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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambient. 24 (3) 93-106, 2008
EVALUACIÓN DE TRES HONGOS LIGNOLÍTICOS Y DE
Aspergillus niger
COMO
ALTERNATIVA
PARA EL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DEL
CURTIDO DE PIELES
Sandra GÓMEZ-BERTEL
2
, Diana AMAYA-BULLA
2
, Claudia MALDONADO-SAAVEDRA
1
,
María Mercedes MARTÍNEZ-SALGADO
2
, Balkys QUEVEDO-HIDALGO
1
, Ana Bertha SOTO-GUZMÁN
3
y Aura Marina PEDROZA-RODRÍGUEZ
1
1
Laboratorio de Biotecnología Aplicada. Grupo de Biotecnología Ambiental e Industrial. Pontifcia Universidad
Javeriana, Carrera 7 No. 43-82, Bogotá, Colombia. Correo electrónico: apedroza@javeriana.edu.co
2
Laboratorio de Microbiología Ambiental y Suelos. Grupo de Biotecnología Ambiental e Industrial. Pontifcia
Universidad Javeriana
3
Departamento de Física. Centro de Investigaciones y de Estudios Avanzados del Instituto Politécnico Nacional.
CINVESTAV-IPN. Avenida Politécnico Nacional 2508. México D.F., México
(recibido septiembre 2007, aceptado febrero 2008)
Palabras clave: cromo,
Phanerochaete chrysosporium
,
Pleurotus ostreatus
,
Trametes versicolor, Aspergillus
niger,
poliuretano, bioadsorción
RESUMEN
Con el fn de evaluar la capacidad de biodecoloración y remoción de cromo por parte de
los hongos
Pleurotus ostreatus
,
Phanerochaete chrysosporium,
Trametes versicolor
y
Aspergillus niger
, usando aguas residuales proveniente de la etapa de curtido de pieles y
soluciones con
dicromato de potasio y sulfato de cromo, se determinó la concentración
mínima inhibidora de cada sal siguiendo el método de difusión en agar.
P. chrysosporium
Fue signifcativamente más tolerante (p<0.0001) con valores de 30,000 mg L
-
1
para
sulfato de cromo y 7500 mg L
-
1
para dicromato de potasio. El efecto de la dilución del
residual sobre la capacidad de biodecoloración y formación de biomasa fue evaluada
utilizando un diseño experimental 2
2
.
P. chrysosporium
presentó mayor capacidad de
decoloración asociada con la cantidad de biomasa con valores de 39 % y 16 mg L
-1
a
los diez días de evaluación. En respuesta a la suplementación del agua residual con
carbono y nitrógeno este microorganismo puede emplearse bajo las dos condiciones
nutricionales sin que se presenten diFerencias signifcativas (p>0.0001) entre tratamien
-
tos. A partir de estos resultados la cepa fue inmovilizada en espuma de poliuretano para
llevar a cabo los experimentos de tratabilidad del residual al 100 % (v/v) por diez
días a 25 ºC, observando que la biomasa viable inmovilizada removió el 97 % de
Cr
T
, 97 % de Cr (III), 85 % Cr(VI), 12 % DQO y 67 % de color; estos parámetros se
correlacionaron positivamente con la cantidad de biomasa inmovilizada y la actividad
enzimática tipo LiP (0.2 U L
-1
) y MnP (7 U L
-1
).
La biomasa inmovilizada e inactiva
y la espuma como único soporte, también Fueron efcientes Frente a los parámetros
anteriores pero en menor proporción. Al realizar el microanálisis de EDX se encontró
que tanto la biomasa viable como la inactiva presentan importantes características que
favorecieron la adsorción de cromo total expresado como porcentaje atómico.
S. Gómez-Bertel
et al.
94
Key words: leather tanning wastewaters, chromium,
Phanerochaete chrysosporium
,
Pleurotus ostreatus
,
Trametes versicolor, Aspergillus niger,
polyurethane, biosorption
ABSTRACT
In order to evaluate the capacity of chromium and color removal of the white rot fun-
gus
Pleurotus ostreatus
,
Phanerochaete chrysosporium
,
Trametes versicolor
and the
deuteromycete
Aspergillus niger
, using chromium salts and tanning wastewater, the
tolerance to two chromium salts using the inhibitory minimum concentration test (IMC)
was studied. According to the results, signifcant diFFerences (p <0.0001) demonstrate
that
P. chrysosporium
was the most tolerant microorganism with IMC of 30,000 mg
L
-
1
for chromium sulfate and 7,500 mg L
-
1
for dichromate of potassium. The effect
of the dilution of residual on the capacity of biodecoloration and the formation of
biomass were evaluated using a 2
2
experimental design.
P. chrysosporium
displayed
greater capacity of decoloration associated with the amount of biomass with values
of 39% and 16 mg L
-
1
in 10 days of evaluation. When supplementing this microorga-
nism with carbon and nitrogen sources it was observed that both nutritional conditions
could be used without signifcant diFFerences (p>0.0001) between treatments. ±rom
these results the microorganisms were immobilized in polyurethane foam to carry out
the experiments of treatment capacity of residual to the 100% by 10 days at 25º C,
observing that the immobilized viable biomass removed 97% of CrT, 97% of Cr(III),
85% Cr(VI), 12% DQO and 67% of color. These parameters were correlated positively
with the amount of biomass immobilized and the enzymatic activity type LiP (0.2 U
L
-
1
) and MnP (7 U L
-
1
). The immobilized and inactivated biomasses, and the foam as
unique support, were also eFfcient concerning the previous parameters but in smaller
proportion. Micro EDX analysis indicated that both the viable and inactive biomasses
present important adsorptive characteristics that favored the expressed total chromium
removal in atomic percentage.
INTRODUCCIÓN
Con el incremento de la actividad industrial en el
mundo, los cuerpos de agua reciben continuamente
descargas de contaminantes tóxicos de tipo metá-
lico que exceden la capacidad de autodepuración,
trayendo como consecuencia graves problemas de
contaminación ambiental y alto riesgo toxicológico
para el hombre y los animales (Filipovíc
et al.
2000,
Park
et al
. 2005, Iqbal y Saeed 2007).
En Colombia la industria procesadora de pieles
para marroquinería es una de las responsables de la
contaminación acuática por el vertimiento de cromo
trivalente y hexavalente. Durante el proceso pro-
ductivo se utilizan como materias primas pieles de
animales, especialmente vacunos y caprinos, que son
sometidas a una serie de tratamientos con sustancias
llamadas curtientes, con el fn de producir modifca
-
ciones químicas y físicas en las pieles y convertirlas
en un material duradero, suave, elástico y ²exible
(Téllez
et al.
2004). Las aguas residuales generadas
durante todo el proceso se vierten directamente al
río Bogotá en especial en las zonas cercanas al Mu-
nicipio de Villapinzón, donde existen cerca de 190
curtiembres artesanales y con tecnifcación media.
Adicionalmente se presenta contaminación por ma-
teria orgánica (pelo, sangre, estiércol, grasas, carne
y cuero) y elementos químicos como cromo, cloro,
azufre, amoniaco, taninos, sulfuros y sulfatos, lo que
resulta en concentraciones altas de DBO
5
(3750 mg
L
-
1
), DQO (11,776 mg L
-
1
), pH (3.8), color, sulfuros
disueltos (1803 mg L
-
1
) sólidos totales (32,110 mg
L
-
1
) y cromo total (1840 mg L
-
1
) (CAR 2004).
En lo concerniente al cromo, este metal se en-
cuentra presente en el ambiente principalmente en
dos estados de oxidación como Cr(VI) y Cr(III). La
proporción de cromo hexavalante es más baja que el
cromo trivalente,
sin embargo esta es la forma más
tóxica para plantas y animales, ya que se considera
un agente fuertemente oxidante y potencialmente
carcinogénico, bioacumulable y biomagnifcable
(Park
et al
. 2005, Ahluwalia y Goyal 2007). Por el
contrario el cromo trivalente generalmente es tóxico
solamente para plantas a elevadas concentraciones y
TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE CURTIDO
95
es menos tóxico para animales (Anderson 1997). Por
estas diferencias la Environmental Protection Agency
de los EUA (EPA)
determinó que las descargas de
Cr(VI) en aguas superfciales deben ser menores
de 0.005 mg L
-
1
, mientras que las de cromo total,
incluyendo cromo trivalente, hexavalente y en otros
estados, deben ser de 2 mg L
-
1
(Baral y Engelken
2002). En Colombia, según la Corporación Autó-
noma Regional de Cundinamarca (CAR 2004), las
concentraciones máximas permisibles para verter en
un cuerpo de agua o red de alcantarillado público no
deben exceder de 0.005 mg L
-
1
para Cr (VI) y de 0.01
mg L
-1
para cromo total. Con respecto al uso del
agua
para fnes agrícolas, pecuario y preservación de Fora
y fauna, el decreto 1594/84 del Ministerio de Salud
de Colombia estipula que las concentraciones
para
cada uno de los casos no deben exceder 0.1 mg L
-
1
,
1.0 mg L
-
1
y 0.001 mg L
-
1
CL
50
96
, respectivamente.
Por esta razón es imperativo reducir las descargas,
promover la reutilización del agua dentro de las em-
presas y desarrollar métodos de tratamiento que sean
efcientes, económicos y ambientalmente amigables
(Ministerio de Salud 1984, Coulibaly
et al
. 2003,
Morato
et al
. 2003).
Los métodos convencionales para la remoción de
metales pesados como precipitación química, óxido
reducción química, fltración, intercambio iónico y
tratamiento electroquímico (Zouboulis
et al.
2004,
Srivastava y Thakur 2006, Iqbal y Saeed 2007)
pueden tener algunas desventajas como los costos,
producción de residuos secundarios, poca efectividad
a bajas concentraciones y rápida saturación, lo que
los convierte en métodos inviables para pequeñas
comunidades. Como alternativa surge la posibilidad
de utilizar la biomasa viable e inactiva de los hongos
lignolíticos que crecen sobre la madera (Dilek
et al.
2002, Jarosz-Wilkolazka
et al
. 2002, Qingbiao
et al
.
2004, Bayramoğlu
et al
. 2005). La remoción de me-
tales pesados con este grupo de microorganismos se
puede llevar a cabo como proceso activo dependiente
del metabolismo, también conocidos como bioacu-
mulación y reacciones
de oxido-reducción asociadas
con enzimas o de forma pasiva independiente del
metabolismo por medio de quelación, quimiosorción,
complejación y bioadsorción (Kapoor y Viraraghavan
1995, Coulibaly
et al.
2003). Esta última se defne
como la capacidad que tiene la biomasa fúngica viva
o inactiva para unir y concentrar metales pesados a
partir de soluciones acuosas, la cual puede ser, física
o química determinando que la biomasa fúngica actúe
como un posible intercambiador de tipo biológico
(Ahluwalia y Goyal 2007). El principal responsable
de este proceso es la presencia de quitina, quitosa-
no y glucanos en la pared celular (Coulibaly
et al.
2003). Es por esto que producir grandes cantidades
de biomasa empleando subproductos agroindustria-
les permite utilizarla como bioadsorbente natural,
económico y de fácil obtención.
En el presente trabajo se evaluó la tolerancia de
los hongos
Phanerochaete chrysosporium, Trametes
versicolor, Pleurotus ostreatus
y
Aspergillus niger
frente al dicromato de potasio y sulfato de cromo,
encontrando que
P. chrysosporium
es un hongo
hipertoletante a las dos sales y fue empleado para
el tratamiento de aguas residuales de curtiembres,
inmovilizándolo sobre un soporte inerte para com-
parar la efciencia entre biomasa viable, inactiva y el
soporte solo, por un periodo de diez días sin control
de esterilidad durante el proceso.
MATERIALES Y MÉTODOS
Microorganismos
Se utilizaron tres hongos ligninocelulolíticos
Phanerochaete chrysosporium
(CINVESTAV–IPN.
México),
Trametes versicolor
y
Pleurotus ostreatus
(Pontifcia Universidad Javeriana, Colombia) y
As-
pergillus niger
(Universidad Industrial de Santander,
Colombia). La reactivación de los tres primeros se
realizó en agar extracto de salvado (Gómez
et al.
2005) y para
A. niger
se utilizó agar extracto de
levadura (Morato
et al.
2003); todas las cajas se
incubaron durante ocho días a 25 ºC.
Caracterización del agua residual
El agua residual fue obtenida de una industria pro-
cesadora de cuero, luego del tratamiento de curtido
de piel con sulfato de amonio y sulfato de cromo.
A través de la caracterización inicial se determinó
que tenía la siguiente composición: 2360 mg L
-
1
de
cromo total (Cr
T
), 100
µ
g L
-
1
de cromo hexavalente
Cr(VI), 4462 mg L
-
1
de demanda química de oxígeno
(DQO), 8295 unidades de color, pH 4.0 y la presencia
de hongos levaduriformes en recuentos de 52x10
4
UFC mL
-
1
.
Determinación de la concentración mínima inhi-
bidora (CMI)
La tolerancia a diferentes concentraciones de
sulfato de cromo y dicromato de potasio se realizó
sembrando masivamente 0.1 mL de una suspensión
de 1x10
8
conidios mL
-
1
en agar extracto de salvado
(
P. ostreatus
y
P. chrysosporium
) y agar extracto
de levadura
(A. niger
) en presencia de las sales de
cromo. Como testigo negativo se inocularon 0.1
S. Gómez-Bertel
et al.
96
mL de la suspensión de conidios en agar sin sales
de cromo, todas las cajas se incubaron a 25 ºC por
ocho días (Shaheen
et al
. 2007, modifcado por los
autores). Para
T. versicolor
se modifcó la técnica,
adicionando las diferentes concentraciones de las
sales de cromo
al agar extracto de salvado y pos-
teriormente se colocó un disco de agar colonizado
con micelio de
T. versicolor.
El crecimiento radial
se evaluó al octavo día. El testigo negativo
fue el
mismo medio sin sales, que se
sembró en la misma
Forma que los tratamientos. La CMI Fue defnida
como la concentración de metal pesado que inhibe
totalmente el crecimiento de los hongos evaluados
(Shaheen
et al
. 2007).
Efecto de la dilución del residual sobre la capaci-
dad de decoloración, producción de biomasa
libre
y actividad enzimática
Para evaluar el efecto de la dilución del residual
sobre la capacidad de decoloración, producción de
biomasa y actividad enzimática, se llevó a cabo un
diseño experimental 2
2
. Las pruebas se realizaron
en matraces Erlenmeyer de 100 mL que contenían
20 mL de e±uente preparado de acuerdo con cada
tratamiento y 20 discos de agar obtenidos de la zona
de crecimiento activo para cada hongo. Los Erlen-
meyer fueron incubados en un agitador orbital (150
rpm) a 25 ºC durante diez días. El diseño
generó
una matriz de cuatro tratamientos por triplicado.
Los factores estudiados fueron dilución del residual
y el tipo de cepa; como variables de respuesta se
evaluaron la decoloración en porcentaje, biomasa
seca en mg mL
-
1
, actividad enzimática manganeso
peroxidasa (MnP) en U L
-
1
(Michel
et al.
1991),
lignino peroxidasa (LiP) en U L
-
1
(Tien y Kirk 1988)
y actividad lacasa en U L
-
1
(Tinoco
et al.
2001). En
el
cuadro I
se observa la matriz generada para cada
factor y su respectivo nivel (Montgomery 2003). El
análisis de datos se realizó usando los programas
SAS 9.0 y Desing Expert 6.0 y los resultados fueron
tratados con un modelo empírico el cual relaciona
las respuestas cuantifcadas con los Factores evalua
-
dos y sus respectivos niveles. Para un diseño de dos
factores el modelo de primer orden es:
y = b
0
+ b
1
x
1
+ b
2
x
2
+ b
12
x
1
x
2
(1)
CUADRO I.
Efecto de la dilución del residual sobre la decoloración y la concentración de biomasa a escala de Erlenmeyer evaluado
por medio de un diseño factorial 2
2
Tratamiento
Factor
x
1
Factor
x
2
Valor
observado
decoloración
(%)
Valor
predicho
decoloración
(%)
Valor
observado
biomasa
(mg mL
-
1
)
Valor
predicho
biomasa
(mg L
-
1
)
Valor
observado
actividad
LiP
(U L
-
1
)
Valor
predicho
actividad
LiP
(U L
-
1
)
Valor
observado
actividad
MnP
(U L
-
1
)
Valor
predicho
actividad
MnP
(U L
-
1
)
1
P. chrysosporium
Residual
al 80 %
49
41
14
13
1.82
1.71
0
0
2
P. chrysosporium
Residual
al 80 %
43
41
12
13
1.50
1.71
0
0
3
P. chrysosporium
Residual
al 80 %
33
41
13
13
1.80
1.71
0
0
4
A. niger
Residual
al 80 %
31
21
13.25
12
1.70
1.70
0
0
5
A. niger
Residual
al 80 %
12
21
11.25
12
1.70
1.70
0
0
6
A. niger
Residual
al 80 %
19
21
11.50
12
1.70
1.70
0
0
7
P. chrysosporium
Residual
al 100 %
40
39
21
15.92
1.37
1.38
0
0
8
P. chrysosporium
Residual
al 100 %
39
39
13
15.92
1.28
1.38
0
0
9
P. chrysosporium
Residual
al 100 %
37
39
13.75
15.92
1.48
1.38
0
0
10
A. niger
Residual
al 100 %
4.1
11.5
12.75
12.32
0
0
7.30
6.59
11
A. niger
Residual
al 100 %
20
11.5
10
12.32
0
0
6.85
5.79
12
A. niger
Residual
al 100 %
10.5
11.5
14
12.32
0
0
5.57
6.59
TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE CURTIDO
97
Donde
y
, corresponde a la variable dependiente;
b
o
es el intercepto,
b
1
, b
2
,
son los coefcientes lineales
y
x
1
x
2
son los factores o variables independientes.
Efecto de
dos condiciones nutricionales sobre la ca-
pacidad de decoloración y formación de biomasa
El experimento se llevó a cabo en un matraz Er-
lenmeyer de 100 mL con 20 mL de agua
residual al
100 % (v/v), con y sin suplemento de glucosa (2.5 g
L
-
1
) y extracto de levadura (1 g L
-
1
). Cada tratamiento
se inoculó con 20 discos de agar extracto de salvado
crecidos con cada microorganismo. Los Erlenmeyer
fueron incubados en un agitador orbital (150 rpm) a
25 ºC por diez días. Las variables de respuesta fueron
decoloración, biomasa mg mL
-
1
, actividad LiP, MnP,
azúcares reductores totales y pH (Gómez
et al.
2005,
Pedroza
et al.
2007).
Comparación de la capacidad de remoción con
biomasa viable e inactiva inmovilizadas sobre
espuma de poliuretano
La biomasa de
P. chrysosporium
se inmovilizó
en cubos de espuma de poliuretano de 1 cm
3
, sem-
brándolos en matraces Erlenmeyer de 1000 mL que
contenían 250 mL de caldo extracto de salvado de
trigo. Cada Erlenmeyer con 50 cubos fue inoculado
con 10 discos agar con micelio de
P. chrysosporium
(Martínez
et al.
2005). La colonización del soporte
se realizó por ocho días a 25 ºC con agitación con-
tinua de 150 rpm. El producto de la inmovilización
se recuperó por fltración con papel fltro Whatman
N
o
22 y posteriormente se tomaron veinte cubos
colonizados y se transfrieron a un Erlenmeyer de
500 mL que contenía 200 mL de eFuente de curtido
al 100 % (v/v), sin ajuste nutricional. Se evaluaron
tres tratamientos: biomasa viable inmovilizada
sobre espuma, biomasa inactiva inmovilizada so-
bre el mismo soporte y espuma de poliuretano sin
biomasa fúngica. El proceso se mantuvo por 10
días a 25 ºC, 150 rpm. Al fnalizar el experimento
se recuperó el eFuente tratado para determinar pH,
azúcares reductores totales (Miller 1959), porcen-
taje de decoloración (Martínez
et al.
2005), Cr
T
por
medio de espectroscopía de absorción atómica de
llama (Barajas
et al
. 2007), Cr(VI)
por el método
colorimétrico de difenilcarbazida número 3500B,
demanda química de oxígeno (DQO) por el método
colorimétrico de reFujo cerrado 5220D reportado en
los métodos estándar (Eaton
et al.
2005), actividad
enzimática tipo manganeso peroxidasa (Michel
et
al.
1991), lignino peroxidasa (Tien y Kirk 1988),
lacasa (Tinoco
et al.
2001) y recuento de poblacio-
nes microbianas presentes en el agua residual que se
realizó mediante la técnica de microgota reportada
por Doyle (2000). Las diferencias entre tratamientos
se determinaron por una prueba de comparación de
medias (Tukey,
α
= 0.05). Los datos se analizaron
con el programa estadístico SAS 9.0®
Adicionalmente los cubos colonizados con bioma-
sa de
P. chrysosporium
se prepararon para microsco-
pía electrónica de barrido siguiendo la metodología
reportada por Pedroza
et al.
(2007). Se utilizó un
microscopio electrónico marca JEOL JSM-6300
adaptado a un detector de rayos X por dispersión
de energía Noral Voyager II software 1100/1110,
para llevar a cabo el microanálisis de cromo total en
porcentaje atómico por la técnica de espectrometría
de dispersión de energía de rayos X (EDX).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Concentración mínima inhibidora
Los resultados de CMI sugieren que la tole-
rancia al cromo depende del estado de oxidación,
la concentración de la sal de cromo y el microor-
ganismo evaluado. El dicromato de potasio fue la
forma más tóxica para los cuatro microorganismos
investigados, con valores de 300, 1000, 4500 y 7500
mg L
-
1
para
T. versicolor, A. niger, P. ostreatus
y
P. chrysosporium
, respectivamente
.
Con relación
al sulfato de cromo las concentraciones mínimas
inhibidoras fueron de 5000, 12,500, 15,000 y 30,000
mg L
-
1
, para
A. niger, P. ostreatus, T. versicolor
y
P. chrysosporium,
respectivamente (
Fig. 1
). De
A. nige
r
P. chrysosporiu
m
P. ostreatus
T. versicolor
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
Concentración (mgL
-1
)
Dicromato de potasio
Sulfato de cromo
Fig. 1.
Determinación de la concentración mínima inhibidora
para dicromato de potasio y sulfato de cromo sobre me-
dios agarizados. Agar extracto de salvado para hongos
de podredumbre blanca y extracto de malta para
A. ni-
ger
, ocho días a 25 ºC
S. Gómez-Bertel
et al.
98
acuerdo con el análisis estadístico, el hongo
P.
chrysosporium
fue signiFcativamente más tolerante
a las dos sales de cromo (p<0.0001). La razón por la
cual esta cepa
fue superior podría estar relacionada
con un mecanismo adaptativo asociado a tolerancia
genética o Fsiológica que surgió por la exposición
prolongada al cromo, ya que progresivamente fue
cultivada en concentraciones ascendentes de las dos
sales por periodos de ocho días en cada una. Durante
cada tratamiento la cepa pudo desarrollar de mane-
ra paralela varios mecanismos que le permitieron
adquirir la tolerancia, como un engrosamiento de la
pared para bioadsorber mayor cantidad de cromo,
síntesis de melaninas como la 1,8 dihidroxinaftaleno
(DHN) y la producción de ácidos orgánicos como
el ácido oxálico que actúa como quelante para
formar cristales con los metales que precipitan a
nivel extracelular (Cervantes y Gutiérrez 1994). Es
factible que los dos primeros mecanismos se hayan
llevado a cabo, ya que en las fotografías obtenidas
por microscopía óptica se observó un engrosamiento
de las hifas, que tomaron una
pigmentación café
claro (datos no mostrados). Los resultados obteni-
dos en esta prueba concuerdan con la deFnición de
tolerancia a metales propuesta por Shaheen
et al.
(2007). Estos autores deFnen la tolerancia como la
habilidad que tiene un organismo para sobrevivir en
presencia de un metal por medio de la activación
de mecanismos directos e indirectos que pueden
ser inmediatos o progresivos como respuesta a la
exposición del metal.
P. chrysosporium
ha sido ampliamente reporta-
do para la bioadsorción de metales pesados como
cadmio, plomo, níquel y cobre, por ser tolerante,
producir cantidades signiFcativas de biomasa con
gran área superFcial apta para la remoción y por la
facilidad de cultivo con células libres e inmovili-
zadas (Say
et al.
2001, Kaćar
et al.
2002, Qingbiao
et al.
2004, Iqbal
y Saeed 2007). Sin embargo, la
utilización de
P. chrysosporium
para la remoción y
biodecoloración de aguas residuales de la etapa de
curtido de pieles no ha sido reportada, lo que resalta
la importancia de los resultados obtenidos en esta
investigación, especialmente porque esta especie
toleró elevadas concentraciones de las dos formas
de cromo. Así se convierte en una alternativa eco-
nómica para la remoción de metales pesados, por
la facilidad con que se cultiva en sustratos agroin-
dustriales como el salvado de trigo y por sus eleva-
dos rendimientos de biomasa, tal como lo reporta
Pedroza (2006) en su estudio con
T. versicolor, P.
chrysosporium
y
P. ostreatus,
inmovilizados sobre
espuma para el tratamiento de aguas residuales de
la industria papelera.
A. niger
es uno de los hongos de la subdivisión
Deuteromycotina que más se ha investigado para la
remoción de cromo (Kovačevic
et al.
2000,
Nasseri
et al.
2002,
Acosta
et al.
2004, Srivastava y Thakur
2006). En estudios previos realizados por Morato
et al.
(2003), se observó que esta cepa se inhibía en
presencia de 900 mg L
-
1
de dicromato y 4000 mg
L
-
1
de sulfato, con agua residual sintética, por tal
razón en este trabajo se quiso evaluar este hongo,
pero con agua residual proveniente de la industria
de procesamiento de cuero.
Efecto de la dilución del residual
sobre la capaci-
dad de decoloración y crecimiento de la biomasa
fúngica libre a escala de Erlenmeyer diseño fac-
torial 2
2
De acuerdo con el análisis de varianza para
porcentaje de decoloración (
Cuadros I
y
II
)
en
la
interacción de
x
1
(tipo de cepa) y
x
2
(concentración
del residual) no se presentó un efecto signiFcativo
CUADRO II.
Parámetros estimados durante el análisis de varianza, incluyendo interacciones entre variables
x
1
y
x
2
Variable
CoeFcientes
para
decoloración
Valor de
P>(±)
CoeFcientes
para biomasa
Valor de
P>(±)
CoeFcientes
para LiP
Valor de
P>(±)
CoeFcientes
para MnP
Valor de
P>(±)
Intercepto
28.23
0.0033
13.3
0.285
1.2
<0.0001
1.65
<0.0001
x
1
(Cepa evaluada)
-
12.03
0.0006
-
11.5
0.15
-
0.35
<0.0001
1.65
<0.0001
x
2
(Dilución
del residual)
-
3.13
0.190
0.81
0.29
0.51
<0.0001
1.65
<0.0001
x
2
x
2
-
1.54
0.5
0.65
0.39
0.34
<0.0001
1.65
<0.0001
R
2
= 0.8, C.V. = 26 % (% decoloración), R
2
= 0.36, C.V. = 19 % (biomasa), R
2
= 0.98, C.V. = 8.5 % (LiP),
R
2
= 0.98, C.V. = 27 % (MnP)
TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE CURTIDO
99
en la variable de respuesta (p>0.0001); sin embargo
el factor
x
1
en su nivel bajo tuvo un efecto signiFca
-
tivo (p=0.0005) sobre la decoloración, alcanzando
valores de 39 % cuando se utiliza la cepa de
P.
chrysosporium
con e±uente sin diluir y 41 % cuando
el e±uente se diluye al 80 % (v/v) con agua destilada.
Al realizar una comparación de medias entre los dos
tratamientos no se presentaron diferencias signiFca
-
tivas (p=0.0001) que determinen la in±uencia de la
dilución del residual sobre la decoloración. Con base
en estos resultados el residual se podría utilizar sin
modiFcación alguna respecto a su salida de la etapa
de curtido, lo que representa un ahorro en el costo
de tratamiento.
Con respecto al efecto de la interacción de
x
1
y
x
2
sobre la cantidad de biomasa formada no se
presentó un efecto significativo (p=0.0039), la
mayor cantidad de biomasa se obtuvo con la cepa
de
P. crhysosporium
con e±uente al 100 % con un
valor máximo de 16 mg L
-
1
. La caracterización
química del e±uente indicó DQO de 4462 mg L
-
1
y DBO
5
de 250 mg L
-
1
, con relación DBO
5
/DQO
igual a 0.05. Esto indica una relación baja de C/N
del residual y por ende la difícil degradación, lo que
sugiere entonces que compuestos como restos de
grasa, proteínas y azúcares reductores, posiblemente
provenientes de la fase de ribera, fueron utilizados
por
P. chrysosporium
para mantener su metabolismo
(Álvarez
et al.
2004).
Para la actividad LiP y MnP la interacción de
x
1
y
x
2
fue muy signiFcativa, la actividad LiP fue
similar en los cuatro tratamientos con valores para
P.
chrysosporium
de
1.4 U L
-
1
y 1.7 U L
-
1
en el residual
al 100 y 80 %. Con respecto a la actividad MnP, esta
se cuantiFcó únicamente con
A. niger
en residual al
100 %. Los posibles mecanismos implicados en la
producción de las enzimas podrían ser explicados
por dos teorías asociadas con la presencia de metales
pesados. La primera considera que estos elementos
estimulan procesos a nivel transcripcional, generando
un incremento en los niveles de ARNm, dando como
resultado un incremento en la síntesis de proteínas
relacionadas con la protección, como las metalotio-
neínas (Cervantes y Gutiérrez 1994, Palmieri
et al.
2000, Galhaup y Haldrich 2001). La segunda tiene
que ver con la producción de melaninas por la pre-
sencia de los metales, actividad considerada como
un mecanismo de protección en la que intervienen
las peroxidasas y las polifenol oxidasas (Caesar
et
al.
1995). La actividad de la lacasa no se detectó en
ninguno de los tratamientos, resultado esperado ya
que
P. chrysosporium
no produce esta enzima (Kirk
y Farell 1997, Dávila y Vázquez-Duhalt 2006).
Efecto de dos condiciones nutricionales sobre
la capacidad de decoloración y formación de
biomasa
Con respecto a la respuesta de las dos cepas a
la suplementación con carbono y nitrógeno se ob-
servó nuevamente que
P. chrysosporium
presentó
mayor capacidad de decoloración con 38 y 39 %
para residual sin suplemento y con suplemento, in-
dicando adicionalmente correlación positiva con la
biomasa producida (16 y 18 mg L
-
1
). Con respecto
a la actividad enzimática solamente se cuantiFcó
LiP con valores de 1.4 y 0.7 U L
-
1
, respectivamente
(
Fig. 2, cuadro III
).
Este ligero incremento en
las variables de respuesta pudo estar relacionado
con un fenómeno de competencia, por la fuente
de carbono y nitrógeno, con un hongo levaduri-
forme que se recuperó a partir del agua residual,
microorganismo que presentó un incremento de
52x10
4
UFC mL
-
1
a
58x10
5
UFC mL
-
1
al Fnal de
experimento. Los resultados obtenidos son contra-
rios a los publicados por Nasseri
et al
. (2002) y
Srivastava y Thakur (2006) quienes sugieren que al
incrementar la relación C/N tanto en agua residual
como en agua sintética, se incrementa la remoción
de cromo hexavalente, trivalente y el porcentaje de
decoloración producto de la asimilación rápida de
sustratos carbonados y nitrogenados que facilitan
la mayor producción de biomasa metabólicamente
activa con capacidad de bioadsorción. Es impor-
tante resaltar que en los estudios de Nasseri
et al.
y Srivastava y Thakur mencionados arriba, la con-
dición de esterilidad se controló permanentemente,
lo que permite garantizar que el ajuste nutricional
solamente es aprovechado por el microorganismo
modelo.
1234
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Biomasa (mg mL
-1
) y Enzimas (UL
-1
)
Decoloración del residual (%)
Tratramientos evaluados
Actividad MnP
Actividad LiP
Biomasa
Decoloración
Fig. 2.
Efecto de dos condiciones nutricionales sobre la capa-
cidad de decoloración, formación de biomasa libre y
actividad enzimáticas a nivel de Erlenmeyer. Condicio-
nes de operación: 10 días, 25 ºC y 150 rpm
S. Gómez-Bertel
et al.
100
Evaluación de la capacidad
de remoción con
células inmovilizadas a
escala de Erlenmeyer
empleando el agua residual de curtido
Características de la biomasa inmovilizada y de
la actividad enzimática.
En la
fgura 3
se observa
la característica microscópica del soporte empleado
para la inmovilización. Corresponde a un material
poroso, con densidad baja y elevada área superfcial,
estructuralmente formado por
una extensa red de ca-
nales de diferentes tamaños, los cuales se convierten
en sitios potenciales para la colonización. Una vez
que se llevó a cabo el protocolo de inmovilización,
se realizaron cortes para visualizar la biomasa y la
profundidad de la colonización, observando que
P.
chrysosporium
formó hifas delgadas septadas con
presencia de esporas (
Fig. 4a, b
), estructuras que
posiblemente fueron utilizadas como mecanismos
para acceder a varias zonas de la espuma, en especial
a las áreas más superfciales en las que la concentra
-
ción de oxígeno disuelto es superior y no es un factor
limitante para el crecimiento. Choi
et al.
(2002),
observaron una colonización similar al inmovilizar
a
P. chrysosporium
en espuma, y proponen que hacia
el interior se pueden presentar concentraciones muy
bajas de oxígeno que afectan el metabolismo del
microorganismo.
La concentración de biomasa fnal en el tratamien
-
to fue de 37 mg cm
-
3
, es decir, 2 miligramos más que
al inicio del experimento, el incremento se presentó
por la utilización de azúcares reductores que al fnal
estaban en una concentración de 0.110 g L
-
1
(
Fig. 5
),
lo que demuestra que posiblemente fueron utilizados
por el hongo inmovilizado, sin descartar una com-
petencia con el hongo levaduriforme. En los demás
tratamientos el consumo fue menor y se llevó a cabo
Cromo total
Fig. 3.
Microscopía electrónica de barrido y espectrometría de
difracción de rayos X (EDX) para la espuma de poliure-
tano sin colonizar. 200x
Cromo total
Esporas de
P. chrysosporium
(a)
(b)
(c)
Fig. 4.
Microscopía electrónica de barrido de las hifas (a), es-
pora (b) y espectrometría de difracción de rayos X
(c)
para la biomasa de
P. chrysosporium
viable e inmovili-
zada sobre espuma. 1000x
CUADRO III.
ANÁLISIS DE COMPARACIÓN DE MEDIAS PARA LA VARIABLES
DEPENDIENTES DECOLORACIÓN (%), BIOMASA (mg
mL
-1
), AC-
TIVIDAD LiP (U L
-1
), ACTIVIDAD MnP (U L
-1
)
Tratamientos Decoloración (%)
Biomasa
(mg mL
-1
)
Actividad LiP
(U L
-1
)
Actividad MnP
(U L
-1
)
1
38
±
8.4
(A)
16
±
1
(A)
1.7
±
0.17
(A)
0
±
0
(C)
2
39
±
0.9
(A)
18
±
1.08
(A)
0
(C)
0
±
0
(C)
3
11
±
1.5
(B)
12
±
4.4
(B)
0
(C)
6.5
±
0
(A)
4
33
±
7.9
(A)
16
±
1.9
(A)
0.7
±
0
(B)
5.6
±
0 C
(B)
Las medias con la misma letra no son signifcativamente diFerentes (p>0.0001) alFa =
0.05, (T1) Agua residual al 100% tratada con
P. chrysosporium
sin suplemento de C/N,
(T2) Agua residual al 100% con suplemento de C/N tratada con
P. chrysosporium,
(T3)
Agua residual al 100% tratada con
A. niger
sin suplemento y (T4) Agua residual al 100%
tratada con
A. niger
sin suplemento
TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE CURTIDO
101
por el microorganismo presente en el agua residual.
Varios autores reportan que la remoción de metales
pesados en ecosistemas acuáticos y en el suelo es
facilitada por la presencia o adición de una fuente
de carbono sencilla que favorece el incremento de
la biomasa en función del tiempo, obteniendo mayor
cantidad de bioadsorbente (Nasseri
et al.
2002,
Sri-
vastava y Thakur 2006).
Es importante resaltar que
a diferencia de estas investigaciones en el presente
trabajo no se realizó ningún ajuste nutricional al
agua residual, el hongo solamente utilizó la materia
orgánica disponible.
Con respecto al comportamiento del pH, la aci-
difcación (pH 3.0) del residual a expensas de los
ácidos orgánicos producidos (posiblemente ácido
oxálico) es un cambio favorable para la remoción
de metales pesados, básicamente porque a pH ácido
la protonación de los grupos amino presentes en la
pared favorecen la bioadsorción de cromo (Park
et al.
2005). El fenómeno ha sido reportado por
Bayramoğlu
et al.
(2005), quienes trabajaron con
micelio del basidiomiceto
Lentinus sajor-caju
para
la remoción de Cr(VI), y observaron que a valores
de pH ácido la bioadsorción se favorece al comparar
con valores de pH alcalinos y neutros.
La actividad enzimática se presentó únicamente
para el tratamiento en el que se usó la biomasa viva
con valores de 7 U L
-
1
para MnP y 0.22 U L
-
1
LiP; la
producción de las dos enzimas se correlacionó posi-
tivamente con la decoloración, remoción de DQO y
cromo total (p<0.0001) (
Fig. 5
). La actividad enzimá-
tica se relacionaría con los mecanismos de tolerancia
al metal, ya que al presentarse una posible síntesis
de melaninas, quedaron expuestos adicionalmente
grupos funcionales del tipo carboxilo, fenólico, hi-
droxilo y amino que sirvieron como sitios activos de
unión para el cromo (Fogarty y Tobin 1996). Por otro
lado la producción de enzimas ligninolíticas también
se estaría relacionando con una posible transición
hacia metabolismo secundario, desencadenado por
un défcit en la Fuente de carbono o de nitrógeno.
Este comportamiento ha sido el más estudiado y se
considera como el mecanismo más importante en la
regulación de la expresión enzimática en hongos de
podredumbre blanca (Kirk y Farell 1997). Sin embar-
go, en aguas residuales con elevadas concentraciones
de metales pesados y contenido bajo de materia or-
gánica, no se han realizado estudios más detallados
para confrmar cuál de los dos mecanismos sería el
predominante o si por el contrario los dos pueden
estar actuando de manera combinada.
Remoción de color y DQO
Al inicio del experimento el agua residual presentó
un color verde oscuro, asociado con las altas concen-
traciones de sulfato de cromo, el cual fue cambiando
progresivamente hasta alcanzar un verde claro que
correspondió a un porcentaje de decoloración del 67 y
61 % para la biomasa inmovilizada viable e inactiva; la
decoloración obtenida con la espuma Fue signifcativa
-
mente menor (49 % p<0.0001) (
Fig. 6
). En este tipo de
aguas residuales la decoloración está relacionada con
la bioadsorción de las sales metálicas a la pared fúngica
y al soporte de inmovilización. En relación con esto,
Fig. 5.
Biomasa inmovilizada, azúcares reductores totales y actividad LiP. (A) Biomasa viable, (B) Biomasa inactivada por tratamiento
térmico y (C) espuma de poliuretano sin colonizar. Condiciones de operación: 10 días, 25 ºC y 150 rpm
A
B
C
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Biomasa inmovilizada (mg cm
-
3
)
AB
C
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
Azúcares redcutores (g L
-
1
)
Actividad MnP (U L
-
1
)
Actividad LiP (U L
-
1
)
Tratamientos evaluados
AB
C
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
MnP
LiP
S. Gómez-Bertel
et al.
102
varios autores sugieren que no se lleva a cabo ninguna
modifcación de tipo estructural en la sal que genere un
cambio en el espectro de absorción. Adicionalmente
se obtuvo una correlación positiva muy signifcativa
(p<0.0001) entre la concentración de biomasa, porcen
-
taje de decoloración y remoción de cromo total. Varios
autores como Fu y Viraraghavan (2001), Pedroza
et al
.
(2007) y Henao-Jaramillo
et al.
(2007), demostraron
que al utilizar hongos de podredumbre blanca para el
tratamiento de aguas residuales papeleras y remoción
de colorantes, la cantidad de biomasa y decoloración
están directamente relacionadas.
Con respecto a la remoción de DQO, el residual
inicial contenía 4462 mg L
-
1
de DQO; al fnalizar
los tres tratamientos los porcentajes de remoción
obtenidos fueron de 12, 7 y 6 % para la biomasa
viable, inactiva y espuma (
Fig. 6
).
La remoción de
DQO fue baja, por lo tanto el sistema tendría res-
tricciones si se utiliza como único tratamiento, ya
que no cumple con los límites máximos permisibles
para vertimiento puntual después de haber realizado
tratamiento biológico, que en Colombia son de 120
mg L
-
1
para DQO y 60 mg L
-
1
DBO
5
(CAR 2004). La
presencia de ciertos compuestos como sulfatos que no
Fueron cuantifcados, pudieron aFectar parcialmente
el metabolismo de
P. chrysosporium
y del hongo
levaduriForme acompañante, interfriendo en la remo
-
ción de DQO, pues como lo demostraron
Ram
et al.
(1999), la efciencia en la remoción de DQO, DBO
5
y
cromo total presente en agua de curtiembres se puede
incrementar si previamente al tratamiento con lodos
activados se realiza un pretratamiento con coagulan-
tes para disminuir la concentración de sulftos y de
cromo. Igualmente, Rama y Ligy (2005), empleando
Ganoderma lucidum
para el tratamiento de aguas
residuales de curtiembres, encontraron que el hongo
inmovilizado en gravilla remueve aproximadamente
el 40 % de la DQO inicial, lo que permite suponer
que en este tipo de residuales de difícil degradación
la remoción de DQO es muy alta.
Remoción de cromo
Con respecto al comportamiento del cromo en
los tratamientos evaluados se determinó que no
existen diFerencias signifcativas entre la remoción
obtenida con biomasa inmovilizada viable e inactiva.
Cualquiera de los dos sistemas podría ser utilizado
para el tratamiento, pero el preparar un producto
inmovilizado para luego inactivarlo por tratamiento
térmico se convertiría en un paso adicional que impli-
caría más tiempo y costo (
Fig. 7
). Esto se justifcaría
con estudios complementarios que demuestren que
la biomasa inactiva es más efciente y estable por
largos periodos de operación y con diferentes lotes de
agua residual. La
remoción obtenida con la espuma
Fue menor (p<0.0001) que en los tratamientos con
biomasa fúngica. El soporte sin microorganismo in-
movilizado puede tener propiedades adsortivas altas
debido a que su composición es una mezcla de poliol
e isocianato, compuestos de carga negativa que actua-
rían como intercambiador catiónico de tipo químico
(Castillo y Ortega 2007). Los porcentajes de remoción
obtenidos para Cr
T
fueron 97, 96 y 65 % para biomasa
viable, inactiva y espuma. Para Cr(VI) 85, 50, 11 y
97 % y 96 % para Cr(III) respectivamente para cada
tratamiento. La remoción de los dos tipos de cromo
presentó correlación positiva muy signifcativa con
la decoloración y con la cantidad de biomasa retenida
en el soporte (p<0.0001).
Biomasa viable
Biomasa inactiva
Espuma
0
20
40
60
80
100
0
20
40
60
80
100
Decoloración (%)
Remoción de DQO (%)
Tratamientos evaluados
Decoloración (%)
Remoción DQO (%)
Fig. 6.
Remoción de DQO y color con biomasa inmovilizada
de
P. chrysosporium
a nivel de Erlenmeyer. Condi-
ciones de operación: 10 días, 25 ºC y 150 rpm
Cromo Tota
lC
romo (VI
)C
romo (III)
0
20
40
60
80
100
Remoción de cromo (%)
Tipo de Cromo
Espuma
Biomasa viable
Biomasa inactiva
Fig. 7.
Remoción de cromo con biomasa inmovilizada de
P.
chrysosporium
a nivel de Erlenmeyer. Condiciones de
operación: 10 días, 25 ºC y 150 rpm
TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE CURTIDO
103
Los posibles mecanismos implicados en la re-
moción del metal fueron de tres tipos: reducción de
Cr(VI) a Cr(III) en solución; el segundo la unión
del Cr(VI) a grupos amino cargados positivamente
presentes en la pared fúngica para que se lleve a
cabo una reducción de Cr(VI) a Cr(III) y por último
la liberación de Cr(III) a la solución acuosa (des-
orción) por la repulsión de cargas entre los grupos
cargados positivamente y el cromo trivalente (Park
et al
. 2005). Esta última opción posiblemente no se
presentó, pues el cromo trivalente no aumentó, por el
contrario disminuyó, por esta razón es factible con-
siderar que pudo sufrir un proceso de precipitación
como Cr(OH)
3
o se presentó una complejación con
ciertas fracciones de materia orgánica presentes en
el agua residual (Rama y Ligy 2005).
La biomasa inactivada por tratamiento térmico
pudo modifcarse y adherirse Fuertemente a la es
-
puma, de esta forma se generaron otros sitios de
unión para el metal y se incrementó el área super-
fcial disponible para la adsorción (Bai y Abraham
2001). Esto se observó al analizar las fotografías de
microscopía electrónica de barrido en las cuales se
visualizó adelgazamiento y compactación de las hifas
con el soporte (
Fig. 8
). Bayramoğlu
et al.
(2005)
reportaron que los tratamientos físicos y químicos
pueden incrementar la capacidad adsorbente de la
biomasa inactiva, básicamente porque los ácidos
causan desnaturalización de proteínas y protonación
de la hexosamina con lo que se incrementan los sitios
activos de unión (–NH
2
) y la posibilidad de adsorber
mayor cantidad de metal a pH ácido.
Al comparar este estudio con otros trabajos, es
importante destacar que la remoción
de cromo con
P. chrysosporium
inmovilizado en espuma no ha sido
reportado y las efciencias alcanzadas son altas tanto
con biomasa viable como con inactiva. Rama y Ligy
(2005) utilizaron el hongo de la madera
Ganoderma
lucidum
inmovilizado en gravilla en reactor de mez-
cla completa y obtuvieron un remoción de cromo
hexavalente del 80 % a las ocho horas de tratamiento,
datos similares a los obtenidos con
P. chrysosporium
inmovilizado en espuma de poliuretano sin control
de esterilidad durante el proceso.
Espectrometría de dispersión de energía por rayos
X (EDX)
Adicionalmente se realizó una caracterización
y semicuantifcación por EDX antes y después del
tratamiento con el agua residual
(
Figs. 3, 4
y
8
) y se
observó que el cromo total está presente en la bioma-
sa inmovilizada viable, inactiva y en la espuma. Sin
embargo, el porcentaje atómico en esta última fue
signifcativamente menor (p< 0.0001) con respecto al
acumulado en la biomasa viable e inactiva, resultados
que ayudaron a confrmar por métodos Físicos que la
biomasa inmovilizada es mejor para la remoción del
metal. Como testigo se utilizó una muestra de micelio
de
P. chrysosporium
que no estuvo en contacto con el
agua residual y en el microanálisis de EDX (
Fig
.
9
) no
se observó la presencia de cromo. La elevada resolu-
ción de los picos obtenidos en el EDX indican que el
cromo total se unió signifcativamente a la biomasa.
Por otro lado se encontraron trazas de otros elementos
Cromo total
Fig. 8. Microscopía electrónica de barrido y espectrometría
de difracción de rayos X (EDX) para la biomasa de
P.
chrysosporium
inmovilizada sobre espuma e inactivada
por tratamiento térmico. 1000x
Biomasa sin contacto con
el agua residual
Fig. 9.
Microscopía electrónica de barrido y espectrometría
de difracción de rayos X (EDX) para la biomasa de
P.
chrysosporium
inmovilizada sobre espuma sin contacto
con el agua residual de la etapa de curtido. 1500x
S. Gómez-Bertel
et al.
104
como azufre, cloro, níquel, sodio, aluminio, carbono
y oxígeno, presentes en las tres muestras de residual.
Estos elementos provienen del agua y también fueron
adsorbidos a la superfcie de los materiales evaluados.
Fahim
et al.
(2006) confrman que es Factible que el
azufre y el cloro estén presentes en concentraciones
superiores a 1000 ppm en aguas residuales de cur-
tiembres. Akar
et al
. (2005) también demostraron que
otros materiales diferentes al metal pesado pueden
observarse en los microanálisis de EDX cuando se
utiliza a
Botrytis cinerea
como nuevo bioadsorbente
para la remoción de Pb (II) en solución.
CONCLUSIONES
P. chrysosporium
Fue signifcativamente más
tolerante al sulfato de cromo (30,000 mg L
-
1
) y al
dicromato de potasio (7500 mg L
-
1
) que
A. niger, T.
versicolor y P. ostreatus,
demostrando que es una
cepa hipertolerante a cromo no reportada como tal
hasta el momento. Esta capacidad pudo ser desarro-
llada por medio de mecanismos adaptativos gene-
rados como respuesta a la exposición prolongada y
ascendente a las sales de cromo.
La dilución del agua residual con agua potable y la
suplementación nutricional de la misma con carbono
y nitrógeno no tuvieron eFectos signifcativos sobre la
capacidad de biodecoloración de
P. chrysosporium
.
Esto signifca que la cepa podría ser utilizada para
tratar el agua tal y como sale de la etapa de curtido,
lo que disminuiría los costos de tratamiento, por no
ser necesario un acondicionamiento previo.
P. chrysosporium
se inmovilizó en espuma de
poliuretano para desarrollar un portador bifásico
resistente y efciente para la remoción de color,
DQO y cromo provenientes de aguas residuales de
la etapa de curtido. Se demostró que tanto la biomasa
viable como la inactiva podrían ser utilizadas como
alternativa biotecnológica no convencional para el
tratamiento de este tipo de aguas residuales sin con-
trol de esterilidad durante el proceso.
AGRADECMIENTOS
El presente estudio forma parte del proyecto No.
000410 registrado en la Ofcina de ±omento a la In
-
vestigación de la Vicerrectoría Académica de la Pon-
tifcia Universidad Javeriana, Bogotá, Colombia.
Los investigadores expresan su agradecimiento a
las doctoras Refugio Rodríguez Vázquez y Martha
Barajas Aceves, investigadoras del Laboratorio de
Compuestos Xenobióticos, Departamento de Biotec-
nología y Bioingeniería del Centro de Investigaciones
y de Estudios Avanzados del Instituto Politécnico
Nacional, CINVESTAV-IPN, México, D.F., por su
autorización para evaluar la cepa de
Phanerochaete
chrysosporium
en Colombia y por su asesoría técnica,
como parte del convenio de cooperación interinsti-
tucional CINVESTAV-IPN/Pontifcia Universidad
Javeriana 2000.
Los investigadores expresan su agradecimiento al
Dr. Ciro Falcony, investigador del Departamento de
Física por el apoyo en los estudios de microscopía
electrónica de barrido y los microanálisis de EDX.
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