Fitoextracción de metales pesados en suelos contaminados

Introducción

A través de la historia y especialmente a partir
de la Revolución Industrial, los hombres han producido
contaminantes muy peligrosos, los cuales han sido gradualmente
depositados en el ambiente. Los elevados niveles de metales
tóxicos no biodegradables, encontrados en sectores
urbanos, son el resultado de una actividad antropogénica
indiscriminada (Granadillo, 1993). Por ejemplo, en la
antigüedad el plomo era muy común y probablemente fue
usado primero con propósitos cosméticos y para
hacer adornos (Aitcheson, 1960). La contaminación
creciente de suelos y cuerpos de agua continentales a todo lo
largo y ancho de nuestro planeta tiene un fuerte impacto en el
equilibrio de ecosistemas naturales y la calidad de vida de la
población humana. Este grave problema demanda soluciones
urgentes que no pueden seguir postergándose
más.

La contaminación del suelo con metales
tóxicos puede ser frecuentemente el resultado de diversas
actividades humanas, especialmente aquellas relacionadas con la
minería, emisiones industriales, disposición o
filtración de desechos industriales, aplicación de
aguas residuales en suelos agrícolas, empleo de abonos,
fertilizantes y pesticidas. Debido al elevado potencial de
toxicidad y persistencia de los metales, los suelos contaminados
con estos elementos, son un problema ambiental que necesita una
solución efectiva y promisoria.

Aunque tuvieron que ser desarrollarse numerosas
técnicas para remover metales desde los suelos, muchos
lugares permanecen aún contaminados; porque los costos
económicos y ambientales para limpiarlos superficialmente
con las tecnologías disponibles son demasiado elevados. De
acuerdo con Ensley(2000), los gastos estimados contraídos
en la remediación de un lugar contaminado con Pb,
utilizando la técnica convencional mediante
excavación y desprendimiento de tierras, comúnmente
propuesta y practicada en los Estados Unidos; son de
aproximadamente 150 a 350 dólares por tonelada. Los
métodos de restauración ambiental de suelos
contaminados con metales utilizando una tecnología basada
en el uso de plantas, tiene un interés atrayente que se ha
incrementado en las dos últimas décadas. En este
contexto, tuvo que desarrollarse la fitorremediación a un
costo efectivo y ambientalmente como un método amigable de
remediación de suelos contaminados. Este tipo de
remediación de suelos contaminados utilizando plantas,
puede costar alrededor de 80 dólares por tonelada (Ensley,
2000) ó 0,25 millones de dólares por
hectárea (Cunningham & Berti, 2000), lo cual hace a
este un método económicamente atractivo para
descontaminar suelos contaminados por metales pesados.

La fitorremediación es una tecnología
biológica emergente que utiliza las plantas y los
microorganismos asociados a la rizósfera, para remover,
transformar o contener sustancias contaminantes localizadas en
suelos, sedimentos, acuíferos, cuerpos de agua e incluso
de la atmósfera. Esta tecnología ambiental ha
experimentado crecimiento acelerado durante la última
década. Aunque los primeros reportes datan de 1993, el
periodo importante de innovación empezó en 1996.
Desde entonces a la fecha se han publicado 4576 artículos
y 483 revisiones de esta temática. Los estudios de
fitorremediación pueden clasificarse en dos grandes
grupos: 1) La biorremediación de sustancias
orgánicas recalcitrantes o peligrosa, donde el principal
objetivo es degradar los contaminantes hasta obtener un producto
menos tóxico (los contaminantes orgánicos
más estudiados son los contaminantes derivados del
petróleo como los hidrocarburos poliaromáticos y
los explosivos peligrosos como el TNT) y 2) La remoción de
sustancias tóxicas elementales, grupo en el que
están comprendidos los metales pesados y los elementos
radioactivos (Weiss et al, 2006).

Tanto en artículos como en patentes, el
área más intensamente estudiada es la de metales
pesados. La mayor parte de los artículos publican
resultados experimentales con algunas plantas en particular.
También se estudian intensamente los mecanismos de
acumulación de metales, que involucran quelación
extracelular o intracelular, precipitación,
compartamentización y traslocación en el sistema
vascular. Hay 53 patentes registradas en todo el mundo; las
compañías y grupos de investigación que
protegen esta oferta tecnológica están localizados
en Corea, Japón, China, Estados Unidos, Bélgica y
España. Las patentes solicitadas pueden dividirse en
cuatro grupos:1) Sistemas para extraer metales pesados de suelo y
cuerpos de agua, 2)Procesos generales para aumentar la eficiencia
de la fitorremediación, 3)Plantas modificadas
genéticamente que son hiperacumuladoras de metales pesados
y 4)Especies particulares empleadas en
fitorremediación.

La fitorremediación de suelos contaminados por
metales pesados representa una oportunidad en el mercado de
aproximadamente 1 billón de dólares por año
(Glass, 2000), solamente en los Estados Unidos: el mercado de
fitorremediación incluye actualmente, el 0,5% del mercado
total de remediación, equivalente a alrededor de 100 a 150
millones de dólares por año (Pilon & Smits.,
2005).De esta manera existe allí una amplia demanda
reprimida por aquella tecnología. Porque a partir de estos
costos relativamente bajos, la fitoremediación se presenta
como un camino bueno y viable para limpiar los suelos en
países poco desarrollados, donde son escasos sus fondos
públicos disponibles para la restauración
ambiental.

Para llegar a la utilización efectiva de plantas
en la remoción de contaminantes de suelos y cuerpos de
agua continentales, es necesario superar los retos
tecnológicos inherentes. Son tres las principales barreras
existentes para el ingreso de esta tecnología: 1) La
identificación de especies prometedoras, 2) El
establecimiento de procesos eficientes de cultivo para las
especies vegetales seleccionadas y 3) El proceso de mejoramiento
genético (Saad, et., al 2009).

Metales
pesados

¿Qué es un metal pesado?

El término de metal pesado se refiere a cualquier
elemento químico metálico que tenga una alta
densidad relativa y sea tóxico o venenoso en
concentraciones incluso muy bajas. (Lucho et al., 2005).
Además se les define como elementos con propiedades
metálicas (conductibilidad, ductilidad, etc.),
número atómico mayor de 20, y densidad mayor a los
5 g/cm3. Se consideran como metales pesados al plomo cadmio,
cromo, mercurio, zinc, cobre, plata y arsénico; porque
constituyen un grupo de gran importancia, ya que algunos son
esenciales para las células, pero en altas concentraciones
pueden resultar tóxicos para los seres vivos (humanos,
organismos del suelo, plantas y animales) (Spain et al.,
2003).Estos contaminantes pueden alcanzar niveles de
concentración que provocan efectos negativos en las
propiedades físicas, químicas y biológicas
como: reducción del contenido de materia orgánica,
disminución de nutrimentos, variación del pH
(generando suelos ácidos), amplias fluctuaciones en la
temperatura, efectos adversos en el número, diversidad y
actividad en los microorganismos de la rizósfera,
dificultan el crecimiento de una cubierta vegetal protectora
favoreciendo la aridez, erosión del suelo, y la
dispersión de los contaminantes hacia zonas y
acuíferos adyacentes; como consecuencia aumenta la
vulnerabilidad de la planta al ataque por insectos, plagas y
enfermedades, afectando su desarrollo (Zhuang et., al., 2007).
Los metales pesados se encuentran generalmente como componentes
naturales de la corteza terrestre, en forma de minerales, sales u
otros compuestos. No pueden ser degradados o destruidos
fácilmente de forma natural o biológica ya que no
tienen funciones metabólicas específicas para los
seres vivos (Abollino et al., 2002).

Las principales fuentes de metales pesados son las
actividades naturales, como alteraciones producidas en los cerros
y volcanes; que constituyen una fuente relevante de metales
pesados en el suelo, así como también algunas
actividades antropogénicas, como la industria minera que
está catalogada como una de las actividades industriales
que más genera metales pesados. En el suelo, los metales
pesados, están presentes como iones libres, compuestos
metálicos solubles, compuestos insolubles como
óxidos, carbonatos e hidróxidos (Pineda, 2004). Los
metales pesados contribuyen fuertemente a la contaminación
ambiental, la cantidad de metales disponibles en el suelo esta en
función del pH, el contenido de arcillas, contenido de
materia orgánica, la capacidad de intercambio
catiónico y otras propiedades que los hacen únicos
en términos de manejo de la contaminación (Sauve et
al., 2000).

Los metales pesados han sido ampliamente utilizados en
muchas actividades, tales como la agricultura, la minería,
la fundición, la galvanoplastia y el refinado del oro
(Rodríguez-Ortíz et al., 2006). Por lo tanto, se
han documentado serios problemas asociados a la
contaminación de los suelos en estas actividades. La
acumulación de metales pesados en las plantas inhibe o
activa algunos procesos enzimáticos que afectan su
productividad tanto cualitativa como cuantitativamente (Miteva et
al., 2001). El plomo (Pb), el arsénico (As) (Codling &
Ritchie, 2005), el cadmio (Cd) y el zinc (Zn) (Brown et al.,
1994), entre otros metales pueden ser absorbidos por las plantas
(Rodríguez-Ortíz et al., 2006) hasta
concentrarse en sus tejidos a niveles tóxicos. Tal
situación puede ser una posible vía de entrada de
estos metales en la cadena alimentaria humana a través del
consumo de plantas, directa o indirectamente por los seres
humanos (Mortvedt, 1996; Chien et al., 2003). Hay
evidencias de que el Pb y Cd han sido la causa de efectos
negativos sobre la salud humana, de la mortandad en animales, y
la perturbación de los ecosistemas naturales y los
agro-ecosistemas. En general, los metales pesados pueden ser
potencialmente tóxicos para la salud humana.

Los metales pesados son peligrosos porque tienden a
bioacumularse en diferentes cultivos. La bioacumulación
significa un aumento en la concentración de un producto
químico en un organismo vivo en un cierto plazo de tiempo,
comparada con la concentración de dicho producto
químico en el ambiente (Angelova et al., 2004). En un
pequeño grado se pueden incorporar a organismos vivos
(plantas y animales) por vía del alimento y lo pueden
hacer a través del agua y el aire como medios de
traslocación y dependiendo de su movilidad en dichos
medios (Lucho et al., 2005).

Metales pesados en el suelo

Los metales pesados están presentes en el suelo
como componentes naturales del mismo y también como
consecuencia de las actividades antropogénicas. En los
suelos se pueden encontrar diferentes metales, formando parte de
los minerales; como son silicio (Si), aluminio (Al), hierro (Fe),
calcio (Ca), sodio (Na), potasio (K), magnesio (Mg).
También puede encontrarse manganeso (Mn), que generalmente
se presenta en el suelo como óxido y/o hidróxido,
formando concreciones junto con otros elementos metálicos.
Algunos de estos metales son esenciales en la nutrición de
las plantas, así son requeridos algunos de ellos como el
Mn, imprescindible en la activación de algunas enzimas
(Mahler, 2003), para el metabolismo vegetal. Se consideran entre
otros elementos, a los metales pesados tales como el plomo, el
cadmio, el cromo, el mercurio, el zinc y el cobre; los que
constituyen un grupo de gran importancia, ya que algunos de ellos
son esenciales para las células, pero en altas
concentraciones pueden resultar tóxicos para los seres
vivos, organismos del suelo, plantas y animales (Spain et al.,
2003), incluido el hombre. El níquel (Ni) es
también un elemento esencial para el metabolismo de las
plantas, aun cuando éstas requieren menos de 0.001 mg kg
de peso seco (Mahler, 2003). También de forma natural
puede encontrarse el zinc (Zn) en los suelos, y es un nutriente
requerido por las plantas para su desarrollo (Mahler, 2003). En
el suelo, los metales pesados, pueden estar presentes como iones
libres (disponibles), compuestos de sales metálicas
solubles, compuestos insolubles o parcialmente solubilizables,
como: óxidos, carbonatos e hidróxidos, (Pineda,
2004).

En los ecosistemas agrícolas, la mayoría
de los metales pesados están incluidos en un ciclo
biogeoquímico en el cual los dos componentes fundamentales
son el suelo y la planta. Por una parte, dichos elementos llegan
al suelo por vía aérea (aerosoles,
partículas minerales, polvos suspendidos y transportados
por el aire) y terrestre (fertilizantes, plaguicidas, residuos
sólidos, etc) y, por otra, se pierden bien absorbidos por
las plantas, o por lixiviación y erosión. A su vez,
existe un equilibrio entre las fracciones disponible y no
disponible de estos elementos en el suelo. La importancia de las
distintas vías de transferencia de estos elementos varia
considerablemente; depende del tipo de elemento, especie vegetal,
tipo de suelo, prácticas agrícolas, etc. Con
frecuencia se producen alteraciones en los aportes o
pérdidas de dichos elementos, que modifican su ciclo y dan
lugar a que se encuentren en proporciones tóxicas o
deficientes. La movilidad relativa de los metales en los suelos
es de suma importancia en cuanto a su disponibilidad y su
potencial para lixiviarse en los perfiles del suelo hacia las
agua subterráneas y difiere de si su origen es natural o
antropogénico, y dentro de este último, al tipo de
fuente (Burt et al., 2003).

Cuando el contenido de metales pesados en el suelo
alcanzan niveles que rebasan los limites máximos
permitidos causan efectos inmediatos como inhibición del
crecimiento normal y el desarrollo de las plantas, y un disturbio
funcional en otros componentes del ambiente así como la
disminución de las poblaciones microbianas del suelo, el
término que se usa o se emplea es "polución de
suelos" (Martín, 2000). En el suelo, los metales pesados
como iones libres, pueden tener acción directa sobre los
seres vivos lo que ocurre a través del bloqueo de las
actividades biológicas, es decir, la inactivación
enzimática por la formación de enlaces entre el
metal y los grupos –SH (sulfhidrilos) de las
proteínas, causando daños irreversibles en los
diferentes organismos. La contaminación en suelos por
metales pesados ocurre cuando estos son irrigados con aguas
procedentes de desechos de minas, aguas residuales contaminadas
de parques industriales y municipales y filtraciones de presas de
jales (Wang et al., 1992).

Una vez en el suelo, los metales pesados pueden quedar
retenidos en el mismo pero también pueden ser movilizados
en la solución del suelo mediante diferentes mecanismos
biológicos y químicos (Pagnanelli et al.,
2004). Los metales pesados adicionados a los suelos se
redistribuyen y reparten lentamente entre los componentes de la
fase sólida del suelo. Dicha redistribución se
caracteriza por una rápida retención inicial y
posteriores reacciones lentas, dependiendo de las especies del
metal, propiedades del suelo, nivel de introducción y
tiempo (Han et al., 2003). Los factores que influyen en la
movilización de metales pesados en el suelo son
características del suelo: pH, potencial redox,
composición iónica de la solución del suelo,
capacidad de intercambio (catiónico y/o aniónico),
presencia de carbonatos, materia orgánica, textura, entre
otras. La naturaleza de la contaminación y el origen de
los metales y formas de deposición y condiciones medio
ambientales producen acidificación, cambios en las
condiciones redox, variación de temperatura y humedad en
los suelos (Sauquillo et al., 2003). En general, los metales
pesados incorporados al suelo pueden seguir cuatro diferentes
vías: 1) Quedar retenidos en el suelo, ya sea disueltos en
la fase acuosa del suelo u ocupando sitios de intercambio, 2)
Específicamente adsorbidos sobre constituyentes
inorgánicos del suelo, 3) Asociados con la materia
orgánica del suelo y 4) Precipitados como sólidos
puros o mixtos. Por otra parte, pueden ser absorbidos por las
plantas y así incorporarse a las cadenas tróficas;
pueden pasar a la atmósfera por volatilización y
pueden ser movilizados a las aguas superficiales o
subterráneas (García y Dorronsoro, 2005). Para
elucidar el comportamiento de los metales pesados en los suelos y
prevenir riesgos tóxicos potenciales se requiere la
evaluación de la disponibilidad y movilidad de los mismos
(Banat et al., 2005). La toxicidad de los metales depende no
sólo de su concentración, sino también de su
movilidad y reactividad con otros componentes del ecosistema
(Abollino et al., 2002).

La cantidad de metales disponibles en el suelo
está en función del pH, el contenido de arcillas,
contenido de materia orgánica, la capacidad de intercambio
catiónico y otras propiedades que las hacen únicas
en términos de manejo de la contaminación (Sauve et
al., 2000). El plomo (Pb), por ejemplo, es un contaminante
ambiental altamente tóxico, su presencia en el ambiente se
debe principalmente a las actividades antropogénicas como
la industria, la minería y la fundición. En los
suelos contaminados con Pb se suele encontrar también Cd y
Zn (Hettiarchchi & Pierzynski, 2002) por analogía
entre sus propiedades y características metálicas
algo similar a lo que ocurre para la triada de Fe-Ni-Co. En estos
casos la barrera suelo-planta limita la traslocación de Pb
a la cadena alimenticia, ya sea por procesos de
inmovilización química en el suelo según se
ha reportado (Laperche et al., 1997) o limitando el
crecimiento de la planta antes de que el Pb absorbido alcance
valores que puedan ser dañinos al ser humano. El Pb
presente en suelos contaminados puede llegar a inhibirse mediante
la aplicación de fósforo y óxidos de
magnesio; sin embargo estos tratamientos pueden llegar a afectar
la biodisponibilidad de otros metales esenciales como el Zn
(Hettiarchchi &Pierzynski, 2002). Por otra parte, en lugares
donde se han venido utilizando aguas residuales para el riego
agrícola, se reporta una tendencia creciente en las
concentraciones de metales en los suelos, por efecto en el tiempo
(años) de uso de esta agua, donde las cantidades de metal
que se extraen y se miden en estos suelos, se han asociado
positivamente con el tiempo de uso de agua residual; mostrando
una mayor tasa anual de acumulación el Ni y Pb. En suelos
estudiados con diferente pH y contenidos de arcilla y materia
orgánica, y donde se han añadido intencionalmente
concentraciones de Pb y Zn, ha sido determinada la capacidad de
la absorción de los mismos en cada tipo de suelo. Se
sembró lechuga y después de cosechar las mismas se
evaluaron nuevamente los suelos y se observó que
disminuyó la concentración de estos metales en los
suelos (Stevens, et al., 2003), lo que pone de
manifiesto que éstos suelos contaminados son un riesgo
para la salud porque las plantas pueden absorber estos
metales.

También el uso de fertilizantes ha venido a
causar incremento de algunos compuestos en los suelos, que en
ocasiones han causado algunos cambios en las
características. Algunos fertilizantes como los
nitrogenados que incluyen los nitratos, de amonio (NH4NO3) y de
sodio (NaNO3); la urea ((NH2)2CO); el fosfato de amonio
(NH4H2PO4); los polifosfatos amónicos, entre otros,
aportan al suelo los nutrientes básicos para el desarrollo
de las plantas (Gaur & Adholeya, 2004), permitiendo que
aumenten la disponibilidad de los mismos, ya que son productos
todos solubles en agua. Estos tienen algunos inconvenientes para
lo suelos, entre ellos, que pueden contener residuos de metales
pesados como impurezas y que pueden quedar igualmente disponibles
para las plantas y provocar daños en las mismas.
También en estudios realizados a suelos europeos, que
variaban en sus características fisicoquímicas y
con el objetivo de cuantificar la absorción de cobre (Cu)
en plantas, fueron enmendados utilizando CuCl2 para obtener una
gama de siete concentraciones incluyendo un control sin
enmiendas. Para estos estudios se sembraron cebada y tomates en
dichos suelos y se evaluó en las plantas, alargamiento de
la raíz (para la cebada) y el crecimiento general (para el
tomate). Las concentraciones de Cu causaron inhibición
para el alargamiento de raíz y el crecimiento global de la
planta de tomate; por su parte los suelos mas calcáreos,
demostraron ser los de mayor retención de Cu, lo que
demuestra una vez más que las características del
suelo influyen de manera directa y determinantes con la
concentraciones de metales en éstos y con los niveles de
disponibilidad hacia las plantas (Rooney et al., 2006;
Zhao et al., 2006.). Los niveles de concentración
de metales pesados consideran no sólo el contenido total
en suelos, si no también el nivel asimilable por las
plantas, por ejemplo, por extracción con HCl de 0.1M (Wang
et al., 2007). En la Tabla 1, se pueden apreciar algunos de estos
valores propuestos para tres metales tóxicos (Cd, Cr y Pb)
y para el As. Por su parte algunos trabajos, indican valores como
los que se muestran en la Tabla 2, sobre las concentraciones
típicas de metales pesados encontradas en hortalizas (Lin,
1991). Como se observa en las dos tablas, los valores que reporta
Lin (1991) son varias veces inferiores a los valores indicados
como A, B y/o C en el sentido de estándares de metales
pesados para suelos.

Tabla 1. Estándares de evaluación para
suelos contaminados por metales pesados.

Tabla 2. Estándares de evaluación de
contaminación por metales pesados en hortalizas. Entre
paréntesis las desviaciones estándares (Lin,
1991).

Movilidad de los metales en el suelo

La movilidad relativa de los elementos traza en suelos
es de suma importancia para su disponibilidad y su potencial para
lixiviar a través de los diferentes perfiles del suelo
hasta el agua subterránea (Burt et al., 2003). En
general, los metales pesados incorporados al suelo pueden seguir
diferentes vías de movilización como las que se
señalan en la Figura 1. Éstos pueden quedar
retenidos en el suelo, ya sea disueltos en la fase acuosa,
ocupando sitios de intercambio, o específicamente
adsorbidos sobre constituyentes inorgánicos, asociados con
la materia orgánica y/o precipitados como sólidos
puros o mixtos. Pueden ser absorbidos por las plantas y
así incorporarse a las cadenas tróficas, pueden
pasar a la atmósfera por volatilización (Se y Hg) y
pueden movilizarse a aguas superficiales o subterráneas
(García y Dorronsoro, 2005).

Figura 1. Movilización de metales
pesados en el suelo (Fuente: Hernández, 2009)

Para elucidar el comportamiento de los metales pesados
en los suelos y prevenir los riesgos tóxicos potenciales,
se requiere la evaluación de la disponibilidad y movilidad
de los mismos (Banat et al., 2005). Los principales factores que
influyen en la movilización de metales pesados en el suelo
son: 1) Características del suelo (pH, potencial redox,
composición iónica de la solución del suelo,
capacidad de intercambio, presencia de carbonatos, materia
orgánica, textura), 2) Naturaleza de la
contaminación (origen de los metales y forma de
deposición) y 3) Condiciones medioambientales
(acidificación, cambios en las condiciones redox,
variación de temperatura y humedad) (Sauquillo et al.,
2003). Además otro factor que interviene en la
movilización de los metales en el suelo, es la presencia
de agentes quelantes sintéticos o ácidos
orgánicos de bajo peso molecular (Mc Grath et al.,
2002).

Fito
extracción de metales pesados

Relación metal-planta

Todas las plantas absorben metales del suelo donde se
encuentran pero en distinto grado, dependiendo de la especie
vegetal, y de las características y contenido en metales
del suelo. Las plantas pueden adoptar distintas estrategias
frente a la presencia de metales en su entorno (Baker, 1981;
Barceló et al., 2003). Unas basan su resistencia a los
metales con la estrategia de una eficiente exclusión del
metal, restringiendo su transporte a la parte aérea. Otras
prefieren acumular el metal en la parte aérea en una forma
no tóxica para la planta. La exclusión es
más característica de especies sensibles y
tolerantes a los metales, mientras que la acumulación es
más común de especies que aparecen siempre en
suelos contaminados o metalíferos. Algunos metales como el
Ni por ejemplo, que puede llegar a ser menos adsorbido en suelos,
puede ser fácilmente adsorbido por las plantas y ser
ligeramente tóxico para las mismas, siendo un elemento
móvil en los tejidos de las plantas, se acumulan
preferiblemente en las hojas y en las semillas (Moral et
al., 1994; Corinne et al., 2006). Algunos
cultivos como el de maíz, cuando crece en un suelo de
típicamente arcilloso, tienen una capacidad asimilativa
más alta que para el límite de absorción de
Cd, Ni, Pb y de Cu que en otros suelos y que marcan la diferencia
también con otros cultivos (Mahdy, et al., 2007).
Algunas de las características que influencian la
biodisponibilidad del Ni a las plantas, incluyen el pH, y el
contenido de la materia orgánica, de arcilla y de
óxidoshidróxidos. (Weng et al., 2003, 2004). En la
Figura 2, se puede apreciar un esquema donde se muestra el
porcentaje de metales que puede ser absorbido por el suelo
dependiendo del pH. La mayoría de los metales tienden a
estar más disponibles a pH ácido, excepto el As,
Mo, Se y Cr, los cuales tienden a estar más disponibles a
pH alcalino (Kabata-Pendias, 2000). El pH es un parámetro
importante para definir la movilidad del catión, debido a
que en medios de pH moderadamente alto se produce la
precipitación como hidróxidos. En medios muy
alcalinos, pueden nuevamente pasar a la solución como
hidroxicomplejos. Por otra parte, algunos metales pueden estar en
la disolución del suelo como aniones solubles. Tal es el
caso de los siguientes metales: Se (Selenato y/o Selenito), V
(Vanadato), As (Arseniato y/o Arsenito), Cr
(Cromatos).

Figura 2. Influencia del pH sobre la adsorción de
algunos metales, a diferentes pH (Kabata-Pendias,
2000).

La adsorción de los metales pesados está
fuertemente condicionada por el pH del suelo y por lo tanto,
también su solubilidad. Otros metales como el cadmio (Cd)
y el zinc (Zn), se pueden absorber en mayor grado en plantas como
rábanos y zanahorias, en las hojas de los rábanos
se llegan a acumular mayores contenidos del metal, provocando en
la hojas un marchitamiento y disminución en la longitud de
sus raíces y de la biomasa; para zanahorias se reporta en
igual grado acortamiento en raíces y acumulación
mayor en las mismas del metal (Intawongse y Dean, 2006). Algunos
autores señalan que la biodisponibilidad de algunos
metales presentes en el suelo, para las plantas, tienen mayores
niveles de absorción. Por ejemplo la absorción del
Mn disponible en suelos por parte de las plantas es mayor que
para el Zn, seguidos en orden por el Cd, el Cu y por
último y menos biodisponible, para pasar la barrera suelo
raíz-planta, el Pb (Figura 3). Esta biodisponibilidad va
asociada a la concentración de cada uno de estos metales
en el suelo y al tipo de planta, pero en general se muestra la
tendencia de estos metales presentes en suelo a bioacumularse en
plantas (Sauerbeck, 1991; Intawongse y Dean, 2006).
También se reporta que en lugares donde se ha regado con
aguas residuales y a consecuencia de la acumulación de
metales por estos usos en suelos, ha llegado a acumularse en
plantas como maíz, trigo y alfalfa, metales pesados como
cadmio, níquel y plomo en las mismas, principalmente en
tejido foliar, en hojas de la alfalfa e incluso en granos de
trigo (Lucho et al., 2005).

Figura 3. Representación esquemática de la
biodisponibilidad de metales presentes en el suelo para
plantas.

En estudios realizados en plantas de rábano y
espinacas, se observó la tendencia del Mn a acumularse en
las hojas de rábano y un alto contenido en las hojas de
espinacas y menos concentraciones en raíces de ambas
plantas (Inohue et. al., 2000). Por lo que se puede ver, la
tendencia de este metal a pesar que puede ser un metal en menor
grado absorbido por los suelos, es mas fácilmente
absorbido por las plantas y tiene mayor movilidad para llegar a
las diferentes partes u órganos de la planta causando
daños en las mismas.

Fitoextracción en suelos
contaminados

Las técnicas utilizadas para la
fitorremediación de metales incluyen:1)
Fitoextracción (el uso de plantas para remover metales
desde el suelo, transportarlos y concentrarlos como biomasa en la
parte superficial del terreno), 2) Fitoestabilización (el
uso de plantas para minimizar la movilidad del metal en el suelo
contaminado por medio de la acumulación en las
raíces o precipitación dentro de la
rizósfera) y 3) Fitovolatilización (el uso de
plantas para desviar a las especies químicas de metales
volátiles en el suelo)(Chaney et al.,1997;Garbisu &
Alkorta,2001;Mc Grath et al., 2002;Lasat,2002; Singh et al.,
2003, Prasad y Freitas 2003y Ernst, 2005) (Figura 2).

Figura 4. Esquema general de la descontaminación
de iones metálicos en un proceso natural de
fitorremediación (Fuente: Singh et al., 2003).

La fitoextracciòn parece ser la técnica
más prometedora y ha recibido una creciente
atención a partir del momento en que las investigaciones
fueron propuestas por Chaney (1983) como una tecnología
para la recuperación de metales en los suelos
contaminados. Confía en el uso las plantas para extraer y
traslocar metales a sus partes cosechables (Figura 5). El
objetivo de la fitoextracción es reducir la
concentración de metales en suelos contaminados, para
regular los niveles de estos en el interior de la planta en un
tiempo razonablemente marcado. Este proceso de extracción
depende de la habilidad para seleccionar las plantas que crecen y
acumulan metales bajo el clima y las condiciones
específicas del suelo existentes en el lugar
remediado.

Figura 5.Representación
esquemática de los procesos involucrados en la
fitoextracción de metales desde los suelos (Fuente: Singh
et al., 2003)

Actualmente tienen que utilizarse dos caminos, para
alcanzar este objetivo:1) El uso de plantas con una excepcional
capacidad natural de acumulación de metales
(hiperacumuladoras) y 2) La utilización de plantas con
biomasa cosechable elevada (como: maíz, cebada, avena
arroz y mostaza de la India) y con un mecanismo de fitoextraccion
química incrementado (Hueng et al., 1997; Salt et al.,
1998; Lombi et al., 2001; Chen et al., 2004). Las principales
características de estos dos sistemas, se resumen en la
Tabla 3.

Tabla 3. Principales características de las dos
estrategias de fitoextracción de metales pasados desde
suelo contaminado

Coeficiente de fitoextracción y factor de
traslocación

El factor de bioconcentración (FB) o coeficiente
de fitoextracción (CF), se define como la relación
entre la concentración del metal en la parte aérea
y raíces, con respecto a la concentración total
inicial del metal en el medio de crecimiento. El factor de
translocación (FT), se define como la relación
entre la concentración del metal en la parte aérea,
con respecto a su concentración en las raíces
(Méndez y Maier, 2008). En la Tabla 4, se muestran algunas
características clave para definir si una planta es
fitoextractora o fitoestabilizadora de metales. Estas
definiciones han sido aplicadas a especies de plantas que
colonizan sitios contaminados con metales y a plantas que crecen
en medios artificiales. Para la fitoextracción, las
concentraciones de metales en parte aérea son usadas como
criterio para definir si una planta es o no hiperacumuladora, de
acuerdo a criterios establecidos previamente (Baker et
al., 1989). Mientras que para la fitoestabilización,
las concentraciones de los metales en la parte aérea se
basan en los límites de toxicidad para animales
domésticos (Mentaberry et al., 2009). Además el
coeficiente de fitoextracción puede ser empleado para
saber cuántos ciclos de cultivo se requieren para remover
los metales del suelo y dejarlos en niveles aceptables (Zhao et
al., 2003).

Hiperacumulación para la fitoextraccion de
metales pesados

Todas las plantas poseen un potencial para absorber una
amplia variedad de metales del suelo pero la mayor parte de las
plantas tienden solamente a absorber los que les son esenciales
para su supervivencia y desarrollo. Existe una notable
excepción de esta regla en un pequeño grupo de
plantas que pueden tolerar, absorber y translocar altos niveles
de ciertos metales, estas plantas reciben el nombre de
"hiperacumuladoras" (Chen et al., 2001); este término fue
introducido primero por Brooks y colaboradores (1977),
refiriéndose originalmente a las plantas que adquirieron
una concentración excesiva del níquel (1000 mg/g)
sobre una base del peso seco. El concepto fue ampliado más
adelante a otros elementos tales como cadmio, cobalto, cobre,
plomo, selenio y zinc. Las plantas hiperacumuladoras generalmente
tienen poca biomasa debido a que ellas utilizan más
energía en los mecanismos necesarios para adaptarse a las
altas concentraciones de metal en sus tejidos (Kabata-Pendias,
2000). La capacidad de las plantas para bioacumular metales y
otros posibles contaminantes varía según la especie
vegetal y la naturaleza de los contaminantes. Estas diferencias
en la absorción de metales, pueden ser atribuidas
precisamente a la capacidad de retención del metal en
cuestión, por el suelo de cultivo y a la
interacción planta-raíz-metal y al metabolismo
vegetal propio (Vig et al., 2003). De acuerdo con la estrategia
de acumulación de Baker (1981), las plantas
hiperacumuladoras pueden superar en 100 ó más veces
los valores normales de metales acumulados. Estas plantas son
especies muy tolerantes a uno o más metales pesados y a
menudo su distribución está restringida a suelos
ricos en un amplio rango de concentraciones de metales, pues no
son competitivas en zonas no contaminadas. Una definición
propone que si una planta contiene más de 0.1% de Ni, Co,
Cu, Cr y Pb ó 1% de Zn en sus hojas sobre una base del
peso seco, puede ser llamada "hiperacumuladora",
independientemente de la concentración del metal en el
suelo (Robinson et al., 2003). La absorción de metales
pesados por las plantas es generalmente el primer paso para la
entrada de éstos en la cadena alimenticia. La
absorción y posterior acumulación dependen en
primera instancia del movimiento (movilidad de las especies) de
los metales desde la solución en el suelo a la raíz
de la planta. En las plantas, el concepto de
bioacumulación se refiere a la agregación de
contaminantes; siendo algunos de ellos más susceptibles a
ser fitodisponibles que otros (Kabata-Pendias, 2000).

La hiperacumulación ha evolucionado en más
de 400 especies de plantas repartidas en 45 familias
botánicas, siendo la familia Brassicaceae una de
las que cuenta con más géneros de este tipo;
familia que se encuentra distribuida por todo el mundo,
predominando en Nueva Caledonia, Cuba y la región
Mediterránea, entre otros lugares (Baker et al.,
2000). Existen varias hipótesis de cómo se pueden
adaptar las especies a la hiperacumulación, pero la
más actual es su función en la protección de
la planta contra el estrés biótico causado por
patógenos y herbívoros. Esta propuesta es muy
atractiva para explicar la razón de ser de las plantas
hiperacumuladoras y difiere de la defensa química natural
existente en todas las plantas, basada en la síntesis de
productos orgánicos procedentes del metabolismo secundario
(Llugany et al., 2007).

Este tipo de protección requiere ciertas
condiciones: 1) Que el metal sea más tóxico para el
patógeno o herbívoro que para la planta, 2) Que el
metal impida la virulencia del patógeno o herbívoro
y finalmente, 3) Que el metal incremente la resistencia de la
planta frente al factor causante del estrés
biótico.

Hipótesis sobre la ventaja adaptativa de la
hiperacumulación para las plantas

Todos los organismos vivos están expuestos a
diferentes tipos de estrés, los cuales pueden ser
originados por la actividad del hombre o causas naturales como la
contaminación del aire, sequia, temperatura, intensidad
luminosa y limitaciones nutricionales. Debido a que las plantas
poseen limitados mecanismos para evitar el stress, estas han
desarrollado vías flexibles para adaptarse a los cambios
medioambientales (Zhu, 2001).

El estrés abiótico o ambiental, incluye
desde deficiencias o excesos de agua y nutrientes minerales,
pasando por altos contenidos salinos de los suelos, altas o bajas
temperaturas extremas, excesiva radiación solar (PAR,
UVB), excesiva alcalinización o acidificación de
los suelos y factores mecánicos (compactación de
los suelos, viento, nieve, granizo) hasta la presencia de
contaminantes químicos en los suelos (metales pesados,
agentes xenobióticos, etc.) o en el aire (SO2, O3,
óxidos de nitrógeno (NOx), HF, nitrato de
peroxiacetilo, etc.).

Hasta el momento son numerosos los estudios realizados
para dilucidar las implicaciones a nivel molecular y los
mecanismos bioquímicos que se desarrollan en los
organismos vivos, a partir de este estrés ambiental (Iwata
et al., 2001; Jian et al., 1997; Zhu
2002).

Existen varias hipótesis sobre el valor
adaptativo de la hiperacumulación, pero la más
actual es su función en la protección de la planta
contra el estrés biótico causado por
patógenos y herbívoros. Esta propuesta es muy
atractiva para explicar la razón de ser de las plantas
hiperacumuladoras, y difiere de la defensa química natural
existente en todas las plantas, basada en la síntesis de
productos orgánicos procedentes del metabolismo secundario
(Meers et al., 2004). Este tipo de protección requiere
ciertas condiciones: la primera es que el metal sea más
tóxico para el patógeno o herbívoro que para
la planta; la segunda, que el metal impida la virulencia del
patógeno o herbívoro, y finalmente, la tercera, que
el metal incremente la resistencia de la planta frente al factor
causante del estrés biótico.

Rol de los exudados de la raíz en la
fitoextracción de metales pesados