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Jul 24, 2023

Un biosorbente inmovilizado de células muertas de Paenibacillus dendritiformis y polietersulfona para la biorremediación sostenible del plomo de las aguas residuales

Scientific Reports volumen 13, Número de artículo: 891 (2023) Cita este artículo 1242 Accesos 2 Citas 1 Detalles de Altmetric Metrics Los metales pesados, incluido el plomo, causan graves daños a la salud humana y

Scientific Reports volumen 13, número de artículo: 891 (2023) Citar este artículo

1242 Accesos

2 citas

1 altmétrica

Detalles de métricas

Los metales pesados, incluido el plomo, causan graves daños a la salud humana y al medio ambiente. Los biosorbentes naturales surgen como alternativas amigables con el medio ambiente. En este estudio, dos de los 41 aislados (8EF y 17OS) fueron las bacterias más eficientes para crecer en medios suplementados con Pb2+ (1000 mg/L). En altas concentraciones de hasta 2000 mg/L, el aislado pionero 17OS exhibió una resistencia notable a los metales multipesados. Este aislado se identificó como Paenibacillus dendritiformis 17OS y se depositó en GenBank con el número de acceso ON705726.1. Se utilizó Design-Expert para optimizar la eliminación de metal Pb2+ por parte de las bacterias analizadas. Los resultados indicaron que cuatro de seis variables se seleccionaron utilizando un diseño experimental de resolución IV de ejecución mínima, con un efecto significativo en la eliminación de Pb2+. La temperatura y la concentración de Pb2+ fueron influencias positivas significativas, mientras que el período de incubación y la velocidad de agitación fueron influencias negativas significativas. La cepa probada moduló las cuatro variables significativas para la eliminación máxima de Pb2+ utilizando el diseño Box-Behnken. El método de optimización secuencial fue beneficioso al aumentar la biosorción en un 4,29%. La biomasa muerta de P. dendritiformis 17OS se incrustó con polietersulfona para obtener una membrana adsorbente hidrófila que puede separar Pb2+ fácilmente de soluciones acuosas. Las imágenes SEM y el análisis FT-IR demostraron que el nuevo biosorbente posee una gran estructura y muchos grupos funcionales superficiales con una carga superficial negativa de -9,1 mV. La tasa de eliminación de 200 mg/L de Pb2+ del agua alcanzó el 98 % utilizando 1,5 g/L del biosorbente inmovilizado. Se realizaron estudios de isoterma de adsorción para determinar la naturaleza de la reacción. El proceso de adsorción estaba relacionado con la isoterma de Freundlich, que describe la adsorción multicapa y heterogénea de moléculas a la superficie del adsorbente. En conclusión, se inmovilizaron células bacterianas muertas en una poliéter sulfona, dándole las características de una nueva membrana adsorbente para la biorremediación del plomo de las aguas residuales. Así, este estudio propuso una nueva generación de membranas adsorbentes basadas en polietersulfona y células bacterianas muertas.

Los iones tóxicos de metales pesados ​​que resultaron de la industrialización intensiva, las técnicas agrícolas modernas, las acciones militares y los procesos de erosión se han convertido en uno de los contaminantes más importantes del suministro de agua1. A diferencia de otros materiales tóxicos, los iones de metales pesados ​​se acumulan en los tejidos de los organismos vivos y no se biodegradan por naturaleza. A pesar de su uso generalizado, los metales pesados ​​pueden causar una toxicidad sustancial en los seres vivos2. El plomo, el cobre, el mercurio, el arsénico y el cromo pueden tener efectos perjudiciales en la piel, los riñones, el hígado y los pulmones3. El plomo (Pb2+) es muy peligroso por su toxicidad y diseminación ambiental4. Puede detener la acción de enzimas y proteínas, reemplazar los iones críticos de las células (Mg2+, Ca2+, Na+ y Fe2+) e impedir el transporte de Ca2+, por lo que el Pb2+ se considera cancerígeno y muy venenoso. Además, el Pb2+ acelera la generación de especies reactivas de oxígeno, lo que provoca estrés oxidativo y daña las células5. La inhalación de polvo contaminado con Pb, así como la ingestión de alimentos o agua contaminados, hace que el Pb2+ sea absorbido y diseminado en los tejidos humanos6.

La tecnología de membranas, la precipitación, la adsorción de carbón activado y el intercambio iónico son métodos fisicoquímicos comunes para eliminar metales tóxicos de las aguas residuales7. Muchos de los inconvenientes comunes de los procesos convencionales para eliminar metales pesados, como la producción excesiva de lodos tóxicos y la baja calidad del agua tratada, pueden superarse si se combina la tecnología de membranas con la tecnología de adsorción (Adsorptive Membrane Technology). Esta membrana ofrece una serie de características como la falta de cambio de fase o aditivos químicos, flexibilidad y facilidad de ampliación, simplicidad de idea y operación, eficiencia energética y huella de proceso pequeña8. La adsorción es la técnica de eliminación de metales pesados ​​más popular debido a su simplicidad, versatilidad, bajo costo y respeto al medio ambiente. Sin embargo, la adsorción tiene algunas desventajas, incluida una velocidad lenta y una alta resistencia a la difusión interna9. Además, la eficiencia proporcionada por el método de adsorción a menudo tiende a disminuir después de un uso repetido10.

Los microorganismos que han sido inmovilizados en los sustratos adecuados se pueden utilizar en una variedad de procedimientos y son fáciles de recuperar y reutilizar. La inmovilización puede aumentar la estabilidad operativa de las células, protegerlas de los impactos del pH alto, sustancias tóxicas y tecnologías de reacción violenta, y reducir la posibilidad de contaminación de los cultivos celulares11. Las membranas de matriz mixta (MMM) se fabrican frecuentemente utilizando polímeros como polietersulfona (PES), polisulfona (PSf), fluoruro de polivinilideno (PVDF) y poliacrilonitrilo (PAN)12. De estos, el PES se utiliza a gran escala en la fabricación de inversión de fase de membranas poliméricas para microfiltración, separación de gases y ultrafiltración debido a su gran resistencia mecánica y estabilidad química, y su bajo costo como polímero comercial13.

Las bacterias son más eficaces para adsorber metales nocivos, especialmente en bajas concentraciones en soluciones14. Huma et al.15 indicaron que la espectrobilisis de Bougenvillae se puede utilizar eficazmente para eliminar iones de cobre y cadmio de un medio acuoso. Además, se utilizó ácido cítrico para modificar el biosorbente B. spectabilis para la biosorción de iones Pb2+ de un medio acuoso. B. spectabilis modificada con ácido cítrico mostró una capacidad notablemente mayor para biosorber iones Pb2+ de un medio acuoso que B. spectabilis no modificada16. Una característica distintiva de los biosorbentes es que pueden estar vivos o muertos. Para simplificar la complejidad, la mayoría de las investigaciones sobre eliminación de metales emplean biosorbentes muertos como alternativa preferida17. La esterilización en autoclave de un biosorbente bacteriano mejora su capacidad de biosorción de metales pesados18, posiblemente porque la pared celular se degrada y tiene posibles sitios de unión que pueden acomodar más iones metálicos. Además, los biosorbentes vivos poseen una colección única de beneficios. Pueden transportar metales pesados ​​adsorbidos dentro de las células y cambiar la naturaleza de los iones de metales pesados ​​para minimizar los efectos tóxicos19. Sin embargo, sólo unos pocos estudios han evaluado la capacidad de biosorbentes vivos y muertos para adsorber metales pesados ​​peligrosos.

Este estudio tuvo como objetivo (1) aislar bacterias tolerantes al Pb de diferentes sitios contaminados con metales pesados, (2) identificar y caracterizar el aislado más potente, (3) determinar la concentración inhibidora mínima (MIC) y la concentración máxima de tolerancia (MTC) para las bacterias. , (4) optimizar la eliminación de metales pesados ​​mediante el aislado probado utilizando Design-Expert, y (5) era necesario lograr una nueva técnica biosorbente mediante el aislamiento de bacterias tolerantes al plomo e inmovilizándolas en PES.

En la Fig. 1 se muestra una descripción general del trabajo realizado en este estudio. Se aislaron bacterias tolerantes al plomo de diferentes sitios contaminados. Estas bacterias fueron analizadas en busca del aislado más potente que se identificó utilizando 16S rRNA. La detección de las variables más significativas que afectan la eliminación de Pb2+ por el aislado bacteriano se estudió mediante un diseño IV de resolución mínima. La bacteria más tolerante a Pb2+ estaba encerrada en PES. Se determinó la eficacia de la biosorción y diferentes características fisicoquímicas de la membrana biosorbente.

Resumen gráfico de bacterias tolerantes al plomo bajo investigación.

Se recogieron cuatro muestras de diferentes sitios contaminados con metales pesados ​​[fábrica eléctrica (EF), compañía de petróleo y jabón (OS), gasolinera (GS) y suelo cerca de aguas residuales (SW)] en la gobernación de Qalyubia (30°18′0 ″N/31°15′0″E) en Egipto. Estas muestras sirvieron como fuente para aislar bacterias adsorbentes de metales pesados. Estas muestras se mantuvieron a 4 °C hasta su análisis.

El análisis de diferentes metales pesados ​​presentados en cuatro muestras se llevó a cabo mediante espectrometría de emisión óptica de plasma acoplado inductivamente (ICP-OES; Optima 5300 DV; Perkin-Elmer, EE. UU.), como se muestra en la Tabla 1. Los análisis se llevaron a cabo en un laboratorio ISO 17.025. :2017 laboratorio certificado del Laboratorio Central de Monitoreo de la Calidad Ambiental, Centro Nacional de Investigación del Agua (Egipto).

Se llevaron a cabo análisis de aguas residuales y suelos para diferentes metales pesados ​​según 20 y 21 respectivamente. La muestra de aguas residuales se digirió en ácido nítrico (HNO3), mientras que las muestras de suelo se digirieron utilizando HNO3, HCl y HF concentrados. Las soluciones digeridas se filtraron mediante papeles de filtro con un tamaño de poro de 2,5 µm y el volumen se complementó hasta 50 ml con agua desionizada. Estas soluciones se analizaron en busca de metales pesados ​​utilizando ICP-OES.

Para minimizar el error, el análisis del metal se realizó utilizando espacios en blanco. Por lo general, se incluyeron mediciones y análisis por triplicado de materiales de referencia verificados para cada metal (Merck) para garantizar la calidad, según ISO/IEC 17025 para la acreditación de laboratorio. A cinco concentraciones diferentes (1000, 500, 100, 50 y 25 µg/L), se realizó una prueba de recuperación de metales pesados. La desviación estándar relativa típica fue <5%.

Para comenzar, se enriquecieron 10 g o 10 ml de muestras de suelo o efluentes en matraces Erlenmeyer (de 150 ml de volumen) que contenían 90 ml de caldo nutritivo de glucosa (que incluía 10,0 g/l de glucosa, 5,0 g/l de peptona y 3,0 g/l). extracto de carne y pH ajustado a 7,0) durante 72 h a 30 ± 2 °C usando matraces agitados a 150 rpm. Después de la incubación, el medio turbio se diluyó con agua destilada esterilizada a 10-5 y se subcultivó en un medio nutritivo de glucosa solidificado suplementado con 1000 mg/l de Pb (NO3)2. Se recogieron diferentes colonias, se purificaron en el medio mencionado anteriormente y se almacenaron a 4 °C para su posterior estudio22.

Utilizando el enfoque descrito por Khan et al.23, el caldo de glucosa se suministró con diferentes concentraciones de Pb2+ (500, 1000, 1600, 1800, 2000, 2250, 2500, 2750, 3000 y 3250 mg/L). Los aislados seleccionados se inocularon en el medio mencionado anteriormente y se incubaron durante 72 h a 30 ± 2 °C. Después del período de incubación, se tomaron muestras de 10 ml de caldo de cultivos de crecimiento bacteriano para calcular la densidad óptica (DO) de crecimiento utilizando un espectrofotómetro visible digital SV 1100 a 620 nm. MTC es la concentración más alta a la que pueden crecer los aislados bacterianos y MIC es la concentración más baja que previene por completo el crecimiento bacteriano.

Se eligió la bacteria con el valor MIC más alto de Pb(II) y se evaluó su resistencia a otros iones de metales pesados ​​peligrosos mediante una prueba de resistencia multimetálica. Utilizando el método de dilución en caldo de glucosa, se llevaron a cabo investigaciones de resistencia contra Cr(VI), Cd(II), Zn(II) y Cu(II). El crecimiento de bacterias con tolerancia a metales se ensayó como se describe anteriormente.

El aislado bacteriano más activo (17OS) se identificó con base en la apariencia morfológica al microscopio y las propiedades culturales y bioquímicas según las claves propuestas por Vos et al.24. El ARNr 16S del aislado 17OS se amplificó mediante reacción en cadena de la polimerasa (PCR) utilizando los siguientes cebadores: 16S-F (directo, 5′-AGAGTTTGATCMTGGCTCAG-3′) y 16S-R (inverso, 5′-TACGGYTACCTTGTTACGACTT-3′25 "Esto se realizó para verificar la identidad de la cepa bacteriana. Cada mezcla de PCR de 20 μL contiene 10 μL de 2 Es Taq Master Mix, 1 μL de cebador directo y 1 μL de cebador inverso. Los pasos incluidos en la programación de PCR fueron los siguientes: Desnaturalización primaria durante 15 min a 94 °C, desnaturalización secundaria durante 30 s a 94 °C, recocido durante 1 min a 56 °C, extensión durante 1 min a 72 °C y extensión final durante 5 min a 72 °C. Los productos de la PCR se purificaron utilizando un kit de purificación de ADN de Qiagen, Inc. (Valencia, CA, EE. UU.) y se examinaron mediante electroforesis horizontal en un gel de agarosa al 1%.

Utilizando un secuenciador de ADN automatizado (analizador genético Applied Biosystems 3130; Applied Biosystems Foster City, CA, EE. UU.), se secuenciaron las direcciones directa y/o inversa de un producto de PCR purificado. Para determinar la identidad de la secuencia de acceso a GenBank, se llevó a cabo un análisis de la herramienta de búsqueda de alineación local básica (BLAST®)26. La secuencia resultante se envió al servidor EzTaxon-e, después de lo cual se recuperaron y alinearon las secuencias de los vecinos más cercanos, y se construyeron árboles de unión de vecinos utilizando la prueba bootstrap con 1000 replicaciones.

La biomasa bacteriana se preparó inoculando el aislado 17OS en un caldo nutritivo durante 72 a 96 h a 35 °C con agitación continua a una velocidad de 130 rpm. Después de la incubación, la biomasa bacteriana viva se recogió mediante centrifugación a 10.000 rpm a 4 °C durante 10 minutos, seguido de tres lavados con agua salina estéril. Se recogió biomasa bacteriana viva, se secó a temperatura ambiente dentro de una campana de flujo de aire laminar y se mantuvo a 4 °C. Para la biomasa bacteriana muerta, las bacterias se esterilizaron en autoclave durante 20 minutos a 121 °C y 15 lb de presión, se centrifugaron y se lavaron como se mencionó anteriormente. La biomasa bacteriana muerta se secó en una estufa a 60°C27.

La detección de las variables más significativas que afectan la eliminación de Pb2+ por Paenibacillus dendritiformis 17OS se estudió mediante un diseño IV de resolución mínima. Se aplicó el paquete de software estadístico Design-Expert versión 12 (Stat-Ease, Inc., Minneapolis, MN, EE. UU.) para determinar la importancia relativa de los factores nutricionales y ambientales para la eliminación de Pb2+ por parte del P. dendritiformis 17OS seleccionado. Se seleccionaron seis variables diferentes (concentración de Pb2+, tipo de célula, pH, temperatura, velocidad de agitación y período de incubación) para llevar a cabo este proceso de optimización, como se muestra en la Tabla 3. Todos los ensayos se realizaron por triplicado y la respuesta del diseño se basó en resultados promedio. Las variables representadas en dos niveles fueron la concentración de Pb2+ (200 y 500 mg/L), el tipo de célula (células vivas y muertas) y la temperatura (25 °C y 35 °C), mientras que las representadas en cuatro niveles fueron el pH (5,5 y 7,0). ), velocidad de agitación (0 y 150 rpm) y período de incubación (12 y 24 h). Cada fila aclaró una ejecución de prueba y cada columna aclaró una variable independiente.

El diseño IV de resolución de ejecución mínima se basó en el modelo de primer orden, que se determinó mediante la siguiente ecuación (1):

donde Y es la respuesta (eliminación de metal), B0 es la intersección del modelo y Bi es la estimación de la variable.

El análisis estadístico y el trazado de gráficos se realizaron utilizando Design-Expert versión 12. Se utilizó el análisis de varianza (ANOVA) mediante la prueba de Fisher para detectar el efecto de las variables independientes en la respuesta, y p <0,05 identificó resultados significativos. Se utilizaron el coeficiente de determinación múltiple (R2) y el R2 ajustado como indicadores de calidad para evaluar la idoneidad de la ecuación de primer orden. El error estándar (SE) del efecto de concentración fue la raíz cuadrada de la varianza de un efecto, y el nivel de significancia (valor p) de cada efecto de concentración se determinó utilizando la prueba t de Student t (Xi) en la ecuación. (2):

donde E(Xi) es el efecto Xi variable.

Se utilizó un diseño Box-Behnken (CCD) para optimizar las variables clave después de un diseño IV de resolución mínima para identificar las variables significativas para la eliminación de Pb2+ por P. dendritiformis 17OS. Se investigaron los dos niveles (bajo y alto) de las cuatro variables independientes elegidas y se llevaron a cabo lotes de 29 pruebas (experimentos por lotes) para la bacteria analizada (Tabla 4).

Los datos experimentales se analizaron utilizando Design-Expert versión 9.0.0. Los valores de las variables independientes que produjeron la respuesta máxima teórica en la ecuación. (3) fueron óptimos al maximizar la ecuación dentro de una condición de contorno específica. La eliminación de Pb2+ se identificó como una respuesta (Y) y se realizó un análisis de datos utilizando técnicas de regresión múltiple para producir un modelo empírico que vincula la respuesta medida con los factores independientes. Utilizando la ecuación polinómica de segundo orden, se determinó la relación entre las variables independientes y el resultado [Ec. (3)].

donde Yi es la respuesta predicha, X1, X2 y X3 son variables independientes, b0 es el término de compensación, b1, b2, b3 son efectos lineales, b11, b22, b33 son efectos al cuadrado y b12, b23 y b13 son interacciones. términos.

El análisis estadístico y el trazado de gráficos se realizaron utilizando Design-Expert versión 9.0.0. Se utilizó ANOVA mediante la prueba de Fisher para estimar el efecto de las variables independientes en la respuesta, y p <0,05 identificó resultados significativos. Se utilizaron el coeficiente de determinación múltiple (R2) y el R2 ajustado como indicadores de calidad para evaluar la idoneidad de la ecuación polinómica de segundo orden. Se utilizaron gráficos de contorno (3D) y curvas de superficie de respuesta para detectar la relación e interacción entre las variables codificadas y la respuesta. Los puntos óptimos se estimaron resolviendo la ecuación derivada del modelo cuadrático final.

La bacteria más tolerante a Pb2+ estaba encerrada en PES. El proceso de inmovilización fue el siguiente: primero se disolvió PES en un disolvente orgánico a una concentración del 20%. Se añadió P. dendritiformis 17OS sonicado a la solución de PES mencionada anteriormente en una proporción del 50 % y se agitó durante 180 min. La solución microbiana combinada se vertió sobre una placa de vidrio de 300 mm de espesor. Estas láminas se remojaron en agua ultrapura y se lavaron. Finalmente, los biosorbentes inmovilizados se utilizaron para adsorber Pb2+ de una solución acuosa.

Se introdujeron PES/biosorbentes en un matraz cónico que contenía una solución de iones Pb y se agitaron a 150 mg/l. Se utilizó Pb(NO3)2 para preparar la solución de Pb. El peso seco de los biosorbentes fue de 0,5, 1, 1,5 y 2 g/L. Además, se utilizó como control PES puro con el mismo peso seco. La concentración inicial de Pb(II) en las pruebas de adsorción fue de 200 mg/L.

La biosorción de Pb (%) se calculó mediante la ecuación de Shetty y Rajkumar28:

donde CI es la concentración inicial de metal y CF es la concentración final de metal (residual).

Las imágenes morfológicas y estructurales de la membrana de PES pura y los biosorbentes inmovilizados se analizaron mediante un microscopio Quanta FEG-250 a un voltaje de 20 kV después del baño de oro a un voltaje de aceleración.

Los grupos funcionales de biosorbentes se identificaron mediante espectroscopía FTIR (espectrómetro JASCO FTIR 4100, Japón) en el Centro Nacional de Investigación (Doki, Egipto). El rango de frecuencia utilizado para escanear los espectros fue de 400 a 4000 cm-1 (con una resolución de 4 cm-1 y 60 escaneos).

El ángulo de contacto con el agua fue el método para examinar la hidrofilicidad de la membrana. Los valores del ángulo de contacto se obtuvieron mediante (SCA 20, OCA 15 EC) utilizando el método de la gota sésil. El volumen y el tiempo de contacto fueron 10 μL y 10 s, respectivamente, con cinco tiempos para cada membrana.

El potencial zeta (ζ) se determinó mediante dispersión de luz dinámica y electroforética (Particle Sizing Systems, Inc. Santa Barbara, California, EE. UU.). Se dispersaron 0,05 g de polvo para fabricar membranas en 5 ml de disolvente.

Los datos se determinaron estadísticamente utilizando el software IBM® SPSS® Statistics versión 19 sobre la premisa de la prueba de rangos múltiples de Duncan al nivel del 5%29. Todos los análisis se realizaron por triplicado.

En medio agar que contenía 1000 mg/L de Pb (NO3)2, se aislaron 41 aislados bacterianos de varios efluentes y muestras de suelo contaminado obtenidas de los sitios EF, OS, GS y SW.

La Figura 2 muestra el número de distribución y el porcentaje de aislados bacterianos recolectados de diversas fuentes después de 48 h de incubación a 30 °C. El efluente de EF incluyó el mayor número de aislados bacterianos tolerantes a Pb2+ (13 aislados, que representan el 32% del total), mientras que se aislaron 12, 9 y 7 aislados bacterianos (que representan el 29%, 22% y 17%, respectivamente). del suelo de OS, GS y SW, respectivamente.

Número y distribución porcentual de bacterias tolerantes al plomo de diferentes sitios contaminados. EF*: Fábrica de electricidad, OS: Empresa de petróleo y jabón, GS: Gasolinera, y SW: Suelo cercano a aguas residuales.

Un total de 41 aislados crecieron en el metal Pb2+ a una alta concentración de 1000 mg/L y se pudieron clasificar en cuatro grupos (débil, moderado, alto y muy alto) según el grado de crecimiento del medio agar (que va de+ a ++ + +), como se muestra en la Tabla 2. Los resultados indicaron que dos aislados bacterianos de los códigos 8EF y 17OS tuvieron una eficiencia de crecimiento muy alta (+ + + +) en el metal Pb2+, ubicándolos en el cuarto grupo. Además, 10 aislados con alta eficiencia de crecimiento (+ + +) y códigos 7EF, 11EF, 18OS, 19OS, 22OS, 26GS, 28GS, 34GS, 36SW y 39SW se colocaron en el tercer grupo, mientras que 14 y 15 aislados mostraron baja ( +) e eficiencia de crecimiento intermedia (++) en Pb2+ y obtuvieron la primera y segunda calificación, respectivamente. Como resultado, se eligieron los aislados tolerantes a metales Pb2+ más eficientes (8EF y 17OS) para el siguiente ensayo.

Estos resultados concuerdan con Helmy et al.30 quienes encontraron que 100 de los 123 aislados bacterianos mostraron crecimiento en placas de agar con iones de metales pesados, y sus hallazgos positivos variaron de (+) a (+ + + +) dependiendo de la densidad de crecimiento. que varió de muy bajo a alto. Además, Abd El Hameed et al.31 revelaron que de 26 aislados de hongos, 18 aislados mostraron crecimiento en placas de agar modificadas con iones metálicos y mostraron resultados positivos (+).

Los aislados seleccionados 8EF y 17OS se cultivaron en un medio de caldo que contenía metal Pb2+ en concentraciones que oscilaban entre 500 y 3250 mg/l. La Figura 3A muestra la capacidad de los aislados seleccionados 8EF y 17OS para tolerar diferentes concentraciones de metal Pb2+ durante un período de incubación de 48 h, y el crecimiento (expresado como OD) varió de 0,325 a 0,024 y de 0,923 a 0,021, respectivamente. El aislado 17OS apareció con un MTC de 3000 mg/L con un valor de MIC de 3250 mg/L, mientras que el aislado 8EF alcanzó un MTC de 2750 mg/L con un valor de MIC de 3000 mg/L.

La densidad de crecimiento (OD) de los aislados 8EF y 17OS se ve afectada por las concentraciones de plomo (A) y el aislado 17OS se ve influenciada por las concentraciones de múltiples metales (Zn+2, Cd+2, Cr+6 y Cu+2) de (B ). a,bLos valores con letras minúsculas encima de la misma línea que tienen superíndices diferentes son la diferencia significativa (en p ≤ 0,05). Barra de desviación estándar.

Resultados similares fueron revelados por Mohapatra et al.32, quienes demostraron que el aislado PbRPSD202 registró una alta tolerancia al Pb(II) (2150 mg/L) con un valor de CIM de 2200 mg/L. Por el contrario, Abd El Hameed et al.31 registraron que los aislados de hongos probados podían crecer en un medio caldo suplementado con diferentes concentraciones de Pb2+ y un MTC a 150 mg/L. Además, El-Meihy et al.33 observaron que los tres aislados de UR25, UR27 y MR98 crecieron en un medio suplementado con Cd2+ a un MTC de 1500 mg/L y se inhibieron a un valor de MIC de 2000 m/L, mientras que MR99 , MR100 y MR108 crecieron con un MTC de 2000 mg/L de Cd2+ y se inhibieron a un valor de MIC de 2500 mg/L. A partir de estos resultados, se seleccionó el aislado 17OS como el mejor aislado para estudios adicionales, que exhibió una alta tolerancia al metal Pb2+ en una alta concentración. Sanket et al.34 sugirieron que las bacterias nativas experimentan varios mecanismos para tolerar las concentraciones de plomo. Estos mecanismos incluyen la salida de metal, la conversión enzimática, la reducción de la sensibilidad de los objetivos celulares, la exclusión de la barrera de permeabilidad y el secuestro celular. Además, Das et al.35 encontraron que las cepas bacterianas pueden adquirir un sistema de resistencia contra la toxicidad de los metales como resultado de la exposición repetida a contaminantes metálicos.

Debido a que comprender la tolerancia a la deformación a diversos metales pesados ​​es un requisito para investigar la biosorción, se evaluó la resistencia multimetálica (Zn2+, Cd2+, Cr6+ y Cu2+) del aislado seleccionado 17OS (Fig. 3B) a diferentes concentraciones de metales pesados ​​probados (Fig. 3B). Los resultados mostraron claramente que este aislado registró una DO (crecimiento) que oscilaba entre 0,125 y 0,426, 0,0225 y 0,285, 0,06 y 0,185 y 0,069 a 0,147 en un medio caldo suplementado con concentraciones de 500 a 2000 mg/L de Zn2+, Cd2+, Cr6+, y Cu2+, respectivamente. Así, el aislado 17OS toleró multimetales en una concentración alta, alcanzando 2000 mg/L. Al respecto, Helmy et al.30 demostraron que los aislados bacterianos toleraban altas concentraciones de diversos metales pesados ​​(Al3+, Zn2+, Cr5+ y Ni2+) hasta 17,76, 224,03, 70,4 y 1952 mg/L, respectivamente. Mohapatra et al.32 también encontraron que Bacillus xiamenensis es tolerante a altas concentraciones de Cd(II), Cr(VI), As(III), Ni(II), Cu(II) y Zn (II) de hasta 500, 3000 , 150, 100, 150 y 50 mg/L, respectivamente.

Los resultados sugirieron que las concentraciones bajas de Pb2+ (500 mg/L) estimulan el crecimiento bacteriano, lo que puede estar relacionado con la absorción de metales pesados ​​por las células. Inicialmente, la célula acumula metal y posteriormente se lleva a cabo una mineralización para crear metales no tóxicos36. Los metales, como el cobre y el zinc, son esenciales para las bacterias porque ofrecen cofactores necesarios para algunas proteínas y enzimas en concentraciones relativamente bajas37. Sin embargo, la alta concentración de otros metales, como el Pb2+, puede impedir seriamente el crecimiento bacteriano. Hu et al.38 obtuvieron resultados similares.

El aislado más potente (17OS) fue identificado hasta el género según características fenotípicas (culturales, morfológicas y fisicoquímicas)24. Este aislado se clasificó como Paenibacillus, que se presentó con forma de bastón, Gram positivo, móvil y aeróbico; dio reacción positiva de catalasa, lipasa y amilasa; y creció en temperaturas que oscilaron entre 5 y 55 °C y niveles de pH que oscilaron entre 7 y 9,5 y en presencia de 2 a 6% de NaCl. Además, este género fue confirmado mediante identificación molecular utilizando 16S rRNA como P. dendritiformis 17OS con 100% de similitud y depositado en GenBank con el número de acceso ON705726.1. La Figura 4. muestra un árbol filogenético entre la cepa seleccionada y otras cepas. En este sentido, Sridevi y Raghuram39 aislaron P. dendritiformis de suelo contaminado y lo depositaron en GenBank con el número de acceso MK100387. Este aislado exhibió alta tolerancia contra tres metales (Pb > Zn > Cu) en su pH óptimo. Además, microorganismos como Bacillus sp. PZ-1 y Pseudomonas sp. Se ha descubierto que 13 adsorben Pb (II) de aguas residuales40.

Árbol filogenético construido utilizando secuencias de ADNr 16S del aislado 17OS utilizando el método de unión de vecinos (los análisis evolutivos se realizaron utilizando MEGA7).

Los factores más significativos se seleccionaron utilizando la matriz de diseño experimental IV de resolución mínima. La Tabla 3 muestra una amplia variación en el valor de eliminación de metal Pb2+ mediante la cepa 17OS que osciló entre 198,2 y 498,6 mg/L en una prueba de 14 series. El valor máximo de eliminación de metal Pb2+ (498,6 mg/L) se logró en un número de series de 11 con niveles bajos de pH (5,5), células muertas (6,8 g/L) y período de incubación (24 h) y altos niveles de temperatura. grado (35 °C), concentración de metal (500 mg/L) y velocidad de agitación (150 rpm), mientras que el valor más bajo de eliminación de metal Pb2+ (198,2 mg/L) se registró en un número de series de 14 con bajos niveles de temperatura. grado (25 °C), concentración de metales (200 mg/L) y células muertas (6,8 g/L) y niveles altos de pH (7), período de incubación (48 h) y velocidad de agitación (150 rpm), respectivamente . El impacto de los factores independientes en la respuesta se evaluó mediante ANOVA mediante la prueba de Fisher, y los resultados significativos se indicaron con p <0,05. La capacidad del aislado 17OS para eliminar el metal Pb2+ se demuestra mediante el valor F del modelo de 2697,84, como se indica en la Tabla 3. Generalmente, una alta significancia del coeficiente asociado se indica mediante un valor F mayor y un valor p menor41. El factor con el valor F más alto se considera el mejor y se le otorga la clasificación más alta. Los factores se clasificaron en el siguiente orden según los valores F (Tabla 3): concentración de metal, velocidad de agitación, nivel de temperatura, células y pH. Un coeficiente grande para una variable (positivo o negativo) indica una influencia significativa en el resultado. Un signo positivo del efecto de la variable probada denota un mayor nivel de influencia de la variable en la eliminación, mientras que un signo negativo denota un menor grado de influencia de la variable. El análisis de los coeficientes de regresión de seis factores confirmó que la concentración del metal y el grado de temperatura tuvieron un efecto positivo en la eliminación de Pb2+, mientras que la velocidad de agitación, el período de incubación, las células y el pH tuvieron un efecto negativo en la eliminación de Pb2+. Los valores de probabilidad correspondientes (valores p) indican la importancia de cada coeficiente. En la Tabla 3 se muestra que cuatro factores son significativos (p < 0,001), proponiendo la significancia del modelo fueron el grado de temperatura (p = 0,032), la concentración de metal (p = 0,005), el período de incubación (p = 0,027) y la velocidad de agitación (p = 0,027). El SE de todas las variables fue 1,08.

El análisis estadístico (Tabla 3) mostró que la desviación estándar y la media fueron 3,54 y 332,73, respectivamente. La precisión adecuada mide la relación señal-ruido, y la relación fue 146,19, que fue > 4; era deseable e indicaba una señal adecuada. Los datos también indicaron que el R2 fue de determinación alta (1,00), lo que significa que el modelo explicó el 100% de la variación total, y el R2 previsto de 0,96 concordó razonablemente con el R2 ajustado de 0,99. Por lo tanto, los valores reales fueron compatibles con los valores predichos, lo que sugiere que los datos coincidían bien con el modelo (Fig. S1).

Se realizó un análisis de regresión sobre los resultados y se derivó la ecuación polinómica de primer orden [Ec. (5)].

Las parcelas de un factor y la interacción entre parcelas de dos factores también se estimaron sistemáticamente en un diseño personalizado óptimo para la mejor producción de biomasa demostrada a través de modelos en las figuras complementarias. S2 y S3. La interacción entre factores revelada por dos líneas no paralelas ocurrió cuando otro influyó en un factor. Si bien no interactuaron, los factores se presentaron en líneas paralelas.

En general, la biosorción es un proceso exotérmico; por lo tanto, la adsorción de metales en la biomasa disminuye a medida que aumenta la temperatura42. Dharanguttikar43; Wang y Chen44 informaron que el cambio de temperatura influye en varios factores, como la estabilidad de los iones metálicos en la solución, la configuración de la pared celular de los microorganismos y la energía de ionización del complejo metal-biomasa. Además, Wang y Chen44 estudiaron la capacidad de biosorción de biomasa viva y muerta. Este estudio demostró que los biosorbentes muertos exhiben mayores eficiencias o capacidades de biosorción que las células vivas correspondientes en parámetros experimentales clave seleccionados.

Los factores más significativos (grado de temperatura, concentración de metal, período de incubación y velocidad de agitación) se seleccionaron a partir de un diseño experimental de resolución IV de ejecución mínima y se maximizó la eliminación de metal de Pb2+ mediante la deformación 17OS a través de la metodología de superficie de respuesta utilizando el diseño Box-Behnken. La matriz de diseño de las variables probadas se basó en 29 corridas experimentales y los resultados experimentales (Tabla 4). Los resultados mostraron que la prueba número 22 aumentó la eliminación de metal a 500 mg/L con combinaciones de temperatura (40 °C), concentración de metal (600 mg/L), período de incubación (18 h) y velocidad de agitación (150 rpm). mientras que la eliminación de metal más baja lograda en la prueba número 2 fue de 395 mg/L con combinaciones de temperatura (37,5 °C), concentración de metal (500 mg/L), período de incubación (12 h) y velocidad de agitación (125 rpm). .

La Tabla 4 revela que el valor F del modelo de 31,95 implica que el modelo es significativo (p < 0,0001) para la eliminación de metal Pb2+ mediante la deformación 17OS. Los términos individuales de concentración de metal (B) y velocidad de agitación (D) y los términos de interacción de AB, AC, BC, BD y CD fueron términos significativos del modelo (p <0,05). Además, las cuadráticas A2, B2, C2 y D2 fueron significativas. La desviación estándar y la media fueron 5,5 y 462,17. La precisión adecuada mide la relación señal-ruido. La proporción fue 26,30, que era más significativa que 4; era deseable e indicaba una señal adecuada. Los datos también indicaron que el R2 fue de determinación alta (0,97), lo que significa que el modelo explicó el 97% de la variación total, y el R2 previsto de 0,86 fue razonable con el R2 ajustado de 0,94 de acuerdo (alta correlación; Fig. S4). La diferencia fue < 0,2. El coeficiente de determinación ajustado se refiere a la proporción de la variación en la respuesta explicada por el modelo de regresión. Los datos se analizaron mediante análisis de regresión múltiple para obtener un modelo empírico para la mejor respuesta y derivar una ecuación polinómica de segundo orden [Ec. (6)].

donde A Grado de temperatura, B Concentración de metal, C Períodos de incubación y D Velocidad de agitación.

La superficie de respuesta tridimensional y los gráficos de contorno bidimensionales se basaron gráficamente en la ecuación del modelo para explicar la interacción entre las variables y determinar el nivel óptimo de cada factor para la eliminación del metal Pb2+ mediante la deformación 17OS, como se muestra en las figuras 5A-F. La Figura 5A muestra el gráfico de la superficie de respuesta basado en variables independientes (es decir, grado de temperatura y concentración de metal), con la otra variable independiente mantenida en cero. La Figura 5A revela un comportamiento de interacción con un efecto principal negativo (- 6,90) del grado de temperatura y la concentración de metal, lo que indica que una disminución en los valores de grado de temperatura y concentración de metal produjo una alta eliminación de Pb2+. Una curva de respuesta similar en la Fig. 5B muestra que la interacción entre el grado de temperatura y el período de incubación con un efecto principal negativo (- 14,83) y la otra variable independiente se mantuvo en un nivel cero para lograr una eliminación máxima de Pb2+. En la Fig. 5C, la interacción entre el grado de temperatura y la velocidad de agitación con un efecto principal positivo (1.15) y la otra variable independiente se mantuvo en el nivel cero. La máxima eliminación de Pb2+ se logró con un efecto principal positivo del grado de temperatura y la velocidad de agitación a niveles altos. La concentración de metal también estuvo involucrada en una interacción bidireccional con el período de incubación (Fig. 5D), pero su efecto principal siguió siendo negativo (- 32,25). La Figura 5D muestra la curva 3D, con un efecto principal negativo de la concentración de metal y el período de incubación con la otra variable independiente mantenida en el nivel cero.

Gráficos de superficie de respuesta tridimensional y contorno bidimensional de eliminación de metal Pb2+ mediante deformación 17OS que muestran interacciones variables de (A) Grado de temperatura versus concentración de metal, (B) Grado de temperatura versus períodos de incubación, (C) Grado de temperatura versus velocidad de agitación , (D) concentración de metal versus períodos de incubación, (E) concentración de metal versus velocidad de agitación y (F) períodos de incubación versus velocidad de agitación.

Además, la Fig. 5E muestra que la interacción con un efecto principal negativo (− 13,02) se registró cuando la otra variable independiente se mantuvo en cero. Además, la Fig. 5F muestra que la interacción entre el período de incubación y la velocidad de agitación fue un efecto principal positivo (10.45), y ambas variables fueron efectos principales positivos. La mayor eliminación se logró con altos niveles de período de incubación y velocidad de agitación.

Estos resultados concuerdan con Aslam et al.45 quienes informaron que el porcentaje de acumulación de plomo por Stenotrophomonas sp. MB339 disminuyó rápidamente al aumentar la temperatura hasta 45 °C, porque se sabe que la temperatura altera la estabilidad de la pared celular y su configuración. Por el contrario, Banerjee et al.46 sugirieron que las temperaturas más altas a menudo aumentan la actividad metabólica y la energía del sistema, lo que contribuiría a la absorción activa de metales. Además, Ozdemir et al.47 demostraron que la biosorción de metales es un mecanismo independiente de la energía, por lo que la temperatura de la biosorción fue menos significativa en comparación con el efecto de otros factores fisicoquímicos.

Se llevaron a cabo muchas pruebas de validación en el área experimental limitada por los puntos factoriales (xi entre − 1 y + 1) para examinar el poder de predicción del modelo construido. La función única de la herramienta RSM, 'Predicción de puntos', se utilizó para determinar el valor óptimo de la combinación de los cuatro parámetros para la máxima eliminación de metal. Los valores reales de eliminación de metal Pb2+ mediante la cepa 17OS (520,00 mg/L) coincidieron con los valores previstos (512,61 mg/L) y estuvieron dentro de los intervalos de predicción de confianza del 95 %, lo que confirma aún más el modelo presentado anteriormente. Se encontraron las condiciones ideales previstas: temperatura, 40 °C; concentración de metales, 600 mg/L; períodos de incubación, 18 h; y velocidad de agitación, 150 rpm. Además, la técnica de optimización secuencial estaba interesada en aumentar la eliminación de Pb2+ en un 4,29% utilizando el diseño Box-Behnken en comparación con el diseño experimental de resolución mínima IV. Además, se utilizó el diseño Box-Behnken (BBD), un método de superficie de respuesta (RSM), para optimizar la biosorción de Pb metal. Los seis factores principales; Se optimizaron el pH, la dosis de biosorbente y la concentración de metales para eliminar los metales de manera eficiente48.

El PES posee buenas propiedades químicas y mecánicas; por tanto, se utiliza en la fabricación de membranas para el tratamiento de agua49. La cantidad de iones Pb2+ eliminados se vio considerablemente afectada por la cantidad de biosorbente empleado50. En este experimento, la concentración inicial de ion Pb2+ fue de 200 mg/L y el peso seco de los biosorbentes o PES puro fue de 0,5 a 2 g/L. El nivel de eliminación de iones Pb2+ de 0,5 a 2 g para PES puro fue aproximadamente el mismo que la tasa de eliminación más baja y alcanzó sólo el 23 % (Fig. 6A). Por el contrario, a medida que aumentó la dosis del biosorbente, aumentó la tasa de adsorción de iones Pb2+, como se muestra en la Fig. 6B. Cuando la dosis de biosorbente aumentó de 0,5 a 1,5 g/l, la tasa de eliminación aumentó del 72 al 98 %. Este hecho se atribuyó al aumento de los sitios de adsorción en la superficie del biosorbente51. La tasa de eliminación de iones Pb también se vio impulsada por la dinámica de adsorción generada por gradientes de concentración variados.

Impacto de la dosis de carga para la adsorción de iones Pb2+. (A) PES puro (B) PES/biosorbentes. Barra de división satanard.

Sin embargo, cuando la dosis del biosorbente se aumentó a 2 g/L, la tasa de eliminación de iones Pb disminuyó al 85%, como se muestra en la Fig. 6B, porque al aumentar la dosis del biosorbente, la reunión del agente de adsorción se superpuso, disminuyendo el número. de sitios de adsorción accesibles y reducir la tasa de eliminación52. Otra explicación fue que la dosis de biosorbente aumentaba constantemente, mientras que el número de sitios de biosorbente no podía alcanzar la saturación. El coeficiente de utilización del biosorbente disminuyó. La tasa de eliminación también se redujo debido a las interacciones repulsivas entre los sitios de adsorción y al aumento de la interacción electrostática53. Por lo tanto, la eliminación de iones Pb2+ mejoró significativamente cuando se utilizó P. dendritiformis 17OS como biosorbente.

La Figura 7A-D muestra las secciones transversales de membranas de PES puro y PES/biosorbentes. La sección transversal del PES limpio tiene forma de dedo. Las bacterias se dispersan uniformemente en la matriz polimérica por toda la membrana, lo que da como resultado poros más grandes que las membranas de PES puro. La inclusión de P. dendritiformis 17OS en la droga de PES acelera la inversión de fase, lo que da como resultado el desarrollo de agujeros más grandes en PES/biosorbentes. Además, en comparación con las membranas de PES puro, las capas de piel en la parte superior de PES/biosorbentes son más suaves. La estructura de PES/biosorbentes da como resultado una mayor capacidad de adsorción en comparación con una membrana de PES pura. Desde el recuadro de las imágenes de la superficie, el tamaño de los poros de las membranas de PES modificadas con células bacterianas aumentó de 0,21 a 0,78 µm.

Imágenes SEM para los biosorbentes preparados, (A) La estructura interna del PES en blanco, (B) La estructura superficial del PES, (C) La estructura interna del biosorbente inmovilizado y (D) La estructura superficial del biosorbente inmovilizado .

Los biosorbentes se analizaron mediante espectroscopía FTIR, como se muestra en la Fig. 8. Los picos característicos se encontraron en 1196, 1495 y 1814 cm-1, y este fenómeno aclaró que la superficie tenía grupos funcionales, como P – O, – COOH y C=O, después de la inmovilización54. Para el PES en blanco, la banda característica para el grupo de sulfonación se observó a 1141 y 1244 cm-1. Además, el pico a 1657 cm-1 se debió a la vibración aromática de estiramiento de flexión anular en el plano para el PES en bruto.

Espectro FT-IR de PES puro, Paenibacillus dendritiformis 17OS y biosorbentes inmovilizados.

El ángulo de contacto con el agua es una prueba para confirmar la naturaleza hidrófila de la membrana inmovilizada. Como se muestra en la Tabla 5. Las propiedades de la superficie de la membrana de PES inmovilizada se modificaron y se volvieron más hidrófilas. Los biosorbentes fueron capaces de reducir la hidrofobicidad de la membrana del PES puro. El ángulo de contacto disminuyó de 61 grados para PES a 30,4 para los inmovilizados. Esto se debe a la composición de los biosorbentes y a la presencia de grupos funcionales, como P – O, –COOH, C = O –OH y –NH en la superficie.

Los valores de ζ de la superficie de la solución de PES puro fueron 4,2 mV y la composición de la solución para PES/biosorbentes tuvo un valor f de superficie exterior negativo (- 9,10 mV) debido a los grupos de ácido carboxílico de los biosorbentes. Obviamente, al cargar los biosorbentes con solución de PES, se alcanzó un alto valor negativo de ζ. Estos resultados confirman que las características de carga negativa de las membranas inmovilizadas mejoraron con la incorporación de biosorbentes en la solución de PES. Entonces, el mecanismo de adsorción se atribuye a la atracción electrostática (físico-sorción) entre las membranas de PES/biosorbentes y los iones de plomo.

Las isotermas de adsorción de iones Pb(II) y la capacidad de adsorción de Pb(II) para PES/biosorbente se muestran en la Fig. 9. Se utilizaron dos de los modelos de isotermas de adsorción para describir el comportamiento interactivo entre adsorbentes y metales pesados. El comportamiento de interacción entre adsorbente y adsorbato se puede estimar aplicando los modelos isotérmicos fundamentales de Langmuir y Freundlich, bien establecidos. El modelo de isoterma de Langmuir representa la adsorción monocapa y el modelo de isoterma de Freundlich representa la adsorción multicapa. El PES/biosorbente mostró una capacidad máxima de adsorción de 144 mg g-1 para Pb(II) a pH neutro. Demuestra que el PES/biosorbente ha mostrado una capacidad de adsorción de iones Pb(II) considerablemente mayor a pH neutro. Las isotermas de adsorción de Pb (II) eran bien conocidas, los modelos de isotermas de Langmuir (Ec. 7) y Freundlich (Ec. 8) se utilizan para obtener los datos de los equilibrios de adsorción, que se pueden expresar de la siguiente manera.

donde Ce es la concentración (mg/L) en equilibrio, qe es la cantidad de iones de plomo adsorbidos (mg/g) en equilibrio, \(q_{max}\) (mg /g) y b (L/ mg) son las constantes de Langmuir que se identifican con el límite de adsorción y la energía de adsorción respectivamente.

donde KF es estable y se caracteriza como la adsorción o distribución identificada con la energía de enlace, explica la cantidad de iones adsorbidos en la superficie del adsorbente (mg/g), que es una proporción del límite de adsorción. Una gráfica de ln qe versus ln Ce permitió una línea recta con una pendiente igual (1/n) y una intersección igual a ln KF.

Modelos de isoterma de adsorción (A) Gráfica de qe y Ce para Langmuir lineal (B) Gráfica de log qe y log Ce para Freundlich lineal.

Los valores indican que el modelo de Freundlich tiene un buen ajuste y muestra un valor de coeficiente de regresión más alto que el modelo de Langmuir. La adsorción de Pb(II) en PES/biosorbente se ajusta mejor según el modelo de isoterma de Freundlich, lo que indica un mecanismo de adsorción multicapa.

En resumen, P. dendritiformis 17OS se aisló de un sitio contaminado con OS y pudo tolerar una alta concentración de metal Pb2+ en el medio de crecimiento. También puede ser resistente a multimetales en altas concentraciones. La capacidad de esta cepa para eliminar el metal Pb2+ mejoró después de optimizar el parámetro de crecimiento de grado de temperatura, nivel de pH, concentración de Pb2+, tipo de célula, velocidad de agitación y período de incubación utilizando un experimento de diseño estadístico, donde la eliminación del metal Pb2+ aumentó en ~ 4,29%. Se aplicó P. dendritiformis 17OS para eliminar 200 mg/l de Pb2+ del agua inmovilizando esta cepa en PES. El nuevo biosorbente logró una alta tasa de eliminación de Pb2+, alcanzando el 98 %, en comparación con el PES puro, lo que confirma que el biosorbente es responsable del proceso de adsorción. La biomasa bacteriana poseía la membrana de PES propiedades adsorbentes e hidrofílicas. Estos nuevos biosorbentes se separan fácilmente de las soluciones acuosas y pueden reutilizarse. Por lo tanto, se podría afirmar que el aislado de P. dendritiformis 17OS parecía ser ecológico para eliminar metales pesados.

El conjunto de datos utilizado y analizado durante el presente estudio se presenta en el manuscrito. Los datos de secuenciación generados y analizados durante la investigación reciente están disponibles en la base de datos NCBI Sequence Read Archive https://www.ncbi.nlm.nih.gov/nuccore/On705726.1, número de acceso: ON705726.

Abuzaid, AS y cols. Acumulación de metales potencialmente tóxicos en suelos aluviales egipcios, trébol berseem (Trifolium alexandrinum L.) y aguas subterráneas después de un riego prolongado con aguas residuales. Agricultura 11, 713 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Concórdio-Reis, P., Reis, MAM & Freitas, F. Biosorción de metales pesados ​​por el exopolisacárido bacteriano FucoPol. Aplica. Ciencia. 10, 6708 (2020).

Artículo de Google Scholar

Monier, M. & Abdel-Latif, DA Modificación y caracterización de fibras de PET para la eliminación rápida de iones metálicos Hg (II), Cu (II) y Co (II) de soluciones acuosas. J. Peligro. Madre. 250, 122-130 (2013).

ADS del artículo Google Scholar

Li, X. y col. Biosorción eficiente de Pb (II) a partir de soluciones acuosas mediante una cepa degradante de HAP Herbaspirillum clorofenólico FA1. J. Ind. Ing. Química. 57, 64–71 (2018).

Artículo CAS Google Scholar

Obeng-Gyasi, E. Fuentes de exposición al plomo en varios países. Rev. Medio Ambiente. Salud 34, 25–34 (2019).

Artículo CAS Google Scholar

Jaishankar, M., Tseten, T., Anbalagan, N., Mathew, BB y Beeregowda, KN Toxicidad, mecanismo y efectos sobre la salud de algunos metales pesados. Interdisciplina. Toxico. 7, 60 (2014).

Artículo de Google Scholar

Barakat, MA Nuevas tendencias en la eliminación de metales pesados ​​de las aguas residuales industriales. Árabe. J. química. 4, 361–377 (2011).

Artículo CAS Google Scholar

Buonomenna, MG, Mousavi, SM, Hashemi, SA & Lai, CW Membranas adsorbentes de limpieza con agua para la eliminación eficiente de metales pesados ​​y metaloides. Agua (Basilea) 14, 2718 (2022).

CAS Google Académico

Usman, M., Katsoyiannis, I., Rodrigues, JH y Ernst, M. Eliminación de arseniato del agua potable utilizando subproductos de la producción convencional de oxihidróxidos de hierro como adsorbentes junto con una unidad de microfiltración sumergida. Reinar. Ciencia. Contaminación. Res. 28, 59063–59075 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Inglezakis, VJ, Stylianou, MA, Gkantzou, D. y Loizidou, MD Eliminación de Pb (II) de soluciones acuosas mediante el uso de clinoptilolita y bentonita como adsorbentes. Desalinización 210, 248–256 (2007).

Artículo CAS Google Scholar

Yazdi, MK y cols. Membranas de hidrogel: una revisión. Madre. Ciencia. Ing. C 114, 111023 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Warsinger, DM y cols. Una revisión de membranas poliméricas y procesos para la reutilización de agua potable. Prog. Polimero. Ciencia. 81, 209–237 (2018).

Artículo CAS Google Scholar

Rastegarpanah, A. & Mortaheb, HR Tratamiento superficial de membranas de polietersulfona para su aplicación en desalinización mediante destilación por membrana de contacto directo. Desalinización 377, 99-107 (2016).

Artículo CAS Google Scholar

Jobby, R., Jha, P., Yadav, AK & Desai, N. Biosorción y biotransformación de cromo hexavalente [Cr (VI)]: una revisión exhaustiva. Quimiosfera 207, 255–266 (2018).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Huma, N. y col. Un nuevo biosorbente de hojas de tallos de B. spectabilisis para la eliminación de Cd (II) y Cu (II) de las aguas residuales. Tratamiento de Agua Desaladora. 148, 222–228 (2019).

Artículo de Google Scholar

Nazir, H. y col. Bougainvillea spectabilis funcionalizada con ácido cítrico: un biosorbente novedoso, sostenible y rentable para la eliminación de metales pesados ​​(Pb2+) de las aguas residuales. Contaminación del agua, el aire y el suelo. 230, 1-16 (2019).

Artículo de Google Scholar

Khadivinia, E. et al. Biosorción de cadmio por una bacteria que degrada el glifosato, un nuevo biosorbente aislado de suelos agrícolas contaminados con pesticidas. J. Ind. Ing. Química. 20, 4304–4310 (2014).

Artículo CAS Google Scholar

Paul, ML, Samuel, J., Chandrasekaran, N. y Mukherjee, A. Estudios comparativos de cinética, equilibrio, termodinámico y mecanicista sobre la biosorción de cromo hexavalente por biomasa viva y muerta por calor de Acinetobacter junii VITSUKMW2, un aislado de mina de cromita autóctona. Química. Ing. J. 187, 104-113 (2012).

Artículo CAS Google Scholar

Yin, K., Wang, Q., Lv, M. y Chen, L. Estrategias de remediación de microorganismos frente a metales pesados. Química. Ing. J. 360, 1553-1563 (2019).

Artículo CAS Google Scholar

Asociación Estadounidense de Salud Pública Baird, R., Eaton, AD, Rice, Eugene W., Bridgewater, Laura, Asociación Estadounidense de Obras Hidráulicas, Federación Ambiental del Agua. Métodos estándar para el examen de aguas y aguas residuales. (2017).

Agencia, USEP Métodos de prueba para evaluar residuos sólidos, vol. IA, en Manual de Laboratorio de Métodos Físico/Químicos, SW. Preimpresión en (1995).

Moghannem, SA et al. Caracterización de bacterias resistentes a metales pesados ​​y antibióticos aisladas de localidades contaminadas en Egipto. Farmacia Egipto. J. 14, 158 (2015).

Artículo de Google Scholar

Khan, MH, Unnikrishnan, S. y Ramalingam, K. Potencial bactericida de nanopartículas de plata derivadas de bacterias tolerantes a la plata contra patógenos ESKAPE resistentes a múltiples fármacos. Biocatal. Agrícola. Biotecnología. 18, 100939 (2019).

Artículo de Google Scholar

Vos, P. et al. en el Manual de bacteriología sistemática de Bergey: Volumen 3: Los Firmicutes. vol. 3 (Springer Science & Business Media, 2011).

Lagacé, L., Pitre, M., Jacques, M. y Roy, D. Identificación de la comunidad bacteriana de la savia de arce mediante análisis de restricción de ADN ribosómico amplificado (ADNr) y secuenciación de ADNr. Aplica. Reinar. Microbiol. 70, 2052-2060 (2004).

ADS del artículo Google Scholar

Altschul, SF, Gish, W., Miller, W., Myers, EW y Lipman, DJ Herramienta básica de búsqueda de alineación local. J. Mol. Biol. 215, 403–410 (1990).

Artículo CAS Google Scholar

Muñoz, AJ, Esp\'\inola, F., Moya, M. & Ruiz, E. Biosorción de iones Pb (II) por Klebsiella sp. 3S1 aislado de una planta depuradora de aguas residuales: estudios de cinética y mecanismos. Biomed Res Int 2015, (2015).

Shetty, R. & Rajkumar, S. Biosorción de Cu (II) por Pseudomonas sp. En t. J. Medio Ambiente. Res. 3, 121-128 (2009).

CAS Google Académico

Bryman, A. & Cramer, D. Análisis de datos cuantitativos con IBM SPSS 17, 18 y 19: una guía para científicos sociales (Routledge, 2012).

Reservar Google Académico

Helmy, OT, Abou-Taleb, KA, Abdel-Monem, MO y Abd El-salam, SS Aislamiento y evaluación de la tolerancia de las bacterias de las aguas residuales industriales a la toxicidad de los metales pesados. AASCIT J. Biol. 4, 25-34 (2018).

Google Académico

Abd El Hameed, AH, Eweda, WE, Abou-Taleb, KAA & Mira, HI Biosorción de uranio y metales pesados ​​utilizando algunos hongos locales aislados de fertilizantes fosfatados. Ana. Agrícola. Ciencia. 60, 345–351 (2015).

Artículo de Google Scholar

Mohapatra, RK et al. Biosorción activa y pasiva de Pb (II) utilizando biomasa viva y muerta de la bacteria marina Bacillus xiamenensis PbRPSD202: estudios de cinética e isoterma. J. Medio Ambiente. Gestionar. 247, 121-134 (2019).

Artículo CAS Google Scholar

El-Meihy, RM, Abou-Aly, HE, Tewfike, TA, El-Alkshar, EA y Youssef, AM Caracterización e identificación de bacterias tolerantes al cadmio aisladas de regiones contaminadas en Egipto. Biocatal. Agrícola. Biotecnología. 21, 101299 (2019).

Artículo de Google Scholar

Sanket, AS, Ghosh, S., Sahoo, R., Nayak, S. & Das, AP Identificación molecular de bacterias solubilizadoras de manganeso (Mn) acidófilas de efluentes mineros y su aplicación en el beneficio de minerales. Geomicrobiol. J. 34, 71–80 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Das, AP, Sukla, LB y Pradhan, N. en Recuperación microbiana de manganeso utilizando Staphylococcus epidermidis. (2012).

Amor, M. et al. Absorción de hierro y biomineralización de magnetita en la bacteria magnetotáctica Magnetospirillum magneticum cepa AMB-1: un estudio de isótopos de hierro. Geochim. Cosmochim. Acta 232, 225–243 (2018).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Dupont, CL, Grass, G. & Rensing, C. Toxicidad del cobre y el origen de la resistencia bacteriana: nuevos conocimientos y aplicaciones. Metalómica 3, 1109-1118 (2011).

Artículo CAS Google Scholar

Hu, X. et al. Biosorción de Pb2+ a partir de soluciones acuosas mediante biosorbentes vivos y muertos de la cepa degradante de hidrocarburos Rhodococcus sp. HX-2. MÁS UNO 15, e0226557 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Sridevi, V. & Raghuram, M. Tolerancia múltiple a metales de Paenibacillus dentritiformis aislado de suelos contaminados con metales en el oeste del distrito de Godavari (Andhra Pradesh): Tolerancia múltiple a metales de Paenibacillus dentritiformis. J. Aplica. Nat. Ciencia. 11, 486–491 (2019).

Artículo CAS Google Scholar

Li, D., Xu, X., Yu, H. y Han, X. Caracterización de la biosorción de Pb2+ por cepa psicrotrófica Pseudomonas sp. I3 aislado del suelo de permafrost del humedal Mohe en el noreste de China. J. Medio Ambiente. Gestionar. 196, 8-15 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Tanyildizi, MS, Özer, D. & Elibol, M. Optimización de la producción de $α$-amilasa por Bacillus sp. utilizando la metodología de superficie de respuesta. Proceso. Bioquímica. 40, 2291–2296 (2005).

Artículo CAS Google Scholar

Medfu Tarekegn, M., Zewdu Salilih, F. & Ishetu, AI Microbios utilizados como herramienta para la biorremediación de metales pesados ​​del medio ambiente. Agricultura alimentaria convincente. 6, 1783174 (2020).

Artículo de Google Scholar

Dharanguttikar, AA en Biosorción de cobalto mediante el uso de la cepa bacteriana Pseudomonas aerguinosa. (Universidad del Sur de Florida, 2018).

Wang, J. & Chen, C. Biosorbentes para la eliminación de metales pesados ​​y su futuro. Biotecnología. Adv. 27, 195–226 (2009).

Artículo de Google Scholar

Aslam, F., Yasmin, A. & Sohail, S. Bioacumulación de plomo, cromo y níquel por bacterias de tres géneros diferentes aisladas de efluentes industriales. En t. Microbiol. 23, 253–261 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Banerjee, G., Pandey, S., Ray, AK y Kumar, R. Biorremediación de metales pesados ​​mediante una nueva cepa bacteriana Enterobacter cloacae y su actividad enzimática antioxidante, producción de floculantes y expresión de proteínas en presencia de plomo, cadmio y níquel. . Contaminación del agua, el aire y el suelo. 226, 1–9 (2015).

Artículo CAS Google Scholar

Özdemir, S., Kilinc, E., Poli, A., Nicolaus, B. & Güven, K. Biosorción de Cd, Cu, Ni, Mn y Zn a partir de soluciones acuosas por bacterias termófilas, Geobacillus toebii sub. sp. decanicus y Geobacillus thermoleovorans sub. sp. stromboliensis: Estudios de equilibrio, cinéticos y termodinámicos. Química. Ing. J. 152, 195–206 (2009).

Artículo de Google Scholar

Parmar, P., Shukla, A., Goswami, D., Patel, B. y Saraf, M. Optimización de la biosorción de cadmio y plomo en vibrio alginolyticus PBR1 marino empleando un diseño Box-Behnken. Química. Ing. J. Adv. 4, 100043 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Mansor, ES, Ali, EA y Shaban, AM Membrana de polietersulfona de ultrafiltración ajustada para el tratamiento de aguas residuales de suero de queso. Química. Ing. J. 407, 127175 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Boschi, C., Maldonado, H., Ly, M. & Guibal, E. Biosorción de Cd (II) utilizando algas Lessonia. J. Ciencia de la interfaz coloidal. 357, 487–496 (2011).

Artículo ADS CAS Google Scholar

O'Connell, DW, Birkinshaw, C. y O'Dwyer, TF Adsorbentes de metales pesados ​​preparados a partir de la modificación de celulosa: una revisión. Biorrecurso. Tecnología. 99, 6709–6724 (2008).

Artículo de Google Scholar

Zhou, Y.-T., Nie, H.-L., Branford-White, C., He, Z.-Y. y Zhu, L.-M. Eliminación de Cu2+ de una solución acuosa mediante nanopartículas magnéticas recubiertas de quitosano modificadas con ácido $α$-cetoglutárico. J. Ciencia de la interfaz coloidal. 330, 29–37 (2009).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Lata, H., Garg, VK y Gupta, RK Eliminación por adsorción de tinte básico mediante biomasa de partenio activada químicamente: equilibrio y modelado cinético. Desalinización 219, 250–261 (2008).

Artículo CAS Google Scholar

Alkan, H., Gul-Guven, R., Guven, K., Erdogan, S. & Dogru, M. Biosorción de iones Cd+2, Cu+2 y Ni+2 por una cepa bacteriana termófila haloalcalitolerante (KG9) inmovilizado en Amberlite XAD-4. Polut. J. Medio Ambiente. Semental. 24, (2015).

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Los autores desean expresar su gratitud a la Facultad de Ciencias de la Universidad Benha, el Centro Nacional de Investigación del Agua, el Centro de Investigación del Desierto, la Facultad de Agricultura de la Universidad Ain Shams y el Centro Nacional de Investigación de Egipto por su apoyo, cooperación y y servicios en la realización de los estudios experimentales.

Financiamiento de acceso abierto proporcionado por la Autoridad de Financiamiento de Ciencia, Tecnología e Innovación (STDF) en cooperación con el Banco Egipcio de Conocimiento (EKB).

Departamento de Botánica y Microbiología, Facultad de Ciencias, Universidad Benha, Benha, 13518, Egipto

Ghada E. Dawwam, Nehad M. Abdelfattah y Mohamed O. Abdel-Monem

Laboratorio Central para el Monitoreo de la Calidad Ambiental, Centro Nacional de Investigación del Agua, Elkanatir, 13621, Egipto

Hossam S. Jahin

Departamento de Fertilidad del Suelo y Microbiología, Centro de Investigación del Desierto, El-Matareya 11753, El Cairo, Egipto

Amal Omer

Departamento de Microbiología Agrícola, Facultad de Agricultura, Universidad Ain Shams, Hadayek Shubra 11241, PO Box 68, El Cairo, Egipto

Khadiga A. Abou-Taleb

Departamento de Investigación sobre la Contaminación del Agua, Centro Nacional de Investigación, Instituto de Investigación sobre el Medio Ambiente y el Cambio Climático, Dokki, El Cairo, Egipto

Eman S. Mansor

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GED, MOA, AMO, KAA y ESM Conceptualización y supervisión; GED, NMA, HSJ y ESM realizaron el experimento; GED, ESM y KAA escribieron la preparación del borrador original, GED, KAA, MOA, ESM y AMO escribieron la revisión y edición. Todos los autores leyeron, revisaron y aceptaron publicar la versión del manuscrito.

Correspondencia a Ghada E. Dawwam.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Reimpresiones y permisos

Dawwam, GE, Abdelfattah, NM, Abdel-Monem, MO et al. Un biosorbente inmovilizado de células muertas de Paenibacillus dendritiformis y polietersulfona para la biorremediación sostenible del plomo de las aguas residuales. Representante científico 13, 891 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-27796-w

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Recibido: 09 de noviembre de 2022

Aceptado: 09 de enero de 2023

Publicado: 17 de enero de 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-27796-w

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