Aplicación de rizobacterias en la biorremediación del

REVISTA CUBANA DE CIENCIAS BIOLÓGICAS

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ARTÍCULO DE REVISIÓN


RNPS: 2362 • ISSN: 2307-695X • VOL. 4 • N.o 2 • MAYO— SEPTIEMBRE • 2015 • pp. .

Aplicación de rizobacterias en la biorremediación del cromo hexavalente presente en aguas residuales

Application of rhizobacteria in bioremediation of hexavalent chromium present in wastewater

Irina Salgado Bernal, Jorge E. Pérez Ortega, María E. Carballo Valdés, Armando Martínez Sardiñas y Mario Cruz Arias

Departamento de Microbiología, Facultad de Biología, Universidad de

la Habana

* Autor para correspondencia: [email protected]

Recibido: 2015-07-13

Aceptado: 2015-09-21

RESUMEN Este trabajo tuvo como objetivo abordar las potencialidades de uso de las bacterias rizosféricas para la biorremediación de aguas contaminadas con metales pesados, en particular, el cromo hexavalente; tratando temas como la problemática actual de la contaminación de las aguas por metales pesa-dos, las características del cromo y su implicación en la contaminación, la comparación entre los métodos convencionales y la biorremediación para el tratamiento de aguas con presencia de cromo, las características de las rizo-bacterias para la interacción con los metales y los retos futuros que entraña la aplicación de estos microorganismos en el tratamiento de aguas. Las rizo-bacterias pueden presentar diversos mecanismos para la interacción con compuestos contaminantes como los metales pesados, pues pueden llevar a cabo la inmovilización o captura de las especies metálicas libres; a pesar de ello este grupo microbiano ha sido poco explorado para su empleo en el tratamiento de aguas. Cepas autóctonas aisladas de ecosistemas acuáticos cubanos han mostrado la capacidad de remediar el cromo hexavalente pre-sente en aguas residuales, involucrando la combinación de diferentes meca-nismos para la biosorción de este metal, que implican no solo la biosorción del cromo hexavalente, sino la posible conversión a cromo trivalente, lo que sugiere que las bacterias rizosféricas puedan ser empleadas en el futuro en tecnologías para la biorremediación de aguas residuales con presencia de cromo. Palabras clave: Bacterias rizosféricas, tratamiento, aguas contaminadas

ABSTRACT

This study aimed about the potential uses of the rhizosphere bacteria for bioremediation of water contaminated with heavy metals. In particular this review refers to hexavalent chromium. It covered topics such as current

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INTRODUCCIÓN

En la actualidad, aproximadamente 748 millones de personas no tienen acceso a agua potable suficiente para el consumo y 2,5 billones carecen de sistemas de saneamiento básico para el agua (WHO/UNICEF, 2014). El problema de la contaminación de las aguas atañe tanto a países desarrollados como en vías de desarrollo; en muchos de estos últimos como el caso de Cuba la contaminación de las aguas también ha sido identificado como uno de los principales proble-mas ambientales, ya que se vierten residuales sin tra-tar o con tratamientos deficientes en los ecosistemas (Cazorla et al., 2005). Entre las fuentes que más con-tribuyen a esta contaminación se encuentran los me-tales pesados y su impacto es valorado como uno de los más alarmantes problemas ambientales del pre-sente siglo (Saha et al., 2010).

El amplio desarrollo industrial ha contribuido con grandes volúmenes de aguas residuales, algunas de las cuales contienen metales pesados. Los iones de metales pesados presentes en las reservas de aguas superficiales y subterráneas constituyen uno de los contaminantes inorgánicos más importantes en el ambiente, debido a su movilidad en los ecosistemas acuáticos naturales, a su toxicidad para las formas superiores de vida y a las afectaciones que pueden causar en estos ecosistemas (Cañizares-Villanueva, 2000; Fosso-Kankeu et al., 2011). Estos elementos son contaminantes ambientales únicos y a diferencia de los compuestos orgánicos, que en la mayoría de los casos pueden ser degradados a especies inocuas, las especies metálicas tóxicas una vez movilizadas al am-biente tienden a persistir indefinidamente (Cañizares-Villanueva, 2000; Pérez-Rama et al., 2002). Dentro del grupo de los metales pesados destacan los llamados

tres grandes: el cadmio, Cd (II); el plomo, Pb (II) y el mercurio Hg (II); además el cromo hexavalente, Cr (VI), cuyo análisis presenta gran interés en la actuali-dad, debido a que la concentración de cromo en los ecosistemas acuáticos y terrestres se ha incrementa-do notablemente en las últimas décadas (Sandana et al., 2015; Augustynowicz et al., 2015).

El Cr es uno de los metales más ampliamente utiliza-dos y existe en varios estados de oxidación, de los cuales el trivalente, Cr (III) y el hexavalente Cr (VI) son los de mayor importancia ecológica, ya que presentan las formas de oxidación más estables en los ambien-tes naturales (Zinicovscaia, 2012; Kaur et al., 2014), y debido a que la mayor parte del cromo empleado en las actividades antropogénicas es descargado en los efluentes como Cr (VI) y Cr (III). El Cr (VI) usualmente se encuentra en forma de iones cromato (CrO4

2-) o dicromato (Cr2O7

2-) (Madhavi et al., 2013), los cuales atraviesan fácilmente las membranas biológicas, por lo que puede resultar nocivo para plantas, animales y bacterias que habitan en los ecosistemas acuáticos. Además, puede afectar a los seres humanos, causan-do severos problemas de salud, llegando a tener efec-to carcinogénico (Madhavi et al, 2013; Li et al., 2014).

Para enfrentar la contaminación de las aguas por cro-mo se han empleado numerosos métodos físico - quí-micos convencionales, para remover este metal de los efluentes industriales, antes de su vertimiento a los ecosistemas (Ozturk, et al., 2012). Pero estas tecnolo-gías han presentado como principales desventajas costos elevados y que la mayor parte de los métodos empleados utilizan sustancias que no son deseables para el ambiente (Samuel et al., 2012; Fonseca et al., 2014). Considerando estas limitaciones, en los últimos

BIORREMEDIACIÓN DEL CROMO HEXAVALENTE

IRINA SALGADO BERNAL ET AL.

problems of water pollution by heavy metals, chromium characteristics and their involvement in pollution. The comparison between conventional methods and bioremediation for treating water with chromium, the character-istics of the rhizobacteria for interaction with metals and future challenges in the implementation of these micro-organisms in water treatment, were also analyzed. The rhizobacteria can present different mechanisms for the interaction with pollutants such as heavy metals, since they can perform the immobilization or capture of free metal species. Nevertheless, this microbial group has been little explored for using in water treatment. Indigenous strains isolated from Cuban aquatic ecosystems have shown the ability to remediate hexavalent chromium pre-sent in wastewater, involving the combination of different mechanisms for the biosorption of the metal. They comprise not only hexavalent chromium biosorption but possible conversion to chromium trivalent. These data suggest that rhizosphere bacteria may be employed in future technologies for bioremediation of wastewater con-taining chromium.

Keywords: Rhizosphere bacteria, treatment, polluted water

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años se han comenzado a abordar nuevas tecnologías (Cristani et al., 2012). Varias investigaciones se han enfocado en el uso de biomasas disponibles que pue-dan capturar los metales pesados, utilizando las ca-racterísticas estructurales y metabólicas de los orga-nismos vivos, lo cual se incluye dentro del concepto de biorremediación microbiana (Labra-Cardón et al., 2012). Los microorganismos representan una alterna-tiva potencial, ya que son considerados una biomasa relativamente económica (Mani y Kumar, 2013) y de-bido a su diversidad estructural, fisiológica y metabó-lica. Los métodos biológicos ostentan amplias venta-jas sobre los procedimientos físicos y químicos, pues resultan menos costosos y más amigables con el me-dio ambiente (Hosokawa et al., 2009).

Las bacterias se destacan entre los agentes biológi-cos empleados en la biorremediación, debido a su capacidad de utilizar diversos constituyentes de las aguas residuales para obtener la energía para su me-tabolismo (Akpor y Muchie, 2010), y a la diversidad de mecanismos que pueden presentar en la captura de contaminantes, entre lo que se encuentran los meta-les pesados (Harish et al., 2011). Entre los diferentes representantes bacterianos resalta el grupo de las bacterias rizosféricas, que ha sido poco explorado para su empleo en el tratamiento de aguas, a pesar de que algunas de ellas han mostrado potencialida-des para la detoxificación de ambientes con metales (Glick, 2010; Ma et al., 2011). El uso de estas rizobac-terias tendría como utilidad adicional que podrían emplearse vinculadas a sistemas de tratamiento de aguas, como los humedales artificiales, para la remo-ción de metales pesados. Este artículo tuvo como ob-jetivo analizar las potencialidades de las bacterias rizosféricas en la remoción del cromo hexavalente, ofreciendo una panorámica actual acerca de la biorre-mediación como método alternativo para la remoción de este elemento de aguas residuales y los mecanis-mos presentes en las bacterias para ello; todo esto puesto en función de la posible aplicación de la bio-rremediación, usando estos microorganismos, en el tratamiento de aguas contaminadas.

Situación actual de la contaminación de las aguas por me-tales pesados

Actualmente un gran número de personas en el pla-neta no cuentan con agua suficiente, ya sea para el consumo o para otras actividades domésticas y agrí-colas, debido a la carencia de sistemas de tratamiento de aguas apropiados. Existen cifras alarmantes como

las que informan que cada día 3 800 niños mueren a causa de enfermedades asociadas a la falta de agua potable y de condiciones sanitarias dignas (WHO/UNICEF, 2014). Dentro de las fuentes más preocupan-tes en la problemática de la contaminación de las aguas, los metales pesados ocupan un lugar muy im-portante (Saha et al., 2010).

Los niveles de contaminación se han incrementado a un ritmo acelerado a nivel global, por lo que esta constituye una preocupación principal, tanto en paí-ses desarrollados como de economías emergentes. Uno de los problemas ambientales identificados en muchos de estos países es que se vierten residuales sin tratar o con tratamientos no adecuados en los ecosistemas.

La industrialización es esencial para el rápido creci-miento de las naciones, no obstante sus niveles de contaminación concomitantes, en muchas ocasiones, son acompañados de un manejo no sostenible. Por ejemplo, los problemas asociados con la disposición de las aguas residuales en países en desarrollo pue-den atribuirse, de manera general, a la carencia de una adecuada política de manejo y tratamiento, unido con la inefectiva legislación ambiental por parte de las agencias gubernamentales (Kumar-Garg et al., 2012). Esta rápida y desorganizada industrialización y urbani-zación ha contribuido también a elevar el nivel de metales pesados en los ambientes urbanos (Gupta et al., 2012). El aporte de estos metales al ciclo hidroló-gico procede de diversas fuentes, siendo una de ellas de origen litogénico, a partir de los minerales que por causas de la erosión, las lluvias, entre otros factores, son arrastrados al agua. No obstante, la mayor con-centración aportada tiene un origen antropogénico (Rosas, 2005). El amplio desarrollo industrial ha con-tribuido con grandes volúmenes de aguas residuales, algunas de las cuales contienen metales pesados. Operaciones como la minería, el procesamiento mine-ral y la extracción de metales, la producción de ener-gía y combustibles, contribuyen a la contaminación ambiental por estos elementos (Nayak et al., 2015).

Los metales pesados constituyen un grupo cercano a los 40 elementos de la tabla periódica que tienen una densidad mayor o igual a 5 g/cm³. Los iones de meta-les pesados presentes en las reservas de aguas super-ficiales y subterráneas tienen prioridad como uno de los contaminantes inorgánicos más importantes en el ambiente debido a su movilidad en los ecosistemas acuáticos naturales, a su toxicidad para las formas


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superiores de vida y a las afectaciones que pueden causar en estos ecosistemas (Cañizares-Villanueva, 2000; Fosso-Kankeu et al., 2011). Estos elementos son contaminantes ambientales únicos y a diferencia de los compuestos orgánicos, que en la mayoría de los casos pueden ser degradados a especies inocuas, las especies metálicas tóxicas una vez movilizadas al am-biente tienden a persistir indefinidamente, permane-cen en los sedimentos y son lentamente liberados en los cuerpos de agua (Cañizares-Villanueva, 2000; Pé-rez-Rama et al., 2002), por lo que circulan y luego se acumulan en diferentes niveles de la trama trófica. Eventualmente, estos contaminantes metálicos afec-tan la función del ecosistema, causan afectaciones económicas y suponen un riesgo para la salud pública (Kumar-Garg et al, 2012; Singh, 2014).

Los metales pesados en cantidades mínimas pueden tener efectos positivos o negativos para los seres vi-vos, en dependencia de las características específicas de cada ión metálico. Algunos como el vanadio, V; el cromo, Cr; el molibdeno, Mo; el manganeso, Mn; el hierro, Fe; el cobalto, Co; el níquel, Ni; el cobre, Cu y el zinc, Zn, son considerados esenciales para el hom-bre, siempre que se encuentren a concentraciones por debajo del 0,01% de la masa total del organismo. Los efectos tóxicos de los metales pesados no se de-tectan fácilmente a corto plazo, sin embargo, tienen una incidencia muy importante a mediano y largo plazo. Existe otro grupo llamado metales no esencia-les, como el cromo, Cr; el cadmio Cd; el mercurio, Hg; el plomo, Pb y la plata, Ag, los cuales están común-mente implicados en problemas de contaminación de las aguas. A estos no se les conocen efectos beneficio-sos para los organismos vivos y son tóxicos incluso a bajas concentraciones (Valls y De Lorenzo, 2002).

Dentro de esta clasificación destaca el caso del cromo, pues a pesar de ser considerada una de sus especies, el Cr (III), como esencial a muy bajas concentraciones; la concentración de cromo en los ecosistemas acuáti-cos y terrestres se ha incrementado notablemente en las últimas décadas (Augustynowicz et al., 2015; San-dana et al., 2015), como consecuencia de las activida-des humanas. Por ello se incluye actualmente entre los metales más tóxicos, después de los llamados tres grandes: plomo, cadmio y mercurio. Teniendo en cuenta este dato, en la actualidad el análisis del com-portamiento de este metal presenta gran interés.


Cromo: Características e implicación en la contaminación

El cromo es el séptimo elemento más abundante en el planeta Tierra (Mukherjee et al., 2013). Se encuentra ubicado en la familia VI ó VIB de la tabla periódica, siendo un metal de transición. Es uno de los metales más ampliamente utilizados y existe en varios estados de oxidación (−II a +VI), de los cuales el trivalente, Cr (III) y el hexavalente, Cr (VI) son los de mayor impor-tancia ecológica porque presentan las formas de oxi-dación más estables en los ambientes naturales (Zinicovscaia, 2012; Kaur et al., 2014) y debido a que la mayor parte del cromo empleado en las actividades antropogénicas es descargado en los efluentes como Cr (VI) y Cr (III). El estado de oxidación del cromo de-termina los niveles de toxicidad (Samuel et al., 2012); la forma hexavalente posee niveles significativamente más elevados que el resto (Ozturk, et al., 2012), mien-tras que al ser la membrana celular prácticamente impermeable al Cr (III), este es considerado no tóxico y un nutriente esencial para los humanos (Panda y Sarkar, 2012; Madhavi et al., 2013). El cromo hexava-lente es 100 veces más tóxico y 100 veces más mu-tagénico que el Cr (III) (Cheung y Gu, 2006). El Cr (VI) usualmente se encuentra en forma de iones cromato (CrO4

2-) o dicromato (Cr2O72-), los cuales atraviesan

fácilmente las membranas biológicas. El Cr (III) se en-cuentra en forma de óxidos, hidróxidos o sulfatos, los cuales son insolubles a pH cercano a 5,5; por lo que se encuentra frecuentemente unido a materia orgánica en suelos y ambientes acuáticos. El Cr (VI) es un fuer-te agente oxidante y en presencia de materia orgánica es reducido a Cr (III). Esta transformación es más rápi-da en ambientes ácidos (Madhavi et al., 2013).

Debido a la mayor movilidad y toxicidad del Cr (VI) con respecto al Cr (III) (Samuel et al., 2012), la prime-ra especie ejerce un efecto más perjudicial en el me-dio ambiente (García-García et al., 2012; Malaviya y Singh, 2014) y resulta nocivo para las plantas, anima-les y bacterias que habitan en los ecosistemas acuáti-cos. Este elemento metálico puede afectar la fisiolo-gía de los seres humanos, causando severos proble-mas de salud que pueden variar desde una simple irritación de la piel hasta un carcinoma de pulmón (Madhavi et al., 2013). Tanto humanos como anima-les pueden acumular cromo en varios tejidos, por ejemplo en los pulmones, el hígado, el riñón, el bazo, las glándulas adrenales, el plasma, los huesos y las células sanguíneas (Kumar-Garg, 2012). Numerosos

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estudios han sugerido que los efectos tóxicos del Cr (VI) parten de la destrucción de los componentes ce-lulares, lo cual es causado por la generación de radica-les libres, al ser un agente oxidante (Ramírez- Díaz et al., 2008; Madhavi et al., 2013).

El cromo hexavalente ha sido clasificado como carci-nogénico a los humanos (Li et al., 2014), sobre la base de diferentes estudios epidemiológicos, mostrando suficiente evidencia de que la exposición a este com-puesto induce cáncer de pulmón (García-García et al., 2012). Las investigaciones con respecto al efecto car-cinogénico del cromo se han enfocado en el hecho de que los iones cromato (CrO4

2−) pasan rápidamente a tráves de las membranas celulares y nucleares, funda-mentalmente a través de rutas de transporte de anio-nes. Después de la entrada al citoplasma los iones cromato pueden atravesar la membrana nuclear y ser reducidos a Cr (III) o ser reducidos en el citoplasma. El Cr (VI) reacciona fuertemente con el ADN, también se ha planteado que la reducción de Cr (VI) a Cr (III), ya sea en el citoplasma, el núcleo o la sangre, produce radicales libres, que pueden unirse al ADN (Saha et al., 2010). Teniendo en cuenta estos aspectos la Orga-nización Mundial de la Salud (OMS) ha establecido la concentración máxima permisible para el cromo hexa-valente y el cromo total en agua potable (incluye Cr (III), Cr (VI) y otras formas), la que es de 0,05 y 2,00 mg.L-1, respectivamente (Ozturk et al., 2012). La expo-sición no profesional al cromo ocurre por la ingestión de comida o agua contaminada con cromo, mientras que la profesional es resultado fundamentalmente de la inhalación. El Cr (III) es pobremente absorbido sin importar la vía de exposición, mientras que el Cr (VI) es absorbido más fácilmente (Kumar-Garg et al., 2012).

Una valoración importante en el contexto de la conta-minación por cromo, es que esta se ve agravada debi-do a que el cromo (VI) es la especie de este elemento de mayor aplicación industrial, por sus propiedades ácidas y oxidantes, y su capacidad para formar sales muy coloreadas e insolubles. Los compuestos de Cr (VI) más importantes son: el dicromato de sodio, el dicromato de potasio y el trióxido de cromo. La mayo-ría de los demás compuestos de cromatos se produ-cen industrialmente utilizando dicromato como fuen-te de Cr (VI). Este elemento se emplea en la industria metalúrgica, la galvanotecnia, el curtido de pieles, la fabricación de telas, la minería y refinería del petró-leo, el enchapado de metales, la preservación de ma-

deras, el electro enchapado, la producción de pintu-ras, pigmentos y fertilizantes (Emmanuel et al., 2015). Entre ellas, la actividad minera del cromo es una de las que más significativamente ha contribuido a la contaminación por Cr (VI) (Harish et al., 2011; Zinicovscaia, 2012). Es importante destacar que la mayoría de los laboratorios químicos (académicos, de investigación e industriales) descargan cantidades considerables de cromo al ambiente (Saha et al., 2010), debido a que es usualmente empleado como oxidante.

Métodos convencionales para la remoción del cromo de aguas contaminadas

La presencia de contaminantes en las aguas residuales puede ser reducida a través de métodos físicos, quí-micos y biológicos. Los métodos físicos incluyen prin-cipalmente la separación, sedimentación y filtración. El tratamiento químico involucra la remoción o con-versión de los contaminantes por la adición de agen-tes químicos o por reacciones químicas indirectas, entre los que se destacan la floculación, la adsorción y el intercambio iónico (Shon y Vigneswaran, 2006; Kaur et al., 2014).

Se han empleado numerosos métodos físico - quími-cos convencionales para remover el cromo de los efluentes industriales. Estos involucran procesos de dos pasos como la reducción química de Cr (VI) a Cr (III) seguido de precipitación del cromo III empleando limo, sosa caústica o bicarbonato de sodio (Das, 2014). Otros métodos son intercambio iónico, reduc-ción, precipitación electroquímica, extracción con solventes, separación por membranas, cementación, evaporación y separación (Johnson, 2006; Saha et al., 2010; Ozturk et al., 2012).

En ocasiones, la remoción de metales por estos pro-cesos es incompleta, se necesitan altos requerimien-tos de energía y reactivos, ya que el agente activo no puede ser recuperado para su posterior reutilización, lo cual implica que estos métodos presenten costos excesivamente altos. Adicionalmente en algunos ca-sos se utilizan sustancias que no son deseables para el ambiente, por lo que pueden provocar contaminacio-nes secundarias (Harish et al., 2011; Samuel et al, 2012; Fonseca et al., 2014); aunque la cementación en particular se realiza a través de una metodología económica y no tóxica. Estos procedimientos son casi


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siempre específicos para un ión y poco eficientes para otros (Mallick, 2003), y resultan ineficientes especial-mente cuando los iones metálicos están presentes en soluciones en un rango de concentración entre 1-100 mg.L-1 (Hussein et al., 2004; Masood et al., 2012). Otro aspecto a señalar es que el producto final después del tratamiento es un lodo con alta concentración de me-tales, lo que dificulta su eliminación.

Métodos alternativos para la remoción del cromo: Biorremediación

Considerando las limitaciones que presentan los mé-todos físico-químicos mayormente empleados, en los últimos años se han comenzado a estudiar y aplicar nuevas tecnologías más eficientes que permitan la remoción o la neutralización de los efectos tóxicos de los metales pesados, de una forma natural y más eco-nómica (Valls y de Lorenzo, 2002; Huang et al., 2003; Cristani et al., 2012). En este intento varias investiga-ciones se han enfocado en el uso de biomasas dispo-nibles que puedan capturar los metales pesados; utili-zando las características estructurales y metabólicas de los organismos vivos para el desarrollo de métodos alternativos e innovadores que apunten a vías más sostenibles y efectivas para la eliminación de estos elementos.

La utilización de estos sistemas biológicos para la re-moción o disminución de sustancias contaminantes del ambiente se denomina biorremediación. En esta tecnología se incluyen la fitorremediación y la biorre-mediación microbiana (Gadd, 2004; Okoh y Trejo-Hernández, 2006; Labra-Cardón et al., 2012). En el primer caso se utilizan las plantas para la eliminación o recuperación de contaminantes y en el segundo caso se utilizan los microorganismos, los cuales repre-sentan una alternativa potencial (Pellón et al., 2003), ya que son considerados una biomasa relativamente económica, por el bajo costo de los materiales a utili-zar para su obtención (Mani y Kumar, 2013) y debido a su diversidad estructural, fisiológica y metabólica. Por lo tanto los microorganismos se han convertido en una herramienta muy valiosa para la remediación de la contaminación por metales pesados (Zinicovscaia, 2012; Fosso- Kankeu et al, 2013). Las biomasas microbianas (ejemplo: hongos, bacterias, algas) pueden formar complejos con los iones metáli-cos, a través del uso de ligandos o grupos funcionales. Estas biomasas son identificadas como biosorbentes y

la unión de los metales a ellas se define como biosor-ción (Saha et al., 2010).

Los métodos biológicos ostentan amplias ventajas sobre los procedimientos físicos y químicos para el tratamiento de aguas contaminadas con metales pe-sados, ya que estos últimos pueden ser ineficaces cuando algunos contaminantes, como los metales, se encuentran en bajas concentraciones en la solución tratada (Kapoor y Viraraghavan, 1998). Con los méto-dos biológicos la recuperación de los organismos par-ticipantes no es costosa y su eliminación tampoco representa un problema (Nakajima, 2003). Estos mé-todos ofrecen una alta especificidad en la remoción de los contaminantes de interés, con flexibilidad ope-racional, tanto en sistemas in situ como ex situ (Gupta et al., 2012). Entre otras ventajas se relaciona la posi-bilidad de aplicación in situ de la biorremediación, lo que reduce los posibles riesgos de exposición del per-sonal de trabajo o de que ocurra un accidente duran-te el transporte. Este proceso elimina la contamina-ción de forma permanente, puede ser acoplado con tecnologías físicas y químicas, y se considera una téc-nica no invasiva (Mani y Kumar, 2013). Además, con esta tecnología se minimiza el uso de agentes quími-cos y en el caso de la biorremediación de metales estos pueden ser recuperados en algunos procesos. Por este conjunto de razones la biorremediación es considerada un tratamiento menos costoso y más amigable con el medio ambiente (Hosokawa et al., 2009). Adicionalmente se considera que es tal vez el único proceso capaz de retornar el ambiente, alterado por los diversos contaminantes, a su condición natural (Kensa, 2011; Chakraborty et al., 2012).

No obstante es importante acotar que la biorreme-diación no está libre de desventajas; uno de los pro-blemas fundamentales es que una vez se remueve el elemento metálico en particular, este metal queda en la biomasa, solo se transfiere del agua a tratar a la biomasa empleada, donde el metal continúa existien-do. Es decir en esta tecnología se pueden generar altas concentraciones de lodos (mezcla de bacterias con los metales), a lo cual hay que encontrarle una solución al concluir el tratamiento. En otras ocasio-nes, como el caso en cuestión del Cr (VI) este puede ser transformado a Cr (III), que es un elemento con menor grado de toxicidad, por lo que se generarán lodos menos tóxicos. En la Tabla 1 se muestra una comparación entre los métodos físico-químicos y la biorremediación.


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http://www.ejbiotechnology.info/content/vol7/issue1/full/2/#17

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Debido precisamente a las ventajas y desventajas presentes en cada uno de los métodos existentes, lo más acertado es realizar un análisis casuístico de las características del contaminante a tratar, la disponibi-lidad de metodologías existentes y tratar de realizar una combinación entre los métodos físico - químicos y biológicos, especialmente teniendo en cuenta que en un efluente determinado, no solo existe presencia de cromo hexavalente, sino de un conjunto de contami-nantes que también requerirán de un tratamiento adecuado.

Un aspecto fundamental en el empleo de la biorreme-diación es que no es fácil predecir el rango de efectivi-dad que puede tener este proceso debido a los diver-sos factores ambientales que pueden influir en él (Machackova et al., 2012). Por ello los resultados a nivel de laboratorio no tienen siempre que coincidir exactamente con los que se observen al escalar el proceso. Entre los principales factores que afectan la biorremediación de los metales están el balance de

nutrientes en el medio, la naturaleza de los contami-nantes, el pH, la temperatura y las características pro-pias de la biomasa (Mani y Kumar, 2013); este último factor se refiere al tipo de microorganismo, sus carac-terísticas fisiológicas y bioquímicas, el estado de la biomasa, la concentración celular, la composición química y la dotación genética. Un factor muy impor-tante es la concentración inicial del metal y la presen-cia de un solo tipo de ión o varios iones en la solución. Por ejemplo se ha informado que la presencia de co-contaminantes del cromo como el cobre, el hierro, el mercurio, el níquel y el cobalto, pueden limitar su remoción (Singh y Tripathi, 2007). Estudios realizados en el Laboratorio de Tratamiento Microbiano de Aguas, del Departamento de Microbiología y Virolo-gía, de la Facultad de Biología de la Universidad de La Habana, con bacterias aisladas de la rizosfera de plan-tas hidrófitas seleccionadas de humedales ribereños, pertenecientes a la cuenca hidrográfica Almendares-Vento, se han dirigido al estudio de la resistencia y remoción del cromo hexavalente, donde inicialmente


Tabla 1. Comparación entre los métodos físico-químicos y la biorremediación, con énfasis en la remediación del cromo en aguas residuales.

Table 1. Comparison between physical-chemical methods and bioremediation, with emphasis on remediation of chromium present in

wastewater.

Métodos Ventajas Desventajas Referencias

Precipitación química (con hidróxido)

Costo capital bajo, opera-ción simple

Generación de lodos, costo operacional adicio-nal por la disposición de lodos.

Madhavi et al. (2013)

Precipitación química (con sulfuro)

No hay generación de desechos secundarios

Gas tóxico intermediario, la liberación del gas al acuífero es difícil.


Tratamiento electro-químico

No se requieren agentes químicos adicionales, alta selectividad, bajo costo.

Depósitos esponjosos, producción de lodos, proceso de filtración para los flóculos


Filtración por membrana

Escasa generación de sólidos, bajo consumo químico, requiere un espacio pequeño.

Costo capital inicial elevado, alto costo de man-tenimiento, velocidad de flujo limitada.

Madhavi et al.(2013)

Resumen de Métodos físico-químicos (en general)

Operación simple, alta selectividad, algunos emplean un espacio pequeño.

En ocasiones, la remoción de metales es incomple-ta y son ineficaces cuando los metales se encuen-tran en bajas concentraciones en la solución trata-da, altos requerimientos de energía y reactivos, en algunos casos utilizan sustancias que no son deseables para el ambiente, casi siempre específi-cos para un ión, producto final es un lodo con alta concentración de metales

Kapoor y Viraraghavan

(1998)

Mallick (2003) Fonseca et al.(2014)

Biorremediación

Más amigables con el medio ambiente, bajo costo de manera general, se minimizan los lodos químicos, recuperación del metal, alta especificidad.

Se pueden generar lodos Hosokawa et al. (2009) Gupta et al. (2012)

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se ha evaluado la multirresistencia a varios metales para la selección de cepas en función de la capacidad de remoción de metales a partir de los efluentes (Fig.1). La observación de la multirresistencia puede potenciar la sobrevivencia de las bacterias biorreme-diadoras y por tanto la eficiencia del proceso de re-moción.

Empleo de las bacterias en la biorremediación

Las bacterias se destacan entre los agentes biológicos empleados en la biorremediación debido a su capaci-dad de utilizar diversos constituyentes de las aguas residuales para obtener la energía para su metabolis-mo (Akpor y Muchie, 2010) y a la diversidad de meca-nismos que pueden presentar en la captura de conta-minantes, como los metales pesados (Sahi et al., 2006; Harish et al., 2011). Estas características las hacen beneficiosas tanto desde el punto de vista am-biental como económico.

En cuanto a las interacciones con los metales pesados, existen bacterias que pueden mostrar resistencia a estos elementos, actividad que se reconoce como la habilidad de sobrevivir y desarrollarse en presencia de metales pesados, a través de la inducción de mecanis-mos codificados en plásmidos o en el cromosoma (Vullo et al., 2005). Entre la variedad de mecanismos de resistencia se incluyen la formación y el secuestro de los metales en complejos con los grupos estructu-rales, la reducción de un metal a una especie menos

tóxica, lo cual puede ocurrir por vía directa mediante enzimas específicas o por vía indirecta por metaboli-tos celulares, la metilación del ADN, y el eflujo directo del elemento fuera de la célula mediante canales (Dey y Paul, 2010).

Adicionalmente las bacterias pueden presentar carac-terísticas para la remoción de uno o más metales e interactuar con altas concentraciones de estos (Kang et al. 2007). La interacción inicial entre los microorga-nismos y los metales ocurre por atracción electrostáti-ca entre los iones cargados en la solución y los grupos funcionales de la superficie celular bacteriana. Aun-que las bacterias Gram postivas y Gram negativas difieren en la estructura de la pared celular, el poten-cial para la biorremoción es similar, debido a la similar composición de los grupos funcionales que interac-túan con los iones metálicos (Haferburg y Kothe, 2007).

Potencialidades de las bacterias rizosféricas

Un aspecto interesante es que entre los diferentes representantes bacterianos, el grupo de las bacterias rizosféricas ha sido poco explorado para su empleo en el tratamiento de aguas. Ellas presentan la capacidad de mantenerse y desarrollarse en el sistema de raíces de las plantas, compiten por los nutrientes exudados por el vegetal, sobreviven en número suficiente y co-lonizan satisfactoriamente las raíces (Ahemad et al.,


Figura 1. Comportamiento del porcentaje de resistencia frente a diferentes metales de los aislados bacterianos, obtenidos de la rizosfera de plantas hidrófitas seleccionadas de humedales ribereños pertenecientes a la cuenca hidrográfica Almendares-Vento. Las letras sobre las barras indican los metales a los que cada aislado mostró resistencia (Pb: plomo, Cr: cromo, Cd: cadmio, Hg: mercurio). Modificado de Salga-

do-Bernal et al. (2012).

Figure 1. Resistant percentage performance of bacterial isolates, obtained from hydrophytic plants collected in riverside-type polluted natural wetlands of the Almendares-Vento hydrographic basin, faced with different metals. Letters over bars indicate metals which each isolate

showed resistance. Modified from Salgado-Bernal et al. (2012).

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2014), lo cual puede ser reflejo del éxito y versatilidad en la utilización e interacción con los compuestos pre-sentes en el suelo.

Dentro de las bacterias rizosféricas, las rizobacterias promotoras del crecimiento vegetal (PGPR, por sus siglas en inglés) han tenido una atención especial (Ma et al., 2011; Labra-Cardón et al., 2012), pero han que-dado rezagadas las investigaciones que relacionan a este grupo microbiano con otros procesos. Las asocia-ciones entre plantas y microorganismos tolerantes a metales pesados merecen una atención particular; ya que éstos pueden poseer el potencial para remover estos elementos de ambientes contaminados o favo-recer su movilización e inmovilización que, en conse-cuencia, incrementan la absorción de éstos y favore-cen el crecimiento de las plantas, lo que contribuye a la detoxificación de ambientes con metales (Glick, 2010; Ma et al., 2011). Considerando los datos ante-riores, actualmente el manejo biológico que implica el uso de plantas y de su microbiota rizosférica asociada ha generado gran interés para remediar y secuestrar sustancias peligrosas del ambiente (Zaidi et al., 2006) y se ha utilizado como una herramienta más para tra-tar sitios contaminados (Wu et al., 2006). En la Facul-tad de Biología de la Universidad de La Habana se han empleado rizobacterias, provenientes de plantas

hidrófitas obtenidas de humedales naturales, con el fin de evaluar la remoción del cromo hexavalente presente en aguas contaminadas (Fig. 2), y se ha ob-servado que la mayoría de las cepas estudiadas remo-vieron el metal, incluso alcanzándose valores de la cantidad de metal removido por gramos de biomasa (q) por encima de 100 mg.g-1. Estos resultados de-muestran que este grupo microbiano puede ser un buen candidato en los estudios de remediación de metales como el cromo.

Mecanismos presentes en las bacterias para la remo-ción de metales

Las bacterias pueden llevar a cabo la inmovilización o captura de las especies metálicas libres; es decir, el pase de un estado soluble, en fase acuosa, a uno inso-luble final, en fase sólida. Los procesos que pueden utilizar los microorganismos para llevar a cabo la in-movilización de los metales son: bioadsorción, bioacu-mulación, biomineralización, biotransformación y quimiosorción (Cañizares-Villanueva, 2000; Gadd, 2004).

Entre estos mecanismos resaltan la bioadsorción y la bioacumulación. La bioadsorción consiste en la capta-ción de metales que lleva a cabo una biomasa completa (viva o muerta), a través de mecanismos fisicoquímicos


Figura 2. Remoción de cromo hexavalente por las biomasas bacterianas (cantidad de metal removido por gramo de biomasa, q). Condiciones experimentales: 30 ± 2 °C, pH 7,0, agitación a 100 r.min-1, 72 h. Barras de error representan la desviación estándar de la media (n=3). Letras no comunes indican diferencias significativas entre los valores de remoción de los aislados

para p<0,05, según la prueba estadística Tukey a posteriori.

Figure 2. Removal of hexavalent chromium by bacterial isolates (quantity of removed metal per biomass gram, q). Experimental conditions: 30 ± 2 °C, pH 7,0, stirred to 100 r.min-1, 72 h. Error bars represent standard deviation (n=3). Different letters indi-

cate significant differences among isolates’ remotion levels (p < 0.05, statistical test Tukey’s a posteriori).

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como la adsorción o el intercambio iónico (Cañizares-Villanueva, 2000). Los componentes de la superficie celular que intervienen en este proceso son polímeros estructurales y extracelulares, con un alto contenido de polianiones como los carboxilos, aminas, amidas, hidroxilo, fosfato y sulfhidrilo, los cuales constituyen grupos funcionales que interactúan con los metales, atrapándolos dentro de su estructura (Kogej y Pavko, 2001). La bioadsorción se puede ver afectada por va-rios factores entre los que se encuentran la especie metálica, la concentración inicial, el pH, el tiempo de contacto, el tipo y naturaleza de la biomasa, la tempe-ratura y el crecimiento, la nutrición y la edad de la biomasa (Masood et al., 2012;. Mukherjee et al., 2013). Se ha demostrado que los valores de pH áci-dos, en un rango entre 2 a 3 son favorables para la bioadsorción de Cr (VI), a estos valores los sitios acti-vos de los biosorbentes son protonados y las especies aniónicas pueden unirse al sorbente por fuerzas elec-trostáticas (Mukherjee et al., 2013). El proceso de bioadsorción minimiza los costos en un proceso de remediación, ya que no requiere el agregado de nu-trientes al sistema, al no necesitar un metabolismo microbiano activo (Gupta et al, 2000), por ello para su empleo pueden utilizarse tanto las células vivas como muertas. Consecuentemente el empleo de células muertas minimiza el riesgo del uso ambiental de las bacterias seleccionadas.

La bioacumulación es un proceso activo, donde los metales son transportados al interior de la célula mi-crobiana, a través de la membrana celular, hacia el citoplasma donde son inmovilizados (Cristani et al, 2012). Estos iones al llegar al medio intracelular pue-den unirse a ligandos de alta afinidad presentes en el citosol, tales como las metalotioneínas, así como a aminoácidos y ácidos orgánicos (malato, glutamato y citrato) (Clemens, 2001; Avilés et al., 2005, Panda y Sarkar, 2012). La energía requerida en este mecanis-mo es generada a través del sistema H+- ATPasa, lo cual indica la dependencia de la captura del metal de la actividad metabólica celular y de la tolerancia espe-cífica del microorganismo a la toxicidad de los metales en el interior de la célula (Gadd, 2004). Este proceso comprende dos fases, primero: una fase inicial rápida que involucra adsorción física o intercambio iónico con la superficie celular y segundo: una fase lenta que incluye un transporte activo del metal hacia el interior de la célula, que se caracteriza por ser metabolismo - dependiente (Ozturk et al., 2012).

En las bacterias Gram positivas, la pared celular repre-senta el primer frente de interacción con las molécu-las del ambiente, y esta se encuentra cargada negati-vamente cuando las condiciones de crecimiento son óptimas. Los grupos iónicos que proporcionan estas cargas a la pared son los que actúan como mediado-res entre la pared celular y los iones metálicos. Entre ellos se encuentran sitios aniónicos como el carboxila-to del peptidoglicano y el fosfato del ácido teicoico, y catiónicos como los grupos amonio de la D-alanina (ácidos teicoicos), los grupos amino de los azúcares (glicano) y del ácido diaminopimélico (porción peptí-dica del peptidoglicano) (Suárez y Reyes, 2002).

En las bacterias Gram negativas, la membrana externa tiene la capacidad de unir una amplia variedad de iones metálicos. Se ha demostrado que los grupo fos-forilo de los lipopolisacáridos, son los constituyentes de la membrana externa que primero se unen a los iones metálicos, y algunos grupos carboxilos también están disponibles para interactuar con los metales. Sin embargo, es el peptidoglicano quien se une fuerte-mente a los iones metálicos por los grupos carboxilos, al igual que ocurre en las bacterias Gram-positivas, pero a menor escala (Suárez y Reyes, 2002; Gupta et al., 2012).

Biorremediación del cromo

Existen cuatro modelos para la biosorción del cromo: adsorción aniónica (Sun et al., 2009), adsorción aco-plada a la reducción (Park et al., 2006), adsorción aniónica y catiónica (Hasan et al, 2008) y reducción y adsorción (Aoyama, 2003). La adsorción aniónica con-siste en que las especies de cromo cargadas negativa-mente (cromato, CrO4

2−; dicromato, Cr2O72−) en el

medio se unen a través de atracciones electrostáticas a los grupos funcionales cargados positivamente en la superficie de los biosorbentes. Este mecanismo está basado en la observación de que a pH bajos la adsor-ción del Cr (VI) aumenta y a pH altos decrece. A bajos pH los grupos funcionales del biosorbente se convier-ten en protonados, y atraen fácilmente al cromo car-gado negativamente, pero a pH altos ocurre la des-protonación, los grupos funcionales se encuentran cargados negativamente repeliendo a la especie me-tálica en cuestión. Este mecanismo tiene un papel importante en la eliminación del Cr (VI) de las aguas contaminadas (Saha et al., 2010). El proceso es aún más interesante, teniendo en cuenta que la mayoría


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de los iones metálicos de importancia como contami-nantes son cationes metálicos, por lo que interactúan con los grupos funcionales cargados negativamente en la célula bacteriana, de manera general; siendo esta una diferencia con la interacción entre el Cr (VI) y la biomasa bacteriana. En el caso de la adsorción aco-plada a la reducción, la reducción seguida por la ad-sorción catiónica fue primeramente propuesta por Kratochvil et al. (1998) para la biomasa del alga Sar-gassum, trabajo dirigido por B. Volesky. Este mecanis-mo fue posteriormente también divulgado por Park et al. (2008). De acuerdo a este mecanismo el Cr (VI) es totalmente reducido a Cr (III) por la biomasa en la presencia de ácido; posteriormente parte del Cr (III) es adsorbido en la biomasa, donde la cantidad de me-tal adsorbido dependerá de las características de la biomasa empleada. La adsorción aniónica y catiónica consiste en que parte del cromo hexavalente es redu-cido a cromo trivalente; sucesivamente el Cr (VI) (aniónico) y el Cr (III) (catiónico) son adsorbidos por la biomasa. En el caso del mecanismo de reducción y adsorción aniónica el cromo hexavalente es reducido a Cr (III) por el biosorbente y el Cr (VI) es adsorbido por la biomasa, mientras que el Cr (III) permanece en la solución (Saha et al., 2010).

Al realizar un análisis de estos mecanismos, la insolu-bilidad del Cr (III) así como la facilidad en su precipita-ción y remoción (Panda y Sarkar, 2012; Madhavi et al, 2013), indican que los procesos donde esté involucra-da la biotransformación de Cr (VI) a Cr (III) sean consi-derados como más promisorios para el tratamiento de aguas contaminadas con cromo hexavalente, lo que coincide con lo planteado por otros autores como Malaviya y Singh (2014) y Tahri et al. (2015). De esta forma se lograría una mayor reducción del efecto tó-xico del cromo en el agua tratada. De igual manera en caso de que posterior a la reducción de Cr (VI) a Cr (III), el Cr (III) sea adsorbido por la biomasa, los lodos resultantes del tratamiento tendrían un menor riesgo ambiental.

Aplicaciones de la biorremediación en el tratamiento de aguas contaminadas con cromo y retos futuros

Las fuentes de los metales no son renovables y las reservas naturales están siendo consumidas, por lo tanto es imperativo que aquellos metales considera-dos peligrosos desde el punto de vista ambiental, o aquellos de importancia tecnológica, de significado

estratégico o de valor económico, deban ser removi-dos o recuperados en su lugar de origen, utilizando sistemas de tratamiento apropiados (Atkinson et al, 1998). Como se ha explicado en los epígrafes anterio-res, los microorganismos y sus productos pueden ser bioacumuladores muy eficientes de metales solubles y particulados, especialmente a partir de concentra-ciones externas diluidas, por esto las tecnologías ba-sadas en los microorganismos ofrecen una alternativa o ayudan a las técnicas convencionales para la elimi-nación/ recuperación de metales (Cañizares-Villanueva, 2000).

En las últimas décadas, el potencial para la biosorción de metales por biomasas ha quedado bien estableci-do. Por razones económicas, resultan de particular interés los tipos de biomasa abundante, como los desechos generados por fermentaciones industriales de gran escala o de ciertas algas que enlazan metales y se encuentran en grandes cantidades en el mar. Algunos de estos tipos de biomasas que absorben metales en cantidades elevadas, sirven como base para los procesos de biosorción de metales, previen-do su uso particularmente como medios muy compe-titivos para la detoxificación de efluentes industriales que contienen metales y para la recuperación de me-tales preciosos (Holan y Volesky, 1994).

La aplicación fundamental de estas biomasas con po-tencialidad para la remoción de los metales, en parti-cular del cromo, es escalar el resultado obtenido a nivel del laboratorio y lograr que puedan ser aplicadas en sistemas diseñados para el tratamiento de aguas residuales con presencia de este contaminante. Por ejemplo, una de las tecnologías en las que pudieran aplicarse estas biomasas es los humedales artificiales (HA) o humedales construidos (HC), que son sistemas que simulan a los humedales naturales. Los HA son sistemas ingenierizados, diseñados y construidos para utilizar los procesos naturales en que están implica-dos la vegetación, el suelo y los microorganismos aso-ciados, en el tratamiento de aguas residuales. Están creados para obtener ventaja de los procesos que ocurren en los ecosistemas naturales, pero en un am-biente más controlado (Dipu et al., 2011; Ortega-Clemente y Luna-Pabello, 2012). Teniendo en cuenta las características de estos sistemas una alternativa importante sería el uso de rizobacterias que presenten capacidad para la remoción del cromo; pues a pesar de las características intrínsecas de los humedales para eliminar contaminantes, actualmente se plantean


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nuevas estrategias para el mejoramiento de la eficien-cia de los procesos de biorremediación en estos siste-mas, entre las que se incluyen la bioaumentación, que consiste en la adición de poblaciones microbianas altamente concentradas y especializadas, de cepas simples o consorcios (Cerqueira et al., 2012).

Tomando en consideración la posibilidad de esta apli-cación potencial algunos de los retos futuros con res-pecto a la biorremediación del cromo por bacterias tienen que estar dirigidos a:

i) La profundización en los mecanismos de interacción biomasa-metal, para realizar una adecuada selección de cepas que puedan ser empleadas en la inoculación en los sistemas de tratamiento. Esta selección debe estar dirigida a la búsqueda de las bacterias que pre-senten mecanismos que involucren de alguna manera la reducción del Cr (VI) a Cr (III), aunque no se deben descartar aquellas que también puedan remover di-rectamente el Cr (VI). En la caracterización de estos mecanismos de interacción es importante también incorporar estudios moleculares que permitan identi-ficar genes específicos involucrados en la expresión de los factores que participan en los mecanismos de remoción; pues los mecanismos genéticos para la biorremediación de metales pesados han sido descri-tos para un pequeño grupo de bacterias (Das, 2014).

ii) El análisis del funcionamiento de las cepas bacteria-nas individuales y en cultivos mixtos, para la posible obtención de consorcios bacterianos. Estos análisis deben contemplar no solo el uso de efluentes sintéti-cos, también reales, y la optimización de los diferen-tes parámetros que influyen en la biosorción. Estos aspectos permitirán dirigirse a la generación de bioproductos, con composición y acción definida, que puedan ser aplicados en sistemas de tratamiento co-mo el ejemplificado.

Este conjunto de estudios permitirá no solo continuar avanzando en las investigaciones básicas relacionadas con la interacción biomasas bacterianas-cromo, sino progresar en la real aplicación de estos resultados.

CONCLUSIONES

En los últimos años se ha incrementado la contamina-ción de las aguas debido al vertimiento de efluentes contaminados, entre los que destacan los metales pesados, como el cromo, por lo que se ha hecho nece-sario incrementar los esfuerzos para el tratamiento de efluentes. Adicionalmente a los métodos físico-

químicos ampliamente empleados, existen tecnolo-gías emergentes como la biorremediación que resul-tan más ecológicas y costo-efectivas. Entre los dife-rentes microorganismos que pueden emplearse para la remediación del cromo hexavalente, las bacterias rizosféricas seleccionadas de sitios contaminados ofrecen grandes potencialidades, pues además de presentar altos niveles de remoción pueden ser apli-cadas en sistemas de tratamiento como los humeda-les artificiales, amigables con el ambiente. La profun-dización de las investigaciones con este grupo bacte-riano, en función del diseño de bioproductos, permiti-ría su aplicación en tecnologías de tratamiento de aguas, que contribuyan a la mitigación del efecto de los efluentes contaminados sobre los ecosistemas.

Agradecimientos

Este estudio fue financiado por el Proyecto IFS (International Foundation for Science) W/4860-2: “Obtaining of biopreparations from indigenous bacte-ria collection with biotechnologycal application and in the restauration of aquatic ecosystems”.

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Editor para correspondencia: Dra. Annia Hernández Rodríguez


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Aplicación de rizobacterias en la biorremediación del