revista ces medicina veterinaria y zootecnia - … · revista ces medicina veterinaria y zootecnia...

Revista CES Medicina Veterinaria y Zootecnia

E-ISSN: 1900-9607

[email protected]

Universidad CES

Colombia

Mejía Sandoval, Gregory

Aproximación teórica a la biosorción de metales pesados por medio de microorganismos

Revista CES Medicina Veterinaria y Zootecnia, vol. 1, núm. 1, enero-junio, 2006, pp. 77-99

Universidad CES

Medellín, Colombia

Disponible en: http://www.redalyc.org/articulo.oa?id=321428096010

Cómo citar el artículo

Número completo

Más información del artículo

Página de la revista en redalyc.org

Sistema de Información Científica

Red de Revistas Científicas de América Latina, el Caribe, España y Portugal

Proyecto académico sin fines de lucro, desarrollado bajo la iniciativa de acceso abierto

http://www.redalyc.org/revista.oa?id=3214

http://www.redalyc.org/articulo.oa?id=321428096010

http://www.redalyc.org/comocitar.oa?id=321428096010

http://www.redalyc.org/fasciculo.oa?id=3214&numero=28096

http://www.redalyc.org/articulo.oa?id=321428096010

http://www.redalyc.org/revista.oa?id=3214

http://www.redalyc.org

Revista CES Medicina Veterinaria y Zootecnia Volumen 1 No. 1 Enero - Junio de 200677

Aproximación teórica a la biosorción de metalespesados por medio de microorganismos

Theoretical approximation to the biosorptionof heavy metals using microorganisms

Gregory Mejía Sandoval1

1 Grupo de investigación INCA-CES. Universidad CES. Correspondencia: [email protected](Recibido el 01 de diciembre de 2005 y aceptado el 31 de enero de 2006)

RESUMEN

La biosorción de metales pesados por medio de microorganismos, es un proceso que utiliza biomasaviva o muerta, para retirar o inmovilizar estos iones metálicos de un medio líquido o solidó; se haestudiado en detalle desde los años 70. Se ha logrado un amplio conocimiento acerca de los meca-nismos físico – químicos del proceso, llevando actualmente las investigaciones a la transformacióngenética de microorganismos para la optimización del proceso de biosorción. En esta revisión sis-temática se describen los mecanismos y modelos matemáticos utilizados para cuantificar el proce-so de biosorción, el cual se ha dilucidado a través del conocimiento básico de la sorción en suelos.Se concluye que las investigaciones futuras se deben direccionar al aislamiento de cepas nativas, ala transformación genética de las mismas y a los procesos de escalado, para la obtención de unproducto biotecnológico eficiente en su labor biorremediadora.

ABSTRACT

The biosorption of heavy metals using microorganisms is a process that uses living or dead biomassto remove or immobilize these metalic ions in a solid or liquid medium. This has been studied in detailsince the 1970s. A wide range of knowledge has been achieved regarding the process’s physical-chemical mechanisms, leading to the current investigations regarding genetic transformation of themicroorganisms for optimizing the biosorption process. In this systematic revision I describe themechanisms and mathematical models used to quantify the biosorption process, which has beenelucidated through the basic knowledge of soil sorption. I conclude that future investigations must bedirected at isolating native strains, transforming these genetically, and at scaling processes, in order toobtain a bio-technological product that is efficient in its bio-remedial task.

KEY WORDS:

biosorption, heavy metals, bioremediation.

REVISIONES SISTEMÁTICAS


INTRODUCCION

Los metales pesados están involucrados direc-ta o indirectamente en gran parte de las activi-dades humanas, especialmente en los sectoresindustriales, agrícolas, mineros y urbanos. Ac-tualmente dichas actividades se están acrecen-tando aceleradamente, aumentando al mismotiempo sus residuos solidos y líquidos, multipli-cándose la concentración de iones metálicos enlos sistemas bióticos terrestres, acuáticos y aé-reos. Esto es uno de los principales problemasambientales a nivel nacional y mundial, debidoa que su acumulación y biomagnificación a tra-vés del tiempo en los sistemas bióticos yabióticos, afecta toda la cadena trófica en unecosistema (superando ampliamente las con-centraciones permitidas para ecosistemas sen-sibles, Cd +2: 0.01 mg/l y Cr +6: 0.05).

En el hombre, los metales pesados pueden pro-ducir ulceraciones en la piel, irritacionesgastrointestinales, promover la aparición de cán-cer y otras enfermedades degenerativas e indu-cir mutaciones genéticas, afectando así su des-cendencia.

Generalmente los metales pesados se remuevenpor medio de procesos físico–químicos, los cua-les son muy costosos e ineficientes cuando éstosestán en bajas concentraciones, por lo anterior sehan buscado alternativas biotecnológicas que per-mitan su remediación por medio de organismosvivos como bacterias, algas y hongos, con el finde lograr alta eficiencia en la remoción de estosiones metálicos (> 99 %) y bajos costos.

Estos sistemas biorremediadores se han logradoimplantar en grandes industrias y empresas mi-neras mundiales después de muchas investiga-ciones. En nuestro país se han reportado pocosestudios que generen un escalado de un sistemabiotecnológico para la biorremediación de me-tales pesados; por lo tanto es limitado el accesoa los beneficios de este tipo de tecnologías.

En Colombia existen extensas áreas rurales con-taminadas por metales pesados, debido a resi-duos líquidos y sólidos de diferentes industrias(curtiembres, minería, siderurgicas, etc.), presen-tándose así una importante merma en las áreasdestinadas a proyectos agropecuarios. Debidoa la explotación demográfica, se requiereoptimizar y aprovechar cada metro cuadrado delas áreas potenciales a ser utilizadas en la pro-ducción agrícola y pecuaria. Por ende se debenaunar esfuerzos para recuperas zonas contami-nadas y explotarlas productivamente.

1. METALES PESADOS

1.1 GENERALIDADES

Los metales pesados son elementos con densi-dades, pesos atómicos y números atómicos su-periores a 5 gr/cm3, 44.956 y 20 respectivamen-te, excepto los elementos de los grupos alcalino,alcalinotérreo, lantánidos y actínidos. Los me-tales pesados se pueden clasificar en esencia-les (Co, Cu, Fe, Mn, Mo, Zn, V, etc), los cualescumplen alguna función biológica a concentra-ciones traza y en no esenciales (Cr, Cd, Hg, Pb,As, Sb, etc), cuando no cumplen ninguna fun-ción biológica conocida.

Los iones metálicos hacen parte de la geosfera,por lo tanto se encuentran presentes de formanatural en la corteza terrestre (yacimientos) y sonextraídos por el hombre para su fundición y pos-terior uso industrial. Las principales causas deacumulación natural en los ecosistemas son: laerosión, la actividad volcánica y los incendiosforestales, que de la misma manera cumplenciclos de acumulación y remediación, sin pre-sentarse un efecto toxico y/o nocivo para losecosistemas.

El proceso de transformación de los metalespesados abarca desde su extracción de los yaci-


mientos, hasta la fundición y el refinado de es-tos, para obtener los metales de interés y con-vertirlos en bienes de consumo, que una vez uti-lizados son desechados. En cada una de estasetapas se liberan metales al ambiente; así, laminería expone las rocas metálicas ameteorización acelerada, lixiviación yescorrentía; la fundición y el refinado, liberanimportantes cantidades como productos secun-darios. Las descargas de las industrias de apli-cación, transformación, residuos sólidos urba-nos y lodos procedentes de plantas de tratamien-to de aguas residuales, contienen una importan-te carga de diferentes iones metálicos (13, 26).

El aporte atmosférico se da principalmente porla combustión de materias primas energéticasfósiles como carbón, fueloeo, gasolina, etc (57, 87).

Por lo tanto las actividades humanas son las prin-cipales causantes de la contaminación produ-cida por la acumulación de estos elementos.Debido a sus características especiales, los me-tales pesados se convierten en potentes conta-minantes ambientales; algunas de estas carac-terísticas son: su estabilidad, lo cual los hacepersistentes y residuales en los ecosistemas, afi-nidad por grupos tiolicos (- SH -), presentes enla mayoría de las enzimas de cualquier organis-mo vivo, son biodisponibles en medio acuoso ytienen la capacidad de bioconcentrarse en losorganismos acuáticos (peces, crustáceos, algas,etc) y terrestres (plantas), afectando toda la ca-dena alimenticia de los ecosistemas (13, 26).

Los metales pesados en los ecosistemas pue-den ser detectados en su estado natural oacomplejados con sales. En las aguas superfi-ciales pueden existir en forma de coloides y/opartículas, apareciendo como hidróxidos, óxi-dos, silicatos, sulfuros o adsorbidos en minera-les del grupo de las arcillas, sílice y materia or-gánica. También se pueden encontrar en fasedisuelta (debido a la baja solubilidad de estoselementos, las concentraciones presentadas son

muy bajas en forma iónica o complejosorganometálicos), la cual es dependiente del pH,del tipo de sorbentes en los que se encuentranadsorbidos, y por último del estado de oxida-ción de las fases minerales y el ambiente redoxdel sistema (6, 34, 53).

1.2 EFECTOS BIOLOGICOS DE LOS ME-TALES PESADOS

Debido a la movilidad de estos elementos enlos ecosistemas acuáticos naturales (aguas su-perficiales y subterráneas) y a su toxicidad parael sistema biótico, los iones metálicos en gene-ral son considerados a nivel mundial como loscontaminantes inorgánicos más importantes enel ambiente, por su carácter recalcitrante y po-der de biomagnificación, sus concentracionespueden llegar a ser toxicas, planteando gravesproblemas para la perennidad de losecosistemas y la salud del hombre.

La concentración de metales pesados que sepueden acumular en el cuerpo humano, varíasegún el ambiente donde el hombre viva y laexposición que se tenga a éstos (alimentación,agua, trabajo, etc.). Se ha demostrado la acu-mulación de estos iones metálicos (como Hg,Cr, Cd, Pb, As, V, etc.) en el tejido sanguíneo demadres en gestación y en el cordón umbilicalde los nacimientos de estas madres. Además,los metales pesados se acumulan igualmenteen las diferentes células del cuerpo (cerebro,hígado, riñón, corazón, páncreas, tejido muscu-lar, huesos, sangre, etc.) acomplejados en unospéptidos llamados metalotieninas, libres en elinterior celular, propiciando así un aumento enla reacción de Fenton, o también acomplejadosen las diferentes macromoléculas orgánicasconstituyentes de las diferentes células. La di-námica de estos efectos es directamente pro-porcional a las concentraciones acumuladas através del tiempo en el cuerpo humano o en or-ganismos vivos, debido a la continua exposicióna los metales pesados (39, 65, 69, 75, 77).


Desde el punto de vista toxicológico son impor-tantes por ser responsables de un gran númerode intoxicaciones agudas y crónicas, pudiendocausar hasta la muerte. Por esta razón se consi-deran importantes dentro de las enfermedadesocupacionales (13, 26, 34).

También se han comprobado efectosgenotóxicos en diferentes células de tejidos ani-males y vegetales, expuestas a metales pesadosen el tiempo. En células vegetales fuera de losefectos genotóxicos, la exposición reiterada a di-ferentes concentraciones de iones metálicas con-lleva a una drástica reducción en el crecimientode las raíces, tallo y hojas, además de un graveefecto en la división celular en los diferentes te-jidos vegetales. Se comprobó en plantas deTradescantia y Arabidopsis un efectomutagénico en plantas expuestas a altas con-centraciones de metales pesados tales como As,Pb, Hg, Cd y Cr. Igualmente en las células de losdiferentes tejidos animales se ha comprobadola genotoxicidad debido a la exposición conti-nua a los metales pesados (36, 40, 42, 58, 71, 78).

Cuando se presenta toxicidad aguda debido ala exposición crónica a iones metálicos, en ni-ños se pueden presentar síntomas comohiperactividad, cambios en la función sensora yen las habilidades cognitivas. En Drosophila, ex-puestas a diferentes concentraciones de Pb, Hgy Cd, se ha comprobado una degeneración dela función motora y sináptica, y en la cognición,debido a la alteración genética provocada porla acumulación crónica estos metales (2, 42, 55, 71).

Respirar niveles altos de Cr+6 puede causar irri-tación de la nariz, hemorragias nasales, úlcerasy perforaciones en el tabique nasal; ingerir Cr +6

puede producir malestar estomacal, úlceras,convulsiones, daño en el hígado y riñón, y hastala muerte. El contacto con la piel puede causarulceraciones de esta. La EPA (Agencia de Pro-tección Ambiental) y la OMS (Organizaciónmundial de la Salud) han demostrado que el

Cr+6 es carcinogénico en seres humanos. Enbacterias y algas se ha demostrado que el Cr +6

afecta la producción de lípidos, clorofila, creci-miento celular y aumenta la actividad de lasuperoxido dismutasa, en respuesta al estrésoxidativo generado por la intoxicación de esteion metálico; produciendo así cambios a nivelmorfológico y metabólico (42, 75).

La toxicocinética del Cd +2 tiene una vida mediade 10 – 30 años en humanos. La sintomatologíaaguda produce vomito, diarrea, dolores muscu-lares, dolores abdominales, daño hepático, insu-ficiencia renal y es nefrotóxico. Produce la enfer-medad de Itai-itai. En bacterias produce un au-mento en la expresión de metalotieninas (83, 59).

En los organismos acuáticos y terrestres sebioacumulan produciendo enfermedades y afec-ciones que llegan a producir la muerte (depen-diendo del tipo de organismo y su sensibilidada los metales pesados). En peces y crustáceos,puede ser nefrotóxico y afecta el sistema respi-ratorio. Por el poder de recalcitrancia ybiomagnificación de los iones metálicos, estosafectan toda la cadena trofica (26, 54, 62).

1.3 MONITOREO DE METALES PESADOSEN RELLENOS SANITARIOS Y ALGUNAS IN-DUSTRIAS

La composición de los residuos sólidos urbanos(RSU) varía notablemente entre las diferentes ciu-dades del mundo, como el porcentaje de metalesque llegan a un relleno sanitario (1.62 – 6 %, pesoseco), de materia orgánica (30 – 64 %), de plásti-cos (2.8 – 12 %), de papel y cartón (10 – 30 %),vidrio (1.1 – 10 %), textil (2 – 9 %) y varios (2.1 – 10%) (Agudelo, 1994 ; CIFCA, 1980). La concentra-ción de metales pesados en los lixiviados de losrellenos sanitarios también varía en los relleno sa-nitarios de las diferentes ciudades del mundo,como Cd (0.008-17 mg/l), Cu (0.05-9.9 mg/l), Cr(1.48-586 mg/l), Pb (0.1-14.59 mg/l) (1, 24).


En el relleno sanitario de Medellín, Curva deRodas, se tienen concentraciones en lixiviados,por encima de los valores admisibles de verti-do a fuentes naturales, como el Cd (9.125-86mg/l valor medio y máximo), Cu (1169.63-3800mg/l), Pb (33.927-308 mg/l), Cr +6 (586.03-1450 mg/l) y Hg (0.59-170 mg/l) (Agudelo,1994) (1).

En estudios realizados por el Departamento deEnergía de Estados Unidos, en 18 plantas in-dustriales y plantas generadoras de energía y en91 rellenos sanitarios, se encontró que en másdel 50 % de las plantas generadoras de energíay en el 35 % de los rellenos sanitarios aparececontaminación de suelos por metales pesadosy radionucleidos. Así mismo, en el 60 % de lasplantas y el 50 % de los rellenos sanitarios sedetectó contaminación de las aguas subterrá-neas por estos mismos elementos (64).

Un monitoreo realizado en España, durante elperiodo comprendido entre 1994-1997, en unecosistema acuático aledaño al relleno sanita-rio de residuos sólidos urbanos (RSU)Miramundo de Cádiz, mostró un aumento sig-nificativo en la concentración de cobre (3.708 –33.249 mg/l) y plomo (4.083 – 10.818 mg/l) eneste ambiente natural (67).

De igual manera reportes sobre lodos dedepuradoras de aguas residuales presentan con-centraciones considerables de metales pesados.Aunque estos cumplen con los valores límitespara disposición agraria, se debe tener en cuentaque la disposición de estos lodos se realiza enrellenos sanitarios de RSU o en tierras agríco-las, convirtiéndose en una fuente permanentede acumulación importante de estos elemen-tos en el tiempo (kg/ha-año). Por ejemplo se hanrealizado determinaciones de Ni (3-20 mg/kg),Pb (0.5-8.5 mg/kg) y Hg (5-65 mg/kg), que alser depositados en los rellenos sanitarios au-mentan la concentración de estos metales enlos lixiviados del mismo (32, 74).

Para tener una idea del proceso de acumulaciónen los suelos (que por erosión y lixiviación, lle-gan a las fuentes de agua) y de bioacumulación,se realizo un estudio de los niveles ambientalesde metales pesados en las proximidades de unaplanta cementera ubicada en el Municipio deSanta Margarida i els Monjos (Barcelona, Espa-ña), allí se encontraron bajos niveles de metalespesados en suelo y hierba, que cumplían con lasconcentraciones ambientalmente sostenibles yque no representan riesgos adicionales para lapoblación que habita en la zona bajo la influen-cia ambiental directa de la cementera; pero quea mediano o largo plazo puede afectar el sistemabiótico de la zona (debido a la bioacumulacion ybiomagnificación). Algunos metales encontradosfueron, Cd (0.3-0.02 mg/kg), Cr (10.3-0.38mg/kg), As (6.2 para suelo y 0.64 mg/kg en hierba),Hg (0-0.13mg/kg), Cu ( 27.6-5.52 mg/kg) y Pb(16.4-0.77 mg/kg) (21).

En Colombia se han realizado algunos estudiossobre determinación de metales pesados en al-gunos ecosistemas acuáticos y en lixiviados dealgunos rellenos sanitarios, tales como en el RíoNegro (Posada y Palacio, 1998), en la sabana deBogotá (Rodríguez y Giraldo, 1997 ; Cubillos,1997), en el Río Medellín (Rodríguez y Giraldo,1997) y en los ríos del norte del Departamentodel Cauca (Pérez et al, 1998). Algunos metalespresentaron concentraciones mayores que lasadmisibles para la vida acuática, como el Cd:0.0015-0.3 mg/l (concentración admisible parala vida acuática: 0.0002 mg/l), Cu: 0.0042-0.85mg/l (0.002 mg/l), Pb: 0.0265-0.072 mg/l (0.001mg/l) y Zn: 1.4-0.0590 mg/l (5 mg/l) (10, 52).

2. ESTRATEGIAS PARA LAREMOCION DE METALES PESADOS

Los metales pesados no pueden degradarse,solo transformarse y/o retirarse del medio. Poresto las soluciones actuales de remediación delos iones metálicos requieren de altos costos yun gran avance tecnológico (33).


Los métodos utilizados en la remediación de me-tales pesados son de dos tipos principalmente:

2.1 FÍSICO – QUÍMICOS.

2.1.1 Precipitación química.Consiste en la retención de metales pesadoshaciéndolos insolubles con la adición delechada de cal, hidróxido sodico y otros com-puestos que suben el pH (14, 26).

2.1.2 Membranas líquidas.Esta técnica se centra en el estudio de los fenó-menos de transporte asociados a lapermeación de los metales en la membrana lí-quida (14, 26).

2.1.3 remoción por carbono activado.Los carbones activados presentan una conside-rable capacidad de adsorción de diversos com-puestos, tanto en fase gaseosa como líquida,principalmente gracias a su estructura porosaaltamente desarrollada que les confiere una gransuperficie específica. Por esta razón, es intere-sante su aplicación en la remoción de ionesmetálicos pesados (13, 26).

2.2 BIOLOGICOS O BIORREMEDACION

La biorremediación, es un proceso de catálisisbiológica espontáneo o controlado, que buscaremediar o eliminar la contaminación ambien-tal (Glazer y Nikaido 1998). Es utilizada común-mente para disminuir el contenido de químicosorgánicos de suelos, aguas superficiales, aguasresiduales urbanas e industriales y lodos acei-tosos de refinerías petroleras. Las técnicas debiorremediación se enmarcan en cuatro cate-gorías: tratamiento in-situ, compostaje,landfarming y biorreactores. Los tres procesosde biorremediación más importantes son:

2.2.1 Fitorremediación.Consiste en el uso de plantas verdes para con-tener, remover o neutralizar compuestos orgá-

nicos, metales pesados o radionucleidos encon-trados en la rizosfera. Un ejemplo de lafitorremediación la constituye el uso de la espe-cie Thlaspi caurulencens en suelos contamina-dos con zinc y cadmio. Lombi et al. (2001) (re-portado por Torres, 2003) encontraron que eluso de esta especie lograba eliminar más de 8mg/Kg de cadmio y 200 mg/Kg de zinc, repre-sentado estos valores el 43 y 7 por ciento deestos metales en un suelo agrícola, respectiva-mente (79).

2.2.2 biorremediación animal.Existen animales, como los crustáceos, que ac-túan como agentes descontaminantes, ya quepueden desarrollarse en medios con fuerte toxi-cidad y poseen en su interior microorganismoscapaces de retener los metales pesados (79).

2.2.3 biorremediación por medio demicroorganismos.Los microorganismos pueden inmovilizar ionesmetálicos por vía activa, como las bacterias queusan sulfatos como aceptor terminal de electro-nes y activamente producen y excretan un ionsulfito, el cual forma un complejo insoluble coniones metálicos presentes en la solución, cau-sando la precipitación de éstos. En contraste, labiosorción es un proceso pasivo, que se puededar tanto en biomasa viva como en biomasamuerta.

En la práctica existen tres categorías generalesde procesos biotecnológicos para el tratamien-to de residuos que contienen metales tóxicos:la biosorción, la precipitación extracelular y lacaptación a través de biopolímeros purificadosy de otras moléculas especializadas, derivadasde células microbianas; estos procesos no sonexcluyentes el uno del otro, involucrando fenó-menos físico-químicos y biológicos 9. Actual-mente las industrias de fundición y minería, hanimplementado estas tecnologías para el controlen las descargas al ambiente (4, 29, 51).


3. SORCION DE IONES METÁLICOS

3.1 DEFINICION

Las sustancias húmicas y las arcillas tienen lacapacidad de unir aniónes y cationes (comometales suaves o fuertes); este proceso es deno-tado como adsorción o sorción; la distinción en-tre ambos términos está basada en los mecanis-mos de unión de éstos. En la adsorción, una es-pecie química puede ser adsorbida por una su-perficie, electrostáticamente; entre tanto en lasorción, una especie química puede ser acumu-lada en la superficie de los minerales a través dela interacción electrostática, de interaccioneshidrofóbicas y/o precipitación. La sorción tam-bién se puede definir como la transferencia deiones de una fase en solución a una fase sólida.

Las superficies minerales pueden catalizar laprecipitación de iones, por medio de algunosmecanismos, tales como las simultáneassorciones de aniónes y cationes, donde la acti-vidad de dos especies iónicas (anión y catión)llega al punto de saturación con respecto a ladel mineral dado, permitiendo así la precipita-ción en la superficie. Otro mecanismo de pre-cipitación iónica está basado en la incapaci-dad de la superficie del mineral para excluir losiones, por ejemplo si la constante dieléctricade la solución es mayor en comparación conla superficie del mineral se incrementa la fuer-za de atracción entre iones con cargas opues-tas; en este caso la falla de la superficie sólida

para excluir el anión asociado, permite la pre-cipitación.

Un ejemplo del concepto anterior es: si la cons-tante dieléctrica ( k = å/å0, adimensional ) delagua pura es 82 y luego de que un sorbente (ar-cilla) es inmerso en el agua, la constante es me-nos de 20 y asumiendo que la superficie es afínpor el Ca2+ y existe en solución un anión comoel SO4

2-, el sorbente une al anión y el catión seasocia con el anión quedando Sorbente-(CaSO4)nH2O, el cual se precipita fácilmente.

Figura 1. Ejemplo de precipitación del CaSO4.

Figura 2. Modelos estructurales de arcillas 1:1 y 2:1 (23).

La reacción de los cationes con la superficie delos minerales puede ser mediante complejos conla esfera interna o con la externa (modelos es-tructurales de los complejos minerales y orgá-nicos, en su interior y en el exterior) y el tipo dereacción es por medio de interaccioneselectrostáticas. (Ver Figuras 2, 3 y 4).

En la Figura 2, observamos el modelo estructu-ral general de una arcilla cualquiera, conforma-da por capas con una distribución espacial or-denada de los diferentes átomos que la confor-man (arcilla: estructura mineral), en especial losátomos de oxígeno (O) y los hidroxilos (OH).


Figura 3. Esquema de esfera interna y formaciónde complejos (sorción de cationes) (23).

Tres modos de reacción pueden identificarse:monodentada, bidentada y polidentada. Gene-ralmente el esquema monodentado es presen-tado con la unión del catión en un solo punto,la bidentada presenta la unión del catión endos y la polidentada en tres o más puntos deunión, estos tipos de uniones estánesquematizadas en la Figura 3. Los dos prime-ros modos de reacción son comunes en lassuperficies minerales, mientras que la estruc-tura polidentada es común en superficies or-gánicas; un prerrequisito para el complejopolidentado es el potencial que tienen las su-perficies orgánicas para someterse areconfiguraciones durante el acomplejamiento.

En la Figura 4, observamos que los complejosde superficie en la estructura exterior de las ar-cillas, los cuales interaccionan con las molécu-las de agua por medio de puentes de hidrogenoy a su vez los iones (I-, Br-, Na+, K+, CrO4

2-, etc.)están hidratados cerca de la superficie externade la arcilla.

Figura 4. Esquema de esfera externa y formaciónde complejos (sorción de cationes y aniónes) (23).

3.2 MECANISMO: GRUPOS FUNCIONALESDE SUPERFICIE

Los componentes de las superficies mineralesresponsables de la sorción son los grupos fun-cionales, quedando cargados negativamentedebido a la desprotonación a un pH determina-do (de acuerdo al grupo funcional y al tipo demolécula en si). Existen tres grupos funcionalespotenciales para que se de el proceso de sorciónen las arcillas; el primer grupo es el –Al-OH(octahedral) o aluminol, con un pKa alrededorde 5, el segundo es el silanol (-Si-OH,tetrahedral) con un pKa alrededor de 9, y el ter-


cero es el intermedio –Si-Al-(OH)2 o sitio ácidode Lewis (el OH está entre una laminatetrahedral y otra octahedral) con un pKa entre6 – 7. Todos estos grupos funcionales están dis-tribuidos en tres diferentes sitios en la estructu-ra de las arcillas. El primer sitio es conocidocomo ¨planar¨, y es representado por las cavi-dades de siloxano expuestas. El segundo sitioes conocido como ¨fin¨ y es representado poraluminol silanol y grupos funcionales –OH in-termedios. El tercer tipo se conoce como¨intercapa¨ y es representado por el espacioexistente entre las cavidades de siloxano adya-centes (ver Figura 5).

un aumento de pH en 2 unidades con respectoal pKa, la superficie está a su máximo potencialde sorción y con una disminución de 2 unida-des en el pH, la superficie está totalmenteprotonada y su potencial de sorción es cero. Enun decrecimiento en el pH mayor de dos unida-des, se logra el efecto de sorción de aniónes,como –Al-OH2

+ que puede formar complejoscon Cl-, y SO4

2-; los grupos –Al-OH y –Al-Si-OHtienen esa característica, llamada potencial re-verso. En la Figura 6, podemos observar la rela-ción directa que existe entre el pH y el porcen-taje de iones metálicos adsorbidos por unsorbente específico.

Figura 5. Estructura de un tipo de arcilla(Mortmorillonita ), mostrando el sitio planar,

los sitios finales y de intercala (23).

La ecuación de Henderson-Hasselbalch puedeexplicar el proceso de sorción desde el puntode vista de desprotonación y protonación de losgrupos funcionales. Por ejemplo el grupo fun-cional –Al-OH (aluminol) luego de sufrir unadesprotonación queda como –Al-O-, el cualatrae cationes y forma complejos como –Al-O.nH2OM, donde M es el metal acomplejado. Deacuerdo con la ecuación de Henderson-Hasselbalch una superficie con este grupo fun-cional con un pKa de 5, significa que a pH 5 lamitad de la superficie esta desprotonada y porlo tanto cargada negativamente, estando a lamitad de su potencial de sorción máximo. Con

Figura 6. relación entre el pH y la adsorciónde un metal por un sorbente (84).

Dos reacciones que describen el proceso desorción por medio de interaccioneselectrostáticas y por quimiosorción son:

(1) -S-O-H + M+ -S-O....M + H+

(interacción electrostática)

(2) -S-O-H + M+ -S-O-M + H+

(quimiosorción, enlace covalente)

Por ejemplo el grupo fosfato forma complejosmonodentados o bidentados (ver Figura 7).


3.3 MODELOS DE SORCION ENEQUILIBRIO

El modelo de sorción en equilibrio considera alsuelo como un material homogéneo y por tan-to las reacciones de sorción son reversibles y sebasa en la siguiente reacción general:

(3) -S- + M+ -SM

Donde S es el sorbente, M el metal y SM el com-plejo de sorción (sorbente – metal).

Donde la reacción de equilibrio puede ser ex-presada como:

(4) Km = [ (SM)/(S-)(M+) ]

Las dos técnicas más usadas para modelar losprocesos de sorción en equilibrio son: la aproxi-mación de Freundlich y la aproximación deLangmuir. Ambas involucran isotermas desorción, las cuales describen la relación entre laconcentración disuelta de la especie química asorber (mg/l, mg/l, meq/l o mmol/l) y la canti-dad sorbida por el sorbente; las unidades sonde especie sorbida por unidad de masa desorbente (mg/kg, mg/kg, meq/kg o mmol/kg);se asume que el proceso se da bajo condicio-nes de temperatura y presión constantes. Lasisotermas de sorción se han clasificado en cua-tro tipos, dependiendo de su forma (ver Figura6).

• Tipo L. Describe una gran afinidad entre elsorbente y el sorbato, usualmente indicaquimiosorción (fosfatos unidos a metal-óxi-dos, MPO4).

• Tipo S. Describe las interacciones entresorbente y sorbato (metales unidos a arcillas).

• Tipo C. Describe fraccionamiento, sugirien-do una interacción entre un sorbentehidrofóbico y un sorbato hidrofóbico (pesti-cidas – materia orgánica).

• Tipo H. Describe una fuerte quimiosorción,el cual es un caso extremo de isotermas tipoL (fosfato – oxido de hierro).

3.3.1 aproximación de Freundlich.Los suelos son sistemas con múltiples compo-nentes ( líquido, solidó y una fase gaseosa ) cons-tituyéndose en sí mismo sen un estado dinámi-co y siempre tendiendo a mantener el equilibrio.La variación de una o varias de las fases afectalas otras directamente, llegando a un nuevo es-tado de equilibrio. La ecuación de Freundlichinvolucra un proceso de sorción en equilibrio,considerando la siguiente reacción:

Figura 7. Esquema de sorción de un metalpor un grupo fosfato (68).

Figura 8. Tipos de isotermas de sorción (23).


(5) -S + 1/nC -SC

donde –S denota una superficie de algún mine-ral, C denota alguna sustancia química (metal),en equilibrio con –S, 1/n es una constante delinealización empírica y –SC denota el comple-jo sorbato-sorbente. El equilibrio de la reacciónanterior está dado por la ecuación 6:

(6) KD = -SC/C1/n

Donde KD es el coeficiente de distribución. Sidespejamos el complejo –SC, nos queda laecuación 7:

(7) -SC = KD (C1/n)

Graficando –SC contra C, nos mostrará una cur-va. Pero si linealizamos, tomando logaritmos aambos lados de la ecuación 7, produce una grá-fica lineal con KD como intercepto y 1/n comopendiente (ver Figura 7).

(8) Log-SC = logKD + 1/n logC

La gráfica linealizada de Freundlich (tipo C), re-presenta una aproximación empírica para pre-decir la distribución de una especie química enla fase líquida o en la fase sólida. Este modelopuede ser usado para predecir la lixiviación deun herbicida en particular o de un metal pesadoen el suelo.

3.3.2 aproximación de Langmuir.Este modelo incorpora algunas asunciones:

• El número de superficies de sorción es aproxi-mada (no se sabe el número exacto de su-perficies de sorción).

• La sorción incluye una monocapa.• La sorción es independiente de la cobertura

superficial.• Todos los sitios de sorción están representa-

dos por grupos funcionales similares.• Las isotermas son de tipo L.

La reacción de Langmuir es:

(9) -S + C -SC

Donde –S y C son variables iguales a las de laecuación de Freundlich.donde la ecuación que representa el equilibrioes:

(10) KL = (-SC)/(-S)(C)

Despejando –SC de la ecuación 10:

(11) -SC = KL (-S)(C)

(12) -S = (ST) – (-SC)

Si ST denota el número total de sitios de sorción,entonces la ecuación 7 reemplazada en la ecua-ción 6, da como resultado la ecuación 10, la cualpresenta una gráfica tipo L, donde la asíntota esSType:

(13) -SC = KLSTC / (1 + KLC)

Figura 9. Linealización de Freundlich (23).

(log SC)

(log C)


3.4 MODELO DE SORCION DENO-EQUILIBRIO

Los modelos de sorción de iones y compuestosorgánicos e inorgánicos consideran al suelo comoun material homogéneo y a la sorción en si comoun proceso único, reversible y en equilibrio. Sinembargo existen datos experimentales que evi-dencian la no validez de estos supuestos. Muchosestudios en columnas de suelo con transportede pesticidas y utilizando los modelos de equili-brio (Freundlich y Langmuir), mostraron sustan-ciales desviaciones entre lo calculado y lo medi-do, para el efluente, observando picos retarda-dos y colas pronunciadas en las curvas de sorción,indicando esto que el proceso de sorción/desorción ocurre simultáneamente (16, 37, 44, 46, 63).

Una asunción del modelo de no-equilibrio asu-me un modelo ¨TS¨ (two-sites), en el que lafase sólida del suelo esta compuesta por dos ti-pos de fracciones de sorción: la tipo 1, en la cualla sorción es instantánea y la tipo 2, en la cual lasorción es dependiente del tiempo, estando re-lacionada la fracción tipo uno con el materialmineral (minerales del suelo) y la fracción tipodos con el material orgánico (moléculas orgá-nicas del suelo). Este modelo falla cuando sedescribe la liberación final del sorbato en un ran-go de tiempo amplio (85, 86).

Otro supuesto del proceso de sorción en no-equi-librio es el ¨proceso de difusión, conocido tam-bién como difusión intra-partícula (movimiento

de agua dentro de los agregados); el cual enfatizaen el proceso de sorción como un gran númerode sitios de sorción en serie (longitud de los efec-tos de sorción), expresado en una ecuación dedifusión. Para resolver esta ecuación la sorciónes visualizada como un proceso de transferenciade masa de las moléculas de sorbato a través delos intersticios de las partículas sorbentes,hipotetizadas como esferas de cada grano dematerial mineral u orgánico. Sin embargo estaes una aproximación que esta lejos de la realidaden la aplicación práctica, debido a la natural he-terogeneidad en la geometría, tamaño y compo-sición de las partículas del suelo (49, 72, 85, 86).

El modelo de sorción de no-equilibrio es compli-cado, debido a los procesos simultáneos que sedan en la estructura de una matriz sólida inmersaen muchas diferencias, tanto en geometría comoen composición (multiprocesos de no-equilibrio).Un acoplamiento entre los modelos de TS y el pro-ceso de difusión puede dar buenos resultados, te-niendo en cuenta que el proceso se da en dos re-giones, una de flujo rápido (inter-agregados), refe-rida al flujo entre agregados del suelo, a otra re-gión de inmovilización (intra-agregados), referidaal flujo dentro de cada uno de los agregados (verFigura 8). La modelación matemática de este pro-ceso esta basada en modelos estadísticos, queinvolucran procesos individuales en TS y de difu-sión; también aproxima el modelo acoplado (TS-difusión), teniendo en cuenta las propiedades físi-cas del suelo, como el volumen de poros y veloci-dades internas de flujo (8, 72, 85, 86).

Figura 10. Esquema de flujo de un soluto a través de un agregado (a);conceptualización del proceso físico – químico acoplado (85).


Este modelo de sorción de no-equilibrio utilizadistribuciones probabilísticas que consideransimultáneamente la heterogeneidad de las pro-piedades hidráulicas, físicas y químicas de lossuelos, con una representación convectivaestocástica, describiendo variables como la dis-tribución del tiempo de residencia de un solutoen la matriz del suelo, representandoespecíficamente la variabilidad en las velocida-des distribuidas en la matriz. Esto seguido deuna convolución integral representando los pro-cesos espontáneos y simultáneos debido a laspropiedades físico – químicas de los suelos (es-pecíficas para cada uno).

4. BIOSORCION DE METALESPESADOS POR MEDIO DEMICROORGANISMOS

4.1 DEFINICION DEL PROCESO DEBIOSORCION

El concepto biosorción de metales pesados, serefiere a la captación de iones metálicos por me-dio de una biomasa viva o muerta (la diferenciaes el poder toxico de los metales, que puede afec-tar cuando se trabaja con biomasa viva), a travésde mecanismos físicos y químicos, como laadsorción y el intercambio iónico. Cuando seutiliza biomasa viva, los diferentes procesosmetabólicos indispensables para el desarrollo decualquier organismo vivo pueden contribuir enel proceso. El proceso básico de biosorción esigual al proceso de sorción (explicado en el capí-tulo 3), y utiliza los mismos modelos matemáti-cos para cuantificar la remoción de un metal, enparticular de una solución contaminada con éste(modelos de Freundlich y Langmuir).

La biosorción involucra una fase sólida(biosorbente, como las membranas o paredescelulares) y una fase líquida (solvente, general-mente es agua) en el cual están la(s) especie(s)metálica(s) a ser biosorbida(s) (sorbato). Debido

a la gran afinidad del biosorbente por el sorbato,este último es atraído hacia el solidó siendo atra-pado por diversos mecanismos, como lasinteracciones con los diferentes grupos funcio-nales que se encuentran en las superficies celu-lares de los microorganismos (no necesariamenterequiere actividad biológica, biomasa muerta).Los potenciales sitios de unión en las superficiescelulares son las hidroxilos, sulfhidrilos, aminas,amidas, grupos imidazol, carboxilos, fosfatos, ytioesteres, entre otros (9, 35, 41, 80, 82, 84). Igualmente sedebe proporcionar un pH adecuado, que permi-ta la desprotonación de los grupos funcionalesionizables y poder llevarse a cabo lasinteracciones iónicas.

El proceso de biosorción es continuo, hasta quese establece un equilibrio entre el sorbato disuel-to y el sorbato biosorbido por la biomasa. El tipoy la calidad del biosorbente (biomasa viva o muer-ta) están dadas por la cantidad de sorbato quepuede atraer y retener en un instante determina-do. En un proceso biotecnológico de recupera-ción y descontaminación de un medio acuosocontaminado con metales pesados, losmicroorganismos que actúan como biosorbentesson puestos en contacto con el medio acuosocontaminado y una vez que esta biomasa ha re-movido los iones metálicos del medio acuoso,se tiene la opción de recuperar la biomasa viva eintroducirla en un nuevo ciclo debiorrecuperación o biorremediación (se utilizanquímicos suaves para bajar el pH y retirar losmetales, sin destruir las células bacterianas). Encaso de que no importe la integridad funcionalde la biomasa o se trabaje con biomasa muerta,el o los metales se pueden retirar por métodosmás drásticos (incineración). (Ver Figura 9).

Los sistemas que utilizan células vivas puedenemplear mezclas de microorganismos y de plan-tas superiores, como por ejemplo la mezcla dealgas y bacterias en un proceso debiorremediación de efluentes mineros,obteniéndose un porcentaje de biorremediaciónmayor al 99 % en Cu, Cd, Zn, Hg y Fe (30).


Los microorganismos que presentan pared celu-lar son muy eficientes en los procesos debiosorción, debido a que esta pared es una es-tructura muy compleja, conformada por péptidosy carbohidratos, que a su vez forman una red depolímeros orgánicos llamados peptidoglucanos.En detalle el peptidoglucano está conformado porunidades repetitivas de dos derivados de azúca-res N-acetilglucosamina y N-acetilmurámico, y deoligopéptidos conformados por L-alanina, D-alanina, D-glutámico y lisina. Como podemosobservar en la Figura 10, el peptidoglucano estáconformado por una alta densidad de grupos fun-cionales ionizables, los cuales al desprotonarse aun pH determinado tienen la capacidad de unirlos metales pesados (cationes). Además, algunasbacterias tienen la capacidad de segregarexpolisacáridos y proteínas, denominadas enconjunto glucocalix, acumulándose en el exte-rior de la pared celular, teniendo grupos funcio-

nales ionizables, potenciales para la unión deiones metálicos. Algunas de estas proteínas son,LamB, OmpA, y PAL (18, 45, 81, 84).

Al interior de las células se encuentra un grupode pequeñas proteínas llamadas metalotieninas(alrededor de 60 aminoácidos) ricas en cisteína,que unen metales pesados tales como el Cd,Zn, Hg, entre otros. Estas metalotieninas tienenla capacidad de ser inducidas en situaciones deestrés, exposición a metales pesados, drogasanticancerígenas, glucocorticoides entre otras,actuando así como un mecanismo de defensaen contra de la toxicidad producida por las es-pecies reactivas del oxígeno, metales pesados yotros tipos de compuestos orgánicos (43, 45, 76, 82).Estas proteínas de bajo peso molecular consti-tuyen el principal mecanismo de defensa de lascélulas eucarióticas en contra de la contamina-ción por iones metálicos.

Figura 11. Esquema de los principios básicos en un proceso de biosorción de metales pesados desoluciones acuosas contaminadas, utilizando microorganismos.


4.2 BIOSORCION DE METALES PESADOSPOR ALGUNOS MICROORGANISMOS

Desde finales de los 60´s se han venido investi-gando organismos (plantas, microorganismos,hongos y algas) que son potencialmente eficien-tes en la biorremediación de metales pesados.Los estudios realizados por Andersen y Lundgren(1969), mostraron la producción de enzimasbacteriales para la oxidación del hierro. Friedmany Dugan (1968) determinaron la concentracióny acumulación de iones metálicos en la bacte-ria Zoogloea. Din y Suzuki (1967) estudiaron elmecanismo de oxidación del Fe+2 por la bacte-ria Ferrobacillus ferrooxidans (3, 20, 28).

En los 80´s se profundizo sobre el mecanismode acción de las bacterias para transformar y/obiosorber iones metálicos; se empezó a investi-gar más organismos con potencialbiorremediador. Doyle et al (1980) estudiaron la

selectividad de Bacillus subtilis por algunos ionesmetálicos, y D´Souza en 1983 (citado por Volesky,1995), investigo la reducción del hierro y el man-ganeso por bacterias fotosintéticas. A partir de1986 se estudiaron bacterias, comoPseudomonas, diferentes tipos de algas y de hon-gos como Penicillium, Rhizopus y levadurascomo Saccharomyces cerevisiae (22, 31, 35, 38, 73, 84).

Además se empezó a investigar sobre lospéptidos involucrados en la retención de ionesmetálicos, diseñando muchas secuencias deaminoácidos (principalmente secuencias ricasen cisteína, glicina e histidina) para tal fin, y lue-go expresando los genes que codifican paraesos péptidos en bacterias, aumentando así supotencial de biosorción. El mejor modelo deestudio de estos péptidos ha sido Escherichiacoli, aunque también se han transformado ce-pas de Saccharomyces cerevisiae y Ralstoniaeutropha (27, 45, 47, 61, 81).

Figura 12. Estructura del peptidoglucano (50).


Algunos organismos reportados como eficien-tes para la biorremediación de metales pesadosson: Bacillus subtilis (Cu, Pb, Mn, Ni, Zn, Fe),Bacillus licheniformis (Cu, Zn, Cr, Fe), biomasade Bacillus spp (Cu, Zn, Cr, Fe), Citrobacter (Cd,Pb), Saccharomyces cerevisiae (Cd, Cu, Co, Zn,Cr), Rhizopus arrhizus (Cd, Cu, Pb, Hg, An, Cr),Penicillium spp (Cd, Cu, Pb, Hg, Zn, Cr),Diatomeas (Zn), Euglena (Ni), Chlorella (Pb) (5,

9, 25, 31, 38, 68, 84).

En Colombia se realizo un estudio en el ICP (Insti-tuto Colombiano del Petróleo), utilizandoCitrobacter como eficiente biorremediadora de Cd+2, por medio de la secreción de la enzima fosfatasa,la cual acompleja y precipita el metal (68).

4.3 MICROORGANISMOSTRANSFORMADOS GENÉTICAMENTE

Los primeros estudios en transformacionesgenéticas con el propósito de aumentar la efi-ciencia como biosorbente de una bacteria enparticular, involucro la expresión intracelular demetalotieninas en células eucarióticas.Metalotieninas del espacio periplásmico de cé-lulas eucariotas en humanos fueron expresadasen E. coli, obteniéndose un aumento de 3 a 5veces más biosorción que la cepa nativa 70. Peroa medida que se aumentaban las concentracio-nes de iones metálicos en el periplasma, estasconcentraciones se hacían toxicas para la bac-teria. Así, se empezaron a realizar estudios paraexpresar metalotieninas y que éstas se ubicaranen la superficie celular, evitando así la acumula-ción nociva de metales pesados en el citoplas-ma celular.

Se expresaron diferentes tipos de oligopéptidoscomo LamB, OmpA, MTâ y PAL en E. coli, R.metallidurans, Ralstonia eutropha yPseudomonas putida, los cuales se ubicaban enla superficie celular, encontrándose un aumen-to considerable en la captación de los metalespesados (18, 19, 48, 81, 82).

Conociendo en detalle la conformación deaminoácidos de las diferentes metalotieninas fun-cionales para unir iones metálicos, se evolucio-nó en la creación de oligopéptidos biosorbentesde metales pesados, basados en la secuencia deaminoácidos de las metalotieninas (sobre todolas metalotieninas de células eucarióticas huma-nas). Estos ligandos peptídicos de iones metáli-cos se diseñaron con altos contenidos en su es-tructura primaria de cisteína o histidina,aminoácidos que tienen alta capacidad de unirmetales. Jugando con diferentes secuencias deestructuras primarias, en un alto porcentaje concisterna o histidina, se crearon oligopéptidos es-pecíficos para unir Cd +2 y Hg+2, expresados enE.coli (19, 81, 82).

4.4 MODELOS DE BIOSORCION

Los modelos de biosorción son los mismosmodelos utilizados en sorción en equilibrio (verecuaciones 10, 11 y 12). Generalmente, en lasinvestigaciones se caracterizan las isotermas debiosorción por medio de los modelos deFreundlich y Langmuir, así se puede tener unamejor visión de la especificidad y selectividadde un biosorbente por un metal en específico)11, 17, 56, 60).

Otra forma de la ecuación de Langmuir es:

(14) máxmáx qCfbqqCf /)/1(/ +=

Donde Cf: concentración del metal en la solu-ción (mg/l); q: biosorción del metal (mg/g); b yqmáx: constantes empíricas.

Otra forma de la ecuación de Freundlich es:

(15)

Donde q: biosorción del metal (mg/g); Cf: con-centración del metal en la solución (mg/l); Kf yk: constantes empíricas.


Se debe tener en cuenta que los modelos mate-máticos en el proceso de biosorción, compara-dos con los del proceso de sorción, son iguales;solo cambian los términos de las variables enlas ecuaciones, para expresarlos en un lenguajemás utilizado en biología.

5. CONSIDERACIONES GENERALESY CONCLUSIONES

A partir de las investigaciones y el entendimientode los procesos de sorción en los suelos se hadilucidado el proceso de biosorción de ocurren-cia natural en los microorganismos. A medida quese ha detallado en el entendimiento de los me-canismos del proceso, se ha aprovechado la na-turaleza del mismo para utilizarlo en beneficio delhombre y del medioambiente, comobiorremediador de metales pesados que conta-minan un ambiente determinado (suelo y/oagua). En la actualidad se tiene un conocimien-to detallado de los mecanismos físico – quími-cos de la biosorción y los procesos molecularesinmersos que la hacen en los microorganismos,llegando al punto de optimizar en un alto por-centaje el proceso, por medio de transformacio-nes genéticas realizadas en bacterias, expresan-do en la superficie y en el interior celular diferen-tes tipos de metalotieninas.

Por ejemplo, Kotrba et al (1999), encontraronun incremento del 80 % en la capacidad debiosorción en una cepa de Escherichia colitransformada genéticamente, con capacidad desintetizar péptidos ricos en secuencias repetitivasde glicina y cisteína. Sousa et al (1996), median-te la transformación genética de una cepa deEscherichia coli con capacidad de sintetizar unhíbrido de la proteína LamB (proteína de mem-brana) el cual consistió en la proteína LamBunida a péptidos compuestos por secuenciasrepetitivas de histidina, lograron aumentar en un400 % la capacidad de biosorción de la cepanativa de Escherichia coli (45, 76).

Los modelos matemáticos de cuantificación enla biosorción son los mismos que se utilizan enla modelación del proceso de sorción en suelos(modelos de Freundlich y Langmuir) asumien-do el proceso como un modelo en equilibrio.Estos modelos son adaptables a la utilizaciónde biomasa viva o muerta, aunque se debencentrar esfuerzos en diseñar modelos matemá-ticos más representativos en una escala real(procesos biotecnológicos), debido a que labiorremediación se da en medios (suelo y agua)que son modelos dinámicos en el tiempo inme-diato (p.e. las aguas residuales).

La evolución en el conocimiento y desarrollo dela biosorción en microorganismos ha genera-do un verdadero proceso biotecnológico basa-do en el conocimiento básico y en el mejora-miento del proceso a nivel molecular, en condi-ciones in vitro, para así obtener un productobiotecnológico optimizado y eficiente para labiorremediación de metales pesados en suelosy agua. Se deben también direccionar las inves-tigaciones al aislamiento y estudio de cepasnativas, potenciales para los procesosbiorremediadores a través de la biosorción.

En Colombia se ha trabajado muy poco a nivelexperimental en el campo de la biosorción. Soloel Instituto Colombiano del Petróleo ha realizadoprocesos de precipitación enzimática del cadmio,utilizando bacterias nativas del géneroCitrobacter; por medio de la fosfatasa ácida (uti-lizada como sorbente), enzima secretada por labacteria (68). Se debe generar un proyecto que llevea la optimización de un proceso biotecnológicoóptimo para la biosorción de metales pesados,iniciando con el aislamiento de cepas nativas delgénero Bacillus sp, evaluando posteriormente sucapacidad de biosorción, para luego explorar laposibilidad de optimizar el proceso por medio detransformaciones genéticas y así generar un es-calado que permita obtener un producto comer-cial eficiente y económico en el proceso de des-contaminación de metales pesados.


La generación de un proceso biotecnológico enla biorremediación de suelos a partir de labiosrción de metales pesados por medio demicroorganismos sería beneficioso en lareactivación de tierras para la producciónagropecuaria. Teniendo en cuenta que el pro-ceso de biorrmediación debe estar acompaña-do de otros procesos biotecnológicos, como larecuperación de las propiedades físicas, quími-cas y biológicas de la matriz edáfica, perdidasen el proceso de contaminación.

6. GLOSARIO

Arcilla: Sustancia mineral, impermeable y plás-tica, formada principalmente por silicato de alu-minio. El tamaño del grano es inferior a 0.002mm

Biorremediación: Reparación de un daño am-biental y/o ecológico, por medio de organismosvivos, logrando reducir el riesgo a niveles acep-tables.

Constante dieléctrica: Parámetro que describelas propiedades eléctricas de un medio. Esadimensional.

Contaminación: La presencia en el ambiente deuno o más contaminantes o de cualquiercombinación de ellos que cause desequilibrioecológico.

Contaminante: Toda materia o energía en cual-quiera de sus estados físicos y químicos, que alincorporarse o actuar en la atmósfera, agua, sue-lo, flora, fauna o cualquier elemento natural, al-tere o modifique su composición y condiciónnatural.

Degradación: proceso en el cual un compues-to orgánico puede ser transformado, bajo cier-tas condiciones ambientales y por métodos físi-cos, químicos o biológicos.

Ecosistema: Unidad funcional utilizada enecología para referirse a todos los seres vivos ysus alrededores, incluyendo las interacciones re-cíprocas entre los organismos y el medio quelos rodea.

Escorrentía: Agua que fluye directamente des-de la superficie del suelo a las corrientes, ríos ylagos.

Lixiviación: Proceso por el cual los nutrientes,minerales y contaminantes son arrastrados porel agua infiltrada en los suelos.

Relleno sanitario: Fracción de suelo seleccio-nada por estrictos estudios geológicos y de im-pacto ambiental, utilizada para la disposiciónfinal de los residuos sólidos urbanos.

Remediación: Reparación de un daño ambien-tal y/o ecológico, por medio de técnicas físico –químicas, logrando reducir el riesgo a nivelesaceptables. La forma e intensidad de la interven-ción quedará establecida en función del tipo ydetalle de la evaluación de riesgo realizada en elsitio.

Sistema Abiótico: Sistema en el cual sus com-ponentes constitutivos son materia no viva.

Sistema Biótico: Todo lo viviente. Un sistema oasociación biótica comprende todos los orga-nismos vivos presentes en un área determina-da.

Sorbato: Ion o molécula que es potencialmen-te capaz de unirse a un sorbente.

Sorbente: Material orgánico o inorgánico capazde unir iones o moléculas.

Sustancias húmicas: Compuestos orgánicosácidos existentes en los suelos, debido a la de-gradación de la materia orgánica por medio demicroorganismos.


Tratamiento: Es la acción de transformar los re-siduos (líquidos o sólidos) o sus propiedades conel fin de eliminar o evitar los riesgos no desea-dos a la salud del hombre y al equilibrio de losecosistemas.

7. BIBLIOGRAFÍA

1. Agudelo García, Rubén Alberto. Tratabilidadde lixiviados producidos en rellenos sanita-rios. Universidad de Antioquia, Facultad deIngeniería. Tesis de Maestría en IngenieríaAmbiental. Medellín. 1994.

2. Akins J. M. et al. Evaluation of drosophilamelanogaster as an alternative animal forstudyng heavy metal toxicity. Toxicologist,Feb; 11(1):39. 1991.

3. Andersen KJ, Lundgren DG. Enzymaticstudies of the iron-oxidizing bacterium,Ferrobacillus ferrooxidans: evidence for aglycolytic pathway and Krebs cycle. CanJournal Microbiol, 15(1):73–79, junio. 1969

4. Atkinson, B. W. ; F. Bux. ; H.C. Kassan.Consideration for application of sorptiontechnology to remediate metal-contaminated industrial effluents. Water S.A.24:129-135. 1998.

5. Bio-land. Género Bacillus. Web:www.red6.org/bioland/nutricompoust-mo.htm. Revisado el 15 de noviembre de2004.

6. Brower Byrnes, Jennifer. et al. Comparisonof ion-exchange resins and biosorbents forthe removal of heavy metals from platingfactory wastewater. Environmental Scienceand Technology, 31(10):2910-2914. 1997

7. Brown, Stanley.. Metal-recognition byrepeating polypeptides. NatureBiotechnology, 15:269-272. 1997.

8. Bolt, G. H. Soil chemistry: B. Physico-chemical models. Ed. Elsevier ScientificPublishing Company. Oxford. 527 p. 1982.

9. Cañizares Villanueva, Rosa Oliva. biosorciónde metales pesados mediante el uso debiomasa microbiana. Revista Latinoameri-cana de Microbiología, 42:131-143. 2000.

10. CEPIS. Manual de evaluación y manejo desustancias toxicas en aguas superficiales,sección 6, control de sustancias toxicas. Di-ciembre. México. 1998.

11. Chu, K. H. Improved fixed bed models formetal biosorption. Chemical EngineeringJournal, 97:233-239. 2003.

12. CIFCA. Tres casos de impacto ambiental:Aeropuertos, Hidroeléctrica y Relleno Sani-tarios de RSU. Cuadernos del CIFCA, Ma-drid. 1980.

13. Cortuelo Minguez, Luis M. ; MarquésGutiérrez, María Dolores. Los metales pesa-dos en las aguas (I), su origen. Acción deagentes biológicos. Ingeniería Química. 31(356) p. 263-266, mayo. 1999.

14. Cortuelo Minguez, Luis M. Los metales pe-sados en las aguas (II), Acciones químicas.Ingeniería química. 31 (357) p. 263-266,mayo. 1999.

15. Cubillos González, Luz Miryam. Estudio dela contaminación de suelos de la Sabana deBogotá por metales pesados. Memos de in-vestigación # 367. Universidad de los An-des, Bogotá. 1997.

16. Dao T. H ; Lavy T. L. Atrazine adsorption onsoil as influenced by temperature, moistureand electrolyte concentration. WeedScience, 26:303-308. 1978.

17. Davis, Thomas A. et al. A review of thebiochemistry of heavy metal biosorption by


brown algae. Water Research, 37:4311-4330. 2003.

18. De Lorenzo, Victor ; Valls, Marc. Exploitingthe genetic and biochemical capacities ofbacteria for the remediation of heavy metalpollution. Microbiology Reviews. 26:327-338. 2002.

19. Dereck R. Lovley ; Lloyd, Jhon R. Microbeswith a mettle for Bioremediation. Naturebiotechnology, 18:600-603. 2000.

20. Din, G.A , Suzuki I. Mechanism of Fe+2

cytochrome c reductase of Ferrobacillusferrooxidans. Can, Journal Biochemistry,45(10):1547-1556, octubre. 1967.

21. Domingo L, José ; Schuhmacher, Marta. Ni-veles ambientales de metales y dioxinas enlas proximidades de una planta cementera.Revista Técnica: Residuos, # 61; p. 90-98,Julio-agosto. 2001.

22. Doyle, R.J. ; Matthews T. H. ; Streips, U. N.Chemical basis for selectivity of metal ionsby the Bacillus subtilis cell wall. JournalBacteriology, 143:471-480. 1980.

23. Evangelou, V. P. Environmental soil and waterchemistry: principles and applications. Ed.John Wiley & Sons, Inc. New York. 563 p.1998.

24. Fantelli, María. Explotación de rellenos sa-nitarios (I). Revista técnica: Residuos, # 60,mayo-junio. 2001.

25. Filall, B. K. et al. Waste water bacterialisolates resistant to heavy metals andantibiotics. Current Microbiology, 41:151-156. 2000.

26. Förstner, U. ; Wittmann, G. T. W. Metalpollution in the aquatic environment. Ed.Springer-Verlag. 2da ed. New York. 1983.

27. Fraser, James A. et al. A gene fromAspergillus nidulans with similarity to URE2of Sacharomyces cerevisiae encodes aglutathione S-transferase which contributesto heavy metal and xenobiotic resistance.Applied and Environmental Microbiology,68(6):2802-2808. 2002.

28. Friedman, B. A., Dugan, P. R. Concentrationand accumulation of metallic ions by thebacterium Zoogloea. Development Indus-trial Microbiology, 9:381-388. 1968.

29. Gadd, G. M. y C. White. Microbial treatmentof metal pollution – a workingbiotechnology?. Trends Biotechnology.11:259-273. 1993.

30. Gale, N. L. ; Wixson, B.G. Removal of heavymetals from industrial effluents by algae.Development Industrial Microbiology,20:259-273. 1993.

31. Galun, M. et al. Removal of metal ions fromaqueous solutions by Penicillium biomass:Kinetic and uptake parameters. Water Airand Pollution, 33:359-371. 1987.

32. Gemma Puente, Miguel, et al. extracción demetales pesados en lodos de depuradora deaguas residuales. Revista Técnica: Residuos,# 46:74-79, enero-febrero. 1999.

33. Glazer N, Alexander ; Nikaido, Hiroshi.Microbial Biotechnology. Ed. W.H. Freemanand Company. 2da ed. New York. 582 – 590.1998.

34. Gutiérrez lopez, Julio. et al. Técnicas debiorrecuperación in situ en acuíferos conta-minados por metales pesados. InstitutoGeológico y Minero de España. Oficina deProyectos de Valencia. 2000.

35. Greene, Benjamin. et al. Interaction of gold(I) and gold (III) complexs with algalbiomass. Environmental ScienceTechnology, 20:627-632. 1986.


36. Harper J. F. heavy metal pimps in plants.Government reports announcements &index, Issue 22. 15-24. 2000.

37. Huang, P.M. et al. Components and particlesize fractions involvent in atrazine adsorptionby soil. Soil Science, 138:20-24. 1984.

38. Hutchins R, S. et al. Microorganism inreclamation of metals. Annual ReviewMicrobiology, 50:753-789. 1986.

39. Jugo S. Metabolism of toxic heavy metal ingrowing organism: a review. Environmentalresearch, 13(1):36-46. 1977.

40. Knasmóuller S, et al. detection of genotoxiceffects of heavy metal contaminated soilswith plant bioassays. Mutation research,420(1-3):37-48, diciembre. 1998.

41. Kapoor, A. y Viraraghavan, T. Removal ofheavy metals from aqueous solutions usingimmobilized fungal biomass in continuousmode. Water Research, 32(6):1968-1977.1998.

42. Karin M. Interactions of heavy metals ionswith the human genome. Crisp Data BaseNational Institute of Health, Mayo. 1998.

43. Kondoh, Masuo. et al.. Classical conditioningof metallothionein synthesis in mice. Journalof health science, 50(4):413-416. 2004

44. Kookana, R.S. et al. Time dependentsorption of pesticides during transport insoils. Soil science, 154:214-225. 1992.

45. Kotrba, Pavel. et al. Enhancedbioaccumulation of heavy metals ions bybacterial cells due to surface display of shortmetal bindings peptides. Applied andenvironmental and microbiology. 65 (3); p.1092-1098, marzo. 1999.

46. Lavy, T. L. Micromovement mechanism of s-triazines in soil. Soil Science, 32:377-380.1968.

47. Lovley, Derek y Lloyd, Jhon R. Microbes witha mettle for bioremediation. NatureBiotechnology, Vol. 33, Junio. 2000.

48. Lu, YI ; Valentine S. Joan. Engineering me-tal-binding sites in proteins. StructuralBiology. 7:495-500. 1997.

49. McBride, Murray B. Environmental chemistryof soils. Ed. Oxford University Press. Oxford.406 p. 1994.

50. Madigan, Michael T. et al. Biología de losmicroorganismos. Ed. Prentice May. Madrid(España). 72-73. 2001.

51. Martin, Alexander. Biodegradation andbioremediation. Ed. Academic Press. NewYork. 302 p. 1994.

52. Ministerio de Salud. Decreto 475 del 10 demarzo de 1998, por la cual se expiden lasnormas técnicas de la calidad del agua pota-ble. Presidencia de la República. Colombia.

53. McCullough, J. et al. Bioremediation ofmetals and radionucleids. What is and how itworks. Office Biological and EnvironmentalResearch of the U.S. Department of Energy´sOffice of Science. Revisado el 20 de noviem-bre de 2004. Web: www.ibl.gov/NABIR/primer.1999.

54. Moreno Garrido, Ignacio. acumulación deCu y Zn por células microalgales marinasde Nannochloropsis gaditana(Eustigmatophyceae) inmovilizadas enalignato de calcio. Ciencias Marinas,28(1):107-119. 2002.

55. Nagymajtaenyi L. et al. Developmentalneurotoxic effects of environmental pollutats


(heavy metals + organophsphates) in ani-mal experiments. Neurotoxicology,18(3):876. 1997.

56. Nourbakhsh, Nurbas M. et al. Biosorption ofCr+6, Pb+2 and Cu+2 ions in industrial wastewater on Bacillus sp. Chemical EngineeringJournal, 85:351-355. 2002.

57. Nriagu O, Jerome and Pacyna M, Jozef.Quantitative assement of worldwidecontamination of air, water and soils by tracemetals. Nature, 333(6169):134-139. 1988.

58. Ocker H. D. Total content distribution ofheavy metals in cereals and cereal products.Ber Landwirtsch, 55(4):769-808. 1977.

59. Olabarrieta, I, et al. Efecto in vitro del cadmioen dos diferentes modelos de células anima-les. Toxicology in vitro. 15:511-517. 2001.

60. Pagnanelli, F. et al. Mechanism modeling ofheavy metal biosorption in batch andmembrane reactor systems.Hydrometallurgy, 71:201-208. 2003.

61. Pazirandeh, Meheran. et al. Development ofbacterium-based heavy metal biosorbents:enhanced uptake of cadmium and mercuryby Escherichia coli expressing a metalbinding motif. Applied and Environmentaland Microbiology. 64 (10); p. 4068-4072,octubre. 1998.

62. Pérez H, E. et al. Niveles de Cd, Cu, Pb y Znen los ríos del norte del Departamento delCauca. En: Unicauca Ciencia. # 3, septiem-bre; p. 3-11. Universidad del Cauca,Popayán. 1998.

63. Pignatello, J. J. Sorption dynamics oforganic compounds in soils and sediments,in reactions and movement of organicchemicals in soils. SSSA SpecialPublication, No 22, 45-80. 1989.

64. Riley, R.G. et al. Chemical contaminants onDOE lands and selection of contaminantsmixtures for subsurfaces research.Department of Energy, Washington D.C.DOE/ER-0547T. 1992.

65. Roane, T. M ; pepper, I. L. Microbial responseto environmentally toxic cadmium. MicrobialEcology. 38; p. 358 – 354. 2000.

66. Rodríguez, José Álvaro ; Giraldo Gomez,Eugenio. Estudio preliminar de sustanciaspotencialmente toxicas de interés ambien-tal Colombia. Memos de investigación #387. Universidad de los Andes, Bogotá.1997.

67. Rodríguez Barroso, M. R. et al. Calidad delas aguas próximas a un relleno sanitario:Experiencias en un relleno sanitario de RSUen Cádiz. Revista Técnica: Residuos,32(373):219-227. 2000.

68. Rodríguez M, R. et al. Precipitaciónenzimática del cadmio utilizando bacteriasnativas del género Citrobacter. Ciencia,Teccnología y Futuro. 1 (3); p. 123-133.1997.

69. Romero R. A ; Salgado O ; Marcano L. Impactsocial factors and heavy metal pollution onthe incident of anencephaly at the easterncoast of lake Maracaibo, Venezuela. TraceElements and Electrolytes, 1581:34-38.1998.

70. Romeyer, F. M. et al. Bioaccumulation ofheavy metals in Escherichia coli expressingan inducible synthetic humanmetallothionein gene. JournalBiotechnology, 8:207-220. 1988.

71. Ruden DM. Toxicogenomics of lead, mercuryand cadmium. Crisp Data Base NationalInstitute of Health, Junio. 2003.


72. Selim, Magdi H. ; MA, Liwang.Nonequilibrium in soils: Modeling andapplicatión. Ed. Ann Arbor Press. Michigan.492 p. 1998.

73. Silver, Simon ; Phung, Le T. Bacterial heavymetal resistance: New Surprises. AnnualReview Microbiology, 50:753-789. 1996.

74. Soler, Pedro ; Polo, Alfredo. Problemática delos metales pesados en los lodos dedepuradoras. Revista Técnica: Residuos, #40:20-27. 1998.

75. Sonta S, et al. Investigation on the storageof heavy metals in human fetuses andmother. Congenital Anomalies, 41(3):265-6. 2001.

76. Sousa, Carolina. Et al. Enhancedmetalloadsorption of bacterial cellsdisplaying poly-his peptides. NatureBiotechnology, 14:1017-1020. 1996.

77. Sugita M. The biological half-time of heavymetals: the existence of a third,¨slowest¨component. International Archivesof Accupational and Environmental Health,41(81):25-40. 1978.

78. Steinkellner H, et al. genotoxic effects ofheavy metals: comparative investigation withplant bioassays. Environmental andmolecular mutagenesis, 31(2):183-91. 1998.

79. Torres Rodríguez, Duillo. El papel de losmicroorganismos en la biodegradación decompuestos tóxicos. Facultad de Agrono-mía, Universidad Central de Venezuela.Ecosistemas, año 12, No 2, mayo-agosto.2003.

80. Urrutia Mera M. et al. The membrana-induced proton motive force influences the

metal binding ability of Bacillus subtilis cellwalls. Applied and EnvironmentalMicrobiology, December 3838-3844. 1992.

81. Valls, Marc. et al. Engineering a mousemetallothionein an the cell surface ofRalstonia eutropha CH34 for immobilizationof heavy metals in soil. NatureBiotechnology, Vol. 18, Junio. 2000.

82. Valls y De Lorenzo, Victor.. Exploiting thegenetic and biochemical capacities of bac-teria for the remediation of heavy metalpollution. FEMS Microbiology Reviews26:327-338. 2002

83. Valverde, Mahara, et al. Es capaz el acetatode plata y el cloruro de cadmio producirdaño en el DNA?. Mutagénesis. 16(3), pp265-270. 2001.

84. Volesky, B. ; Holan R, Z. Biosorption of heavymetals. Biotechnology Progress. 11, 235-250. 1995.

85. Wagened R. J ; Chen W. Coupling sorptionrate heterogenety and physicalnonequilibrium in soils. PhisicalNonequilibrium in Soils, Modeling andApplications. Ann Harbor Press, 1-37. 1998.

86. Wilson G. V. et al. Hydraulic and phisicalnonequilibrium effects on multiregion flor.Phisical nonequilibrium in soils, modelingand applications. Ann Harbor Press, 38-52.1998.

87. Zehner, Rosa. Identificación, evaluación,control, mitigación y biorremediación deriesgos medioambientales. Programas deremediación para actividades hidrocarburí-feras. Memorias del II Congreso de Seguri-dad Industrial y Medio Ambiente de la In-dustria Petrolera, Quito. 200

revista ces medicina veterinaria y zootecnia - … · revista ces medicina veterinaria y zootecnia...

Documents