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