganhe) elétrons ou seja reduzido.

Se você pegar todos os produtos químicos de uma solução e somar os potenciais de transferência de elétrons de cada um, poderá descobrir se o ambiente terá tendência a reduzir os produtos químicos adicionados ou a oxidá-los. Em geral, se a concentração de oxigênio no ambiente for alta, o potencial redox será positivo e haverá uma grande probabilidade de que os compostos do sistema sejam oxidados. Este é um ambiente oxidante. Se, por outro lado, não houver oxigênio presente e uma alta concentração de sulfeto de hidrogênio estiver presente, este é um ambiente redutor e os produtos químicos que entram no sistema tendem a ser reduzidos.

OK, então vamos voltar ao arsênico. Em condições de redução, a forma solúvel mais estável de arsênio inorgânico é como ácido arsênico (As (III)). Em condições de oxidação, a maior parte do arsênio estará na forma As (V), ácido arsênico, porque é mais estável em condições de oxidação. Novamente, lembre-se de que a mobilidade do arsênio pode depender de sua carga, portanto, em pH neutro, o ácido arsênico é mais móvel do que as formas dissociadas do ácido arsênico. Isso significa que o arsênio provavelmente será mais móvel em condições de redução, porque mais arsênio estará presente como ácido arsênico.

Assim como o pH do sistema afeta os locais de ligação nas partículas do solo, o potencial redox também afeta os locais de ligação. Muitos dos locais de ligação do arsênio são feitos de ferro oxidado, alumínio ou espécies de manganês que formam um revestimento nas partículas do solo ou na superfície da rocha. Às vezes, os metais na superfície do solo também podem ser reduzidos, liberando-os na solução. Isso significa que os locais de ligação não estão mais disponíveis na superfície e o arsênico que costumava ser ligado é liberado na solução.

Isso faz com que dois fatores independentes possam aumentar a mobilidade do arsênico sob condições redutoras:

  • redução de As (V) para As (III), que é mais móvel
  • redução de sítios de ligação, liberando arsênio ligado

Outro fator que pode afetar a mobilidade do arsênio em condições de redução é o sulfeto. Se houver sulfeto na água contendo arsênio, o arsênio e o sulfeto podem precipitar, removendo ambos da fase aquosa. Portanto, você obtém maior mobilidade do arsênico em condições redutoras apenas enquanto não houver sulfeto na água.

Discutimos tudo isso como se fossem produtos químicos em uma jarra de água com um pouco de solo. Precisamos adicionar outro fator complicador. Os seres vivos fazem as reações químicas acontecerem muito mais rápido do que aconteceriam normalmente na ausência de vida, usando proteínas chamadas enzimas. As enzimas reúnem todos os produtos químicos necessários para uma determinada reação, de forma que ela possa ocorrer mais rapidamente. Quando a reação é concluída, a enzima libera os produtos e começa novamente.

O ponto de catalisar reações, do ponto de vista do organismo, é prender a energia liberada da reação para impulsionar o movimento ou crescimento, ou para construir um novo material celular. Suas células usam sistemas enzimáticos para a respiração. Na respiração, os alimentos que você ingere e o oxigênio do ar que respira reagem juntos, liberando energia, dióxido de carbono e água. Você aprisiona a energia para que possa andar, correr, crescer, manter seu coração batendo e muito, muito mais!

Não há tantos seres vivos nas águas subterrâneas quanto na superfície da Terra, mas existem bactérias que sobrevivem e crescem neste ambiente.

  • Alguns deles podem acelerar a redução de As (V) para As (III). Essa reação aumentaria a mobilidade do arsênico na água.
  • Outras bactérias podem reduzir o Fe (III) nas superfícies do solo para Fe (II), que é liberado na água. Novamente, qualquer arsênico que estivesse ligado ao sítio de ligação do Fe (III) na partícula do solo também seria liberado nas águas subterrâneas.

Esses dois exemplos mostram como as bactérias podem afetar a mobilidade do arsênio diretamente (reduzindo o arsênico) ou indiretamente (reduzindo o local de ligação). Essas atividades nas águas subterrâneas são geralmente limitadas pela quantidade de alimento disponível para as bactérias.

“Comida” para as bactérias, neste caso, é carbono orgânico & # 8211, o mesmo que sua própria comida. Normalmente é muito baixo nas águas subterrâneas porque o carbono orgânico degradável é degradado próximo à superfície da coluna do solo, onde há muitos organismos para usá-lo, ou se liga a partículas próximas à superfície. Cada vez menos está disponível à medida que a água desce em direção ao lençol freático. 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.


Assista o vídeo: Arroz: tipos e arsênico (Janeiro 2022).