Adsorción de Cu y Cd por la biomasa miceliar de tres cepas Pleurotus,  hongo de la pudrición blanca  

Introducción

De acuerdo con Cañizares (2000), los metales pesados constituyen un grupo aproximado de 40 elementos de la tabla periódica; se caracterizan por tener densidades mayores o iguales a 5 g/cm³. Un aspecto distintivo de la fisiología de estos metales es que, aun cuando varios de ellos son esenciales para el metabolismo celular, como el Ca, K, Fe, Mg, Na, V, Mn, Co, Zn, Ni, Cu y Mo, se ha reportado que también tienen efectos tóxicos sobre las células, principalmente por su capacidad para alterar o desnaturalizar las proteínas.

Presentan gran movilidad en los ecosistemas acuáticos superficiales y subterráneos y conjuntamente, por su alta toxicidad debido a que fácilmente forman iones, se les ha calificado como los contaminantes inorgánicos más importantes en el ambiente. No obstante que se detecten en concentraciones mínimas, su recalcitrancia y persistencia en cuerpos de agua, implica que, a través de procesos naturales como la biomagnificación, su concentración puede llegar a ser tan elevada que se considere tóxica. (Gadd, 2001).

Estos elementos son importantes para la salud humana y aspectos ambientales; ya que, con su presencia en forma soluble, son extremadamente tóxicos para sistemas biológicos, esto ha influido para que se les clasifique como substancias carcinógenas y mutágenas (Diels, 2000), estos metales no pueden ser degradados a productos inócuos, por lo que permanecen en el ambiente indefinidamente.

Ante esto, la búsqueda de nuevas tecnologías que permitan la eliminación de metales tóxicos de las aguas residuales se ha enfocado a la utilización de microorganismos como biosorbentes lo cual ofrece una alternativa potencial a los métodos ya existentes para la destoxificación y recuperación de metales presentes en aguas residuales. Varias levaduras, hongos, algas, bacterias y cierta flora acuática tienen la capacidad de concentrar metales a partir de soluciones acuosas diluidas y de acumularlas dentro de la estructura microbiana (Gadd, 1990), por lo que, un enfoque biológico de remediación cuenta con un gran potencial, ya que no sólo contribuye a la meta sino que también es económico, debido a que las poblaciones microbianas en ambientes contaminados por metales se adaptan a las concentraciones tóxicas de metales pesados, y se vuelven resistentes (Prasenjit, 2005).

Biosorción

La biosorción puede ser definida como la capacidad de los materiales biológicos vivos o muertos, para acumular metales pesados de aguas residuales a través de mediación metabólica por vías físico-químicas de captación (Kapoor, 1995). Algas, bacterias, hongos y levaduras han demostrado ser potenciales biosorbentes de metales. Las principales ventajas de biosorción sobre los métodos de tratamiento convencionales incluyen: bajo costo; alta eficiencia; minimización de productos químicos; no se requiere nutrientes adicionales; regeneración de los biosorbentes, y posibilidad de recuperación de metales (Kratochvil, 1989).

Hongos de la pudrición blanca

Los hongos de la pudrición blanca han sido estudiados ampliamente por su capacidad de destoxificar efluentes con altas concentraciones de compuestos xenobióticos. Entre los hongos de pudrición blanca más estudiados se encuentran las especies de Phanerochaete chrysosporium, Trametes versicolor y también algunas cepas de Pleurotus y Phlebia. La biodegradación por Basidiomycetes se considera un proceso no específico, oxidativo y que es llevado a cabo fundamental mente por la acción de tres diferentes tipos de enzimas: Lignina peroxidasa (LiPs), Mn-Peroxidasas (Mn- Ps), las cuales dependen de peróxido de hidrógeno, y lacasa, la cual depende de oxígeno molecular (Gold y Allic, 1993; Gadd, 2001; Baldrian, 2002).

Los trabajos en cuanto a remoción de metales pesados en aguas residuales se han realizado, pero no en igual magnitud que con los compuestos nombrados, estudios realizados por Iqbal (2004), indican la eficacia de Phanerochaete chrysosporium inmovilizado, en la adsorción de plomo, cobre y zinc al obtener porcentajes de remoción de hasta 85%. Yetis y Dolek (2004) con este mismo hongo removieron plomo en una concentración de 80mg/l. Li et al. (2004) utilizando pellets de P. chrysosporium para la biosorción de Cd y Pb en mezcla en una fase acuosa demostraron la competencia entre los iones por los sitios de adsorción y porcentajes de remoción cercanos al 30 %.

Igualmente, en un sistema de mezcla de dos metales, Kacar et al. (2002), compararon la capacidad de biosorción de biomasa viva y muerta de P. chrysosporium inmovilizada en alginato, en presencia de mercurio y cadmio bajo diferentes condiciones de pH y temperatura reportando así remoción para Cd de 70 mg/l y 40 mg/l para células vivas inmovilizadas y muertas inmovilizadas, respectivamente; para el caso del Hg fue de 75mg/l y 50 mg/l igualmente para células inmovilizadas.

Por lo tanto, si se considera el uso de células vivas para un sistema de eliminación de metales, la toxicidad puede conducir a un envenenamiento e inactivación de las mismas (Shumate, 1985). El uso de biomasa muerta o productos derivados de ella elimina el problema de la toxicidad, no sólo de la provocada por metales disueltos, sino también por condiciones adversas de operación, además de favorecer el aspecto económico de mantenimiento, incluyendo el suplemento de nutrientes.

Sin embargo, las células vivas pueden presentar una variedad más amplia de mecanismos para la acumulación de metales como el transporte, la formación de complejos extracelulares y la precipitación. De manera adicional, la tolerancia y resistencia a los metales pesados son propiedades que están presentes en los microorganismos de todos los grupos utilizados en estos procesos (Belliveau, 1987; Galli, 2009).

Por lo descrito anteriormente, el uso de los hongos de la pudrición blanca se convierte en una herramienta biológica en los procesos de remoción metálica, debido varias características entre las que destaca la hipertolerancia y acumulación de metales pesados en su pared celular, por lo que experimentar con el hongo Pleurotus spp, inicialmente en laboratorio, resulta importante para hacer propuestas posteriormente en el tratamiento de aguas residuales.

Objetivos

Evaluar y comparar la capacidad de tres cepas del hongo Pleurotus, para retener mediante procesos de biosorción, concentraciones de cobre y cadmio presentes en soluciones metálicas de laboratorio

Metodología

Origen de las cepas 

En este trabajo se utilizaron tres cepas del hongo de la pudrición blanca Pleurotus. la cepa de Pleurotus ostreatus fue adquirida en la Universidad de Costa Rica (UCR), la cepa de Pleurotus djamor fue colectada en el municipio de Atlixco Puebla, México, y la tercera cepa fue proporcionada por productores de hongos comestibles del estado de Tlaxcala. Las tres cepas se localizan en el laboratorio de Micología, del departamento de Investigación en Ciencias Agrícolas de la BUAP.

Denominación de las cepas en el experimento

Pleurotus ostreatus, se denominó cepa “G”, Pleurotus djamor se denominó cepa “R”, Pleurotus sp, o cepa comercia se denominó cepa “T”

Obtención de biomasa miceliar

A partir de los cultivos purificados, se tomaron discos de agar de 5  mm de diámetro de cada cepa y se inocularon en matraces Erlenmeyer de 250 ml de capacidad, conteniendo 100 ml de caldo micológico BD Bioxon® esterilizado y se incubó durante 10 días a 25 ºC (Chang, 2004),  al finalizar esta etapa, se decidió someter a cada una de las cepas a condiciones nutricionales similares a las encontradas en  agua residual, para lo cual se utilizó como medio de cultivo, caldo micológico, el cual tiene como fuente de carbono y nitrógeno mezcla de  peptonas y dextrosa  adicionado con soluciones metálicas a diferentes concentraciones, ofreciendo así moléculas simples para el metabolismo fúngico, contrarias a las ofrecidas bajo condiciones ligninolíticas, y la biomasa miceliar de cada cepa, fue separada del medio de cultivo inicial mediante decantación en condiciones de esterilidad y depositada por triplicado en matraces Erlenmeyer de 250 ml de capacidad, conteniendo 200 ml de caldo  preparado con soluciones metálicas de cobre y cadmio, en concentración de 100 ppm (100 mg/l) a pH 5,5 (Stamets, 1983; Gregori, 2007). Los matraces se incubaron durante 12 días en estufa de incubación a la temperatura entre 25 y 27 °C (Cañizares, 2000).

Evaluación de las isotermas de adsorción

Para evaluar la concentración adsorbida de cada metal por el micelio de las cepas experimentales, se extrajeron alícuotas de 5 ml de cada matraz cada 48 horas durante diez días de incubación, cada alícuota fue analizada mediante espectrofotometría de absorción atómica, puesto que en este estudio se utilizó biomasa viva, con fines de observar el comportamiento de esta frente a la presencia de metales pesados (Iqbal, 2004; Cañizares, 2000).

Resultados

Para las isotermas de adsorción de cobre los resultados se indican en la tabla I, la cual registra la adsorción del metal en el micelio a partir de los muestreos cada 48 horas, por triplicado y posteriormente se indica el comportamiento de este proceso en la figura 1.

Analizando estadísticamente el comportamiento de las tres cepas se puede decir que si las hipótesis estadísticas fueron:

H0: µR =   µT = µG y

Ha: Existe alguna µ diferente

Y si se determinó que: P = 0,000 ˂ α = 0,05,  se rechaza H0, lo que implica que si existe diferencia estadística  significativa entre el comportamiento de las tres cepas con la adsorción del metal cadmio, dado que la retención fue                                                                                                                                                                                                                    mayor al 60 % en el caso de las cepas T y G, lo que implica que estas cepas son medianamente eficientes en retener este metal en las concentraciones ensayadas; y se puede comentar que la cepa R es la menos eficiente pero  el porcentaje que retiene de un metal tan tóxico la hace adecuada para participar en procesos de adsorción igual que las cepas con T y G.

Para las isotermas de adsorción del cobre, los resultados se indican en la tabla IV, la cual registra la adsorción del metal en el micelio a partir de los muestreos cada 48 horas.

Y si se determinó que P = 0,730 > α = 0,05, no se rechaza H0, lo que implica que no existe diferencia estadística significativa entre el comportamiento de las tres cepas con la adsorción del metal cobre; se puede concluir que la retención fue mayor al 90 % en cada caso, lo que implica que las tres cepas son altamente eficientes en retener este metal.

Conclusiones

De acuerdo a los objetivos planteados y los resultados obtenidos se puede concluir que las tres cepas experimentales tienen alta tolerancia a soluciones en las cuales esté incluido cobre en concentraciones consideradas altas comparadas con las máximas permitidas por las Norma Oficial Mexicana NOM-ECOL-1996, que establece de 4 a 6 ppm para este elemento en agua residual dependiendo del uso final de la misma, en este caso se comprobó que la biomasa miceliar pudo adsorber o retener en promedio 90 ppm de 100 posibles, de este elemento en condiciones de laboratorio, lo cual permite crear expectativas para su utilización en aguas residuales.

Con respecto al comportamiento del metal cadmio, se puede apreciar que el elemento no es completamente adsorbido o retenido por la biomasa experimental, pues las isotermas describen puntos de adsorción y desorción, sin embargo, los rangos o porcentajes retenidos permiten proponer su posible utilización en procesos de biorremediación en aguas residuales, las cuales sólo en casos extraordinarios contendrían concentraciones  mayores a 100 ppm y la NOM referida señala 0,4 ppm como concentración máxima permitida.

Referencias

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SEMARNAT

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