Actualmente los hongos filamentosos se aplican en diferentes procesos biotecnológicos para la obtención de productos con alto valor agregado (Osuna 2013, Santos-Domínguez et al. 2017). La biomasa fúngica generada en diferentes procesos frecuentemente se considera como un residuo que puede contaminar el ambiente al no someterse al tratamiento adecuado. En diversas investigaciones realizadas se muestra la posibilidad de utilizar la biomasa fúngica para eliminación de contaminantes en efluentes acuosos (Gómez-Bertel et al. 2008, Santos-Domínguez et al. 2017). La capacidad de adsorber los iones, As (V) por ejemplo, se relaciona con la composición de la pared celular que contiene biopolímeros (Santos-Domínguez et al. 2017) que pueden interactuar con los compuestos iónicos.

Uno de los biopolímeros que se encuentran en la pared celular de hongos es la quitina. A partir de la quitina fúngica se puede obtener quitosán. Comúnmente se utiliza el método ácido/alcalino: la fracción insoluble en el medio básico se precipita, se separa por centrifugación y se trata con un medio ácido para solubilizar el quitosán. A partir de la solución obtenida mediante la precipitación con un álcali, se obtiene una fracción enriquecida con quitosán (Pochanavanich y Suntornsuk 2002, Kumaresapillai et al. 2011, Muñoz et al. 2015). Los procedimientos de extracción (Pochanavanich y Suntornsuk 2002, Kumaresapillai et al. 2011, Muñoz et al. 2015) difieren en las concentraciones de hidróxido y ácido, así como en temperatura y periodo de tratamiento. Por lo que, con cada nueva fuente microbiana, es apropiado probar diferentes condiciones para seleccionar las que conducen a un mayor porcentaje de extracción.

El uso de residuos agroindustriales y biotecnológicos como parte de tratamiento de contaminación ambiental presentan un gran interés debido a que los biopolímeros provienen de fuentes renovables y pueden ser modificados química y enzimáticamente para obtener los grupos funcionales apropiados para la interacción con los compuestos que se pretende extraer (Pokhrel y Viraraghavan 2006, Iliná et al. 2009). El arsénico es un elemento tóxico y su eliminación se presenta como un reto para los investigadores.

El arsénico es un metaloide no degradable, que se encuentra en la naturaleza en diferentes estados de oxidación, los más frecuentes son - III (arsinas), 0 (arsénico), + III (arsenito), + V (arseniato) (Oremland y Stolz 2003). El nivel elevado de arsénico encontrado en agua, principalmente como arsenito y arseniato, es la principal causa de intoxicación por arsénico en el mundo (Guha-Mazumde 2008).

Alrededor de 30 países han reportado problemas de contaminación de agua por arsénico, entre los cuales se encuentran Taiwán, Chile, India, México y Bangladesh (Moran-Martínez y García-Salcedo 2016). En México se ha detectado la presencia de arsénico en cuerpos subterráneos de agua en estados como Coahuila, Durango, Guanajuato, Zacatecas y Chihuahua, donde se alcanzan concentraciones de arsénico hasta de 1.0 mg/L (IMTA 1998). Es importante destacar que la ingesta de arsénico inorgánico incluso en concentraciones bajas (0.010 ppm), puede causar a largo plazo enfermedades como cáncer de vejiga, hígado y riñón. La ingesta de arsénico se ha relacionado con otros efectos sobre la salud, por ejemplo en el sistema reproductivo y en el desarrollo embrionario, con enfermedades cardiovasculares, pulmonares y lesiones de piel (George et al. 2006).

Se han utilizado diversas tecnologías para eliminar el arsénico del agua subterránea. Las más comúnmente utilizadas incluyen coprecipitación con alumbre o hierro, adsorción sobre flóculos coagulados, resinas de intercambio iónico, ósmosis inversa y técnicas de membrana (Parga et al. 2005). Estas y otras tecnologías tienen sus deficiencias, por ejemplo, la vida útil de algunas membranas y resinas es muy corta, en algunos casos se necesita el reemplazo de estas después de cuatro o cinco usos, aunado a que estas técnicas son muy costosas y requieren operación y mantenimiento de alta tecnología (Parga et al. 2005). Otra desventaja que presenta la mayoría de estas tecnologías es la alta producción de residuos tóxicos, los cuales por su origen no pueden biodegradarse y presentan un problema para su confinamiento (USEPA 2000).

El desarrollo de nanotecnología conduce a la obtención, caracterización y aplicación de nanomateriales con elevada capacidad de adsorción de iones tóxicos (Zhang et al. 2013). Los nanosistemas magnéticos permiten diseñar una novedosa técnica de extracción de contaminantes mediada por la separación magnética, en la cual el adsorbente puede ser adicionado a la corriente del efluente y ser recuperado posteriormente con un campo magnético externo. Los nanomateriales de óxidos de hierro adsorben los compuestos de arsénico del agua con relevante eficiencia. Las ferritas son un grupo de materiales óxido magnéticos de gran importancia tecnológica. Dentro de este grupo se encuentran las ferritas de níquel (NiFe₂O₄). Una ventaja de los nanomateriales de Fe es que no son tan costosos y son fáciles de producir y manipular.

Para estabilizar las nanopartículas se ha propuesto el uso de biopolímeros, los cuales ayudan a mantener las estructuras nanométricas y además facilitan la captación de iones metálicos en el agua debido a la presencia de diversos grupos funcionales (Osuna et al. 2001). Los biopolímeros de microalgas, alginato, quitina y quitosán son compuestos que se usan para este propósito y se destacan por su alta capacidad de remover los iones de metales pesados (Osuna et al. 2012).

Osuna et al. (2012) demostraron la posibilidad de obtener nanopartículas de magnetita recubiertas con quitosán mediante la coprecipitación en una sola etapa, a diferencia de los métodos de síntesis y funcionalización en dos etapas, mostrando la capacidad para interactuar con los cationes de Pb (II). A diferencia de otros biopolímeros, el quitosán es un polímero hidrófilo con grupos amino e hidroxilo, abundante en la naturaleza y no tóxico (Babel y Kurniawan 2003, Kyzas et al. 2013). Este biopolímero tiene la función de estabilizar los sistemas nanoestructurados, así como ligar y/o quelar los iones, dando lugar a la bioadsorción (Barkatta et al. 2009).

Los objetivos del presente trabajo fueron: 1) seleccionar el procedimiento para la extracción de una fracción que contiene quitosán a partir de biomasa de Aspergillus niger proveniente de un proceso de producción biotecnológica de lipasa; 2) caracterizar parcialmente el biopolímero obtenido; 3) demostrar la posibilidad de obtener en una sola etapa las nanopartículas magnéticas de ferrita de níquel recubiertas con este quitosán por medio de la técnica de coprecipitación; 4) evaluar las características de las muestras de agua obtenidas de un pozo de la Comarca Lagunera que contiene iones de arsénico, antes y después del tratamiento con los sistemas nanoestructurados, para demostrar su potencial en remoción de iones de este metaloide; 5) valorar la remoción de arsénico de las muestras de agua en varios ciclos de aplicación de los sistemas nanoestructurados.

El rendimiento de extracción del quitosán obtenido en el presente trabajo (Cuadro I) es significativamente inferior a lo reportado por otros autores. Así, Muñoz et al. (2015) reportaron un rendimiento del 6.8 %, es decir 4.4 veces mayor al resultado del presente estudio. Kumaresapillai et al. (2011) reportaron un alto rendimiento del 26.1 %, es decir 17 veces mayor. Los diferentes niveles de rendimiento de la extracción de quitosán pueden estar relacionados con que distintas subespecies de Aspergillus niger contienen en su pared celular diferentes cantidades de quitina. El quitosán se obtiene a partir de la quitina, biopolímero precursor de éste. La quitina se precipita bajo las condiciones de pH alcalino y se solubiliza a pH ácido, debido a que se lleva a cabo la hidrólisis ácida de grupos acetilamino (desacetilación) formando de esta manera el biopolímero quitosán, el cual, de manera parecida a la quitina, es soluble en fase acuosa a pH ácido y se precipita bajo pH alcalino.

En la pared celular de los hongos la quitina se sintetiza a partir de la N-acetil glucosamina por la enzima quitina sintasa, que deposita los polímeros de ésta en el espacio extracelular próximo a la membrana citoplásmica. El contenido de quitina de la pared fúngica varía según el tipo de hongo. Ésta, representa del 1 al 2 % del peso seco de la pared celular de las levaduras mientras que en los hongos filamentosos puede llegar del 10 al 20 % (Pontón 2008). Asimismo, en la pared de las hifas de Candida albicans es tres veces más alto que en otras levaduras, mientras que en las fases miceliales de Paracoccidioides brasiliensis y Blastomyces dermatitidis es del 25 al 30 % del de la fase levaduriforme (Pontón 2008).

Por otro lado, los rendimientos de quitosán pueden variar debido a que el contenido de quitina en la pared celular puede diferir en función de las condiciones de la proliferación de hongo. En el presente estudio se tomaron las condiciones de proliferación del hongo apropiadas para la síntesis de lipasas. La biomasa del hongo se consideró como material residual del proceso de la síntesis de la lipasa. Probablemente, suplementando el medio con algunos aminoácidos y vitaminas se puede estimular la síntesis de quitina y así incrementar la cantidad de este precursor del quitosán.

La caracterización del extracto obtenido se realizó por FTIR y por cromatografía de intercambio aniónico de alto rendimiento con detección amperométrica pulsada (HPAEC-PAD). Mediante la cromatografía se demostró la presencia glucosamina, glucosa y N-acetil-glucosamina (Fig. 1). Das et al. (2006) reportan la extracción de quitosán a partir de Entamoeba. Sin embargo, no logran distinguir entre N-acetil-glucosamina y glucosamina al aplicar la técnica cromatográfica, explicando esto por una digestión incompleta de los quito-oligosacáridos analizados.

Cao et al. (2016) aplicaron la técnica HPAEC-PAD para la detección de N-acetil-glucosamina en polisacáridos. El tiempo de retención reportado fue muy similar a lo observado en el presente trabajo. Sin embargo, su concentración fue tres veces mayor a lo detectado en el presente estudio.

Los resultados obtenidos mediante espectrometría infrarroja por transformada de Fourier (FTIR) efectuada para la caracterización del extracto de biomasa fúngica (Fig. 2), son muy similares a los reportados por Balanta et al. (2010) para el quitosán de Aspergillus niger habiendo una ligera diferencia en el estiramiento de los grupos -OH y C=O. Boonsongrit et al. (2008) y Alzate et al. (2015) también reportan resultados de espectroscopía infrarroja para muestras de quitosán que tienen gran similitud a los obtenidos en el presente trabajo de investigación.

Por lo tanto, el extracto obtenido de la biomasa de Aspergillus niger generada como residuo del proceso fermentativo bajo las condiciones de la producción de lipasa, muestra la presencia de quitosán, así como de quitina y glucano.

El polisacárido obtenido fue aplicado en el proceso de obtención de ferrita de níquel recubierta con quitosán logrando obtener el sistema nanoestructurado en una sola etapa. Sus propiedades se compararon con las de nanomateriales obtenidos sin quitosán y con quitosán comercial.

Las características que debe cumplir un material magnético nanoestructurado son: tamaño nanométrico, coercitividad y remanencia magnética, tales características se evaluaron para materiales obtenidos aplicando los métodos apropiados.

La técnica de difracción de rayos-X (XRD) permitió determinar las fases cristalinas presentes en los tres materiales obtenidos (Fig. 3), comprobando la presencia de ferrita de níquel, así como el diámetro de partícula por medio de la ecuación de Scherrer (Osuna et al. 2012) demostrando el tamaño nanométrico del material: 24.8 nm para la muestra de NiFe₂O₄, 21.0 nm para la muestra de NiFe₂O₄/quitosán comercial y 23.9 nm para la de NiFe₂O₄/quitosán fúngico.

Carpenter et al. (2015) obtuvieron partículas de NiFe₂O₄ con un tamaño promedio de 26.38 nm. Maaz et al. (2009) reportaron resultados de XRD para nanopartículas de ferrita de níquel demostrando un tamaño de partícula de 28 nm. Sivakumar et al. (2011) reportaron un tamaño de partículas de NiFe₂O₄ de 30 nm. Por lo tanto, los nanomateriales obtenidos en el presente trabajo se caracterizan por un diámetro menor de partícula en el orden de nanómetros. Además, la presencia del quitosán conduce a una ligera disminución del tamaño de las nanopartículas obtenidas.

Una de las características atractivas de los materiales nanoestructurados obtenidas es su propiedad magnética. Las nanopartículas sintetizadas en el presente trabajo demostraron una saturación magnética (Fig. 4 y Cuadro II) que permite clasificarlos como material superparamagnético. Los resultados son muy similares a los reportados por Joshi et al. (2014)), quienes describen una saturación magnética de 20.1-35.5 emu/g, tomando en cuenta que el tratamiento de sus muestras de ferrita de níquel fue por calcinación. Sin embargo, Habibi y Fakhri (2017) reportaron valores de saturación magnética más altos de 50-51 emu/g para muestras de NiFe₂O₄ con un tratamiento de calcinación a 1100 y 600 ºC, respectivamente. Es evidente que a estas temperaturas tan elevadas no es posible mantener la presencia del biopolímero. Sin embargo, las nanopartículas de ferrita de níquel sintetizadas en el presente trabajo con y sin quitosán mostraron un mayor valor de saturación magnética en comparación con lo reportado por Karakaş et al. (2014), quienes detectaron 1.73 emu/g para una muestra tratada a temperatura ambiente. Por lo tanto, el tratamiento en autoclave efectuado en el presente trabajo es una alternativa viable para lograr la cristalización de la ferrita de níquel. Cabe destacar que las distintas condiciones de síntesis y tratamiento como la calcinación, pueden ser razón de la variación en las propiedades magnéticas observadas.

La cantidad de grupos amino cuantificada en las NPM recubiertas con quitosán comercial y fúngico fue determinada especrofotométricamente por medio de la reacción con ninhidrina. Kuo et al. (2012) reportaron una concentración de grupos amino de 0.116 mmoles por cada gramo de partículas, mientras que Santana (2011) demostraron la presencia de 0.189 mmoles de grupos amino por gramo de partículas. El contenido de grupos amino en los sistemas magnéticos sintetizados en el presente trabajo es mayor a lo reportado en los estudios mencionados, lo que confirma la presencia de quitosán con grupos amino disponibles para interacción con iones en las muestras de agua.

De esta manera, se aprovechó el residuo de biomasa fúngica para extraer la fracción que contenía quitosán. Además, se pudo aplicar en el proceso de síntesis de nanopartículas magnéticas recubiertas con quitosán. Cabe mencionar, que, según nuestro conocimiento, no hay publicaciones previas que describen este tipo de procedimiento desarrollado para la obtención de NiFe₂O₄ funcionalizada con grupos activos de quitosán.

Una vez obtenido el material magnético nanoestructurado, se aplicó en ensayos para evaluar la posibilidad de su uso para la remoción magnética de arsénico. Para definir en qué condiciones se realizará el proceso, se llevó a cabo la caracterización del agua en la cual estos materiales serían empleados. Al comparar los niveles de iones presentes en el agua, con lo establecido por la OMS, la cual determina los límites permisibles de éstos para definir la calidad de agua de consumo humano, se observó que la concentración de iones de cloro, así como de arsénico, se encuentran entre 6 y 10 veces por encima de las normas establecidas (Cuadro III). La presencia de diferentes iones, así como el pH, pueden afectar negativamente la adsorción de arsénico (Iliná et al. 2009). En este caso el pH fue de 7.6, lo que permite clasificar el agua como ligeramente alcalina.

Posterior a la caracterización del agua, se llevaron a cabo ensayos de tratamiento de muestras de agua con los tres tipos de nanopartículas magnéticas de ferrita de níquel sin y con quitosán fúngico y quitosán comercial. Con los tres adsorbentes nanoestructurados se logró una eficiencia de remoción magnética de arsénico al 100 % tanto en el primer ciclo de aplicación como en los posteriores catorce ciclos de aplicación. Cabe destacar que los óxidos de fierro, en este caso ferrita de níquel, cuando entran en contacto con agua se comportan como coloides positivos y como tales tienen la propiedad de fijar por medio de adsorción los iones con carga negativa como lo son aniones de arsénico. Esta es la razón por la cual los tres diferentes sistemas ensayados mostraron una eficiencia similar en la remoción del arsénico y de los aniones de carbonato, bicarbonato y parcialmente sulfato (Cuadro III). Además, se demostró que las nanopartículas magnéticas recubiertas con quitosán (comercial o fúngico) tienen mayor porcentaje de remoción sobre cationes (Na⁺ y Ca⁺²), y la capacidad del nanomaterial recubierto con biopolímero obtenido a partir del residuo de biomasa fúngica es notablemente mayor (Cuadro III). Estos resultados abren la perspectiva de uso del sistema diseñado no sólo para la remoción de arsénico sino para adsorción de otros iones, cuya presencia en altas concentraciones puede tener efectos nocivos para la salud.

Pokhrel y Viraraghavan (2006) reportaron 95 % de remoción del arsénico del agua al aplicar la biomasa fúngica tratada con sales de hierro. Montero et al. (2010) describen una eficiencia de remoción de arsénico del 87 % utilizando el tratamiento con quitosán. Según Muzzarelli et al. (1980), el sistema quitosán-glucano se considera uno de los mejores quelantes de iones metálicos. Además, se conoce que los compuestos de hierro son capaces de interactuar con iones de arsénico (Iliná et al. 2009).

De esta manera, el sistema de ferrita de níquel recubierto con quitosán reúne las propiedades de nanopartículas y quitosán para interactuar con los aniones y cationes obteniendo un material adsorbente con propiedades más versátiles que cada uno por separado. El uso de quitosán extraído de biomasa fúngica presenta evidente ventaja al compararsd con el quitosán comercial en términos de mayor eficiencia de remoción de contaminantes del agua de pozo de la Comarca Lagunera.

Los hallazgos del presente estudio indican que la biomasa de Aspergillus niger generada como residuo en el proceso biotecnológico es una fuente de biopolímero que contiene quitosán. Es posible aplicar este polisacárido para funcionalizar el nanomaterial magnético de ferrita de níquel realizando el proceso de coprecipitación simultánea en un sólo paso. Las propiedades de material son similares a las obtenidas con quitosán comercial. Las nanopartículas magnéticas de ferrita de níquel sin y con quitosán poseen características adsorbentes de arsénico en agua a pH ligeramente alcalino que contiene otros iones comune. Los materiales magnéticos se pueden aplicar hasta en 15 ciclos repetidos, logrando una adsorción de por lo menos 187.5 mg de arsénico por gramo de material magnético nanoestructurado. La presencia de cloro no afecta la remoción de arsénico. Las nanopartículas magnéticas recubiertas con quitosán ayudan a disminuir la concentración de varios iones. El mayor efecto para disminuir su concentración se observó en el caso de sistema nanoestructurado funcionalizado con quitosán fúngico al comparar con quitosán comercial. Los resultados obtenidos permiten proponer una vía alternativa para el aprovechamiento de biomasa fúngica y un nuevo método de síntesis de ferrita de níquel recubierta con quitosán, la cual tiene potencial para el control de la contaminación de agua con arsénico y otros iones.