Biotecnología en la disolución y recuperación de metales (página 2)

Fe+2 , U+4
, Sº

1.5

25 – 35

Thiobacillus
thiooxidans

Sº

2.0

25 – 35

Leptospirillum
ferrooxidans

Fe+2

1.5

25 – 35

Sulfolobus

Sº , Fe+2 , C
orgánico

2.0

> a 60

Acidiphilium
cryptum

C orgánico

2.0

25 – 35

Th. intermedius

Sº, S-2, C
orgánico

2.5

30

Th. napolitanus

Sº,
S-2

2.8

30

Th. acidophilus

Sº,
S-2

3.0

Th. thioparus

Sº.
S-2

3.5

Thiobacillus TH2 y
TH3

Fe+2,
S-2

6.0

50

Metallogenium
sp.

Fe+2

4.5

Heterotrofos

C orgánico

25 – 40

Bacterias asociadas a la
Lixiviación de Minerales (Ref. 6 y
29)

ASPECTOS MICROBIOLOGICOS

Thiobacillus ferrooxidans:

Los microorganismos que son responsables de la
disolución de los metales a partir de minerales son,
principalmente, organismos quimiosintéticos y
autotróficos pertenecientes al género
Thiobacillus, aunque como señalamos en un párrafo
y tabla anterior, no es la única. De las especies de
Thiobacillus que se conocen la que más atención ha recibido es Thiobacillus
ferrooxidans, cuya presencia fue demostrada por Colmer y
Hinkle, a comienzos de los años 50, en el drenaje unas
minas de carbón, que reportaban altos contenidos de
ácido y fierro.

T. ferrooxidans presenta forma bacilar, gram
negativas, de 0.5 a 1.7 µ, algunas cepas tienen flagelos,
es quimioautotrófico, capaz de oxidar compuestos
inorgánicos como iones ferroso (Fe(II)) y azufre, los que
le sirven de fuente primaria de energía. El carbono
necesario para su arquitectura
celular lo obtiene por fijación de CO2, de
manera similar a las plantas verdes
(Ciclo de Calvin-Benson). Es aerobio (requiere de O2
como aceptor final de electrones), acidófilo (desarrolla
en rangos de pH que
varían entre 1.5 y 3.0), y a temperaturas que oscilan
entre 25-35ºC. Es considerada como el mayor contribuyente en
la producción de aguas ácidas que drenan de
depósitos de metales sulfurados, gracias a la capacidad
que tienen de oxidar minerales de disulfuro de fierro, generando
soluciones ácidas de sulfato férrico.

Mecanismos de Lixiviación

Los principales mecanismos involucrados en el proceso de
lixiviación bacteriana son: directa e
indirecta.

a.- Lixiviación Indirecta :

Dos reacciones importantes mediadas por T.
ferrooxidans son:

Pirita FeS2 + 3.5 O2 +
H2O Ô FeSO4 +
H2SO4 …………… 1

2 FeSO4 + 0.5 O2 +
H2SO4 Ô
Fe2(SO4)3 + H2O
…………… 2

El sulfato férrico es un oxidante fuerte capaz de
disolver una amplia variedad de minerales sulfurados. La
lixiviación con Fe2(SO4)3
recibe el nombre de lixiviación indirecta porque se
realiza en ausencia de oxígeno
o de bacterias y, es responsable de la disolución o
lixiviación de varios minerales sulfurados de cobre de
importancia económica:

Chalcopirita CuFeS2+ 2
Fe2(SO4)3 Ô
CuSO4 + 5 FeSO4 + 2 Sº ………
3

Chalcocita Cu2S + 2
Fe2(SO4)3 Ô 2
CuSO4 + 4 FeSO4 + 2 Sº …….
4

El mecanismo de lixiviación indirecta depende de
la regeneración biológica del sulfato
férrico (reacción 2). El azufre (Sº) generado
en las reacciones 3 y 4 puede ser convertido en ácido
sulfúrico (H2SO4) por T.
ferrooxidans según:

2 Sº + 3 O2 + 2 H2O
Ô 2 H2SO4
…………….. 5

Este ácido sulfúrico, así generado,
mantiene el pH del sistema a niveles
favorables para el desarrollo de
la bacteria.

b.- Lixiviación Directa:

Las bacterias ferrooxidantes también pueden
lixiviar sulfuros metálicos directamente sin la
participación del sulfato férrico producido
biológicamente. El proceso se describe en la siguiente
reacción :

MS + 2 O2 Ô
MSO4 ……………… 6

donde M representa un metal bivalente.

bacteria

Pirita 2 FeS2 + H2O + 7.5
O2 Ô
Fe2(SO4)3 +
H2SO4 …… 7

bacteria

Chalcopirita 2 CuFeS2 + 8.5 O2 +
H2SO4 Ô
2CuSO4 +
Fe2(SO4)3+ H2O
..8

Dado que el fierro siempre está presente en
ambientes de lixiviación natural, es posible que tanto la
lixiviación indirecta como la directa ocurran de manera
simultánea.

Desarrollo Bacteriano

El efecto de ciertos factores ambientales sobre el
desarrollo y crecimiento de las bacterias juega un rol importante
dentro del proceso de lixiviación bacteriana, es por ello
de mucha importancia el control de
factores, como el pH, la presencia de oxigeno, la temperatura,
la influencia de la luz, los
requerimientos nutricionales, tamaño de partícula,
y el efecto de inhibidores, entre otros.

• pH: En general los T. ferrooxidans,
  desarrollan bien en medios
  ácidos,
  siendo incapaces de desarrollar sobre Fe+2 a un pH
  mayor de 3.0. Normalmente los valores sobre el que los
  tiobacilos se desarrollan se ubican dentro del rango de 1.5 a
  2.5.
• Oxígeno y CO2: La
  disponibilidad de oxígeno es un factor que controla la
  extracción de metales por bacterias. No se conoce otro
  oxidante que pueda ser utilizado por los microorganismos en
  ambientes de lixiviación. El dioxido de carbono es
  utilizado como fuente de carbono para la fabricación de
  su arquitectura celular.
• Nutrientes: Como todos los seres vivientes,
  T. ferrooxidans requiere de fuentes
  nutricionales para su óptimo desarrollo, entre las que
  tenemos fuente de N2 (amonio), de fosfato, de S,
  iones metálicos (como Mg+), etc. Magnesio, es
  necesario para la fijación de CO2 y el
  fósforo es requerido para el metabolismo
  energético. Los medios de cultivo empleados presentan
  estos requerimientos, siendo los más importantes el 9K y
  el TK.
• Fuente de Energía: Los T.
  ferrooxidans utilizan como fuente primaria de
  energía los iones ferroso y azufre inorgánico. El
  fierro ferroso debe ser suplementado al medio cuando se trata
  de medios sintéticos. En caso de utilizar mineral, no es
  necesario añadir Fe+2.
• Luz: La luz visible y la no filtrada tienen un
  efecto inhibitorio sobre algunas especies de
  Thiobacillus, pero el fierro férrico ofrece
  alguna protección a los rayos visibles.
• Temperatura: El rango sobre el cual se
  desarrrollan se encuentran entre 25ºC y
  35ºC.
• Presencia de Inhibidores: En los procesos de
  molienda o por acción propia del agente lixiviante se
  liberan algunos iones que en ciertas concentraciones resultan
  tóxicas para las bacterias ferrooxidantes afectando el
  desarrollo bacterial. La literatura
  señala que los niveles de tolerancia de
  las bacterias para ciertos metales es Zn+2 = 15 -72
  g/l; Ni+2 = 12 – 50 g/l; Cu+2 = 15 g/l;
  Ag+ = 1ppb; UO2+2 = 200 – 500
  mg/l, entre otros.

Otros microorganismos de importancia:

Dentro de este grupo y estrechamente asociados a T.
ferrooxidans encontramos a:

• Thiobacillus thiooxidans: Se lo puede
  encontrar en depósitos de azufre y sulfurosos, desde
  donde es fácil aislarlos. Se caracteriza porque
  sólo es capaz de oxidar azufre. Desarrollan a
  temperatura entre 5ºC y 40ºC, a un pH en el rango de
  0.6 a 6.0, siendo el óptimo 2.5. Son aerobios
  estrictos.
• T. acidophilus: Fue aislado por primera vez
  por Markosyan en 1973 a partir de minerales,
  describiéndolo con el nombre de T. organoparus.
  Presentan forma bacilar, son aerobios estrictos, oxida azufre y
  utiliza compuestos
  orgánicos como parte de sus requerimientos
  nutricionales.
• Tiobacilos semejantes a termófilos:
  Aunque no están bien estudiadas, es reconocida su
  importancia en los procesos hidrometalurgicos. Muestran un
  activo crecimiento sobre medios conteniendo Fe+2 y
  sulfuros en presencia de extracto de levadura.
• Leptospirillum ferrooxidans: Son vibriones en
  forma de espira, como pseudococos. Móviles por la
  presencia de un flagelo polar simple. Las colonias sobre silica
  gel son pequeñas y de color
  marrón rojizo debido a la formación de fierro
  férrico. Son aerobios estrictos y
  quimioautotróficos obligados. Utiliza Fe+2 y
  FeS2 como fuente energética.
• Sulfolobus: Son bacterias gram negativas, que
  se presentan como células
  esféricas, con lóbulos, inmóviles, y la
  ausencia de flagelos y endosporas. Su pared celular carece de
  mureina.

APLICACION DE LOS PROCESOS
BIOTECNOLOGICOS

Biooxidación de Sulfuros

Muchos sulfuros metálicos pueden ser atacados por
acción bacterial, dando lugar a la producción de
los correspondientes sulfatos solubles. Para sulfuros
refractarios de oro y metales del grupo del platino, el ataque
bacterial resulta siendo un pretratamiento.

• Oxidación de la Pirita: La pirita
  (FeS2) es un sulfuro ampliamente distribuido y se lo
  puede hallar en asociación con muchos metales como
  cobre, plomo, zinc, arsénico, plata, oro, entre otros.
  Su oxidación da lugar a la formación de sulfato
  férrico y ácido sulfúrico (Reacciones 1 y
  2).
• Sulfuros de Cobre: La oxidación
  biológica de sulfuros de cobre ha sido el proceso
  más estudiado. El cobre se disuelve
  transformándose en sulfato de cobre (CuSO4). La
  chalcopirita (CuFeS2) es el sulfuro de cobre
  más difícil de oxidar. Bajo la influencia de
  T. ferrooxidans la velocidad de
  oxidación de este sulfuro ase incrementa hasta en 12
  veces más que el proceso netamente químico. Los
  sulfuros secundarios de cobre -chalcocita (Cu2S),
  covelita, bornita-, son oxidados más fácilmente
  bajo el impacto de las bacterias (Reacciones 3 y 4). A nivel
  industrial, la tecnología ha venido siendo aplicada en
  pilas
  (Chile, USA,
  Perú, etc.). Southern Perú viene aplicando la
  tecnología para la recuperación de cobre en sus
  botaderos de sulfuros de baja ley de Toquepala. Más
  recientemente, Billiton, de Sudáfrica, realiza investigaciones
  para recuperar el cobre contenido en minerales arsenicales, en
  un proceso que ha denominado BIOCOP.
• Sulfuros de Metales Preciosos: La
  lixiviación bacteriana se emplea para romper la matriz del
  sulfuro (principalmente, pirita y/o arsenopirita) en la que se
  encuentra "atrapada" la partícula aurífera,
  permitiendo la posterior recuperación de la misma por
  cianuración convencional. Realmente, el proceso resulta
  siendo un pretratamiento antes que una disolución
  directa del metal. Los procesos industriales han tenido enorme
  aplicación, entre los que destacan: el proceso
  BIOX, de Gencor, y que tiene plantas como la de Ashanti
  con capacidad para tratar hasta 1000 tpd de mineral. En el
  Perú la tecnología es aplicada en el Proyecto
  Tamboraque de Minera Lizandro Proaño, para recuperar oro
  contenido en arsenopirita. Mintek, también ha
  desarrollado el proceso MINBAC, y Bactech de Australia
  ha desarrollado un proceso que emplea bacterias moderadamente
  termófilas para el tratamiento de sulfuros preciosos y
  de metales base que se conoce como el proceso BACTECH.
  En 1998, Mintek y Bactech se han asociado para comercializar el
  proceso a nivel mundial. Esta asociación ha dado sus
  primeros frutos y ya se ha iniciado la construcción de la planta que emplea esta
  tecnología en Tasmania para tratar el mineral
  aurífero refractario del proyecto Beaconsfield. Las
  evaluaciones preliminares han reportado una recuperación
  de hasta el 98% del oro contenido en el mineral.

2 FeAsS + 7 O2 +
H2SO4 + H2O Ù
Fe2(SO4)3 + 2
H3AsO4

Plantas de Biooxidación en
Operación (ref. 3)

• Sulfuros de Zinc: La
  acción bacterial de sulfuros de zinc también ha
  sido evaluada, y aunque no se conoce de plantas comerciales su
  aplicación tiene un enorme potencial. La marmatita es el
  sulfuro de zinc más fácil de oxidar, influenciado
  enormemente por la presencia de fierro.
• Sulfuros de Plomo: La lixiviación
  bacterial de galenita origina la formación de
  PbSO4 que es insoluble en medio ácido,
  característica que puede ser empleada en
  la separación de algunos valores metálicos
  acompañantes en una mena de plomo.
• Sulfuros de Níquel: El níquel es
  lixiviado a partir de sulfuros (pentandlita y milerita) y de
  menas de fierro en presencia de T. ferrooxidans de 2 a
  17 veces más rápido que el proceso netamente
  químico.
• Sulfuros de Antimonio: Se conocen de algunos
  trabajos que reportan la habilidad de T. ferrooxidans de
  oxidar antimonita (Sb2S3) a pH 1.75 y a
  35ºC. También se reporta la capacidad de B.
  thioparus y T. thiooxidans de oxidar este
  sulfuro.
• Sulfuros de Metales Raros: Los metales raros
  se presentan en la parte cristalina de muchos sulfuros o
  silicatos. Para liberarlos es necesario oxidar los sulfuros o
  destruir la matriz de silicato. La literatura reporta la
  posibilidad de oxidar, empleando bacterias del grupo de
  Thiobacillus, de una variedad de estos metales, entre
  los que podemos encontrar galio y cadmio presente en la
  esfalerita (el principal transportador de estos elementos); de
  germanio y cobalto, de renio, selenio y telurio, titanio y
  uranio, entre otros.

Desulfurización de
Carbón

La presencia de azufre en las menas de carbón
constituye un contaminante, cuya eliminación se presenta
como un problema, sobre todo desde el punto de vista ambiental.
La oxidación biológica de la porción
piritosa o sulfurada permitirá eliminar el azufre
presente. Muchos trabajos de laboratorio
han demostrado que un importante porcentaje (generalmente por
encima del 90%) del azufre contenido en la pirita puede ser
removido del carbón bituminoso, sub-bituminoso y lignito
en periodos de una a dos semanas por T. ferrooxidans.
También es posible emplear bacterias termófilas del
género Sulfolobus en la desulfurización de
las menas de carbón.

La remoción del azufre orgánico presente
en el carbón por vía microbiana es un área
de interés
por muchas razones. En algunos casos, la presencia de este tipo
de azufre representa un porcentaje considerable del azufre total
del carbón. Debido a que la efectiva
desulfurización del carbón involucra la
remoción del carbón orgánico como del
inorgánico, los procesos microbianos que operan en
condiciones cercanas a las ambientales, presentan innumerables
ventajas sobre los métodos químicos y
físicos convencionales.

Biorecuperación de
Metales

Una tarea importante de la hidrometalurgia es la
recuperación de los metales presentes en las soluciones,
así como el tratamiento de las aguas residuales de las
diferentes industrias, en
cumplimiento de las rigurosas normas
ambientales. Existen muchos microorganismos con capacidad para
adsorber o precipitar metales. Algunas de las formas como los
microbios recuperan los metales se detallan a
continuación:

• Precipitación: La precipitación
  de metales bajo la forma de sulfuros involucra el empleo de
  bacterias sulfato reductoras para producir H2S, que
  tiene la capacidad de precipitar prácticamente la
  totalidad del metal contenido en una solución. Debemos
  hacer notar que el proceso se realiza en ausencia de oxigeno
  (anaerobiosis) en contraposición a la
  biooxidación de sulfuros que requiere de oxigeno
  (proceso aeróbico).
• Biosorción: Las investigaciones sobre
  las biosorción de metales a partir de soluciones
  señalan que la habilidad de los microorganismos
  permitiría recuperar hasta el 100% de plomo, mercurio,
  zinc, cobre, níquel cobalto, etc., a partir de
  soluciones diluidas. El empleo de hongos hace
  posible recuperar entre 96% a 98% de oro y plata.
  También se ha demostrado que cepas de
  Thiobacillus son capaces de acumular plata, lo que
  permitiría recuperar este metal a partir de aguas
  residuales de la industria fotográfica. La
  biosorción de metales conduce a la acumulación de
  estos en la biomasa. El mecanismo involucra a la pared celular.
  En los hongos, la adsorción de metales se encuentra
  localizada en las moléculas de chitina y chitosan. De
  otro lado, el cobre puede ser recuperado a partir de
  óxidos, por hongos, que producen ácidos
  orgánicos que forman complejos con el cobre.
• Reducción: La reducción
  microbial de metales implica una disminución en la
  valencia del metal. En algunos casos, la reducción es
  parcial (el metal reducido aún exhibe una carga neta),
  mientras que en otros el ion metálico es reducido a su
  estado libre
  o metálico.

PERSPECTIVAS FUTURAS

Son numerosas las posibilidades que se presentan para la
aplicación de los procesos biotecnológicos en el
beneficio de los minerales, algunos de los cuales
reseñaremos brevemente en las siguientes
líneas.

Los microorganismos pueden ser utilizados como agentes
floculantes o como colectores en los procesos de flotación
de minerales. La capacidad de muchos microorganismos de poder
adherirse a superficies sólidas gracias a la
interacción existente entre la carga de la pared celular y
las condiciones hidrofobicas, modificando la superficie del
mineral permitiendo su flotación y floculación
(empleado en la separación de las fases sólida y
líquida de una pulpa). Por ejemplo, se ha reporta que una
bacteria hidrofobica es un excelente floculante para un
número de sistemas minerales. Los minerales que han podido
se floculados con esta organismo incluye a la hematita, ciertos
lodos de fosfatos, floculación selectiva de carbón
en menas piritosas, entre otras. Igualmente, este microorganismo
es buen colector de hematita, y puede ser empleado en reemplazo
del colector químico.

Otra área de enorme interés es el empleo
de microorganismos heterótrofos, generalmente parte de la
flora acompañante de Thiobacillus, como herramienta
para la lixiviación de sistemas no sulfurados. Tal es el
caso del empleo de un esquema de lixiviación bacterial
heterotrófico para menas lateríticas de baja ley y
que permitiría incrementar enormemente las reservas
económicamente explotables de níquel.
También el empleo de heterotrofos en la lixiviación
de menas de manganeso, plata y fosfato podría incrementar
el número de reservas para estos commodities importantes.
Su empleo radica en la enorme ventaja que significa su
rápida velocidad de crecimiento, en comparación con
los autótrofos.

La biodegradación de compuestos tóxicos
orgánicos representa otro rubro importante de
aplicación de los procesos biológicos. Debemos
recordar que una amplia variedad de sustancias, tóxicas y
no tóxicas, pueden ser descargadas al medio ambiente
como consecuencia de las operaciones mineras. Muchos de estos
compuestos son productos
químicos complejos empleados en flotación y en
procesos hidrometalurgicos. Otros incluyen a productos derivados del
petróleo empleados de manera diversa en las
operaciones mineras. Se reporta la capacidad de especies de
Klebsiella y Pseudomonas en la degradación
de reactivos de flotación.

Asimismo, se reconoce la habilidad de ciertos
microorganismos o de sus enzimas de
degradar, bajo ciertas condiciones, cianuro empleado en la
recuperación de oro y plata. Ejemplo a nivel industrial de
esta aplicación, lo representa la planta de Homestake, en
Estados
Unidos, que viene funcionando desde 1984, y emplea una cepa
nativa de Pseudomonas. En el Perú, se han realizado
numerosas investigaciones al respecto por J. Guerrero (1992), J.
Hurtado en la Universidad
Cayetano Heredia y por investigadores del Centro de
Investigaciones Metalúrgicas de la Universidad Nacional de
Trujillo.

También es de potencial importancia el empleo de
ciertas especies vegetales en la prospección
geológica de yacimientos minerales como en la limpieza y
recuperación de suelos
contaminados con iones metálicos pesados. Aunque el empleo
de plantas u organismos completos escapa a la definición
de biotecnología, el uso de estas permitirá centrar
su aplicación en áreas donde se tiene
depósitos de relaves antiguos o en zonas urbanas
caracterizadas por su alto grado de contaminación.

REFERENCIAS

1. Bauer, J. L. ,1986. Lixiviación
   Bacteriana: Introducción a la parte
   microbiológica de la Biohidro-metalurgia con sp. de
   Thiobacillus. Revista de
   la ANBIOP, 3(2): 53-60.
1. Brierley, J. A., 1990,
   Biotechnology for the Extractive Metals Industries, JOM, Vol.
   40, No. 1, January 1990, pp. 28.
1. Brierley, C. L.; A. P. Briggs, 1997,
   Minerals Biooxidation/Bioleaching: Guide to Developing an
   Economically Viable Process. En: PDAC Annual Metting, Toronto,
   Canada, March,
   1997.
1. Chaudhuy, G. R.; R. P. Das, 1987,
   Bacterial Leaching-Complex Sulphides of Copper, Lead and Zinc.
   Int. J. of Mineral Processing, 21: 57-64.
1. Gilbert, S. R.; Pounds, C. O.; Dave, S.
   R.; K. A. Natarajan; J. V. Bhat, 1981, Leaching of Copper
   and Zinc from Oxidised Ores, Hydrometallurgy, 7:
   235-242.
1. Gentina, J. C.; F. C. Acevedo, 1992,
   Lixiviación Bacteriana de Minerales. En : IV Curso
   Latinoamericano de Biotecnología , Chile.
1. Gilbert, S. R.; C.O. Bounds; R. R.
   Ice, 1988. Comparative economics of bacterial oxidation
   and roasting as a pretreatment for gold recovery from an
   auriferous pyrite concentrate. CIM Bulletin 81 (910)
   89-94.
1. Guerrero, J. J. , 1988. Informe de
   Prácticas Pre-Profesionales.
1. Guerrero, J. J., 1990,
   Recuperación de Valores Metálicos por vía
   Biohidrometalurgica. En: Segundo Seminario
   Regional de Ingeniería Metalúrgica, UNCP,
   Huancayo.
1. Guerrero, J. J., et. al., 1992,
   Destrucción de Cianuro de Sodio mediante Microorganismos
   en efluentes y/o residuos tóxicos de plantas de
   lixiviación por cianuración. Mundo Minero,
   Año XI, Nº 128, Feb. 1992, pp. 24 – 25.
1. Guerrero, J. J. , 1992,
   Biotratamiento de Minerales: Alternativa para el Desarrollo
   Nacional, Mundo Minero, Año XI, No. 131, pp
   27.
1. Guerrero, J. J.; S. Olivera, 1993,
   Aspectos Biológicos de la Lixiviación Bacteriana.
   En : V Congreso Nacional de Ingeniería
   Metalúrgica, Cuzco.
1. Guerrero, J. J. 1994, Factores
   Ambientales en el Manejo de Bacterias Ferrooxidantes Mundo
   Minero, Año XIV, No. 154, pp 36.
1. Guerrero, J. J.; L. Deliot, 1996,
   Oxidación de la Pirita. En : Primer Congreso Nacional de
   Minería,
   Cajamarca.
1. Guerrero, J. J.; 1998,
   Lixiviación Bacteriana de Concentrados de Zinc. En:
   Segundo Congreso Nacional de Minería, Trujillo,
   Perú, Agosto, 1998.
1. Guerrero, J. J.; 1998,
   Biotecnología para el Procesamiento de Minerales. En:
   Segundo Congreso Nacional de Minería, Trujillo,
   Perú, Agosto, 1998.
1. Guerrero, J. J.; 1998, Los Microbios
   y la Minería. Semanario Minas y Petróleo, Nº 121 (24 – Setiembre –
   1998).
1. Guerrero, J. J.; S. Olivera; J.
   Sánchez. 1998, Disolución Microbiana de
   Minerales, En: Segundo Simposium Regional de Minería,
   Arequipa, Octubre 1998.
1. Habashi, F.; 1992, A texbook of
   Hydrometallurgy, Chapter 8: The Role of Microorganisms.
   University of Laval, Quebec, Canada. pp 185-189.
1. Harris, L.; J. A. Brierley, 1989,
   Biotechnology, Mining Magazine, October 1989, pp
   301-304
1. Hurtado, J.,1984. Aislamiento,
   purificación y presencia de plásmidos en cepas
   nativas de Thiobacillus ferrooxidans. Tesis de
   Magister U.P.C.H., Lima, Perú.
1. Hutchins, S. R. ; Davidson, M. S.;
   Brierley, J. A.; Brierley, C. L. ,1986. Microorganisms in
   the reclamation of metals. Ann. Rev. Microbiol.
   40:311-336.
1. Khadil, A. M.; B. J. Ralph, 1977,
   The Leaching of Various Zinc Sulfides with three
   Thiobacillus Species, GBF-Conference Bacterial Leaching,
   GBF Monograph Series # 4.
1. Loayza, C.; C. Troncoso, 1993,
   Lixiviación de Minerales, Curso de Actualización,
   TECSUP, Lima.
1. Lynn, N. S., 1997, The Bioleaching
   and Processing of Refractory Gold Ore, JOM, Apr97, pp.
   24-26.
1. Misari, F.; 1987,
   Biohidrometalurgia, 1a. Edición, Ed. Lima,
   Perú.
1. Smith, E. W.; M. Misra. 1991.
   Mineral Bioprocessing. TMS. Univ. Nevada, USA, 498 pp
   .
1. Mwaba, C. C., 1991,
   Biohydrometallurgy: An Extraction Technology for the 1990s.
   Mining Magazine, September 1991, pp. 160 – 161.
1. Olson, G. J.; Kelly, R. M. ,1986.
   Microbiological metal transformations: Biotechnological
   applications and potential. Biotechnol. Progress. 2(1):
   1-15.
1. Pooley, F.D., 1993, Desarrollos en
   Bio-hidrometalurgia para el Procesamiento de Minerales. En :
   XXI Convención de Ingenieros de Minas del Perú.
   Ica, 1993.
1. Roy Chaudhury, G.; Das, R. P.,1987,
   Bacterial Leaching – complex sulfides of copper, lead and zinc.
   Int. J. Min. Process. 21:57-64.
1. Torma, A. E.; G.Legaut, D.
   Kougioumoutzakis, R. Ouellet, 1974, Kinetics of Bioxidation
   of Metals Sulfides, Can. J. Chem. Engr., 52:515.
1. Torma, A. E.; K. N. Subramanian,
   1974, Selective Bacterial Leaching of a Lead Sulphide
   Concentrate, Int. J. of Mineral Processing, 1:
   125-134.
1. Van Aswegen, P. C.; Haines, A. K.,
   1988. Bacteria enhance gold recovery. Int. Mining, May 1988,
   pp. 19-22.

INTERNATIONAL CONGRESS OF MINING AND THE
ENVIRONMENT

"Clean technology: Third Millennium
Challenge"

July, 12 to 16, 1999 –
LIMA-PERU

ENVIRONMENTAL BIOTECHNOLOGY FOR MINING
AND METALLURGY

José J.
Guerrero*(1,2) & Sonia C.
Olivera(1)

(1)*: Los Rododendros Nº 246
– Urb. VIPOL- Correo Vipol – Callao 03 – PERU

Telf: (51-1) 989 4678 / 484 2284
e-mail:
/

(2): MINAS Y PETROLEO, Chinchon 830, Of.
503 – San Isidro – Lima 27 – PERU

Telf: (51-1) 422 2715 ; Fax: (51-1)
422 3077 e-mail:
minasypetroleo[arroba]terra.com.pe

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should be addressed

SUMMARY

In recent times, the environmental protection is one of
the most important topics in the industrial processes. This
interest has led to the development, day by day, of new
technology in order to remediate and control the pollution
generated by the productive activities of human being. One of the
new technological alternatives is Biotechnology, that employs
microorganisms or part of them to remediate some of the pollution
problems originated in the industry.

To mining and metallurgy, biological systems can be
applied to the dissolution and recovery of heavy metals in
effluents, in the reduction of chromium, reduction of sulfates
employing sulfate reducing bacteria, oil degradation and
recovery, biosorption, and cyanide degradation. Another important
application is the employment of plants with the ability to
accumulate higher levels of metal ions in what is called wetlands
for the passive treatment of acidic effluents.

INTRODUCTION

One of the features of modern society is the growing
emission of chemicals and toxics to the environment. After the
industrial revolution the levels of pollution of the surrounding
environment accelerated dramatically. The primary sources of this
pollution are the burning of fossil fuels, mining and smelting of
metalliferous ores, municipal and domestic wastes, fertilizers,
pesticides and sewage.

As a result, many industrial and mining locations have
surface soils and drainages contaminated with radionuclides,
heavy metals and organic pollutants. Due to this characteristic,
for many years, mining has been considered a highly contaminant
industry mainly for the production of acidic solutions with a
high content of metal ions that were disposed to the environment.
Another important problem, originated in the treatment of ores or
metallurgy, is the generation of toxic fumes by pyrometallurgical
and smelting processes.

On the other hand, conventional technologies, developed
for small and heavily contaminated sites are expensive in terms
of costs and insufficient when they are applied to larger places,
where pollutants are widely dispersed and in low concentration.
The solution to this environmental problems lead us to the
employment of natural processes of degradation and remediation of
contaminated zones, usually known as biodegradation or
bioremediation, respectively.

In this context, environmental biotechnology emerges as
an alternate and innovative technology for the treatment of
pollution generated by mining activities. The biological methods
involves the use of microorganisms, mainly bacteria, but algae
and microscopic fungi can be used, or their byproducts for the
breaking of toxic compounds into non-toxic side products. In some
cases the degradation gives CO2 and H2O as
final products. The process receives the name of
bioremediation.

Some of the advantages of the use of microbes
are:

• To obtain microbes is easy and
  inexpensive.
• Their chemicals reactions are
  predictable.
• This reactions can be applied for in situ
  treatment.
• It is probable to make genetic improvement in order
  to create a microbe able to degrade an specific toxic
  compound.

Another aspect in the treatment of effluents is the use
of some types of plants, as we can see later, that have natural
attributes for the removal of contaminants from polluted soils
and waters, in a process called Phytoremediation.

Environmental biotechnology towards the next millennium
is being developed at laboratory scale, pilot scale and
commercial plants due to its high potential and the cheaper costs
in the remediation of contaminated areas.

BIOREMEDIATION

Bio-oxidation of sulfate

Although the most important role of Thiobacillus
ferrooxidans bacteria is in the leaching of sulfuric ores,
mainly in the dissolution of copper and in the pretreatment of
refractory gold ores; their ability to oxidize ferrous ions to
ferric ions can be used as a tool in the treatment of acidic
effluents. This waters may contain higher levels of ferrous ions
in a low pH (usually closer to 2) difficult to precipitate. In
this case Thiobacillus ferrooxidans can be employed to
oxidize this ferrous sulfate giving a solution with a high
content of ferric sulfate which can be precipitated with calcium
carbonate.

This technology is applied at the Matsuo Neutralization
Plant in Japan for the treatment of the acid drainage generated
in the abandoned Matsuo mine, the largest sulfur mine in Asia. The acid
mine drainage (AMD) was discharged to the Akagawa river and then
to the Kitakami river, with the grave social problem for the
people living along the riverside. AMD also contains important
levels of arsenic.

4 FeSO4 + 2
H2SO4 + O2 + bacteria
® 2
Fe2(SO4)3 +
H2O

Fe2(SO4)3 + 3
CaCO3 + 3 H2O ® 2 Fe(OH)3
¯ + 3
CaSO4 ¯ + 3 CO2 ­

It also must be kept in mind that Thiobacillus
ferrooxidans is one of the most important contributors to the
acid mine drainage in pyritic tailings dams, so one of the main
objectives to eliminate AMD must focus in the growth inhibition
of this bacteria employing chemical compounds as sodium lauryl
sulfate, potassium benzoate, potassium sorbate and the commercial
product known as PROMAC®; promoting the growth and
development of heterotrophic bacteria such as Acidiphilium
capable to metabolize organic acids, which are inhibitory to
Thiobacillus; and the use of some type of waste such as
chicken manure, sewage sludge, oil shale in conjunction with lime
to inhibit the oxidation of pyrite.

Sulfate reduction

This is a common anaerobic, microbial decomposition
process, in which dissolved metals can be removed as sulfide
precipitates by the action of sulfate reducing bacteria (SRB)
mainly belonging to 2 genera: Desulfovibrio (5 sps) and
Desulfotomaculatum (3 sps).In absence of oxygen, SRB
oxidize organic matter using oxidized sulfur compounds (such as
sulfates and sulfites) as an electron acceptor and subsequently
reducing it to hydrogen sulfide (H2S). When released,
hydrogen sulfide can be liberated as gas or retained
as metallic sulfides, polysulfides, elemental sulfur, iron
monosulfides and pyrite.

The reduction produces alkalinity, which decreases
acidity and raises pH. Formation of sulfides removes iron from
solutions.

Sulfate (SO4 =) +
SRB ®
H2S

Soluble metals + H2S
® insoluble metal
sulfide (Me2S)

The action of microorganisms, in this method, is
dependent on the presence of sulfate and suitable organic matter
in an anoxic, aquatic environment. In marine systems, sulfate
levels are very high, and sulfate reduction is only limited by
the presence of suitable organic matter in anoxic sediments. In
most freshwater systems, sulfate reduction is limited by very low
sulfate concentrations and microbially-mediated methanogenesis is
the more important anaerobic, decomposition process. Because the
formation of iron sulfides is primarily dependent on the presence
of reduced sulfur, freshwater sediments typically have very low
pyrite levels.

The trends in the use of SRB are directed to:

• Its employment in anaerobic wetlands for the
  immobilization of metals in sulfur form and to neutralize acid
  drainages.
• Its employment in bioreactors specially built to
  treat high water volumes, such as underground water
  contaminated with diluted concentrations of metals and
  sulfates. The treatment can be done in a controlled way. This
  type of sulfate reduction is also called "sulfate active
  reduction".

The major commercial application of the SRB technology
is located in Budel-Dorplein, The Netherlands, where Budelco B.V.
is operating a zinc refinery. Budelco employs the process
developed by Paques Environmental Technology of USA and marketed
under the name THIOPAQ® for the sulfate removal
and metal recovery.

THIOPAQ® consists of two biological
processes complemented with solids separation steps. In the first
biological step, an anaerobic reactor (BIOPAQ®
USAB type) is used for the conversion of sulfate to sulfide (as
hydrogen sulfide – H2S) by sulfate reducing bacteria.
In order to make the reduction possible another compound,
referred to as reductant or electron donor, has to be oxidized by
the bacteria. In this case the reductant is ethanol. The second
biological process uses a Submerged Fixed Film (SFF) for the
conversion of sulfide to elemental sulfur. This oxidation is
performed by aerobic micro-organisms of the group of the
colorless sulfur bacteria. The metals present are precipitated by
H2S.

The THIOPAQ® process for biological metal
and sulfate removal is summarized in the following
reactions:

H2SO4 + 4
H2 + ½ O2 ® Sº¯ + 5 H2O +
biomass

MeSO4 + 4 H2
®
MeS¯
+ 4 H2O

where Me is a metal (Cu, Zn, Fe, Pb, etc)

The Paques treatment plant in Budelco was commissioned
in 1992 and treats 300m3/h of effluents containing 100
ppm zinc, 1 ppm cadmiun and 1000 ppm of sulfate. After the
treatment, the solution of discharge contains < 0.3 ppm Zn,
< 0.01 ppm Cd and <
200 ppm sulfate. The metals precipitated are recovered and taken
to the smelter and the elemental sulfur to the sulfuric acid
plant. The results about metals removal show a 99%
elimination.

Since 1995, Paques and Kennecott have been cooperating
in the development of technologies for the treatment of water
with elevated metal and sulfate concentrations. A pilot plant is
in operation to asses the THIOPAQ® sulfate and
metal removing technology using hydrogen as electron donor. The
results show that the pH raises from 3.9 to 8.5 and the sulfate
concentration decreases from 30,000 mg/l to < 500 mg/l. The
plant is located at Kennecott’s Bingham Canyon Copper Mine
in Utah, USA.

Biosorption

Microorganisms (bacteria, yeasts, filamentous fungi and
algae) or their metabolic products are able to concentrate and
accumulate metals (heavy ions and many toxic anions) from diluted
aqueous solutions. The main mechanisms by which microbes
immobilize, complex or remove metals from solutions are:
volatilization; extracellular precipitation; extracellular
complexing and subsequent accumulation; binding to the cell
surface; and, intracellular accumulation. The application of
microorganisms has the potential use for either economic recovery
of metals or the treatment of waste streams for environmental
protection.

Microbial processes for metal removal from solution
function by either accumulation of dissolved metals and
entrapment of particulate metals or for the production of
by-products rendering the metal insoluble. Two mechanisms have
been identified which enable microbes to concentrate metals:
binding of metals to cell surface components such as cellular
ligands and biopolymers (biosorption) and metabolism-dependent
intracellular accumulation. Other physiological activities of
cell can also lead to insolubilization of metals.

Some metal accumulating
microbes

The microbe metabolic products that can be used in the
recovery of metals include alginates, extracted from marine
algae, chitin and chitosan main constituent of fungal cell
membrane, and gelatin. These carry amide groups that are reactive
molecules useful in the sorption of metalic ions. Chitin and
chitosan have shown to be effective in the adsorption of Se, Zr,
Hf, Ru, etc. Strains of Neurospora, Mucor,
Rhizopus and Aspergillus have been shown to remove
selectively concentrations of Zn, Cu, Fe and As,
respectively.

For sorption of metals it is possible to use: a)
non-growing or dead biomass and b) living cells. In the first
case, it is a physico-chemical process that employs cell for
chelation, adsorption or possible precipitation of ions. The
advantages include precise control of the metals removal process
in reactors or as biofilms and in the use of inexpensive biomass
produced for other industrial activities. The second one, which
utilizes the activities of living cells, can be used to adsorb
(capture of ions over the surface of cell membrane or wall) or
absorb (inclusion of ions inside the cell) metals. The use of
living cells may be a viable treatment process when large volumes
of contaminated waters must be treated in holdings
ponds.

The first commercial process, AMT-BIOCLAIM™, owned
by Advanced Mineral Technologies, was developed using a
proprietary, granulated, non-living biosorbent prepared from
microbial species. The granules have high capacity for
accumulation of metal cations (0.8 mM Ag, 1.9 mM Cd, 2.9 mM Pb,
2.4 mM Cu, and 2.1 mM Zn per gram of granules), and metal removal
from dilute solutions (10-100 mg per liter of solution) exceeds
99%. The product also removes gold from aurocyanide solutions.
The use of granulated biomass has the potential for metals
recovery and wastewater treatment of mine effluents.

Another process was developed by the disappeared U.S.
Bureau of Mines’ Salt Lake Research Center. It consists of
porous polymeric beads containing immobilized non-living
biological materials for extracting metal contaminants from
wastewaters. Inmobilized biological materials include peat moss,
algae, biological polymers and other material that demonstrate
high affinities for heavy metals. The beads, designed as BIO-FIX
beads, have distinct advantages over other methods because it has
excellent handling characteristics. The beads can effectively
remove toxic metals such as copper, cadmium, zinc, lead and
mercury among others. Adsorbed metals can be removed from beads
using dilute mineral acids.

Microbial and Aquatic Treatment Systems, Inc. (MATS)
have developed a process, marketed under the name of
BIOMAT™, for the remediation of organic and metal/metalloid
contamination. Among the latter, Biomat has been found to reduce
selenate to elemental selenium, remove lead, cadmium, copper,
zinc, cobalt, chromium, iron, uranium and manganese from water an
to remove lead from sediments.

Microbial mats are a consortium of blue-green algae and
bacteria which are highly tolerant of toxic metals and harsh
environmental conditions. In a broad conception, the mats are
heterotrophic and autotrophic communities dominated by blue-green
algae (or cyanobacteria). They are self-organized laminated
structures, and with slimy secretions, can be immobilized to a
variety of substrates. They are both nitrogen-fixing and
photosynthetic.

Cyanide biodegradation

Although biological processes have been proven to be
effective in the treatment of elevated concentrations of free
cyanide (> 500 mg/l), it is only with the designing,
commissioning and operation of the biological treatment plant at
the Homestake Mining in Lead, South Dakota, USA, in 1984, that
the process have a commerctal application. The treatment system
is based on biodegradation of cyanides and biosorption of toxic
heavy metals and suspended solids from metallurgical process
effluents. The treated effluent meet strict environmental permit
limits at exceptionally low operating costs.

The conceptual design was based on the knowledge that
many biological forms could tolerate cyanide through some
mechanism of degradation or toxicity reduction. It was also known
that biomass will absorb heavy metals. The main microorganism
responsible for the degradation of cyanide is Pseudomonas
sp. The process involves two separate bacterial oxidation
steps. The first one involves the oxidative breakdown of cyanides
and thiocyanate, and subsequent adsorption/precipitation of the
free metals into a biofilm. The second step of the assimilation
converts ammonia to nitrate through conventional nitrification.
The bacterial biomass is attached to a number of Rotatory
Biological Contactors (RBCs) forming a biofilm. This gives the
adequate surface area for growth of bacteria and promotes
chemical adsorption and precipitation within the
biomass.

Too many microbes are shown to utilize cyanide as source
of carbon or nitrogen. Among them are Actinomyces,
Alcaligenes, Arthrobacter, Bacillus,
Neisseria, Fusarium, Pseudomonas,
Hasenula, etc. A lot of research have been done in
Peru in order
to determine the effectiveness of some fungal strains in the
degradation of cyanide. These include a Penicillium-like
fungi and Trichoderma and Aspergillus.

Chromium bioreduction

Hexavalent chromium compounds are widely used in the
form of chromate and dichromate in a variety of industrial
processes. This leads to the discharge of contaminated effluents
into the environment where they pose a toxicity hazard. Depending
on concentration, frequency and duration of exposure chromium
compounds represent both acute and chronic human health hazard.
It also has been demonstrated to be highly toxic to aquatic
animal life and to plants.

As a result of their toxic potentials to humans, animals
and plants there is an increasingly interest in remediating
chromium contaminated environments. Among all the alternatives,
microbiological ones emerges as a viable possibility. The most
traditional of microbial methods is biosorption, typically
employing microbes that produce extracellular polymers. A polymer
producing bacterium, Zoogloea ramigena, has been
demonstrated to remove hexavalent chromium. It has also been
shown that sulfate reducing bacteria are able to remove Cr(VI)
with poor efficiency. Direct metabolic reduction of Cr(VI) by
bacteria seems to show more promise as a viable bioremediation
method. It was reported that some Pseudomonas strains are
able to reduce chromate, dichromate and crocoite during anaerobic
growth. Another group of chromate reducing bacteria include to
Achromobacter, Aeromonas, Bacillus,
Escherichia and Enterobacter.

Selenium removal

Removal of metals, such as selenium, from solutions and
wastewaters are some of the most complex environmental problems.
Numerous bacterial isolates, from agricultural and mining wastes,
have been screened to isolate and enhance the best metals and
toxic inorganic reducers. Pseudomonas stuzeri isolates
have been identified to be able to grow and reduce selenium from
solutions containing up to 1000 mg/l selenate, 280 mg/l sulfate
over a broad pH range and under aerobic conditions.

Arsenate reduction

Arsenic removal from mining wastewater to meet the
USEPA’s standards is a current problem facing the mining
industry. The use of microorganisms to reduce arsenic for
dissolution from effluent streams may prove to be a cost
effective an efficient removal method. Pseudomonas putida
and Pseudomonas stuzeri reduced 100 ppm arsenate to 4 ppm
and 6 ppm arsenate respectively, while forming stoichiometric
concentrations of arsenite.

PHYTOREMEDIATION

Phytoremediation focuses on the power of nature to heal
itself, somewhat like proven process for bioremediation, which
uses bacteria and other microbes to degrade contaminants in soil
and water. But phytoremediation is more proactive than
bioremediation, improves the appearance of sites more quickly,
and, in some cases, can clean up sites that are not receptive to
the use of bacteria.

Phytoremediation of contaminants takes three
forms:

• Phytoextraction: using metal-absorbing plants
  that transport and concentrate metals from the soil into the
  roots and above-ground shoots.
• Rhizofiltration: using plant roots to absorb,
  concentrate and precipitate toxic metals from
  water.
• Phytostabilization: using plants to prevent
  the movement of toxic metals into soils and
  groundwater.

This technology employs the ability of certain group of
plants to tolerate high levels of metals. Normally trace
concentrations of metals can be found in plants. On metalliferous
soils, with high levels of one or more of the elements zinc,
chromium, cadmium, lead, nickel, copper, cobalt, manganese, and
selenium, a few plant species may exhibit extraordinary metal
uptake. In extreme cases, such an element may no longer be a
trace element, but a major inorganic constituent, with
concentrations exceeding 10,000 mg/kg (1%) in the plant dry
matter, or 10%-20% in the ash. This group of plants are known as
"hyperaccumulators".

Normal and abnormal concentrations of
elements in plant leaves (mg/kg)

*: iron levels in a few species can be up to 35,000
mg/kg.

The effects of metalliferous soils on plants vary a
great deal, according to the plant species, the enriched elements
and the physical and chemical characteristics of the soils. In
most cases the plants that survive in metalliferous environments
do so by successfully restricting metals, either by preventing
their entry into the plant system altogether, or by immobilizing
the metals in the root system and preventing their transport to
other parts of the plant where they could have damaging effects
on many metabolic processes.

In the field of mineral exploration, if a plant
occurring on metalliferous soils can be shown to be a
hyperaccumulator of some element, although it is not confined to
such substrates, the biogeochemical method of prospecting may be
applicable. On the other hand, where a hyperaccumulator plant is
also endemic metalliferous soils, the geobotanical method of
prospecting can be used. It also can be useful in bioremediation,
i.e. the reduction of the heavy metal burden of contaminated
soils and waters.

Wetlands

The principles shown above can be used in passive
systems for the effluents treatment in what is known as wetlands.
This can reduce contaminant charges (organic an inorganic
compounds) by way of number of intake and precipitation reactions
of metals , and also can act as filter for suspended
solids.

A wetland has two distinct zones: oxidative, composed of
aquatic plants, and reductive, zone rich in sulfate reducing
bacteria, denitrifying bacteria and manganese reducing bacteria.
In order to remove metals, mainly in acid mine drainage, the
process proceed in 4 steps:

1. Plants like Sphagnum and Typha work as
   filters, absorb metals and help to the oxidative
   process.
1. Metals are removed by adsorption in organic
   substrates like turba and compost.
1. Metals can be removed for oxidation and
   hydrolysis.
1. Bacteria act as chemical reactions
   catalyzers.

Wetlands can be aerobic and anaerobic. The first one,
also called of "surface flow", are directed to improve the
oxidation process. This are useful in removing organic compounds,
iron, ammoniac, and suspended solids. The system does not need
organic matter. Anaerobic wetlands or "subsurface flow" contain
limestone cover at the bottom of the wetland. This limestone is
covered with organic matter and plants are cultivated over it.
This can support growth and development of sulfate reducing
bacteria.

The main benefit of wetlands is their passive and
friendly nature with the environment. Risks are associated that
is a process which has not been tested in a long period respect
to its costs, maintenance and efficiency, particularly with the
behavior of metallic sludge and its disposal.

REFERENCES

• Apel, W.; Turick, Ch. E.; Bioremediation of
  Hexavalent Chromiun by Bacterial reduction. In: Mineral
  Bioprocessing. Smith, E. W.; M. Misra (eds.). TMS Univ. Nevada,
  USA, pp 355 -366.
• Banes, J.N.; McNew, E.B.; Polman, K.; 1991,
  Selenate Reduction by Pseudomonas stutzeri. In: Mineral
  Bioprocessing. Smith, E. W.; M. Misra (eds.). TMS Univ. Nevada,
  USA, pp 367- 375.
• Bings, M.; 1996, Back to Nature, Mining Voice,
  Vol. 2, Nº 4 (July/August 1996), pp.31 – 33.
• Brierley, J. A., 1990, Microbiological
  Processes for Recovery of Metals. In: Biohydrometallurgy:
  Proceedings of International Seminar; Karavaiko, G.; Rossi, G.;
  Avakyan, Z. (eds); Moscow, 1990, pp 286 – 295.
• Brierley, J. A., 1990, Biotechnology
  for the Extractive Metals Industries, JOM, Vol. 40, No. 1,
  January 1990, pp. 28.
• Brierley, C. L.; A. P. Briggs, 1997, Minerals
  Biooxidation/Bioleaching: Guide to Developing an Economically
  Viable Process. En: PDAC Annual Metting, Toronto, Canada,
  March, 1997.
• Chamberlin, P.D.; 1996; Selenium removal from
  Waste waters. In: Randol Gold Forum ‘96, pp. 119-
  127.
• de Vegt, A.L.; Bayer H.G.; 1997, Paques:
  Biological Sulfate Removal and Metal Recovery from Mine Waters.
  SME Annual Meeting, Febraury 1997.
• Guerrero, J. J., et. al., 1992,
  Destrucción de Cianuro de Sodio mediante Microorganismos
  en efluentes y/o residuos tóxicos de plantas de
  lixiviación por cianuración. Mundo Minero,
  Año XI, Nº 128, Feb. 1992, pp. 24 – 25.
• Guerrero, J. J.; S. Olivera, 1993, Aspectos
  Biológicos de la Lixiviación Bacteriana. En : V
  Congreso Nacional de Ingeniería Metalúrgica,
  Cuzco.
• Guerrero, J. J. 1994, Factores Ambientales en
  el Manejo de Bacterias Ferrooxidantes. Mundo Minero, Año
  XIV, No. 154, pp 36.
• Guerrero, J. J.; L. Deliot, 1996,
  Oxidación de la Pirita. En : Primer Congreso Nacional de
  Minería, Cajamarca.
• Guerrero, J. J.; 1998, Biotecnología
  para el Procesamiento de Minerales. En: Segundo Congreso
  Nacional de Minería, Trujillo, Perú, Agosto,
  1998.
• Guerrero, J. J.; 1998, Los Microbios y la
  Minería. Semanario Minas y Petróleo, Nº 121
  (24 – Setiembre – 1998).
• Guerrero, J. J.; 1999, Potencial de la
  Biotecnología en la Actividad Minera Mundial. Semanario
  Minas y Petróleo, Nº 143 (22 – Abril –
  1999).
• Guerrero, J. J.; S. Olivera; J.
  Sánchez. 1998, Disolución Microbiana de
  Minerales, En: Segundo Simposium Regional de Minería,
  Arequipa, Octubre 1998.
• Guzman, S.G.; Obando, B.E.; Reyes, L.;
  1997;Estudio de las variables
  que influyen en la Biodegradación de cianuro. En: IV
  Simposium Nacional de Minería Aurífera. pp
  123.
• Habashi, F.; 1992, A texbook of
  Hydrometallurgy, Chapter 8: The Role of Microorganisms.
  University of Laval, Quebec, Canada. pp 185-189.
• Heyrend, T.; Adams, J.; Hayes, D.; 1996,
  Arsenate Reduction to Arsenite by two Pseudomonas
  species isolated from Mine Drainage Waters. Randol Gold Forum
  ‘96. pp 147.
• Hutchins, S. R. ; Davidson, M. S.; Brierley, J.
  A.; Brierley, C. L. ,1986. Microorganisms in the
  reclamation of metals. Ann. Rev. Microbiol.
  40:311-336.
• The INEEL Biotechnologies Division, INEEL
  Research Center, (USA).
• Ly, M.; 1999, El Papel de la
  Biotecnología en la Industria Minero-Metalúrgica.
  In: II Seminario Manejo Ambiental en la Industria
  Minero-Metalúrgica. TECSUP, Mayo 1999.
• Metal Mining Agency of Japan. The Matsuo
  Neutralization Plant.
• Noel, M. D.; Fuersteneau, M. C.; Hendrix, J.
  L.;1991, Degradation of Cyanide Utilizing Facultative
  Anaerobic Bacteria. In: Mineral Bioprocessing. Smith, E. W.; M.
  Misra (eds.) TMS. Univ. of Nevada, USA, pp 355
  -366.
• Olson, G. J.; Kelly, R. M. ,1986.
  Microbiological metal transformations: Biotechnological
  applications and potential. Biotechnol. Progress. 2(1):
  1-15.
• Reeves, R.D.; Baker, A. J. M.; Brooks, R. R.;
  1995, Abnormal accumulation of Trace Metals by Plants, Mining
  Environmental Management, Vol. 3, Nº 3, pp 4-
  8.
• Smith, E. W.; M. Misra. 1991.Mineral
  Bioprocessing: an Overiew. In: Mineral Bioprocessing. TMS.
  Univ. Nevada, USA, pp 3-26.
• Smith, A.; Mudder, T.; 1991; The Chemistry and
  Treatment of Cyanidation Wastes. Mining Journal Books Limited.
  345 pp.
• Whitlock, J. L.; Smith, G. R.; 1989. Operation
  of Homestake’s Cyanide Biodegradation Wastewater System
  Based on Multivariable Trend Analysis. In: Biohydrometallurgy.
  J. Salley, R.E. McCready, P.L. Wichlacz (eds). pp 613 –
  625.
• Whitlock, J. L.; 1989. The Advantages of
  Biodegradation of Cyanides. Journal of Metals, december 1989,
  pp 46 – 47.
• Whitlock, J. L.; 1990, Biological
  Detoxification of Precious Metal Processing Wastewaters.
  Geomicrobiology Journal, Vol. 8, pp 241 – 249.

Biól. José J. Guerrero
Rojas

*: Presentado en el Primer Congreso
Peruano de Biotecnología y Bioingeniería realizado
en Trujillo, Perú, Noviembre 1998.

www.mobot.org./jwcross/phytoremediation/Biotecnologia.htm
/ www.perumine.com/paper/guerrero.htm