Muestreo

El agua residual se tomó a la salida de los fulones de una curtiembre ubicada en la cabecera del municipio de Belén, Nariño (Colombia), en frascos de vidrio de 1 L, previamente esterilizados y tratados con ácido nítrico al 10 % v/v. En el sitio de muestreo se midió la temperatura, pH, salinidad y oxígeno disuelto. Las muestras se transportaron refrigeradas a 4 ºC hasta el Laboratorio de Investigaciones Microbiológicas (LIM) del Departamento de Biología de la Universidad del Valle, para su respectivo procesamiento.

Diseño de medios de cultivo para el aislamiento de microorganismos acidófilos de curtiembres

Con el fin de realizar el aislamiento de microorganismos acidófilos resistentes a cromo trivalente, se diseñaron cinco medios de cultivo, tres de los cuales se prepararon con agua residual artificial (ARA) a concentraciones del 100 %, 75 % y 50 % de las sales que componen el licor del curtido, según composición reportada por ^{Ortega et al. (2001)}, denominados ARA1, ARA2 y ARA3, respectivamente. Teniendo en cuenta que ensayos previos mostraron la desnaturalización del agar al entrar en contacto con el ARA y la precipitación del cromo durante la esterilización por autoclave, fue necesario repartir en dos partes el volumen a preparar. Una parte, constituida por las sales del ARA, que se esterilizó por filtración con una membrana de 0.45 micras de tamaño de poro y la otra parte constituida por el agar, que se esterilizó con autoclave a 121 ºC, durante 15 min. Después de la esterilización se mezclaron rápidamente las dos partes, restituyéndose el volumen deseado.

El cuarto medio de cultivo, se preparó a partir de agua residual real (ARR) que se esterilizó por filtración y se solidificó con agar nutritivo. El último medio correspondió al medio 9K modificado (9Kmod) (^{Silverman y Lundgren 1959}), la composición de los medios diseñados se detalla en el cuadro I. El pH de los medios se ajustó a 3.9 ±1, con soluciones 1N de NaOH o HCl. Todos los medios fueron servidos en placas de Petri estériles y almacenados a 4 ºC hasta el momento de su uso.

Siembra y aislamiento de microorganismos en los medios de cultivo diseñados

Para la siembra y aislamiento de los microorganismos se prepararon diluciones seriadas de las muestras de agua del curtido desde 10⁻¹ a 10⁻³, utilizando agua peptonada al 0.1 % como diluyente. Las siembras se realizaron por el método de recuento estándar en placa, mediante siembra en superficie (^{APHA 1998}) y las placas se incubaron a 25 ºC por 7 días. Finalizado el período de incubación, se seleccionaron las placas que presentaban recuentos entre 30 y 300 colonias. Los recuentos fueron expresados en unidades formadoras de colonias por mililitro (UFC/mL). Debido a que las pruebas macro y microscópicas de todas las colonias crecidas en los medios de cultivo mostraron la presencia de levaduras, se tomó una colonia representativa de cada morfología presente en los diferentes medios y se sembraron en PDA y agar glucosado de Sabouraud para facilitar su diferenciación y evitar réplicas de la misma especie. En todos los medios de cultivo se observaron cuatro tipos de levaduras morfológicamente diferentes, se seleccionaron las más abundantes para conformar el inóculo de los bioensayos y en el momento del aislamiento se les asignaron los códigos LC1A (levadura caja 1, cepa A) y LPH (levadura de pH ácido).

Remoción de cromo trivalente de agua residual de curtiembres en ensayos tipo lote con matraces Erlenmeyer

Los ensayos tipo lote se realizaron por triplicado en matraces de 500 mL, los cuales fueron empacados con 170 g de arena de 2.5 a 6.0 mm de grosor, previamente lavada y esterilizada, empleada como lecho de soporte. Los matraces fueron cargados con 300 mL de agua residual del curtido de pieles, diluida a 1021 mg/L de cromo trivalente, esterilizada por filtración. Posteriormente, se agregó a los matraces el inóculo resultante de centrifugar 90 mL de un cultivo de 48 h, crecido en medio TGEA (agar triptona glucosa extracto de levadura), compuesto por las cepas LC1A y LPH, a una concentración de 2 a 5 x 10⁸ cel/mL, para cada cepa. Se incluyeron tres testigos, uno de tipo físico que careció de inóculo microbiano, para determinar si la arena tenía influencia en la remoción de cromo, el segundo testigo de tipo químico, que careció de inóculo microbiano y de lecho de soporte, para determinar los efectos de matriz que pudieran provocar la mineralización del cromo y el tercer testigo, denotado como el testigo biológico, sin lecho de soporte, para establecer el efecto de los microorganismos en la remoción del metal. Todos los matraces permanecieron estáticos sobre una mesa del laboratorio, a temperatura ambiente (entre 20 a 25 ºC), durante 21días. Al final del período de incubación se realizaron siembras por el método de recuento estándar en placa en agar Sabouraud, para determinar la viabilidad de las levaduras que componían el consorcio y la esterilidad de los testigos físico y químico.

La determinación del cromo trivalente se realizó tres veces por semana, tomando 2 mL de cada uno de los matraces, teniendo cuidado de no causar disturbios en su contenido. La concentración del cromo trivalente se midió por el método colorimétrico empleando un espectrofotómetro UV-visible, marca Thermo-Scientific Genesys-10S a una longitud de onda de 576 nm, de acuerdo con el método validado por espectrometría de absorción atómica de flama (FAAS) realizado por ^{Escalera et al. (2006)}. Para el análisis se determinaron espectros de absorbancia en el rango UV-visible (200-800 mm), obtenidos a partir de soluciones patrón preparadas con los insumos químicos empleados en las curtiembres de Belén. Se comprobó que no hubo presencia de Cr (VI) mediante determinaciones periódicas realizadas por espectrofotometría simultánea de Cr (III) y Cr (VI), por regresión lineal multivariante (RLM), según procedimiento estandarizado por ^{Saavedra (2017)}.

Caracterización morfológica, bioquímica y molecular de los aislados microbianos

Se describieron las características macroscópicas de las colonias: forma, tamaño, elevación, borde y topografía, al igual que características microscópicas: forma celular y tipo de agrupación. Al observar que un mismo microorganismo formaba colonias diferentes en respuesta a los medios de cultivo diseñados, se realizó una prueba de pleomorfismo con las cepas seleccionadas para el inóculo. La prueba consistió en verificar macroscópicamente las características desarrolladas por las cepas en respuesta al medio de cultivo, para esto cada una se sembró por separado, en los diferentes medios de cultivo y se analizaron las diferencias morfológicas tras siete días de incubación a 25 ºC.

La caracterización bioquímica se realizó para todos los aislados y consistió en pruebas de asimilación de los azúcares: glucosa, xilosa, arabinosa, manosa, maltosa y lactosa con rojo de fenol como indicador de pH. Las pruebas se consideraron positivas por el cambio de coloración de naranja-rojizo a amarillo. Adicionalmente se realizó una prueba de formación de tubo germinal en suero sanguíneo para descartar o confirmar la presencia de Candida albicans.

Para la caracterización molecular se hizo extracción de ADN a partir de cultivos puros de las cepas de levaduras seleccionadas, usando el paquete Ultra-Clean ® Microbial DNA Isolation, (Mo Bio laboratorios, Inc.). Se realizó la amplificación de las regiones ribosomales de espaciadores transcritos internos (ITS, por sus siglas en inglés) mediante el uso de los cebadores ITS1 (5´TCCGTAGGTGAACCTGCGG3´) e ITS4 (5´TCCTCCGCTTATTGATATGC 3´), los cuales se anclan en los ADNr 18S y 28S, respectivamente. El coctel de PCR preparado para la amplificación contenía: 0.4 mM de cada cebador, 0.2 mM de DNTPs, 1.75 mM de MgCl₂, amortiguador fosfato a 1X, 0.1 μL de Taq polimerasa y 5 μL de ADN para un volumen final de 50 μL. La amplificación se realizó en un termociclador Veriti (Applied Biosystems) y las condiciones finales de PCR fueron: desnaturalización inicial a 94 ºC por 5 min, seguido de 35 ciclos de 94ºC por 30 s cada uno a 48 ºC por 30 s, 72 ºC por 90 s y una etapa de elongación a 72 ºC por 5 min.

Posteriormente, se realizó la secuenciación de los amplificados a través de los servicios de la compañía Macrogen Corp. EUA. Las secuencias parciales de ADNr fueron editadas con el programa Chromas Lite, versión 2.1. Las secuencias obtenidas fueron comparadas con las secuencias de levaduras disponibles en la base de datos BLAST del Centro Nacional para la Información en Biotecnología (NCBI, por sus siglas en inglés) y los números de acceso fueron MH732908 y MH732909 para Yarrowia lipolytica y Candida fluviatilis, respectivamente.

Análisis estadísticos

Se comparó el desempeño de los medios de cultivo diseñados en la recuperación microbiana, cuya variable de respuesta correspondió al número de UFC/mL. La comparación de las medias se realizó mediante un análisis de varianza de un factor, con un nivel de significancia de p < 0.05.

La eficiencia de remoción de cromo en los matraces se evaluó mediante un modelo lineal mixto, cuya variable de respuesta fue la remoción de cromo trivalente en el tiempo, en el cual se compararon los efectos fijos del reactor y del tiempo, incluyendo en cada caso sus efectos aleatorios. Al encontrar que hubo diferencias significativas en la comparación anterior, se efectuó la prueba de Tukey para determinar el mejor tratamiento. Todos los análisis se realizaron con el programa R, versión 6.0 (^{R Core Team 2014}).

Caracterización del agua residual

Los resultados de la caracterización física y química del agua residual del curtido mostraron una elevada concentración de cromo y un pH ácido en la muestra (Cuadro II), ambos parámetros están por fuera del valor límite máximo permitido en vertimientos de aguas residuales, según la Resolución 0631 de 2015 (^{MADS 2015}), lo que revela la necesidad de emplear medidas adecuadas para disminuir el impacto de los desechos descargados al ambiente. Estos resultados son consistentes con los encontrados por ^{Sepehr et al. (2012)} y ^{Ramírez y Benítez-Campo (2013)}, lo que pone en evidencia las condiciones tóxicas de selectividad a las que están sometidos los microorganismos que habitan estos ambientes. Por lo tanto, se revela la importancia de seleccionar microorganismos autóctonos adaptados a estos niveles de contaminación para llevar a cabo procesos de biorremediación.

Aislamiento de microorganismos acidófilos en los medios de cultivo diseñados

Los medios de cultivo diseñados permitieron el aislamiento de cuatro tipos de levaduras diferentes, sin evidencia de crecimiento bacteriano, las cuales se designaron como: LC1A, LPH, D3 y D4. Los conteos totales fueron muy similares, encontrándose en un orden de magnitud de 10³ UFC/mL (Fig. 1). El análisis estadístico corroboró que no hubo diferencias significativas (p = 3.78), en la capacidad de recuperación microbiana por parte de los medios probados. Pese a la similitud en los recuentos totales, se observó una mayor abundancia de las cepas LC1A y LPH, en una proporción de 5:1, con respecto a las otras levaduras, por lo cual fueron seleccionadas para los biotratamientos.

Fig. 1 Recuento en placa para los diferentes medios de cultivo evaluados. Las barras de error representan la desviación estándar a partir de los experimentos realizados por triplicado 

Considerando que se encontraron cambios morfológicos sustanciales en respuesta al medio de cultivo, se confirmó este comportamiento para las cepas LC1A y LPH, las cuales presentaron colonias más grandes en los medios ARR y ARA1. Ambas levaduras formaron colonias pubescentes, con bordes filamentosos más pronunciados, en el medio ARR, mientras que en los medios 9Kmod y ARA3 presentaron bordes glabros (Fig. 2).

Fig. 2 Pleomorfismo en respuesta al medio de cultivo. La fila superior corresponde a la cepa LPH y la fila inferior a LC1A. Nótese que el borde y el tamaño son más pronunciados en los medios ARA1 y ARR 

A pesar de la capacidad de ciertas bacterias para crecer en medios hostiles, no hubo crecimiento de estos microorganismos en los medios diseñados, sino que se favoreció la prevalencia de levaduras; resultados que pueden explicarse por las condiciones de selectividad de los medios evaluados, así como por la salinidad, el pH y el cromo trivalente. Se ha documentado que la salinidad ocasiona plasmólisis en microorganismos no adaptados (^{Reid et al. 2006}) y la inhibición de rutas de asimilación de glucosa en aerobios (^{Bruzual y Ochoa-Herrera 2014}), lo que pone en evidencia la toxicidad del cromo. Una estrategia importante para resistir la salinidad se ha estudiado ampliamente en bacterias halófilas y halotolerantes, las que contrarrestan los efectos de la presión osmótica mediante la acumulación citoplasmática de solutos compatibles, que incluyen la síntesis de osmolitos orgánicos y/o la inclusión de iones inorgánicos como Na⁺ y K⁺, que mantienen la presión de turgencia sin presentar toxicidad (^{Roberts 2005}).

Por otro lado, aunque el medio 9Kmod, no poseía NaCl entre sus componentes, también inhibió el crecimiento bacteriano, mostrando que no solamente la salinidad limitó su crecimiento, sino también el pH ácido, al igual que en los otros medios de cultivo. ^{Okeke (2008)} y ^{Chandra y Singh (2014)} aislaron bacterias capaces de sobrevivir a altas concentraciones de salinidad y acidez, sin causar su inhibición, pero en este caso, la diferencia estuvo en la alta concentración de cromo en el agua residual, que pudo ser un tercer factor de inhibición. Esto es consistente con lo encontrado por ^{Bruzual y Ochoa-Herrera (2014)} quienes observaron que el cromo trivalente, a concentraciones superiores a 100 mg/L causó inhibición de bacterias fermentadoras de glucosa.

En este sentido, ^{Fathima et al. (2012)} lograron el aislamiento de cepas de Bacillus sp., en caldo nutritivo a pH neutro, suplementado con 100 mg/L de sulfato de cromo, condiciones de cultivo que favorecieron el crecimiento de bacterias, características que difieren ampliamente de las condiciones físicas y químicas propias de las aguas del curtido (^{Ramírez y Benítez 2013}). De esta manera, se evidencia que la sumatoria de salinidad, acidez y contenido de cromo trivalente presentes en los medios de cultivo, ejercen una fuerte selección en el crecimiento de los microorganismos, favoreciendo en este caso a las levaduras, que encontraron en estos medios de cultivo condiciones más adecuadas para su crecimiento que las bacterias, y por lo tanto, son microorganismos con habilidades interesantes para el tratamiento de efluentes propios del curtido de pieles.

En cuanto al pleomorfismo observado en las levaduras aisladas, se sabe que las condiciones del medio de cultivo tienen una fuerte influencia en la expresión de cambios morfológicos en levaduras, como el caso de Candida albicans, donde los blastoconidios, tubos germinativos, pseudohifas e hifas verdaderas corresponden a adaptaciones a la explotación máxima de los nutrientes presentes en los sustratos empleados para su crecimiento (^{Danhof y Lorenz 2015}). Por otra parte, en bacterias como Bacillus subtilis y Bacillus cereus expuestas a cromo trivalente se ha observado polimorfismo marcado por aumento o disminución del tamaño, con cambios en la superficie celular, debidos a situaciones de estrés en respuesta a la carga de contaminantes (^{Sundar et al. 2002}, ^{Moreno et al. 2019}). Esta variación fenotípica es consecuencia de la diversidad de mecanismos dinámicos que generan polimorfismo genético. En levaduras dichos mecanismos se han identificado en polimorfismos nucleotídicos simples, inserciones o delecciones de secuencias cortas, recombinación y conversión de genes, duplicación de genes, rearreglos cromosómicos, hibridación interespecífica y cambios de ploidia, principalmente (^{Guillamon y Barrio 2017}).

Evaluación de la remoción de cromo trivalente en agua residual del curtido de pieles

La remoción de cromo trivalente en el biotratamiento fue significativamente mayor a los testigos (p = 1e-05) (Cuadro III) y se realizó de manera exponencial, alcanzando el 65 % durante los primeros cinco días, con una velocidad de 13 mg Cr (III)/L/h, remoción que fue aumentando hasta alcanzar el 97.5 %, a los 21 días (Fig. 3). Por su parte, el testigo físico mostró una remoción del 52 %, con una velocidad de 10.4 mg Cr (III)/L/h durante el mismo período de tiempo, alcanzando una remoción del 73 % al final del experimento, indicando que la arena influyó fuertemente en la captura del metal. Es importante destacar el comportamiento del testigo biológico, inóculo microbiano sin lecho de soporte que, aunque presentó una fase de latencia durante los primeros cinco días, logró recuperarse hasta superar levemente el desempeño del testigo físico, con un 75 % de remoción hacia el final del experimento, encontrándose aún en la fase exponencial, periodo de mayor actividad metabólica, lo que favoreció la bioprecipitación, bioadsorción o bioacumulación del metal.

Fig. 3 Remoción de cromo trivalente a través del tiempo para una concentración inicial de 1021 mg/L. Las barras de error representan la desviación estándar de los ensayos realizados por triplicado 

Por otro lado, el testigo químico mostró una remoción mínima, cercana al 10 %. Este comportamiento indica que el proceso de remoción del metal ocurrió de forma mixta, gracias a un componente abiótico (físico y químico), basado en la adsorción de Cr (III), realizado por la arena y a un componente biológico, que permitió la bioprecipitación y bioadsorción del Cr (III) por parte de las levaduras.

Fue evidente el cambio del pH en los tratamientos donde se encontraba el consorcio (Fig. 4), observándose un aumento de 1.24 unidades en el biotratamiento y de 0.43 unidades en el testigo biológico. Mientras que en el testigo físico se observó un ligero aumento el primer día, pero fue disminuyendo paulatinamente hasta alcanzar el valor inicial. Caso contrario ocurrió con el testigo químico, donde el pH disminuyó en 0.2 unidades, en los 21 días de incubación.

Fig. 4 Variación del pH en los tratamientos a través del tiempo 

Los resultados demuestran la influencia del inóculo microbiano en la remoción del metal, que fue favorecida por las características del lecho de soporte, mediante el cual, los factores físicos y bioquímicos confluyeron para aumentar la eficiencia de remoción en el biotratamiento, así como el aumento del pH. Este incremento se relaciona directamente con la solubilidad del Cr (III) y con el aumento de la afinidad del metal por los grupos OH, facilitando la formación de especies de Cr(OH)₂ ⁺, que han demostrado una mayor capacidad de adsorción (^{Leyva et al. 2000}), para la que se establece un rango de formación a pH entre 5.4 y 8.4 (^{Avudainayagam 2003}), adicionalmente, a pH > a 5, también se forma Cr(OH)₃ que es la especie de cromo más precipitante (^{Yun et al. 2001}).

El aumento del pH alcanzado por el biotratamiento y el testigo biológico, responde a la excreción de metabolitos no identificados, entre los que podría estar el amoniaco, resultado de la utilización de aminoácidos como fuente de carbono en ausencia de glucosa (^{Palková et al. 1997}). Se ha propuesto un modelo de alcalinización generalizado para hongos en el que los aminoácidos metabolizados ingresan al interior celular, a través de transportadores transmembranales, facilitados por un factor de transcripción (Stp2p). Una vez dentro los aminoácidos son convertidos a ácidos tricarboxilicos intermediarios del ciclo de Krebs, a través de varias rutas; muchas de estas requieren la producción de acetil-CoA y el transporte intracelular mediado por la acetil-CoA hidrolasa (Ach1p). Todos estos eliminan los grupos amino, donde el exceso de nitrógeno es excretado en forma de amoniaco y CO₂, lo que produce la alcalinización del medio (^{Vylkova et al. 2011}).

La figura 5, muestra el estado inicial y final de los diferentes matraces, donde se observa el cambio de coloración experimentado durante el tiempo. El testigo físico demostró que la arena tuvo una fuerte influencia en el proceso de remoción del cromo, al observarse la columna de agua de color azul translúcido (Fig. 5a) en comparación con el testigo químico (Fig. 5b), que presentó turbidez. Este resultado es consistente con lo encontrado por ^{Khamis et al. (2009)} quienes reconocen la capacidad de los silicatos presentes en la arena para ejercer procesos de remoción de cromo, entre los que se destacan la protonación y de-protonación del metal. Fendorf et al. (1994) y Fendorf y Sparks (1994) citados por ^{Avudainayagam (2003)}, estudiaron el mecanismo de adsorción de Cr (III) sobre sílice, usando espectroscopia de estructura fina de absorción extendida y encontraron que el Cr (III) forma complejos superficiales monodentados sobre sílice (es decir, un único punto de unión entre el ligando y el metal). Característica favorecida por el área superficial de la arena debido a su porosidad y gran contenido de sitios de intercambio iónico (^{Awan et al. 2003}, ^{Loarte y Sanabria 2015}).

Fig. 5 Estado inicial (izquierda) y final (derecha) de los tratamientos realizados. a) testigo físico, b) testigo químico, c) testigo biológico, d) biotratamiento 

La coloración translúcida de la columna de agua y el precipitado abundante de color blanco azuloso que presenta el testigo biológico (Fig. 5d), indican que hubo una acción sólo de tipo biológico, bien sea por bioprecipitación, bioadsorción o bioacumulación celular. La bioacumulación de Cr (III) ha sido demostrada para hongos de Paecilomyces lilacinus en efluentes de curtiembres (^{Sharma y Adholeya 2011}). Por su parte la bioprecipitación de cromo trivalente fue propuesta por ^{Gómez-Bertel et al. (2008)} para P. chrysosporium.

En el biotratamiento (Fig. 5d) la coloración de la columna de agua es mucho más translúcida, con un precipitado azuloso en la superficie de la arena, indicando que el cromo se ha precipitado junto con la biomasa resultante, depositada sobre la arena, evidenciándose la relación biótica-abiótica que redunda en una mayor eficiencia.

Caracterización de los aislados microbianos

Las pruebas de asimilación de azúcares por parte de los aislados microbianos mostraron en común la asimilación de glucosa y manosa (Cuadro IV), considerándose positivas por el cambio de coloración de naranja rojizo a amarillo. Dependiendo del microorganismo y el carbohidrato empleado, se apreció un cambio de coloración para la reacción negativa, virando de color naranja rojizo inicial, a un rojo cereza intenso, que indica la alcalinización del medio de cultivo. Respecto a la identificación molecular el análisis realizado en BLAST a las cepas seleccionadas LC1A y LPH, permitió identificarlas como Yarrowia lypolitica y Candida fluviatilis con una identidad de 100 % y 99%, respectivamente. Los números de acceso en el Genbank fueron MH732908 para Y. lipolytica LC1A y MH732909 para C. fluviatilis LPH.

Los resultados logrados con la asociación de Y. lypolitica y C. fluviatilis son muy promisorios y de alto impacto para la industria del cuero, toda vez que al ser comparados con otros estudios, se destaca la eficiencia de remoción obtenida a la elevada concentración de cromo evaluada (1021 mg/L). ^{Sundar et al (2002)} reportan la eliminación del 98 % del cromo (III) con Bacillus subtilis y Bacillus cereus, en un reactor de flujo continuo, a concentraciones máximas de 340 mg/L del metal, para agua residual diluida 1:10, valores mucho menores a los de este estudio.

De igual manera, ^{Fathima et al. (2012)} emplearon el consorcio de Bacillus subtilis VITSCCr01 y Bacillus cereus VITSCCr02, en aguas residuales sintéticas de tenerías que contenían 1000 ppm de Cr (III), pH entre 3.5 y 4, y caolinita como medio de soporte, logrando una remoción de cromo del 99.8 % tras cuatro ciclos de tratamiento; mientras que en el presente estudio se alcanzó una remoción del 97.5 % en un solo ciclo y con agua residual real de curtiembre donde las condiciones físicas y químicas son muy diferentes a las del agua residual sintética, carente de diversos factores que pueden afectar el funcionamiento del proceso de remoción del cromo. ^{Pellón et al. (2011)} emplearon el alga Scenedesmus obliquus inmovilizada sobre espuma de poliuretano con densidad de 45 kg/m³, en un reactor biológico que alcanzó una remoción del 92.4 % a una concentración de solamente 85.6 mg/L de cromo.

En cuanto a la capacidad biorremediadora de las levaduras utilizadas, Yarrowia lipolytica ha sido reportada en la degradación de hidrocarburos aromáticos y alifáticos, descomposición de 2,4,6-trinitrotolueno y biorremediación de metales pesados como níquel, cobre y cromo (^{Shinde et al. 2012}). Para cromo, los estudios han sido enfocados principalmente hacia el estado hexavalente, ya sea en su reducción (^{Rao et al. 2013}) o en su adsorción (^{Bankar et al. 2009}). En cuanto a Candida fluviatilis, no se encontraron reportes que la vinculen en procesos de biorremediación, por lo tanto, este trabajo representa el primer reporte de Y. lipolitica LC1A y C. fluviatilis LPH, como microorganismos eficientes en la remoción de cromo trivalente presente en aguas residuales de curtiembres.