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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
BACTERIAS RIZOSFÉRICAS CON POTENCIALIDADES FISIOLÓGICAS PARA ELIMINAR
MATERIA ORGÁNICA DE AGUAS RESIDUALES
Irina SALGADO-BERNAL
1*
, Carmen DURÁN-DOMÍNGUEZ
2
, Mario CRUZ-ARIAS
1
,
María Elena CARBALLO-VALDÉS
1
y Armando MARTÍNEZ-SARDIÑAS
1
1
Facultad de Biología. Departamento de Microbiología y Virología, Universidad de La Habana. Calle 25 No.
455 entre J e I, Vedado. Código Postal 10400. Ciudad de La Habana, Cuba. irina@fbio.uh.cu
2
Facultad de Química. Conjunto E. Universidad Nacional Autónoma de México. Paseo de la Investigación
Cientí±ca, Ciudad Universitaria, Delegación Coyoacán. 04510 México D.F.
(Recibido junio 2010, aceptado octubre 2011)
Palabras clave: bacterias rizosféricas, materia orgánica e²uente, tratamiento de aguas
RESUMEN
La contaminación de las aguas constituye actualmente un grave problema ambiental y
dentro de los contaminantes de interés se encuentra la materia orgánica e²uente (MOEf),
que está compuesta por elementos complejos y heterogéneos, entre ellos carbohidratos,
proteínas y ácidos grasos. Debido a las ventajas que ofrece la utilización de agentes
biológicos para la eliminación de estos contaminantes, en el trabajo se caracterizan las
potencialidades de 58 cepas bacterianas, obtenidas de la rizosfera de plantas hidró±tas
de
Typha dominguensis
, para la remoción de materia orgánica, con el ±n de ser utilizadas
posteriormente como herramientas en el tratamiento de aguas residuales. Se realizaron
ensayos de asimilación de cinco carbohidratos, incluyendo monosacáridos, disacáridos
y polisacáridos; ensayos de hidrólisis de dos proteínas e hidrólisis de un compuesto lipí-
dico. Con 13 cepas seleccionadas se determinó la remoción de DQO de un agua residual
sintética compleja, de forma individual y en consorcios bacterianos. Veintiún cepas (36 %
de las cepas aisladas) mostraron respuestas satisfactorias para asimilar diferentes fuentes
de carbono e hidrolizar proteínas y lípidos. De ellas 13 aislados seleccionados mostraron
niveles de remoción de DQO por encima de 50 % frente a un e²uente complejo en un
tiempo de sólo 72 horas, resultado que se comportó de manera semejante al emplear
consorcios conformados por estas cepas. Los resultados permiten concluir que las cepas
estudiadas podrían ser utilizadas potencialmente para su posterior incorporación en un
sistema de tratamiento de aguas y contribuir a la remediación de e²uentes.
Key words: rhizospheric bacteria, ef²uent organic matter, water treatment
ABSTRACT
The contamination of waters constitutes a serious environmental problem at the moment
and within the interest polluting agents is ef²uent organic matter (EfOM), composed
by complex and heterogenous elements, among them carbohydrates, proteins and fatty
acids. Due to advantages that offers the use of biological agents for the elimination
of these pollutants, in present work we characterized the potentialities of 58 bacte-
rial strains, obtained from rhizosphere of hydrophytes (
Typha dominguensis
), for the
Rev. Int. Contam. Ambie. 28 (1) 17-26, 2012
I. Salgado-Bernal
et al.
18
removal of organic matter, with the purpose of being used later like tools in residual
water treatment. Assimilation tests were performed with Fve carbohydrates, including
monosaccharides, disaccharides and polysaccharides, hydrolysis tests for two proteins
and hydrolysis of a lipidic compound. COD reduction was determined with 13 selected
strains of a complex synthetic wastewater, individually and with bacterial consortia.
21 strains (36 % of isolates) showed satisfactory results to assimilate different carbon
sources and hydrolyze proteins and lipids. Of these, 13 selected isolates showed COD
removal levels above 50 % from a complex ef±uent in 72 hours, this result behaved
similarly with the use of consortia formed by these strains. The results show that the
studied strains could potentially be used for subsequent incorporation into a water
treatment system and contribute to the remediation of ef±uents.
INTRODUCCIÓN
La contaminación de las aguas constituye actual-
mente un grave problema ambiental en el contexto
global como consecuencia de la industrialización,
globalización, crecimiento poblacional y urbaniza-
ción (UN-Water 2006), además debido a que los re-
siduales son vertidos directamente a los ecosistemas
acuáticos sin tratar o con tratamientos deFcientes.
Las aguas residuales municipales están compuestas
de materia orgánica, nutrientes (fundamentalmente
nitrógeno y fósforo), cantidades traza de compuestos
orgánicos recalcitrantes y metales (Bitton 2005).
Dentro de estos contaminantes reviste gran interés la
eliminación de la materia orgánica e±uente (MOEf),
que está compuesta por elementos complejos y he-
terogéneos. Entre ellos se encuentran carbohidratos,
proteínas, ácidos grasos, entre otros (Jarusutthirak
et
al.
2002). Es una combinación de la materia orgáni-
ca natural (MON), productos microbianos solubles
(PMS) y sustancias químicas perjudiciales (Shon y
Vigneswaran 2006). Las sustancias orgánicas en-
contradas en un agua doméstica típica consisten en
40-60 % proteínas, 25-50 % carbohidratos y 10-30 %
lípidos (Cammarota y ²reire 2006, Xia
et al.
2007).
Los tratamientos Fsicoquímicos permiten la re-
moción parcial de la carga orgánica, pero el costo de
los reactivos que se utilizan es alto y la remoción de
la demanda química de oxígeno es pobre, por tanto,
es deseable el empleo de otros procesos como los
biológicos (Vidal
et al.
2000). Actualmente se ha
puesto gran énfasis en la biotecnología ambiental
y el desarrollo sostenible, en particular las técnicas
biológicas pueden ser eFcazmente aplicadas en la
remediación de aguas contaminadas por contami-
nantes orgánicos (Wolfe
et al.
1996, Gentry
et al.,
2004). La estrategia de las tecnologías de biorre-
mediación es el uso de diferentes vías metabólicas
y el incremento de los procesos de degradación
autóctonos para eliminar o al menos reducir las
sustancias contaminantes indeseables. Debido a que
casi todos los productos naturales y gran número de
compuestos sintéticos son degradados por las bac-
terias, independientemente de su peso molecular o
complejidad estructural, estos microorganismos se
han convertido en un factor clave en la biorreme-
diación (Wagner y Loy, 2002, ²abiano
et al.
2003,
Bitton 2005) y desempeñan un papel importante
en los sistemas como las plantas de tratamiento de
aguas (Llagas y Gómez 2006).
El material orgánico biodegradable es oxidado
bioquímicamente por bacterias heterotróFcas bajo
condiciones aerobias, resultando en la producción
de dióxido de carbono, agua, amonio y nueva bio-
masa (Madigan
et al.
2003). Además de asimilar
estos compuestos directamente, las bacterias pue-
den actuar sobre ellos hidrolizándolos, como paso
previo a su incorporación. La hidrólisis microbiana
es un proceso a través del cual las macromoléculas
son hidrolizadas a oligómeros y monómeros por la
actividad microbiana antes de ser posteriormente de-
gradadas, como por ejemplo aminoácidos, péptidos,
monosacáridos y largas cadenas de ácidos grasos. La
hidrólisis microbiana, por tanto, es el paso esencial
en la degradación de la materia orgánica en las plan-
tas de tratamiento de aguas (Dueholm
et al.
2001,
Morgenroth
et al.
2002). Esta hidrólisis es realizada
por exoenzimas excretadas por microorganismos
hidrolizantes (Gessesse
et al.
2003). Las enzimas
hidrolíticas son primeramente encontradas asocia-
das con las superFcies celulares, donde la hidrólisis
y la liberación de las macromoléculas degradadas
parcialmente son repetidas hasta que los fragmentos
hidrolíticos son suFcientemente pequeños como
para ser asimilados por los microorganismos (Shon
y Vigneswaran 2006).
Para la selección de microorganismos que pue-
dan potencialmente in±uir sobre la disminución de
la materia orgánica de los e±uentes es importante
estudiar la capacidad asimilativa de diferentes car-
BACTERIAS PARA ELIMINAR MATERIA ORGÁNICA DE AGUAS
19
bohidratos (Shon y Vigneswaran 2006), incluyendo
monosacáridos, disacáridos y polisacáridos, la capa-
cidad para producir proteasas (organismos hidroli-
zantes de proteínas) (Xia
et al.
2007) y la producción
de lipasas (Gupta
et al.
2004). Además estudiar las
potencialidades para la disminución de la DQO a
partir de agua residual contaminada, ya sea en forma
individual o en consorcios microbianos.
Los microorganismos rizosféricos, en particular,
tienen una importante contribución en la degrada-
ción y remoción de contaminantes (Chaudhry
et
al.
2005); han sido reportadas numerosas bacterias
aisladas de la rizosfera de plantas por sus capacidades
degradativas (Atterby
et al
. 2002). Esto sugiere que
la introducción de este grupo de microorganismos,
con características Fsiológicas para la degradación
de varios contaminantes podrían incrementar la re-
mediación en un sistema de tratamiento determinado
(Tabacchioni
et al.
2002).
Teniendo en cuenta estos antecedentes en este
trabajo se caracterizan las potencialidades de 58
cepas bacterianas rizosféricas para la remoción de
materia orgánica, con el Fn de ser utilizadas poste-
riormente como herramientas en el tratamiento de
aguas residuales.
MATERIALES Y MÉTODOS
Aislamiento de bacterias rizosféricas
Se aislaron bacterias provenientes de la rizosfera
de plantas hidróFtas de la especie
Typha dominguen-
sis
. Estas plantas se seleccionaron de tres humedales
naturales cercanos entre sí, pertenecientes a la cuenca
hidrográFca Almendares-Vento, Ciudad de La Haba-
na, Cuba, con la siguiente ubicación: Humedal 1- Lat.
23º 02.323’ Long. 82º 24.002’, Humedal 2- Lat. 23º
02.863’Long.082º 23.443’, Humedal 3- Lat. 23º
03.318’Long. 082º 24.014’.
Se siguió el protocolo propuesto por Muratova
et al.
(2003). Se removió el suelo no rizosférico de
las raíces; la raíz con suelo rizosférico adherido se
lavó en 100 mL de agua destilada y se agitó por 30
minutos. Se dejaron sedimentar las partículas de suelo
y con la suspensión se prepararon diluciones seriadas
desde 10
–1
a 10
–7
. Se hicieron 3 réplicas en placa de
cada dilución en agar nutriente y se incubó a 30 ºC
(temperatura del lugar de muestreo) por 48 horas. Se
seleccionaron las colonias con características visibles
diferentes de cada muestra y se conservaron en agar
nutriente, plano inclinado, a 4 ºC. Los aislados fueron
caracterizados teniendo en cuenta su morfología y
respuesta Fsiológica a la tinción de Gram, usando
el método diferencial de tinción de Gram (Prescott
2002) y la observación en el microscopio óptico
(objetivo 100).
Asimilación de materia orgánica
Las cepas se sembraron por estría y por duplicado
en un medio sólido para evaluar la asimilación de
carbono (“Carbon Assimilation Medium-CAM”)
(Atlas y Parks 1993). Los carbohidratos utilizados
fueron los monosacáridos glucosa, manosa y xilosa,
el disacárido lactosa y el polisacárido almidón. Para
la selección de estos compuestos se tuvo en cuenta
que el porcentaje de monosacáridos en MOEf sigue
el siguiente orden: glucosa > manosa > xilosa (Shon
y Vigneswaran 2006) y que la lactosa y el almidón
son compuestos encontrados con frecuencia en los
e±uentes.
La composición del CAM (por litro) fue: solución
de agar 500 mL, medio mineral basal 500 mL; pH
6.5 ² 0.1, 25 ºC. Medio Mineral Basal (composi-
ción por 500 mL): Carbohidrato 10 g, NaCl 5 g,
NH
4
HPO
4
1.0 g, K
2
HPO
4
1.0 g, MgSO
4
.7H
2
O 0.1
g. La solución de agar se esterilizó en autoclave
por 15 minutos a 121 ºC y el medio mineral basal
se esterilizó por Fltración.
Los inóculos de partida fueron cultivos en caldo
nutriente (CN) de 24 horas de crecimiento. La lectura
se realizó mediante la observación o no de crecimien-
to en presencia de cada carbohidrato.
Producción de proteasas
Se evaluó la capacidad para la hidrólisis de dos
proteínas: caseína y gelatina, teniendo en cuenta las
pruebas reportadas por Vidal
et al.
(2002) y Xia
et al.
(2007) para evaluar la actividad proteolítica.
Hidrólisis de la caseína
La capacidad para hidrolizar la caseína se deter-
minó de acuerdo con la metodología descrita por
Prescott (2002). Para ello las cepas bacterianas se
sembraron en un medio con caseína que constó de
dos fracciones: 1. TSA (20 g en 250 mL de agua
destilada), 2. Leche descremada (10 g en 250 mL de
agua destilada).
Cada fracción se esterilizó por separado. La so-
lución de caseína se esterilizó a 115 ºC durante 30
minutos. Luego se dejaron enfriar hasta 45 ºC, se
mezcló y se repartió el medio en cajas de Petri.
Las cepas se sembraron mediante una estría central
gruesa y se incubaron durante 5 días a 30 ºC. La lectura
de la prueba se realizó observando la aparición de un
halo transparente alrededor del crecimiento bacteriano,
cuando la bacteria es capaz de hidrolizar la caseína.
I. Salgado-Bernal
et al.
20
Hidrólisis de la gelatina
La hidrólisis de la gelatina se determinó de acuer-
do con la metodología descrita por Prescott (2002).
El medio utilizado fue agar nutritivo con 0.4 % de
gelatina; pH 7.2. Se esterilizó en autoclave 20 mi-
nutos a 115 ºC. Las cepas se inocularon realizando
una estría en el medio de cultivo y se incubó a la
temperatura óptima de 2 a 14 días.
El revelado de la prueba se realizó con una solución
de cloruro mercúrico: cloruro de mercurio 15 g, ácido
clorhídrico concentrado 20 mL, agua destilada 100
mL. Las placas se inundaron con 8 a 10 mL del reac-
tivo. La gelatina no hidrolizada formó con el reactivo
un precipitado blanco opaco y la gelatina hidrolizada
apareció como una zona clara, alrededor de la estría.
Producción de lipasas
Se evaluó utilizando un compuesto de Tween, ya
que las lipasas son generalmente producidas en car-
bono lipídico como aceites, ácidos grasos, glicerol o
Tweens (Gupta
et al.
2004).
Hidrólisis del Tween 80
Se empleó el medio Agar - Tween (Prescott 2002):
peptona 10 g, cloruro de sodio 5 g, cloruro de calcio
0.1 g, agua destilada 1L, Tween 80 (mono-oleato de
polietilen sorbitan, éster del ácido oléico) 10 mL, agar
15 g, pH Fnal 7.0-7.4.
Las placas se inocularon sembrando con una estría
y se incubó a temperatura óptima durante 1 a 7 días.
Cuando el microorganismo es capaz de hidrolizar el
Tween 80 aparece en el medio de cultivo un precipi-
tado alrededor del crecimiento bacteriano debido a la
combinación del Ca
2+
y los ácidos grasos liberados por
la hidrólisis. Cuando la bacteria no presenta la capaci-
dad para hidrolizar el Tween no se observa precipitado.
Remoción de DQO de agua residual sintética
Estos ensayos se realizaron con 13 cepas selec-
cionadas (TAN221, TAN229, TAN118, TAN119,
TAN316, TAN1111, TAN1113, TAN1115, TAN219,
TAN117, TAN216, TAN3110, TAN217) y con los si-
guientes consorcios: G+ (TAN117, TAN119, TAN316,
TAN229), G- (TAN1111, TAN118), C1S (TAN117,
TAN1111, TAN118, TAN229) y C12S (TAN117,
TAN1111, TAN118, TAN229, TAN119, TAN316).
Composición de agua residual
Se preparó agua residual sintética compleja con
una demanda química de oxígeno, DQO, de 500
mg/L, contenido de nitrógeno, N, de 30 mg/L y un
contenido de fósforo, P, de 6 mg/L, para lograr el
agua residual de tipo sanitario de contaminación
promedio, según la literatura (Metcalf and Eddy
1991). Ver
cuadro I
.
Enfrentamiento de cepas al agua residual sintética
Se realizó el crecimiento bacteriano, de las cepas
individuales, en medio de cultivo CN a 30 ºC, 100
r min
–1
, por 24 horas, se Fltró la cantidad de cultivo
deseada para el enfrentamiento con equipo Millipore
(0.2 μm), se lavó el Fltro y se inoculó en el agua resi-
dual sintética compleja a un pH 7, temperatura de 30
o
C y 72 horas de contacto. En el caso del ensayo con
las cepas individuales se inocularon en cada Fltro de
manera independiente y para el ensayo de consorcios
se inocularon las diferentes cepas correspondientes
sobre el mismo Fltro. En todos los casos la inocula-
ción fue de 1 % (V/V) de cada cultivo bacteriano en
el agua residual sintética.
Determinación de DQO
Antes de realizar el ensayo se centrifugó el agua
residual con biomasa a 10 000 r min
–1
durante 10
minutos, para separar la biomasa del sobrenadante
y se Fltró cada solución con un equipo Millipore.
La DQO se determinó por el método colorimétrico
de re±ujo cerrado (APHA-AWWA-WPC² 1992).
Análisis estadísticos
Se utilizó el paquete estadístico Statistic 6.1; para
comprobar la normalidad y la homogeneidad de la
varianza de las muestras se realizaron las pruebas de
Kolmogorov- Smirnov y Bartlett, respectivamente.
Luego se realizó ANOVA de clasiFcación simple; las
medias se compararon utilizando la prueba de Student
Newman Keuls paramétrica (SNK) (p = 0.05).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Aislamiento de bacterias rizosféricas
Se obtuvieron 58 aislados bacterianos pro-
CUADRO I.
COMPOSICIÓN DEL AGUA RESIDUAL SIN-
TÉTICA COMPLEJA
Compuesto
Concentración
(mg/L)
Peptona
250
Sacarosa
60
Almidón
140
Lípidos (Aceite de Soya)
50
Sulfato de amonio ((NH
4
)
2
SO
4
)
30
²osfato de sodio tribásico (Na
3
PO
4
12H
2
O)
6
BACTERIAS PARA ELIMINAR MATERIA ORGÁNICA DE AGUAS
21
venientes de la rizosfera de las plantas de
Typha
dominguensis
. De ellos el 74 % mostró morfología
bacilar, el 14 % morfología cocobacilar y el 12 %
cocoide. Además, el 66 % presentó respuesta positiva
a la tinción de Gram y el 34 % respuesta negativa a la
prueba. Los resultados muestran que la composición
de las bacterias encontradas en cuanto a morfología
y respuesta a la tinción de Gram es variada, lo cual
extiende las posibilidades de encontrar bacterias con
diferentes características Fsiológicas, bioquímicas
y metabólicas. Estos resultados coinciden con lo
esperado, teniendo en cuenta que en la rizosfera se
encuentra mayor densidad de población y variedad de
microorganismos que en el resto del suelo, debido a la
liberación de grandes cantidades de materia orgánica
en forma de exudados, lisados y mucílagos por parte
de las raíces (Dakora y Phillips 2002).
En diferentes artículos se ha reportado mayor
representación de bacterias G– que G+, así como
mayor representación de bacterias con morfología
bacilar en los aislamientos realizados a partir de la
rizosfera de plantas (Halda 2003, Halda 2004, Ha-
llberg y Johnson 2005
)
. Estos datos coinciden con
los resultados mostrados en cuanto a la prevalencia
de morfología bacilar en los aislados obtenidos, lo
que podría ser explicado por la gran in±uencia de
bacterias (ya sea G+ ó G–) con este tipo de morfolo-
gía, la cual presentan una gran variedad de géneros
bacterianos, en las interacciones que se establecen
entre la planta y los microorganismos en la zona
rizosférica. No obstante se encontró diferencia en la
distribución de la respuesta a la tinción de Gram, lo
cual puede ser consecuencia de que la composición
de la comunidad microbiana rizosférica está prima-
riamente determinada por las especies de plantas
junto con los factores ambientales (Muratova
et al.
2003) presentes en el suelo, por lo que en todos los
estudios de aislamientos no se obtendrán obligato-
riamente iguales resultados.
Asimilación de carbohidratos por las cepas rizos-
féricas
El porcentaje de cepas con capacidad para asimi-
lar los diferentes carbohidratos estudiados varió en
dependencia del compuesto en cuestión. El 95 % de
las cepas creció en presencia de glucosa como fuente
de carbono, el 64 % en manosa, el 62 % en xilosa, el
64 % en lactosa y el 81 % en almidón. En la
Fgura 1
se observa cómo se detectó el crecimiento.
El mayor porcentaje obtenido con la glucosa
puede ser debido a que este monosacárido es una
fuente de carbono utilizada por un amplio número de
bacterias, por presentar enzimas constitutivas para su
utilización, a diferencia de lo que ocurre para otros
carbohidratos, cuando sólo en presencia de estos se
induce en la célula la síntesis de las enzimas invo-
lucradas en su catabolismo (Madigan
et al.
2003).
Los porcentajes obtenidos, en todos los casos,
estuvieron por encima de 50, lo cual indica que gran
parte de las cepas estudiadas presentaron versatili-
dad en la utilización de fuentes de carbono para su
crecimiento y por tanto para la eliminación de estos
compuestos del medio en que se encuentren presen-
tes. Esta observación es aún más notable teniendo
en cuenta la variedad de carbohidratos estudiados,
monosacáridos (glucosa, manosa y xilosa), disacáridos
(lactosa) y polisacáridos (almidón). Los carbohidratos
constituyen aproximadamente el 40 % de la compo-
sición orgánica del agua residual (Jarusutthirak
et
al.
2002), por lo que es importante la obtención de
cepas con capacidad variada para la utilización de
estos compuestos.
A partir de un análisis combinado de los resul-
tados del comportamiento de cada cepa frente a
los cinco carbohidratos estudiados se obtuvo que
el 41 % de las cepas mostró asimilación de los
cinco carbohidratos estudiados y el 76 % asimi-
ló al menos tres de los carbohidratos ensayados.
Este último valor corrobora que de las 58 cepas la
±ig. 1.
Muestra de la variedad de acciones de los aislados sobre los compuestos estudiados: (A) Asimilación de carbohidratos, se ob-
serva crecimiento en caso de asimilación del compuesto; (B) Hidrólisis de caseína, aparición de halo transparente alrededor del
crecimiento en caso de hidrólisis; (C) Hidrólisis de lípidos, precipitado alrededor del crecimiento bacteriano en caso de hidrólisis
I. Salgado-Bernal
et al.
22
mayoría presentó capacidad para la utilización de
diferentes compuestos como fuente de carbono, lo
que coincide con algunos reportes realizados de
bacterias rizosféricas aisladas de diferentes espe-
cies vegetales (Muratova
et al.
2003), pero es un
resultado que destaca entre los trabajos de este tipo
realizados, pues las cepas obtenidas presentan gran
variedad de respuestas.
Los resultados están en estrecha relación con el
lugar de donde fueron aisladas estas bacterias, las
plantas se seleccionaron de humedales cercanos al
Río Almendares, ubicado en Ciudad de La Habana,
Cuba. Actualmente el cauce principal de este río pre-
senta una situación higiénico-sanitaria crítica, como
consecuencia de las descargas que recibe de aguas
residuales urbanas e industriales sin tratamiento o con
tratamiento ineFciente. Aproximadamente 70 fuentes
contaminantes de diferentes tipos vierten sus aguas
residuales a este río, por lo que se estima la existencia
de altos niveles de contaminación (Lima
et al.
2005).
Estos niveles de contaminación pueden haber in±uido
en que las bacterias desarrolladas en esa zona pre-
senten características para adaptarse a la utilización
de una amplia gama de carbohidratos y que a su vez
presenten potencialidades para la utilización de sus
capacidades degradadoras en la biorremediación. En
el caso de estudios con microorganismos rizosféricos
los factores como la planta especíFca a partir del cual
son obtenidos y los factores ambientales existentes
en el sitio de aislamiento, a largo plazo, son los que
promueven la eFciencia de aplicación futura de un
microorganismo en la remediación (El ²antroussi y
Agathos 2005).
Además, los resultados se encuentran relacio-
nados también con la diversidad encontrada en
la caracterización morfológica y en la respuesta
Fsiológica a la tinción diferencial de Gram, la di-
versidad de características encontradas puede ser
re±ejo de la variedad de géneros y especies que
pueden estar presentes, lo cual podría in±uir en los
diferentes comportamientos frente a los compuestos
ensayados.
Actividad multienzimática (producción de protea-
sas y lipasas) por las cepas rizosféricas
Gran número de los aislados bacterianos estu-
diados hidrolizaron los diferentes compuestos en-
sayados: 47 % hidrolizó la caseína, 36 % hidrolizó
la gelatina y el 38 % hidrolizó el Tween 80. En la
Fgura 1
se observan los resultados positivos debido
a que no todas las bacterias presentan la capacidad
para hidrolizar proteínas y lípidos, por lo que las
bacterias que lo realizan resultan atractivas para
su utilización en el posible tratamiento de estos
compuestos, que en ocasiones resultan, difíciles
de eliminar de las aguas. Además, ya que las pro-
teínas constituyen el 50 % de la composición del
agua residual típica y las grasas y aceites el 10 %
(Jarusutthirak
et al.
2002), se hace más importante
aún contar con microorganismos que eliminen estos
contaminantes.
El
cuadro II
muestra el análisis realizado con res-
pecto a la actividad multienzimática presentada por
las cepas, utilizando como indicadores la capacidad
de hidrólisis de más de un compuesto. Los porcen-
tajes obtenidos no son altos numéricamente, pero
teniendo en cuenta que estas actividades enzimáticas
no son encontradas en todos los microorganismos
constituyen resultados interesantes para la selección
de cepas con capacidades biorremediantes.
De los 58 aislados estudiados los que presentaron
mejores resultados en las pruebas realizadas fueron
TAN221 y TAN229, pues ambos fueron los únicos
que presentaron asimilación de los cinco carbohidra-
tos ensayados y actividad multienzimática frente a
caseína, gelatina y Tween 80. Además de estos dos,
otros también podrían ser utilizados como agentes
biorremediantes: TAN118, TAN119, TAN316,
TAN317, TAN1111, TAN1113, TAN1115, TAN127,
TAN214, TAN219, TAN315, que presentaron asimi-
lación de los cinco carbohidratos e hidrólisis de dos
compuestos; TAN117 y TAN216, que presentaron
asimilación de al menos tres o cuatro carbohidra-
tos y tres enzimas y TAN116, TAN3110, TAN321,
TAN213, TAN215, TAN217, que presentaron asimi-
lación de tres o cuatro carbohidratos y dos enzimas.
De estas 21 cepas, se seleccionaron 13 (TAN221,
TAN229, TAN118, TAN119, TAN316, TAN1111,
TAN1113, TAN1115, TAN219, TAN117, TAN216,
TAN3110, TAN217) para ser estudiadas con respecto
al enfrentamiento directo al agua residual sintética,
teniendo en cuenta que además de presentar carac-
terísticas Fsiológicas para eliminar materia orgánica
también mostraron respuestas positivas frente a otros
experimentos relacionados con la contaminación,
realizados en otros estudios.
CUADRO II.
ACTIVIDAD MULTIENZIMÁTICA DE LAS
58 CEPAS BACTERIANAS
Párametros
% cepas
Caseína + Gelatina
17
Caseína + Tween 80
24
Gelatina + Tween 80
16
Caseína + Gelatina + Tween 80
9
BACTERIAS PARA ELIMINAR MATERIA ORGÁNICA DE AGUAS
23
Remoción de DQO de agua residual sintética por
aislados bacterianos independientes
En la
fgura 2
se observan los resultados del
enfrentamiento de los aislados, de manera indepen-
diente, al agua residual sintética. Los 13 aislados bac-
terianos mostraron remoción de DQO, observándose
que no existió diferencia signiFcativa desde el punto
de vista estadístico entre los porcentajes de remoción.
Hay que destacar que el 92.31 % de las cepas presen-
taron niveles de remoción por encima del 50 %, lo
cual es un resultado importante teniendo en cuenta
que se empleó agua residual con características de
agua residual media, por lo que la DQO inicial fue
elevada. La cepa que mayor remoción presentó fue
TAN 217 con 122.81 %.
Existen reportes de gran número de bacterias que
pueden realizar la remoción de materia orgánica de
un agua contaminada, debido a que muchas de ellas
emplean como fuente de carbono y energía para su
crecimiento a estos compuestos. Los resultados de
este trabajo resaltan teniendo en cuenta que se trabajó
con un agua compleja que presentó como fuente de
materia orgánica una variedad de compuestos que no
pueden ser todos utilizados por todas las bacterias y
aún así se observó una acción positiva en la disminu-
ción de la DQO en el e±uente tratado. Teniendo en
cuenta los valores de remoción, las 13 cepas podrían
potencialmente ser empledas como agentes para la
eliminación de materia orgánica de residuales domés-
ticos complejos, de forma rápida, teniendo en cuenta
que la interacción de las biomasas bacterianas con el
agua residual fue de 72 horas.
Los resultados obtenidos son algunos similares y
otros superiores, de manera general, a los niveles de
remoción de DQO que se encuentran reportados en
la literatura, ya sea empleando microorganismos para
la remoción u otro tipo de sistemas de tratamiento.
Por ejemplo, Pessoa
et al.
(2008) obtuvieron 75 % de
remoción de DQO a través de humedales artiFciales,
en 10 días de tratamiento, Palacios (2006) 90 % de
remoción con un tratamiento de tipo convencional,
Bolaños
et al.
(2008) reportaron remociones de aproxi-
madamente 85 %, Castro
et al.
(2008) reportaron
niveles entre 62.4 y 89.8 % empleando cepas bacte-
rianas diversas y Moreno
et al.
(2010) informaron la
remoción de 85 % con cianobacterias y un consorcio
microbiano.
A pesar de las similitudes hay que acentuar que en
el caso de este experimento la interacción de las bio-
masas con el agua residual fue un tiempo más corto
que el de la mayoría de los trabajos que se encuentran
reportados, por lo que estos aislados autóctonos ade-
más de llevar a cabo la remoción de materia orgánica,
pueden realizar el proceso en un tiempo relativamente
corto. Estas características tan favorables pueden
justiFcarse teniendo en cuenta la procedencia de las
cepas, las cuales se obtuvieron, como se mencionó
anteriormente, de sitios contaminados, lo que puede
predisponer la presencia de potencialidades metabó-
licas diversas e incrementadas en ellas.
Remoción de DQO de agua residual sintética por
consorcios bacterianos
Los resultados de los porcentajes de remoción de
los cuatro consorcios conformados se muestran en la
fgura 3
. Como se observa el porcentaje de remoción
Fig. 2.
Valores medios (² error estándar) de la remoción de DQO del agua residual sintética
por aislados independientes. Letras diferentes indican diferencias signiFcativas
(P<0.05) entre muestras.)
140
120
100
80
60
40
20
Aislados bacterianos
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
% remoción DQO
0
TA
N1
19
TA
N1
11
3
TA
N1
18
TA
N217
TA
N316
TA
N229
TA
N1
111
TA
N219
TA
N3
11
0
TA
N221
TA
N1
11
5
TA
N216
TA
N1
17
I. Salgado-Bernal
et al.
24
más elevado lo mostró el consorcio de bacterias G–,
con diferencias signiFcativas con el resto de las mues-
tras. El orden de remoción de los consorcios fue: G– >
C1S > C12S > G+. Este resultado demostró que el nú-
mero de cepas que conforma el consorcio no determina
la mayor efectividad, pues el consorcio G–, que fue el
que mejor remoción presentó, es el que incluye menor
cantidad de cepas en su conformación, con sólo dos
representantes. El mayor o menor nivel de remoción
depende en primera instancia de las características
de cada especie bacteriana y de las potencialidades
para realizar el proceso en cuestión; además de las
interacciones que sean capaces de establecer las cepas,
que conformen el consorcio, entre sí y su interacción
con los factores abióticos en el medio (Carballo
et
al.
2003).
Cuando se realiza un análisis de la remoción de
cada consorcio y las cepas individuales por las que
cada consorcio está conformado (
Cuadro III
), se
observa que los consorcios en algunas ocasiones
resultan más efectivos que cada cepa de manera
individual, pero no en todos los casos. No hay un
resultado homogéneo en cuanto a este aspecto, lo
que sugiere que un mejor resultado depende de la
interacción especíFca de cada una de las cepas que
conforme el consorcio, la que a veces favorece más
a un microorganismo que a otros. Existen cepas bac-
terianas que de manera individual, como se observó,
pueden efectuar la remoción de los contaminantes
con altos niveles de eFciencia. Hay que destacar
que en todos los resultados siempre se observaron
diferencias signiFcativas comparando el consorcio
con las cepas individuales, ya sea en los casos en
que la cepa de manera individual removió más ma-
teria orgánica o que el consorcio presentó la mayor
eliminación. Este es un indicador de que existe gran
variación (signiFcativa) cuando se trabaja con una
cepa individual y cuando se une la acción de más
de una cepa.
Los resultados reportados con respecto a las
diferencias entre la remoción de consorcios y cepas
simples no aparecen siempre de la misma manera.
Existen estudios que son bastante coincidentes con
el presente trabajo, en los que no se observan dife-
rencias signiFcativas entre los consorcios y las cepas
individuales. Sin embargo, otros plantean que la
unión de los microorganismos permite que los grupos
bacterianos puedan combinar y complementar sus
funciones metabólicas para llevar a cabo un proceso
especíFco, por lo que obtienen mejor remoción con
un consorcio (Castro
et al
. 2008).
Aunque la degradación de los contaminantes en
la naturaleza es a menudo el resultado de la actividad
de un consorcio microbiano más que de un simple
microorganismo, el potencial degradador de un
consorcio depende de las potencialidades que pre-
senten los microorganismos de manera individual
en su interacción con determinados contaminantes
(Muratova
et al.
2003), por esta razón contar con
aislados autóctonos con capacidad para eliminar
materia orgánica es una vía para su utilización
CUADRO III.
COMPARACIÓN DE REMOCIÓN DE
CONSORCIOS CON LAS CEPAS INDE-
PENDIENTES QUE CON±ORMAN CADA
CONSORCIO
Muestra
% remoción
Diferencias
signiFcativas*
G+
54.39
e
TAN117
64.73
c
TAN119
77.61
b
TAN316
103.81
a
TAN229
63.81
d
G–
87.27
b
TAN1111
90.96
a
TAN118
68.25
c
C1S
78.52
b
TAN117
64.73
d
TAN1111
90.96
a
TAN118
68.2
c
TAN229
63.81
e
C12S
61.49
g
TAN117
64.73
e
TAN1111
90.96
b
TAN118
68.25
d
TAN229
63.81
f
TAN119
77.61
c
TAN316
103.81
a
* Letras diferentes indican diferencias signiFcativas (p < 0.05)
entre muestras
Fig. 3.
Valores medios (² error estándar) de la remoción de
DQO del agua residual sintética por los consorcios bacte-
rianos conformados. Letras diferentes indican diferencias
signiFcativas (P<0.05) entre muestras.)
100
90
80
70
60
50
40
% remoción DQO
30
20
10
0
G+
d
a
c
b
G–
C12S
C1S
Consorcios bacterianos
BACTERIAS PARA ELIMINAR MATERIA ORGÁNICA DE AGUAS
25
futura. Un método usado para la biorremediación
es el bioaumento de un área o de un sistema de
tratamiento determinado, que consiste en la adición
de nutrientes y microorganismos al sitio contami-
nado (Adebowale 2004), alternativa en la que los
aislados obtenidos podrían constituir herramientas
provechosas.
CONCLUSIONES
El aislamiento de bacterias rizosféricas de plantas
hidróFtas de
Typha dominguensis
, seleccionadas de
humedales naturales, permite contar con 58 aislados
bacterianos autóctonos con gran versatilidad en su
interacción con materia orgánica contaminante de
aguas como carbohidratos, proteínas y lípidos. Entre
estos destacan 13 cepas que pudieran ser empleadas
de manera independiente o en consorcios bacteria-
nos para la disminución de DQO de agua residuales
domésticas, mediante su incorporación en sistemas
de tratamiento de aguas; resultados que tributan a la
suma de esfuerzos que se realiza actualmente en la
búsqueda de tecnologías más limpias para el trata-
miento de aguas, así como a la conservación de este
recurso. Por supuesto, estas cepas postulan como
candidatos potenciales siempre que se garantice su
no patogenicidad sobre los organismos vivos.
AGRADECIMIENTOS
Esta investigacióm fue apoyada por Internatio-
nal ±oundation for Science, Estocolmo, Suecia, a
través de la beca W/4860-1 otorgada a la M. en C.
Irina Salgado Bernal. Se agradece la colaboración
de la especialista en botánica Ramona Oviedo, del
Instituto de Ecología y Sistemática (IES), Cuba, por
su contribución en la metodología de selección de
plantas hidróFtas y al personal de los laboratorios
301 al 303, de la ±acultad de Química, Conjunto En
de la UNAM, por las facilidades para la realización
de parte del trabajo experimental.
REFERENCIAS
Adebowale A. (2004). Bioremediation of arsenic, chromi-
um, lead and mercury. U.S. Environmental Protection
Agency. OfFce of solid waste and emergency response.
Technology Innovation OfFce. Washington, EUA.
[en línea]. http://cluin.org/download/studentpapers/
bio_of_metals_paper.pdf 11/10/2011.
APHA-AWWA-WPC± (1992).
Métodos
normalizados
para el análisis de aguas potables y residuales.
17a ed.
Ediciones Díaz de Santos, Madrid. España. 1816 pp.
Atlas R.M y Parks L.C. (1993), Handbook of microbiologi-
cal media. CRC Press. Boca Raton, USA.
Atterby H., Smith N., Chaudhry Q. y Stead D. (2002).
Exploiting microbes and plants to clean up pesticide
contaminated environments. Pesticide Outlook. ±eb-
ruary, 9-13.
Bitton G. (2005) Wastewater Microbiology. 3a ed. Wiley.
New York.
Bolaños S.V., Casas J.C. y Aguirre N.J. (2008). Análisis
comparativo de la remoción de un sustrato orgánico.
Gestión y Ambiente 11, 39-48.
Cammarota M.C. y ±reire D.M. (2006). A review on
hydrolytic enzymes in the treatment of wastewater
with high oil and grease content. Bioresour. Technol.
97, 2195-2210.
Carballo M.E., Piñón A., Martínez A., Martínez J., Díaz
C. y Jiménez R. (2003). Tamizaje de cepas bacterianas
para la remoción de metales pesados (cobre y cadmio).
Revista Contribución a la educación y la protección
ambiental Vol. 4. (CD).
Castro ±.L., ±ernández N.M. y Chávez M. J. (2008). Dimi-
nution of the COD in formation waters using bacterial
stocks. Rev. Téc. Ing. Univ. Zulia. 31, 256-265.
Chaudhry Q., Blom-Zandstra M., Gupta S. y Joner E.J.
(2005). Utilising the synergy between plants and rhi-
zosphere microorganisms to enhance breakdown of
organic pollutants in the environment. Environ. Sci.
Pollut. Res. 12, 34-48.
Dakora ±.D. y Phillips D.A. (2002). Root exudates as
mediators of mineral acquisition in low-nutrient en-
vironments. Plant Soil. 245, 35-47.
Dueholm T.E., Andreasen K.H. y Nielsen P.H. (2001).
Transformation of lipids in activated sludge. Water
Sci. Technol. 43, 165-172.
El ±antroussi S. y Agathos S.N. (2005). Is bioaugmenta-
tion a feasible strategy for pollutant removal and site
remediation?. Curr. Opin. Microbiol. 8, 268-275.
±abiano M., Marrale D. y Misic C. (2003). Bacteria and
organic matter dynamics during a bioremediation treat-
ment of organic-rich harbour sediments. Mar. Pollut.
Bull. 46, 1164-1173.
Gentry T.J., Rensing C. y Pepper I.L. (2004). New ap-
proaches for bioaugmentation as a remediation tech-
nology. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 34, 447-494.
Gessesse A., Dueholm T., Petersen S.B., Nielsen P.H.
(2003). Lipase and protease extraction from activated
sludge. Water Res. 37, 3652-3657.
Gupta R., Gupta N. y Rathi P. (2004). Bacterial lipases: an
overview of production, puriFcation and biochemical
properties. Appl. Microbiol. Biotechnol. 64, 763-781.
I. Salgado-Bernal
et al.
26
Halda L. (2003). Identifcation oF indole-3-acetic acid
producing Freshwater wetland rhizosphere bacteria
associated with
Juncus effusus
L. Can. J. Microbiol.
49, 781-787.
Halda L. (2004). Incidence oF antibiotic-resistant
Klebsi-
ella pneumonia
and
Enterobacter
species in Freshwater
wetlands. Lett. Appl. Microbiol. 39, 445-450.
Hallberg K.B. y Johnson D.B. (2005). Microbiology oF
a wetland ecosystem constructed to remediate mine
drainage From a heavy metal mine. Sci. Total Environ.
338, 53-66.
Jarusutthirak C., Amyb G. y Croué J.P. (2002). ±ouling
characteristics oF wastewater eF²uent organic matter
(EFOM) isolates on N± and U± membranes. Desalina-
tion. 145, 247-255.
Lima L., Olivares S., Columbie I., De la Rosa D. y Gil
R. (2005). Niveles de plomo, zinc, cadmio y cobre en
el Río Almendares, Ciudad Habana, Cuba. Rev.Int.
Contam.Ambie. 21, 115-124.
Llagas W.A. y Gómez E.G. (2006). Diseño de humedales
artifciales para el tratamiento de aguas residuales en
la UNMSM. Revista del Instituto de Investigaciones
±IGMMG. 15, 85-96.
Madigan M.T., Martinko J.M. y Parker J. (2003).
Brock
Biología de los microorganismos
. 10a ed. Prentice
Hall. New Jersey. 1011pp.
MetcalF and Eddy, 1991. Wastewater Engineering. Treat-
ment, disposal, reuse, third ed. Mc Graw-Hill Inter-
national Editions.
Moreno M., Naranjo B. y Koch A. (2010). Evaluación de
dos métodos para la reducción de nitrógeno, FósForo y
dqo de aguas residuales, mediante un cultivo axénico
de cianobacterias y un consorcio microbiano, inmo-
vilizados y en suspensión. Rev. Ciencia. 13, 55-61.
Morgenroth E., Kommedal R. y Harremoes P. (2002).
Processes and modeling oF hydrolysis oF particulate
organic matter in aerobic wastewater treatment – a
review. Water Sci. Technol. 45, 25-40.
Muratova A., Hϋbner Th., Tischer S., Turkovskaya O.,
Möder M. y Kuschk P.( 2003). Plant – Rhizosphere
– Micro²ora association during phytoremediation oF
PAH – contaminated soil. Int. J. Phytoremediat. 5,
137-151.
Palacios C. (2006). Tratamiento de aguas residuales
domésticas en la estación científca Pedro Vicente
Maldonado, Antártida- Verano Austral 2003- 2004.
Revista Tecnológica ESPOL. 19, 185-190.
Pessoa A. K., Tauk S. M., Naves R. y De ±ranceschi D.
(2008). PerFormance oF the constructed wetland system
For the treatment oF water From the Corumbataí river.
Braz. Arch. Biol. Technol. 51, 1279-1286.
Prescott H. (2002).
Laboratory Exercises in Microbiology
.
±iFth ed. The McGraw-Hill Companies, 466 p.
Shon H.K. y Vigneswaran S. (2006). EF²uent Organic
Matter (EFOM) in wastewater: constituents, eFFects,
and treatment. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 36,
327-374.
Tabacchioni S., Bevivino A., Dalmastri C. y Chiarini L.
(2002).
Burkholderia cepacia
complex in the rhizo-
sphere: a minireview. Ann. Microbiol. 52, 103-117.
UN-Water (United Nations World Water Assessment
Programme) (2006). United Nations World Water
Development Report: Water, a Shared Responsibility.
World Water Development Report Editors.
Vidal G., Carvalho A., Mendez R. y Lema J. (2000). In²
u-
In²u-
ence oF the content in Fats and proteins on the anaerobic
biodegradability oF dairy wastewaters. Bioresource
Technol. 74, 231-239.
Wagner M. y Loy A. (2002). Bacterial community compo-
sition and Function in sewage treatment systems. Curr.
Opin. Biotechnol. 13, 218-227.
WolFe D.A., Krahn M.M., Casillas E., Sol S., Thompson
T.A., Lunz J. y Scott K.J. (1996). Toxicity oF intertidal
and subtidal sediments contamined by the Exxon Val-
dez spill. Proceedings Symposium Exxon Valdez Oil
Spill, 121-139 pp.
Xia Y., Kong Y. y Nielsen P.H. (2007). In situ detection
oF protein-hydrolysing microorganisms in activated
sludge. ±EMS Microbiol. Ecol. 60, 156–165.
logo_pie_uaemex.mx