¡Descarga historia de la información y más Apuntes en PDF de Química Aplicada solo en Docsity!
UNIVERSIDAD AUTÓNOMA DEL ESTADO DE MÉXICO
FACULTAD DE INGENIERÍA
CENTRO INTERAMERICANO DE RECURSOS DEL AGUA
“BIORREDUCCIÓN DE Cr(VI) A Cr(III) POR BACTERIAS
RESISTENTES A CROMO AISLADAS DEL RÍO LERMA”
TESIS
QUE PARA OBTENER EL GRADO DE
MAESTRA EN CIENCIAS DEL AGUA
P R E S E N T A:
BIÓL. YESICA SUJEIL AVENDAÑO FLORES
DIRECTORES DE TESIS:
DRA. MARINA ISLAS ESPINOZA
DR. MARIO ESPARZA SOTO
TOLUCA, MÉXICO DICIEMBRE DE 2012
CAPÍTULO 1
INTRODUCCIÓN
Todas las actividades industriales generan una gran cantidad de contaminantes y desechos como resultado de sus operaciones internas de transformación, muchas de ellas crean una contaminación a gran escala con metales pesados. Éstos, en el caso de los suelos, regularmente afectan la fertilidad y/o el uso posterior de los mismos, mientras que en los acuíferos y aguas superficiales, pueden comprometer seriamente el uso de este recurso como fuente de agua para consumo humano.
En México, la contaminación industrial se ha convertido en un problema de salud pública debido a la gran cantidad de contaminantes que, día a día, son generados y vertidos a diferentes cuerpos de agua; ejemplo de ello es el Río Lerma, que actualmente funciona como un enorme colector de desechos urbanos e industriales. La contaminación por metales pesados resulta de particular interés, ya que éstos son considerados entre los contaminantes más problemáticos en el medio acuático pues usualmente no son eliminados por procesos naturales como ocurre con algunos de los contaminantes orgánicos.
Durante los procesos industriales de acabados metálicos se generan aguas residuales con altas concentraciones de cromo hexavalente, éste puede entrar al cuerpo humano al absorberse por las vías cutánea, oral y respiratoria. Atraviesa fácilmente las membranas biológicas y puede ser transportado activamente al interior de las células por medio del transportador de sulfato. Es tóxico y mutagénico para la mayoría de los organismos, puede causar irritación en la piel, en el tracto respiratorio y también se ha relacionado con cáncer de pulmón en humanos (Thacker y Madamwar, 2005).
El cromo hexavalente [Cr(VI)] es un fuerte agente oxidante y en presencia de materia orgánica es reducido a cromo trivalente [Cr(III)]. Sin embargo, niveles elevados de Cr(VI) pueden sobrepasar la capacidad reductora del ambiente y persistir así, como un contaminante (Gutiérrez y Cervantes, 2008). Debido a la toxicidad del Cr(VI) como
CAPÍTULO 2
ANTECEDENTES
2.1 Cromo
El cromo elemental es un metal de transición que pertenece al grupo VIB de la tabla periódica, tiene estados de oxidación que van del -II al +VI de los cuales, las formas divalente, trivalente y hexavalente son las más importantes. El cromo elemental no se encuentra naturalmente en el ambiente. El estado divalente es oxidado rápidamente a la forma trivalente que es más estable. Aunque el estado hexavalente es más estable que la forma divalente, éste es ráramente encontrado en la naturaleza. Lo anterior es porque los compuestos de Cr(VI) son agentes fuertemente oxidantes y altamente corrosivos; en el ambiente estos compuestos generalmente son reducidos a Cr(III) (NTP, 2011).
Dentro de los intervalos de potencial redox y pH comúnmente encontrados en suelos y sistemas acuáticos, el cromo existe predominantemente como oxianiones de Cr(III) y Cr(VI). El Cr(VI) es un fuerte oxidante y existe sólo en especies oxigenadas que son muy solubles y dependientes del pH (Figura 1) de acuerdo con los siguientes equilibrios:
El ácido crómico (H 2 CrO 4 ) es un fuerte agente oxidante y es la especie dominante a un pH menor a 0.6. El ion cromato ácido (HCrO 4 - ) existe entre valores de pH de 1 y 6. El ion cromato (CrO 4 2-) se encuentra a pH 6 o mayor. El ion dicromato (Cr 2 O 72 – ) es un dímero del ion cromato ácido, el cual se forma cuando la concentración de cromo excede aproximadamente de 1 g L-1.
Debido a su baja afinidad por los iones óxido e hidróxido, el Cr(III) forma numerosos complejos con ligandos orgánicos e inorgánicos. Las especies complejas de Cr(III) tienden a ser más estables en solución y pueden ser aisladas. Las principales especies acuosas de Cr(III) incluyen Cr3+, Cr(OH)2+, Cr(OH) 3 y Cr(OH)4-. El Cr3+^ es la especie dominante a pH menor de 3.6, en donde el Cr(OH)4-^ predomina a pH > 11.5 (Guevara, 2010; Sharma, 2002).
Figura 1. Diagrama pE-pH de la distribución de especies de cromo en agua.
2.1.1 Cromo trivalente: Cr(III)
Nutricionalmente, el Cr(III) es un elemento traza esencial para todos los seres vivos ya que participa en el metabolismo de azúcares y grasas; aunque su función no está totalmente definida, aparentemente potencía la acción de la insulina. La deficiencia de cromo en la dieta es poco frecuente, la mayoría de los casos se observa en personas desnutridas o diabéticas. Esta deficiencia se caracteriza por intolerancia a la glucosa, glucosuria,
2 4 6 8 10 12 14
**2.
0.**
Cr - H2O - System at 25.00 C
C:\HSC5\EpH\Cr25_standar.iep pH
Eh (Volts)
H 2 O L i m i t s
Cr2O
CrO4(-2a)
Cr2O7(-2a)
CrOH(+2a) (^) Cr(OH)4(-a)
ELEMENTS Molality Pressure Cr 1.000E+00 1.000E+
El Cr(VI) también resulta tóxico para los microorganismos. En diversas especies bacterianas se ha demostrado que el Cr(VI) en forma de cromato entra activamente en las células a través del transportador de sulfato (Fig. 2A). El cromato y el sulfato tienen una analogía química. El cromato es un inhibidor competitivo del transporte del sulfato en todas la especies bacterianas que han sido estudiadas (Cervantes et al. 2001). El Cr(III) atraviesa las membranas con muy baja eficiencia debido a que forma compuestos insolubles en soluciones acuosas no ácidas (Fig. 2B). A nivel extracelular, el Cr(VI) es altamente tóxico para la mayoría de las bacterias ya que es transportado activamente al citoplasma, mientras que el Cr(III) es relativamente inofensivo debido a su insolubilidad e incapacidad de atravesar las membranas celulares (Cervantes y Campos-García, 2007). En el interior de la célula, la toxicidad del Cr se relaciona principalmente con el proceso de reducción del Cr(VI) a estados de oxidación inferiores como Cr(III) (Fig. 2C). Este proceso puede ocasionar la formación de radicales libres, generando estrés oxidativo (Fig. 2D) y, en consecuencia, diversos efectos tóxicos en el ADN, los lípidos y las proteínas (Fig. 2E). Se considera que el daño oxidativo al ADN es responsable de los efectos genotóxicos causados por el cromato (Ramírez-Díaz et al. 2009).
2.1.3 Cr(VI) en la industria
Los compuestos de Cr(VI) son altamente oxidantes y corrosivos. Los compuestos más comúnmente encontrados en la industria son el cromato de calcio, trióxido de cromo, cromato y dicromato de sodio, cromato y dicromato de potasio, cromato de plomo, cromato de estroncio y cromato de zinc. El dicromato de potasio es la materia prima básica para la producción de compuestos de cromo y es usado como inhibidor de la corrosión en tratamiento de metales, en la producción de colorantes, preservación de madera y en la elaboración de químicos orgánicos sintéticos y catalizadores. Se presenta en forma de cristales rojos o anaranjados, con un peso molecular de 294.2 y una densidad de 2.68 g mL- (^1) a 25°C. Es soluble en agua e insoluble en alcohol y acetona (NTP, 2011).
Figura 2. Transporte y toxicidad del cromo en la célula bacteriana. A) Captación del Cr(VI) a través del sistema de transporte de sulfato. B) Reducción extracelular de Cr(VI) a Cr(III) el cual no atraviesa la membrana. C) Reducción intracelular de Cr(VI) Cr(III). D) Estrés oxidativo causado por la generación de especies reactivas de oxígeno como consecuencia de la reducción del Cr(VI) y E) Daño ocasionado a las proteínas y al ADN. Modificado de Ramírez-Díaz et al. (2008).
El cromo es ampliamente utilizado en actividades manufactureras como cromado electrolítico, fabricación de explosivos, curtido de pieles, aleación de metales, fabricación de colorantes y pigmentos (NTP, 2011).
El recubrimiento electrolítico o galvánico consiste en depositar por vía electroquímica finas capas de metal sobre la superficie de una pieza sumergida en una solución de agua con iones metálicos, al conectar una fuente externa de corriente directa. Las capas formadas generalmente son de un espesor entre 1 y 100 μm. El metal que constituye la capa se encuentra en el electrolito en forma de iones (CAM, 1998).
En México, la ley que rige el uso y aprovechamiento del agua es la Ley de Aguas Nacionales. También existen dos normas que establecen los límites permisibles de contaminantes en el agua. La Norma Oficial Mexicana (NOM-001-ECOL-1996) que establece los límites máximos permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales en aguas y bienes nacionales con el objeto de proteger su calidad y posibilitar sus usos, y es obligatoria para los responsables de dichas descargas (DOF, 1996a). Esta norma sólo establece los límites máximos permitidos para cromo total de acuerdo al tipo de cuerpo de agua receptor (Tabla 1).
Tabla 1. Límites máximos permisibles de cromo total (mg L-1) para descarga de aguas residuales según el tipo de cuerpo receptor. Los valores muestran el promedio mensual permitido.
Por otro lado, la Norma Oficial Mexicana (NOM-002-ECOL-1996) establece los límites máximos permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado urbano o municipal con el fin de prevenir y controlar la contaminación de las aguas y bienes nacionales, así como proteger la infraestructura de dichos sistemas. Es una norma obligatoria para los responsables de dichas descargas (DOF, 1996b). En la tabla 2 se muestran los límites máximos permitidos de Cr(VI) para descargas en los sistemas de alcantarillado.
Tabla 2. Límites máximos permisibles de cromo hexavalente (mg L-1) para descarga de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado. PARÁMETRO PROMEDIO MENSUAL PROMEDIO DIARIO Cromo hexavalente 0.5 0.
RÍOS
EMBALSES NATURALES Y ARTIFICIALES
AGUAS HUMEDALES NATURALES
Uso en riego agrícola
Uso público urbano
Protección de vida acuática
Uso en riego agrícola
Uso público urbano
Explotación pesquera Recreación^ Estuarios 1.0 0.5 0.5 1.0 0.5 0.5 1.0 0.5 0.
2.2 Biorremediación de Cr(VI)
La contaminación por cromo es un problema de salud debido a los efectos biológicos que causa. Aparte de su toxicidad, el Cr(VI) también es muy soluble y por lo tanto móvil y biológicamente disponible en el ecosistema. Es por ello que su persistencia en el ambiente es un motivo de preocupación (Zhu et al. 2008).
Entre los métodos convencionales para remoción de Cr(VI) destacan: la precipitación, ultrafiltración, nanofiltración, ósmosis inversa, electrodiálisis y electrólisis. Ciertos métodos pueden remover hasta el 99% de la toxicidad del metal. Sin embargo, y a pesar de su eficacia, el alto costo de instalación y mantenimiento de estas tecnologías hace imposible su aplicación a las pequeñas y medianas empresas. En consecuencia, el sector productivo que trabaja con metales pesados sigue generando descargas acuosas con desechos altamente contaminantes. Es por ello que cada vez se presta más atención en los métodos de reducción microbiana del cromo hexavalente (Cheung y Gu, 2007).
Debido a que los microorganismos fueron las primeras formas de vida sobre la Tierra, estos pudieron haber desarrollado resistencia a los metales en respuesta a los gases de metales tóxicos que existieron cuando la Tierra se creó. Otra posibilidad es que los microorganismos hayan desarrollado recientemente resistencia a los metales por el incremento de la contaminación antropogénica (Roane y Pepper, 2000).
Para que los microorganismos puedan crecer y desarrollar sus funciones vitales necesitan un aporte de nutrientes, así como aceptores y donantes de electrones, estos últimos son imprescindibles como fuente de energía. Debido a que algunos metales pesados pueden actuar como aceptores y donantes de electrones, las bacterias pueden biotransformarlos; esto, en el caso del cromo, involucra un cambio químico sobre dicho metal (biorreducción). Es común que los microorganismos nativos de sitios contaminados con cromato muestren resistencia al ion, debido a que poseen mecanismos que les permiten removerlo o detoxificarlo.
- Resistencia a antibióticos y otros compuestos antibacteriales como la carbenicilina, cloranfenicol, gentamicina, estreptomicina, tetraciclina, sulfonamidas;
- Resistencia a agentes físicos y químicos (borato, cromato, varios iones metálicos, organomercuriales, radiación ultravioleta);
- Resistencia a bacteriocinas.
Las especies del género Pseudomonas son miembros importantes de las comunidades microbianas naturales. La capacidad de estos organismos para reaccionar a los cambios ambientales está relacionada con su capacidad para intercambiar material genético (Garrity et al. 2008).
En esta investigación, se emplearon dos cepas del género Pseudomonas : Pseudomonas cedrina y Pseudomonas graminis. En la tabla 3, se muestra la sistemática de ambas especies.
Tabla 3. Sistemática de las dos cepas de Pseudomonas empleadas en esta investigación.
PHYLUM. Proteobacteria PHYLUM. Proteobacteria CLASE III. Gammaproteobacteria CLASE III. Gammaproteobacteria ORDEN IX. Pseudomonadales ORDEN IX. Pseudomonadales FAMILIA. Pseudomonadaceae FAMILIA. Pseudomonadaceae GÉNERO I. Pseudomonas GÉNERO I. Pseudomonas LINAJE. Pseudomonas fluorescens LINAJE. Pseudomonas fluorescens GRUPO. Pseudomonas fluorescens GRUPO. Pseudomonas lutea SUBGRUPO. Pseudomonas fluorescens ESPECIE. Pseudomonas graminis ESPECIE. Pseudomonas cedrina
2.2.2 Bacterias entéricas: Enterobacter
Las bacterias entéricas comprenden un grupo relativamente homogéneo de Proteobacterias gamma que se caracterizan fenotípicamente por ser microorganismos Gram negativos, bacilos no esporulados, móviles por flagelos peritricos o no móviles, anaerobios facultativos, con requerimientos nutricionales relativamente simples y fermentan azúcares
con diversos productos finales. Entre las bacterias entéricas se encuentran especies patógenas para el hombre, animales y plantas. La enterobacteria más estudiada es sin duda, Escherichia coli (Madigan et al. 2003).
Las enterobacterias están distribuidas en todo el mundo. Se pueden encontrar en suelo, agua, frutos, carne, vegetales, árboles y animales. Su patogenicidad para el hombre y los animales y su importancia económica, así como su rápido tiempo de generación, su habilidad para crecer en medio definido y la facilidad de su manipulación genética las ha convertido en objeto de intensos estudios de laboratorio. Las especies del género Enterobacter se cultivan mejor a 30°C (Madigan et al. 2003).
En la presente investigación, se empleó la cepa Enterobacter cancerogenus que también se conoce como Enterobacter taylorae y anteriormente era conocida como Erwinia cancerogena. La tabla 4 muestra la sistemática de E. cancerogenus.
E. cancerogenus generalmente es aislada de fuentes ambientales o vegetales y es considerada principalmente como fitopatógena (Garrity et al. 2008). Raramente se ha encontrado asociada a infecciones humanas, sin embargo, se ha observado en pacientes con septicemia e infecciones del tracto urinario o asociada a infecciones después de un trauma severo, especialmente cuando el tratamiento con aminopenicilina no es exitoso o cuando el paciente se expone a una contaminación ambiental evidente (Garazzino et al. 2005).
Tabla 4. Sistemática de la cepa E. cancerogenus empleada en esta investigación. PHYLUM. Proteobacteria CLASE III. Gammaproteobacteria ORDEN XIII. Enterobacteriales FAMILIA I. Enterobacteriaceae GÉNERO XII. Enterobacter ESPECIE. Enterobacter cancerogenus
también reducen el Cr(VI). Componentes como el NADH, flavoproteínas y otras proteínas reducen rápidamente el Cr(VI) a Cr(III) (Ackerley et al. 2004). Por otra parte, existen enzimas reductoras de Cr(VI) que son producidas por la célula y exportadas al medio para reducir el Cr(VI) (Cheung y Gu, 2007). Debido a que la excreción de proteínas es un proceso que consume mucha energía, estas enzimas son producidas únicamente cuando el Cr(VI) es detectado en la solución y, de esa manera, es regulado (Chirwa y Molokwane, 2011).
Se han sugerido dos vías de reducción del Cr(VI) para bacterias Gram-negativas. El primer mecanismo sugiere que la reducción de Cr(VI) está mediada por una reductasa soluble con NADH sirviendo como donador de electrones. En el segundo mecanismo, el Cr(VI) actúa como un aceptor de electrones en un proceso mediado por la actividad de una reductasa ligada a la membrana (Chirwa y Molokwane, 2011). Otros trabajos han revelado que la capacidad de reducción del Cr(VI) o bien puede ser transmitida por un plásmido como en el caso de varias especies de Pseudomonas , o bien localizarse en el ADN cromosómico como en el caso de varios Bacillus y Enterobacteriaceae (Li y Krumholz, 2007).
Debido a que las bacterias tienen un alto potencial de biorremediación, varios investigadores han reportado la reducción bacteriana de Cr(VI) bajo diferentes condiciones.
2.2.4 Cultivos puros
La reducción microbiana de Cr(VI) fue reportada por primera vez en 1977, en donde Romamenko y Korenkov (1977) observaron la capacidad para reducir el Cr(VI) en bacterias del género Pseudomonas bajo condiciones anaerobias. Desde entonces, se ha acrecentado la atención en bacterias capaces de reducir el Cr(VI), de tal forma que varios investigadores han aislado nuevos microorganismos que catalizan la reducción de Cr(VI) a Cr(III) bajo diversas condiciones.
En un estudio realizado por McLean y Beveridge (2001) llevaron a cabo el aislamiento de una Pseudomona denominada CRB5. Dicha especie pudo reducir cromato en condiciones aerobias y anaerobias, así como acumular Cr(III) en su membrana plasmática. Debido a que
la CRB5 fue aislada de un sitio contaminado con cobre y arsénico, se evaluó la reducción de Cr(VI) bajo la presencia de Cu y As. Para ello, se prepararon células en suspensión que fueron añadidas a tubos Balch con medio Vogel-Bonner, glucosa y diferentes concentraciones de cromato, cobre y arsénico. La tolerancia al cromato fue evaluada al incubar CRB5 por 24 horas en caldo VB y concentraciones de cromato de 52, 520, 2600 y 5200 mg L-1; posteriormente, las células (100L de cultivo) fueron resembradas sobre agar tripticaseína y soya. Respecto a la tolerancia a cromato, la concentración máxima tolerada fue de 520 mg L-1^ de Cr(VI) puesto que a concentraciones mayores no se recuperaron células viables. La cepa CRB5 sólo fue capaz de reducir totalmente una concentración de 20 mg L-1^ de Cr(VI) en 120 horas. Las pruebas realizadas con As y Cu no mostraron efectos significativos sobre la reducción de Cr(VI), únicamente, la concentración de 120 mg L-1^ de As tuvo un efecto sobre la reducción inicial de Cr(VI).
El grupo de trabajo de Dmitrenko et al. (2003) empleó las bacterias no reductoras de nitrato: Pseudomonas fluorescens B-53, P. putida cepas B-117 y B-139, P. alcaligenes B- 146, P. pseudoalcaligenes B-167, P. fragi B-184, P. taetrolens B-196, P. “rathonis ” P-17, P. putida P-15 y P. fluorescens P-9 y las pseudomonas desnitrificantes: P. aeruginosa P-1, P. fluorescens var. pseudo-iodinum P-11, P. mendocina P-13 y P. stutzeri P-19. Todas las especies fueron cultivadas en medio mineral M9. La fuente de carbono fue glucosa a una concentración de 5 g L-1. El medio fue inoculado con células creciendo sobre agar nutritivo. La turbidez inicial del cultivo fue de 0.03-0.06. La concentración inicial de Cr(VI) en el medio fue de 11, 15, 20 y 30 mg L-1. Con la concentración inicial de Cr(VI) de 11 mg L- P. fluorescens B-53, P. putida B-139, P. fragi B-184 y P. “rathonis ” P-17 redujeron completamente el Cr(VI) dentro de los primeros 9 días de incubación, mientras que P. putida B-117 hizo lo mismo en 13 días. A la concentración inicial de 15 mg L-1^ de Cr(VI), P. fluorescens var. pseudo-iodinum P-11, P. mendocina P-13, P. fluorescens P-9 y P. putida P-15 redujeron el Cr(VI) en un periodo de 5 a 7 días. Cuando aumentaron la concentración de Cr(VI) a 20 mg L-1, este fue reducido completamente por la bacteria desnitrificante P. fluorescens var. pseudo-iodinum P-11 en 19 días y, en 21 días, por las bacterias P. “rathonis ” P-17, P. putida B-139 y P. fragi B-184. A la concentración de 30
conforme eran expuestas a una mayor concentración de Cr(VI), sin embargo, a la concentración más alta (4000 mg L-1) aún se observó crecimiento celular después de las 48 horas de incubación, lo cual demostró que la cepa estudiada fue resistente a altas concentraciones de Cr(VI). En lo concerniente a la reducción de Cr(VI), se pudo observar una eficiencia del 100% a la concentración de 1000 mg L-1, mientras que a la concentración de 4000 mg L-1^ las bacterias sólo redujeron el 34.5%.
Por otra parte, Okeke et al. (2008) aislaron 12 bacterias resistentes a Cr(VI), sin embargo, seleccionaron una de ellas por reducirlo rápidamente, esta bacteria fue identificada como Bacillus sp. PB2. Evaluaron los efectos de la temperatura, el pH y la salinidad sobre la biorreducción del Cr(VI) y determinaron los efectos de diferentes concentraciones de Cr(VI) de 1 a 200 g mL-1^ del mismo. Respecto al efecto de la temperatura, se observó la mayor reducción de Cr(VI) entre 25 y 35ºC, pero la temperatura óptima fue de 35ºC con una reducción del 91.8% a las 12 horas. El rango óptimo de pH para reducción del Cr(VI) fue de 7 a 9. En cuanto al efecto de las diferentes concentraciones de Cr(VI), observaron que la eliminación de Cr(VI) aumentó conforme se incrementó la concentración hasta aproximadamente 150 g mL-1. Las dinámicas de reducción del Cr(VI) mostraron que durante las 2 primeras horas, el Cr(VI) fue reducido lentamente, pero posteriormente se aceleró la remoción hasta un 90% en 8 horas cuando la concentración inicial fue de 8000 g L-1^ de Cr(VI). El monitoreo de la biomasa también reflejó un crecimiento exponencial en las primeras 4 horas después de la incubación y de la hora 5 a la 8, mostró un crecimiento en fase estacionaria.
Otra bacteria evaluada respecto a la reducción de Cr(VI) fue Escherichia coli. Abskharon et al. (2009) aislaron e identificaron las cepas E. coli ASU 3, E. coli ASU 7, E. coli ASU 8 y E. coli ASU 18. Para evaluar la resistencia de esta cepa al cromo determinaron la concentración mínima inhibitoria (CMI) de cromo hexavalente y trivalente. Para ello, usaron caldo mínimo tris con diferentes concentraciones de CrCl 3 .6H 2 O (0-300 ppm) y K 2 Cr 2 O 4 (0-25 ppm) y lo inocularon con 200 L del cultivo de E. coli. La CMI fue determinada como la concentración más baja del metal que impidió totalmente el
crecimiento. Por otro lado, la reducción de cromato fue evaluada usando caldo mínimo tris con concentraciones de Cr(VI) de 1 a 10 ppm. La CMI de las cepas ASU 3 y ASU 8 fue de 20 ppm de Cr(VI), mientras que la de las cepas ASU 7 y ASU 18 fue de 25 ppm. Respecto a la reducción de cromo, la tasa de reducción incrementó con el decremento de la concentración usada de Cr. La máxima reducción observada luego de 48 horas de incubación fue la de la cepa E. coli ASU 7, que redujo el 54.62% del Cr(VI) de una concentración inicial de 1 ppm. A 10 ppm de Cr(VI) la reducción obtenida fue de 41.35%.
2.2.5 Consorcios bacterianos
Un consorcio es una mezcla de bacterias colectadas de un ambiente natural. Usualmente un sitio contaminado se elige por ser una fuente ideal para hallar un consorcio particularmente útil. Éste provee un panorama muy cercano a lo que ocurre naturalmente en el ambiente en donde los microorganismos no viven como cultivos puros. Las comunidades bacterianas pueden degradar una amplia variedad de contaminantes en el ambiente debido a la diversidad de vías metabólicas que comparten (Cervantes et al. 2001).
Benazir et al. (2010) trabajaron con las especies Bacillus subtilis (B) , Pseudomonas aeruginosa (P) y la levadura Saccharomyces cerevisiae (Y) y evaluaron la reducción de 570 mg L-1^ de Cr(VI) al formar 3 consorcios microbianos. El consorcio (P + B) tuvo una eficiencia de 99.6% y una tasa de reducción de 1.565 mg L-1h-1. El consorcio (Y + B) mostró una eficiencia de 97.2% con una tasa de remoción de 2.185 mg L-1h-1. Por otro lado, el consorcio (Y + P) redujo el 99.3% con una tasa de reducción de 2.302 mg L-1h-1, siendo este último el más efectivo.
2.2.6 Biomasa fija
Existen algunas desventajas al emplear sistemas de tratamiento con biomasa suspendida tales como el crecimiento sin control de los microorganismos, la pérdida de la biomasa, así como la susceptibilidad que pueden tener a factores ambientales como temperatura, pH, entre otros (Cohen, 2001). Para minimizar el impacto de estos factores en el desempeño de los sistemas biológicos y lograr un sistema más eficiente, se ha impulsado el uso de
