REVISTA CUBANA DE CIENCIAS BIOLÓGICAS http://www.rccb.uh.cu

ARTÍCULO DE REVISIÓN

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]

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 pesados, 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 rizobacterias para la interacción con los metales y los retos futuros que entraña la aplicación de estos microorganismos en el tratamiento de aguas. Las rizobacterias 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 presente en aguas residuales, involucrando la combinación de diferentes mecanismos 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

Recibido: 2015-07-13

ABSTRACT

Aceptado: 2015-09-21

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 REVISTA CUBANA DE CIENCIAS BIOLÓGICAS RNPS: 2362 • ISSN: 2307-695X • VOL. 4 • N.o 2 • MAYO— SEPTIEMBRE • 2015 • pp. 20-34

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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 characteristics of the rhizobacteria for interaction with metals and future challenges in the implementation of these microorganisms 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 present 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 containing chromium. Keywords: Rhizosphere bacteria, treatment, polluted water 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 problemas ambientales, ya que se vierten residuales sin tratar o con tratamientos deficientes en los ecosistemas (Cazorla et al., 2005). Entre las fuentes que más contribuyen a esta contaminación se encuentran los metales pesados y su impacto es valorado como uno de los más alarmantes problemas ambientales del presente 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 ambiente tienden a persistir indefinidamente (CañizaresVillanueva, 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 actualidad, debido a que la concentración de cromo en los ecosistemas acuáticos y terrestres se ha incrementado notablemente en las últimas décadas (Sandana et al., 2015; Augustynowicz et al., 2015). El Cr es uno de los metales más ampliamente utilizados 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 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 Cr (VI) usualmente se encuentra en forma de iones cromato (CrO42-) o dicromato (Cr2O72-) (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, causando severos problemas de salud, llegando a tener efecto carcinogénico (Madhavi et al, 2013; Li et al., 2014). Para enfrentar la contaminación de las aguas por cromo se han empleado numerosos métodos físico - químicos convencionales, para remover este metal de los efluentes industriales, antes de su vertimiento a los ecosistemas (Ozturk, et al., 2012). Pero estas tecnologías 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 REVISTA CUBANA DE CIENCIAS BIOLÓGICAS

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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 puedan capturar los metales pesados, utilizando las características estructurales y metabólicas de los organismos vivos, lo cual se incluye dentro del concepto de biorremediación microbiana (Labra-Cardón et al., 2012). Los microorganismos representan una alternativa potencial, ya que son considerados una biomasa relativamente económica (Mani y Kumar, 2013) y debido a su diversidad estructural, fisiológica y metabólica. Los métodos biológicos ostentan amplias ventajas sobre los procedimientos físicos y químicos, pues resultan menos costosos y más amigables con el medio ambiente (Hosokawa et al., 2009).

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 preocupantes en la problemática de la contaminación de las aguas, los metales pesados ocupan un lugar muy importante (Saha et al., 2010).

Las bacterias se destacan entre los agentes biológicos empleados en la biorremediación, debido a su capacidad de utilizar diversos constituyentes de las aguas residuales para obtener la energía para su metabolismo (Akpor y Muchie, 2010), y a la diversidad de mecanismos que pueden presentar en la captura de contaminantes, entre lo que se encuentran los metales 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 potencialidades para la detoxificación de ambientes con metales (Glick, 2010; Ma et al., 2011). El uso de estas rizobacterias tendría como utilidad adicional que podrían emplearse vinculadas a sistemas de tratamiento de aguas, como los humedales artificiales, para la remoción de metales pesados. Este artículo tuvo como objetivo analizar las potencialidades de las bacterias rizosféricas en la remoción del cromo hexavalente, ofreciendo una panorámica actual acerca de la biorremediación como método alternativo para la remoción de este elemento de aguas residuales y los mecanismos presentes en las bacterias para ello; todo esto puesto en función de la posible aplicación de la biorremediación, usando estos microorganismos, en el tratamiento de aguas contaminadas.

La industrialización es esencial para el rápido crecimiento 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 pueden 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 urbanización 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 hidrológico 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 concentración aportada tiene un origen antropogénico (Rosas, 2005). El amplio desarrollo industrial ha contribuido con grandes volúmenes de aguas residuales, algunas de las cuales contienen metales pesados. Operaciones como la minería, el procesamiento mineral y la extracción de metales, la producción de energía y combustibles, contribuyen a la contaminación ambiental por estos elementos (Nayak et al., 2015).

Situación actual de la contaminación de las aguas por metales pesados

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

Los niveles de contaminación se han incrementado a un ritmo acelerado a nivel global, por lo que esta constituye una preocupación principal, tanto en países 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.

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 metales pesados presentes en las reservas de aguas superficiales 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 REVISTA CUBANA DE CIENCIAS BIOLÓGICAS

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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 ambiente tienden a persistir indefinidamente, permanecen en los sedimentos y son lentamente liberados en los cuerpos de agua (Cañizares-Villanueva, 2000; Pérez-Rama et al., 2002), por lo que circulan y luego se acumulan en diferentes niveles de la trama trófica. Eventualmente, estos contaminantes metálicos afectan 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 vivos, 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 hombre, 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 detectan fácilmente a corto plazo, sin embargo, tienen una incidencia muy importante a mediano y largo plazo. Existe otro grupo llamado metales no esenciales, como el cromo, Cr; el cadmio Cd; el mercurio, Hg; el plomo, Pb y la plata, Ag, los cuales están comúnmente implicados en problemas de contaminación de las aguas. A estos no se les conocen efectos beneficiosos 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 acuáticos y terrestres se ha incrementado notablemente en las últimas décadas (Augustynowicz et al., 2015; Sandana et al., 2015), como consecuencia de las actividades 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 comportamiento 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 importancia ecológica porque presentan las formas de oxidación 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 determina los niveles de toxicidad (Samuel et al., 2012); la forma hexavalente posee niveles significativamente más elevados que el resto (Ozturk, et al., 2012), mientras 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 hexavalente es 100 veces más tóxico y 100 veces más mutagénico que el Cr (III) (Cheung y Gu, 2006). El Cr (VI) usualmente se encuentra en forma de iones cromato (CrO42-) o dicromato (Cr2O72-), los cuales atraviesan fácilmente las membranas biológicas. El Cr (III) se encuentra 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 fuerte agente oxidante y en presencia de materia orgánica es reducido a Cr (III). Esta transformación es más rápida 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 primera especie ejerce un efecto más perjudicial en el medio ambiente (García-García et al., 2012; Malaviya y Singh, 2014) y resulta nocivo para las plantas, animales y bacterias que habitan en los ecosistemas acuáticos. Este elemento metálico puede afectar la fisiología de los seres humanos, causando severos problemas de salud que pueden variar desde una simple irritación de la piel hasta un carcinoma de pulmón (Madhavi et al., 2013). Tanto humanos como animales 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 REVISTA CUBANA DE CIENCIAS BIOLÓGICAS

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estudios han sugerido que los efectos tóxicos del Cr (VI) parten de la destrucción de los componentes celulares, lo cual es causado por la generación de radicales libres, al ser un agente oxidante (Ramírez- Díaz et al., 2008; Madhavi et al., 2013). El cromo hexavalente ha sido clasificado como carcinogénico a los humanos (Li et al., 2014), sobre la base de diferentes estudios epidemiológicos, mostrando suficiente evidencia de que la exposición a este compuesto induce cáncer de pulmón (García-García et al., 2012). Las investigaciones con respecto al efecto carcinogénico del cromo se han enfocado en el hecho de que los iones cromato (CrO42−) pasan rápidamente a tráves de las membranas celulares y nucleares, fundamentalmente a través de rutas de transporte de aniones. 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 Organización Mundial de la Salud (OMS) ha establecido la concentración máxima permisible para el cromo hexavalente 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 exposición 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 contaminación por cromo, es que esta se ve agravada debido 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 mayoría de los demás compuestos de cromatos se producen industrialmente utilizando dicromato como fuente 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 petróleo, el enchapado de metales, la preservación de ma-

deras, el electro enchapado, la producción de pinturas, 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, químicos y biológicos. Los métodos físicos incluyen principalmente la separación, sedimentación y filtración. El tratamiento químico involucra la remoción o conversión de los contaminantes por la adición de agentes 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 - químicos 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, reducción, 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 procesos es incompleta, se necesitan altos requerimientos 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 casos se utilizan sustancias que no son deseables para el ambiente, por lo que pueden provocar contaminaciones 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 especialmente 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 metales, lo que dificulta su eliminación. Métodos alternativos para la remoción del cromo: Biorremediación Considerando las limitaciones que presentan los métodos 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 económica (Valls y de Lorenzo, 2002; Huang et al., 2003; Cristani et al., 2012). En este intento varias investigaciones se han enfocado en el uso de biomasas disponibles que puedan capturar los metales pesados; utilizando 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 remoción o disminución de sustancias contaminantes del ambiente se denomina biorremediación. En esta tecnología se incluyen la fitorremediación y la biorremediación microbiana (Gadd, 2004; Okoh y TrejoHernández, 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 representan una alternativa potencial (Pellón et al., 2003), ya que son considerados una biomasa relativamente económica, por el bajo costo de los materiales a utilizar 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 metálicos, 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 biosorción (Saha et al., 2010). Los métodos biológicos ostentan amplias ventajas sobre los procedimientos físicos y químicos para el tratamiento de aguas contaminadas con metales pesados, 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 métodos biológicos la recuperación de los organismos participantes no es costosa y su eliminación tampoco representa un problema (Nakajima, 2003). Estos métodos ofrecen una alta especificidad en la remoción de los contaminantes de interés, con flexibilidad operacional, tanto en sistemas in situ como ex situ (Gupta et al., 2012). Entre otras ventajas se relaciona la posibilidad de aplicación in situ de la biorremediación, lo que reduce los posibles riesgos de exposición del personal de trabajo o de que ocurra un accidente durante el transporte. Este proceso elimina la contaminación de forma permanente, puede ser acoplado con tecnologías físicas y químicas, y se considera una técnica no invasiva (Mani y Kumar, 2013). Además, con esta tecnología se minimiza el uso de agentes químicos 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 biorremediación no está libre de desventajas; uno de los problemas 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 existiendo. 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 ocasiones, 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. REVISTA CUBANA DE CIENCIAS BIOLÓGICAS

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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 disponibilidad 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 contaminantes que también requerirán de un tratamiento adecuado. Un aspecto fundamental en el empleo de la biorremediación es que no es fácil predecir el rango de efectividad que puede tener este proceso debido a los diversos 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 contaminantes, el pH, la temperatura y las características propias de la biomasa (Mani y Kumar, 2013); este último factor se refiere al tipo de microorganismo, sus características fisiológicas y bioquímicas, el estado de la biomasa, la concentración celular, la composición química y la dotación genética. Un factor muy importante es la concentración inicial del metal y la presencia de un solo tipo de ión o varios iones en la solución. Por ejemplo se ha informado que la presencia de cocontaminantes 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 Virología, de la Facultad de Biología de la Universidad de La Habana, con bacterias aisladas de la rizosfera de plantas hidrófitas seleccionadas de humedales ribereños, pertenecientes a la cuenca hidrográfica AlmendaresVento, 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

Precipitación química (con hidróxido) Precipitación química (con sulfuro)

Costo capital bajo, operación simple No hay generación de desechos secundarios

Generación de lodos, costo operacional adicional por la disposición de lodos. Gas tóxico intermediario, la liberación del gas al acuífero es difícil.

Tratamiento electroquímico

Filtración por membrana

No se requieren agentes químicos adicionales, alta selectividad, bajo costo. Escasa generación de sólidos, bajo consumo químico, requiere un espacio pequeño.

Referencias Madhavi et al. (2013) Madhavi et al. (2013)

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

Madhavi et al. (2013)

Costo capital inicial elevado, alto costo de mantenimiento, 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 incompleta y son ineficaces cuando los metales se encuentran en bajas concentraciones en la solución tratada, altos requerimientos de energía y reactivos, en algunos casos utilizan sustancias que no son deseables para el ambiente, casi siempre específicos para un ión, producto final es un lodo con alta concentración de metales

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

Kapoor y Viraraghavan (1998) Mallick (2003) Fonseca et al.(2014)

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 biorremediadoras y por tanto la eficiencia del proceso de remoción. Empleo de las bacterias en la biorremediación

Las bacterias se destacan entre los agentes biológicos empleados en la biorremediación debido a su capacidad de utilizar diversos constituyentes de las aguas residuales para obtener la energía para su metabolismo (Akpor y Muchie, 2010) y a la diversidad de mecanismos que pueden presentar en la captura de contaminantes, como los metales pesados (Sahi et al., 2006; Harish et al., 2011). Estas características las hacen beneficiosas tanto desde el punto de vista ambiental 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 mecanismos 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 estructurales, 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 metabolitos 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 características para la remoción de uno o más metales e interactuar con altas concentraciones de estos (Kang et al. 2007). La interacción inicial entre los microorganismos y los metales ocurre por atracción electrostática entre los iones cargados en la solución y los grupos funcionales de la superficie celular bacteriana. Aunque las bacterias Gram postivas y Gram negativas difieren en la estructura de la pared celular, el potencial para la biorremoción es similar, debido a la similar composición de los grupos funcionales que interactúan 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 colonizan 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 Salgado-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). REVISTA CUBANA DE CIENCIAS BIOLÓGICAS RNPS: 2362 • ISSN: 2307-695X • VOL. 4 • N.o 2 • MAYO— SEPTIEMBRE • 2015 • pp. 20-34

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BIORREMEDIACIÓN DEL CROMO HEXAVALENTE

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2014), lo cual puede ser reflejo del éxito y versatilidad en la utilización e interacción con los compuestos presentes 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 quedado rezagadas las investigaciones que relacionan a este grupo microbiano con otros procesos. Las asociaciones 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 favorecer su movilización e inmovilización que, en consecuencia, incrementan la absorción de éstos y favorecen el crecimiento de las plantas, lo que contribuye a la detoxificación de ambientes con metales (Glick, 2010; Ma et al., 2011). Considerando los datos anteriores, 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 tratar sitios contaminados (Wu et al., 2006). En la Facultad 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 observado que la mayoría de las cepas estudiadas removieron 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 demuestran 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 remoción 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 insoluble final, en fase sólida. Los procesos que pueden utilizar los microorganismos para llevar a cabo la inmovilización de los metales son: bioadsorción, bioacumulación, biomineralización, biotransformación y quimiosorción (Cañizares-Villanueva, 2000; Gadd, 2004). Entre estos mecanismos resaltan la bioadsorción y la bioacumulación. La bioadsorción consiste en la captación 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