DOI: http://dx.doi.org/10.22507/pml.v11n2a11

Remoción de metales pesados comúnmente generados por la actividad industrial, empleando macrófitas neotropicales*

Removal of heavy metals commonly generated by industrial activities, by means of neotropical macrophytes

Remoção de metais pesados comumente gerados pela atividade industrial, empregando macrófitas neotropicales

Diego Iván Caviedes Rubio**, Daniel Ricardo Delgado***, Alfredo Olaya Amaya****

*Artículo de revisión derivado del proyecto de investigación "Evaluación de la capacidad de las macrófitas (Eichhornia crasspes, Lemna minor y Cymbopogon nardus) para la remoción de metales pesados y algunos antibióticos y hormonas comúnmente presentes en aguas residuales agroindustriales" financiado por la Universidad Cooperativa de Colombia y el CONADI, y realizado entre los años 2014 y 2015.
**Magíster en Ecología y Gestión de Ecosistemas Estratégicos y Candidato a magíster en Ingeniería y Gestión Ambiental. Docente investigador de la Universidad Cooperativa de Colombia, sede Neiva, Colombia.
*** Doctor en Química Farmacéutica. Docente investigador de la Universidad Cooperativa de Colombia, sede Neiva, Colombia.
**** Doctor en Ingeniería, Área de Recursos Hidráulicos. Docente de la Universidad Surcolombiana, Neiva, Colombia.

Autor para correspondencia: Diego Iván Caviedes Rubio, e-mail: deigo.caviedesr@campusucc.edu.co

Artículo recibido: 15/09/2015; Artículo aprobado: 30/11/2016.

RESUMEN

Este documento recopila resultados de numerosas investigaciones referentes al empleo de 30 especies de plantas acuáticas comunes en el trópico americano para la remoción de algunos metales pesados de uso común en la actividad industrial, que se han reportado en aguas residuales. De igual manera, incluye la revisión de aspectos metodológicos para la experimentación con estas plantas, las condiciones a escala de laboratorio y las técnicas más empleadas para la cuantificación química de los microcontaminantes.

Palabras clave: metales pesados, remoción, acuáticas flotantes.

ABSTRACT

This document gathers results from several research Works about the use of 30 aquatic common plants from the American tropical zone for the removal of some heavy metals commonly used in industrial activities, and which have been reported in waste water. The paper also includes the revision of methodological aspects for the experiments with these plants, the conditions at scale of laboratories and the most used techniques for the chemical quantification of the microcontaminants.

Key words: heavy metals, removal, floating aquatic plants.

RESUMO

Este documento recopila resultados de numerosas investigações referentes ao emprego de 30 espécies de plantas aquáticas comuns no trópico americano para a remoção de alguns metais pesados de uso comum na atividade industrial, que se há reportado em águas residuais. De igual maneira, inclui a revisão de aspectos metodológicos para a experimentação com estas plantas, as condições a escala de laboratório e as técnicas mais empregadas para a quantificação química dos micro-contaminantes.

Palavras chave: metais pesados, remoção, aquáticas flutuantes.

INTRODUCCIÓN

Las plantas acuáticas, también conocidas como macrófitas, están representadas por toda la vegetación que crece en la zona litoral de lagos, embalses y ríos, ya sea en la zona de interface agua-tierra (emergentes), sobre la superficie de agua (flotantes) o totalmente sumergida (sumergidas). Actualmente se han reportado aproximadamente 42 familias de dicotiledóneas acuáticas, 30 familias de monocotiledóneas, 6 familias de pteridofitas y 17 familias de briofitas (Hamilton, Evert y Eichhorn, 1992; Roldán y Ramírez, 2008); en total, se tienen registros de 2614 especies de macrófitas vasculares en todo el mundo, de las cuales 984 se encuentran en la biorregión neotropical (nativas de América, desde el norte de México hasta el centro de Argentina), clasificadas en 192 géneros y de las cuales el 61 % (604 especies) se encuentran clasificadas como endémicas (Chambers, Lacoul, Murphy y Thomaz, 2008). Su dominancia invasiva en los ecosistemas acuáticos es consecuencia del éxito adaptativo que les confiere su plasticidad fenotípica que, igualmente, puede ser potenciada con la oferta de recursos en ecosistemas acuáticos alterados por el hombre, básicamente en los que se ha alterado la composición fisicoquímica y/o se ha reducido su caudal natural (Rial, 2013). Las macrófitas enraizadas o emergentes toman los nutrientes de los sedimentos o del agua intersticial de estos, pero las flotantes los toman simplemente del agua; estas características han permitido emplearlas como una tecnología ecológica denominada Fitorremediación que ha recibido cada vez más atención luego del descubrimiento de especies hiperacumuladoras con la capacidad de absorber, acumular, trasladar y concentrar gran cantidad de ciertos elementos tóxicos en sus estructuras, principalmente metales pesados y productos xenobióticos (Rahman y Hasegawa, 2011).

Los usos industriales de los metales y otros procesos internos (por ejemplo, la quema de combustibles fósiles, incineración de residuos, tubos de escape de automóviles, los procesos de fundición y la utilización de los lodos de depuradora como material de relleno y fertilizantes) han introducido grandes cantidades de metales pesados potencialmente tóxicos en la atmósfera y en los ambientes acuáticos y terrestres (Fu y Wang, . O'Connell, Birkinshaw, y O'Dwyer, 2008); cantidades cercanas a 10⁹ kg/año de metales traza son emitidas al medio hidrosférico, siendo las aguas residuales domésticas, las plantas térmicas, las fundiciones y las acerías, las principales fuentes de emisión (tabla 1); el orden de flujos de emisión a la atmósfera corresponde a Mn > Zn > Cu ≈ Cr > Pb > Ni > V > As ≈ Mo > Se > Cd ≈ Sb > Hg (Domenech y Peral, 2008. Nemerow y Dasgupta, 1998).

La toxicidad de los metales pesados depende de su movilidad en el medio que, a su vez, depende de su especiación química, persistencia y tendencia de acumulación o bioacumulación (Domenech y Peral, 2008. Kumar et al. 2012). En la tabla 2 se describen los síntomas típicos de la intoxicación, la dosis letal en la dieta humana y los niveles de contaminación máximos (NCM) establecidos por la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos [USEPA] (Nguyen et al. 2013. Spiro y Stigliani, 2006), la Unión Europea y por la legislación Colombiana (MADS, 2015) para algunos metales pesados.

Plantas acuáticas para remoción de contaminantes

Debido a la habilidad que tienen las macrófitas acuáticas para asimilar hasta cierto punto todos los constituyentes del agua considerados como contaminantes, estas se han empleado en la detección y remoción de sustancias en efluentes de aguas residuales domésticas e industriales (Bolaños, Casas y Aguirre, 2008); la importancia de las macrófitas radica en su facilidad para ser empleadas en núcleos rurales debido a su bajo consumo de energía convencional y a la practicidad en el montaje y operación de los sistemas de tratamiento. Aun así, todavía no se han esclarecido rigurosamente los procesos que tienen lugar en la depuración de aguas residuales con macrófitas flotantes (Martelo y Lara, 2012).

Los tratamientos de aguas residuales que involucran macrófitas han demostrado ser eficientes en la remediación de aguas con contenidos de nutrientes, materia orgánica y sustancias tóxicas como arsénico, zinc, cadmio, cobre, plomo, cromo, y mercurio (Shi, Wang, Rousseau y Lens. 2010; Martelo y Lara, 2012). A pesar de la diversidad de especies del trópico americano, las especies Eichhornia crassipes, Pistia strartiotes y Lemna minor han sido las más investigadas en tratamientos de aguas residuales debido a su fácil y exitosa adaptación a las condiciones ambientales.

Remoción de metales pesados

Los ecosistemas acuáticos se utilizan directa o indirectamente, como receptores de líquidos y sólidos potencialmente tóxicos de origen doméstico, agrícola e industrial, que incluyen altas concentraciones de nutrientes, materia orgánica y metales pesados que deben ser controlados (Kim, Igunnu y Chen, 2014). Gran variedad de plantas se han empleado para la remoción de nitrógeno, fósforo, sólidos, materia orgánica y metales, obteniéndose de estos últimos buenas eficiencias a escala real y de laboratorio; las tasas de remoción de metales en los humedales dependen del tipo de elemento (Hg> Mn> Fe = Cd> Pb = Cr> Zn Cu => Al> Ni> As), sus formas iónicas, las condiciones del sustrato, la temporada, y las especies de plantas, debido a la diversidad de tolerancias a elevadas concentraciones de algunos metales (Kim et al. 2014. Ali, Khan y Sajad, 2013. Kearney y Zhu, 2012).

Generalmente la mayor acumulación de metales se observa en el sistema radicular de la planta donde diferentes estructuras celulares almacenan, retienen y oxidan diferentes especies de metales para luego dar paso y facilitar el transporte a las partes aéreas, donde su concentración por bioacumulación depende, en gran medida, de la temporada vegetativa, en particular, la acumulación puede aumentar bruscamente al final de la temporada de crecimiento (Bragato, Brix y Malagoni, 2006 ). Las plantas flotantes tienen la propiedad de no promover la adsorción del metal al sustrato, pero sí, de almacenarlo en su biomasa (Marchand, Mench, Jacob y Otte, 2010); por otro lado, las macrófitas enraizadas (emergentes) son generalmente más influenciadas por los metales en los sedimentos que por del agua; por lo tanto, la bioacumulación es mayor cuando hay sedimentos contaminados por metales pesados (Bonanno y Lo Giudice, 2010).

A continuación, en la tabla 3, se presenta una recopilación de los resultados de diversos estudios realizados para evaluar la capacidad de remoción de metales pesados empleando plantas acuáticas. Las plantas sobre las que se realiza la revisión son las 30 macrófitas de distribución neotropical que registran mayor número de estudios publicados; en esta tabla se registran los valores máximos removidos y acumulados por cada planta respecto a 10 metales pesados (As, Fe, Cr, Pb, Zn, Ni, Cu, Cd, Mn, Hg). De este grupo de 30 especies, 13 son flotantes (Eichhornia Crassipes, Pistia strartiotes, Lemna minor, Lemna gibba, Azolla Caroliniana, Azolla filiculoides, Azolla pinnata, Salvinia molesta, Salvinia natans, Salvinia herzogii, Spirodela polyrrhiza, Wolffia, Hydrocotyle ranunculoides), /2 son emergentes (Typha latifolia, Phragmites communis, Polygonum hydropiperoides, Typha domingensis, Alternanthera sessilis, Juncus, Phragmites australis, Ludwigia, Eleocharis acicularis, Spartina alterniflora, Paspalum distichum, Scirpus americanus) y 5 sumergidas (Potamogeton spp, Elodea nutalli/canadienses, Chara vulgaris/corallina, Nitella, Ceratophyllum demersum).

Tolerancia de las macrófitas y efectos tóxicos de los metales pesados

La absorción y acumulación de los elementos depende de las especies químicas disponibles en el entorno, así como en la morfofisiologia de la planta. En general las macrófitas acuáticas se asemejan en que su sistema radicular se reduce o degenera completamente; en que la cutícula es muy delgada, permitiendo a los brotes adsorber metales directamente del agua, y finalmente, en que su sistema vascular se reduce y la corriente de transpiración es limitada o inexistente (Malec, Mysliwa, Prasad, Waloszek y Strzatka, 2011); estudios anteriores han demostrado que las macrófitas emergentes son más sensibles que las sumergidas y estas, a su vez, más sensibles que las flotantes (Azaeda y Zaman, 2013). Por otro lado, las plantas acuáticas presentan diversos mecanismos de tolerancia a los metales pesados entre los que se incluye la inmovilización del metal, cuyos mecanismos, entre otros, corresponden a la deposición en la pared celular, el intercambio catiónico y la sorción por biomasa (viva y no viva) (Yang y Ye, 2009); la quelación es otro mecanismo empleado por las macrófitas, donde cationes como el glutatión, fitoquelatinas, metalotioneinas o compuestos como aminoácidos, fenoles o ácidos orgánicos, actúan como agentes quelantes, formando complejos estables con iones metálicos, para de esta manera limitar la circulación de sustancias tóxicas en el organismo vegetal (Delmail y Labrousse, 2014). Por su parte, los mecanismos de translocación son los responsables de trasladar los metales a otros órganos para su deposición, a través del xilema u otros tejidos, y finalmente las macrófitas presentan diversas transformaciones metabólicas para generalmente reducir el estrés oxidativo, modificando agentes reductores y aumentando la actividad enzimática (Malec et al.; Sharma, Singh y Manchada, 2015).

El estudio de la tolerancia de las macrófitas a la presencia de metales pesados en el agua y a su absorción metabólica presenta un amplio índice de resultados, los cuales, independientemente de las especies y de los metales estudiados, exponen múltiples variaciones en los resultados publicados, como consecuencia de la variedad de las dimensiones experimentales, del pH del agua en que se realiza la prueba, de la concentración del metal y de los tiempos de exposición a este, así como también influye la estación o ubicación geográfica en donde se realiza la prueba e, incluso, la presencia de determinada biota microbiana con la cual la planta puede establecer una relación simbiótica que favorezca la tolerancia a determinados metales.

Los efectos de la toxicidad de los metales, dependiendo de la especie expuesta, son muy similares y se traducen en patologías como cambio del color del follaje y la inhibición de la fotosíntesis; inhibición o dificultad para el crecimiento de los tejidos vegetales y síntesis enzimática, y estrés oxidativo, entre otros. A continuación, se presentarán algunos efectos patológicos causados por la exposición a niveles tóxicos de diferentes metales.

Cobre (Cu)

El Cu juega un importante papel en la síntesis de metaloenzimas y la transferencia de energía, y es esencial en la estabilidad estructural de los cromosomas. Pero, el exceso de Cu acumulado en el tejido vegetal, principalmente en la raíz, puede ser tóxico para las plantas; afecta varios procesos y crecimientos fisiológicos y bioquímicos, a partir del estrés oxidativo que genera (Azaeda y Zaman, 2013), como, por ejemplo, la reducción del nitrógeno total metabolizado y el aumento de anomalías en la mitosis observable en la punta de la raíz; disminuye el contenido de clorofila e inhibe el crecimiento foliar (Mishra et al. 2010; Marchand et al. 2014).

Cadmio (Cd)

El Cd no es un elemento esencial para el crecimiento vegetal, pero sus efectos tóxicos sobre los sistemas biológicos se potencian debido a que los iones de Cd²+ son fácilmente absorbidos por las estructuras radiculares de muchas especies de plantas y luego trasladados a las hojas. El Cd puede ser nocivo a una concentración de 5 a 30 mgKg^-l (Teuchies et al. 2013); principalmente inhibe el crecimiento al afectar la fotosíntesis, fluorescencia de la clorofila y la absorción de nutrientes por las plantas (Mishra et al. 2010). El cadmio también genera estrés oxidativo mediante la liberación de radicales libre y especies reactivas de oxígeno que destruyen los lípidos de membrana,proteínas, pigmentos y ácidos nucleicos, induciendo así la muerte de las plantas (Foyer, Lelandais y Kunert, 1994; Bonanno y Lo Giudice, 2010).

Cromo (Cr)

El Cr, en ninguna de sus formas (Cr⁶+) y (Cr³⁺⁾, es esencial para las plantas. Es tóxico para la mayoría de las plantas superiores a 10 g de peso seco, inhibiendo su crecimiento y desarrollo (Davies et al. 2002). Se bioacumula principalmente en las raíces y un mínimo en órganos vegetativos y reproductivos (Vymazal et al. 2007; Bonanno y Lo Giudice, 2010). La razón de la alta acumulación en las raíces podría ser su inmovilización en las vacuolas de las células de la raíz, lo que hace que sea menos tóxico; por lo tanto, puede ser una reacción natural de defensa de la planta en respuesta a la toxicidad, reduciendo el Cr⁶⁺ a Cr³⁺ durante su paso a través de la endodermis (Shankers et al; 2005).

Arsénico (As)

La toxicidad por arsénico depende de su especiación; las especies de arsénico inorgánico generalmente son más tóxicas que las especies orgánicas. As³⁺ es más tóxico que el As⁵⁺, y el ácido dimetilarsínico (DMAA) y ácido monomethylarsonico (MMAA) son más tóxicos que sus compuestos originales. Las vegetales reducen de manera eficiente el As⁵+ a As³+ (Zhao et al; 2009) y se han reportado niveles de tolerancia superiores a los 1000 mg Kg^-' en peso seco (Azizur y Hasegawa, 2011). El arseniato es un análogo de fosfato y, por lo tanto, interfiere con los procesos celulares esenciales, tales como la fosforilación oxidativa y la síntesis de ATP, mientras que la toxicidad de As³⁺ es debido a su habilidad para unirse a grupos sulfhidrilo, con los consiguientes efectos perjudiciales sobre el funcionamiento general de proteínas (Tripathi et al. 2007).

Zinc (Zn)

Aunque el Zn es un elemento esencial para las plantas superiores debido a su participación en muchos procesos metabólicos, la exposición prolongada a altas concentraciones de este metal genera efectos tóxicos debido al estrés oxidativo (Azaeda y Zaman, 2013), como el incremento de la permeabilidad de la membrana de la raíz y afectación a la actividad de varias enzimas (Mishra et al. 2010). Su rango fitotóxico oscila entre los 500 y 1500 mg Kg^ (Chaney, 1989; Teuchies et al. 2013).

Mercurio (Hg)

La acumulación del Hg es predomínate en las raíces de las plantas; esto suprime la absorción de N, P y K, inhibe la biosíntesis de clorofila y reduce el contenido de proteínas en el follaje de la planta (Kumar et al. 2009). La fotosíntesis es afectada tanto en la fase lumínica como en la fase a oscuras, debido a la sustitución del átomo central de Mg presente en las moléculas de clorofila, por un átomo de Hg (Patra y Sharma, 2000).

Manganeso (Mn)

El Mn es un micronutriente esencial para las plantas y juega un papel importante en la actividad de diversos tipos de enzimas. Se considera que es tóxico para las plantas en un rango de 50500 mg Kg ^{-1 (}Bonanno y Lo Giudice, 2010). Su efecto tóxico en altas concentraciones se evidencia en el desarreglo de la aerénquima hoja y una reducción en el crecimiento de las plantas, clorofila total, concentración de carotenoides y antocianinas, y una baja actividad de la catalasa (Lizieri, Kuki y Aguiar, 2012).

Hierro (Fe), Níquel (Ni) y Plomo (Pb)

La toxicidad causada por la exposición al hierro en las macrófitas es muy variable respecto a la especie; generalmente el efecto que se evidencia es la reducción del crecimiento, aunque no impide su recuperación (Immers et al. 2014). Por otro lado, el Ni es requerido en menor cantidad para los procesos metabólicos de las macrófitas. Concentraciones de más de 5 mg Kg-1 son venenosas, como resultado de la inhibición de la fotosíntesis y la reducción del crecimiento (Bonanno y Lo Giudice, 2010). Contrario a los dos metales anteriores, el Pb no es un elemento esencial en los organismos vegetales, por lo que puede resultar téxico, tiende a acumularse en las raíces, y presenta escasa translocación en los órganos de la superficie. Su rango fitotóxico es de 30 a 300 mg Kg^ (Teuchies et al. 2013; Roos, 1994). Este metal disminuye la síntesis de clorofila, la actividad enzimática y el transporte mitocondrial de electrones (Mishra et al. 2007).

Técnicas analíticas para cuantificar metales pesados

Las técnicas más utilizadas para la cuantificación de metales pesados corresponden a la espectrometría de absorción atómica con corrección de fondo (Fernandez, Roeckel y Aspe, 2014; Liang et al. 2013); también se realiza con llama o en ausencia de esta (Sekomo et al. 2012). En otros casos, se emplea el método de plasma acoplado inductivamente a absorción atómica (Teuchies et al. 2013; Bennicelli et al. 2004).

Cuando la técnica se requiere para medir la bioacumulación en el tejido vegetal, las muestras, dependiendo de la morfología de la especie, deben tener un proceso de secado que oscila entre 70 y 105 °C en hornos convencionales de secado vegetal u hornos microondas, durante períodos de 1 a 3 días (Sekomo et al. 2012; Benítez et al. ). Luego o durante el proceso de secado, el material vegetal se degrada con ácidos (HCl o HNO₃) y se vuelve a secar durante un período corto, para luego someterlo a alguna de las técnicas anteriores (Teuchies et al. 2013; Kumar et al. 2009).

Experimentos a escala de laboratorio

El mayor porcentaje de estudios sobre remoción de contaminantes que incluyen plantas acuáticas se realiza a escala de laboratorio; algunos como Zimmels, Kirzhner y Kadmon (2009) incluyen procesos de aireación y recirculación de las aguas tratadas, las cuales pueden ser aguas residuales verdaderas o simplemente soluciones acuosas de un contaminante específico a remover. En algunos casos los recipientes que contienen entre 15 y 50 L del líquido a tratar (Sekomo et al. 2012; Nesterenko, Zimmels, Kirzhner y Armon, 2012; Shi et al. 2010) se irradian con luz artificial y otros se cubren para impedir la evapotranspiración. Los tiempos de exposición o retención al agua residual o al contaminante específico fluctúan entre 1 día o hasta 6 semanas (Sekomo et al. 2012).

Las muestras de plantas se toman de su propio hábitat o en crecimiento natural controlado (Zimmels, Kirzhner y Malkovskaja, 2006). En muchos casos las muestras se esterilizan sumergiéndolas en etanol o en un proceso que incluye al etanol y posteriormente al hipoclorito de sodio; se lavan finalmente con agua destilada y se incluye una mezcla preservativa de plantas, todo esto para evitar la acción de bacterias y hongos (Guimaraes et al. 2012; Nesterenko et al. 2012).

CONCLUSIONES

El tratamiento para la remoción de contaminantes presentes en aguas residuales de diferentes orígenes, utilizando macrófitas para su bioabsorción, está atrayendo en mayor proporción la atención para su aplicación como tratamiento secundario. Se puede observar que la información respecto de investigaciones que emplean plantas acuáticas del trópico americano, para remover contaminantes, es amplia para especies como Eichhornia Crassipes, Pistia strartiotes y Lemna minor, las cuales han demostrado su versatilidad y tolerancia; pero también se puede observar que las investigaciones, con estas especies, encaminadas a remover microcontaminantes xenobióticos y algunos metales pesados específicos, es limitada.

Las técnicas de cuantificación de microcontaminantes, a pesar de su complejidad y especificidad, se encuentran bien definidas y certificadas de acuerdo con diversos parámetros internacionales de calidad. Para el caso de los contaminantes tratados en este estudio, las técnicas más utilizadas son la espectrometría de masas (MS), la cromatografía líquida de alta precisión (HPLC) y la espectrofotometría (UV), ya sea, a partir de muestras del agua tratada o de material vegetal.

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