Metal pesado

Los metales pesados son un grupo de elementos químicos que presentan una densidad relativamente alta y cierta toxicidad para los seres humanos.

El término "metal pesado" no está bien definido. A veces se emplea el criterio de densidad. Por ejemplo, metales de densidad mayor que 4,5 g/cm³, pero los valores en la bibliografía pueden ir desde 4 g/cm³ hasta 7 g/cm³. Otros criterios empleados son el número atómico y el peso atómico. Además, el término siempre suele estar relacionado con la toxicidad que presentan, aunque en este caso también se emplea el término "elemento tóxico" o "metal tóxico".

Muchos de los metales que tienen una densidad alta no son especialmente tóxicos y algunos son elementos esenciales en el ser humano, independientemente de que a determinadas concentraciones puedan ser tóxicos en alguna de sus formas. Sin embargo, hay una serie de elementos que en alguna de sus formas pueden representar un serio problema medioambiental y es común referirse a ellos con el término genérico de "metales pesados".

Los metales pesados tóxicos más conocidos son el mercurio, el plomo, el cadmio y el arsénico, en raras ocasiones, algún no metal como el selenio. A veces también se habla de contaminación por metales pesados incluyendo otros elementos tóxicos más ligeros, como el berilio o el aluminio.

Factores ambientales que modifican la toxicidad de los metales

A pesar del hecho de que se han encontrado significativos hongos de diversos grupos taxonómicos en ambientes altamente infectados con metales pesados, la diversidad de especies resulta muy reducida; de éstas se seleccionan sólo aquellas poblaciones tolerantes y resistentes capaces de sobrevivir y crecer en tales condiciones (Babich y Stotzky, 1982; Gadd, 1986). El efecto venenoso de los metales sobre la comunidad microbiana en ambientes naturales varía de acuerdo a la especiación y la concentración del metal, con los organismos presentes y con diversos factores ambientales (Gadd y Griffiths, 1977). Sin embargo, no se ha llegado a establecer el umbral toxicológico, tal como la concentración que origina el 50% de letalidad entre los microorganismos afectados a una cierta concentración de un metal dentro en un tiempo de exposición determinado y bajo condiciones ambientales especificas. Estos umbrales de la toxicidad de un metal sólo se han determinado en especies aisladas y únicamente bajo condiciones de laboratorio. Varios estudios han demostrado que los cationes metálicos como Cd, Cu, Zn, Pb, y Ni, entre otros, se absorben y son retenidos en suelos y aguas, dependiendo en gran medida de su composición y propiedades fisicoquímicas (Gadd y Griffiths, 1978; Brunzl y Schimmack, 1991).

Esta capacidad de absorción es regulada por los elementos del medio incluyendo a las arcillas minerales de silicatos de Al (montmorilonita y kaolita) y a la materia orgánica (humus, biomasa de plantas y microorganismos). Entre los factores fisicoquímicos del medio que afectan la toxicidad de los metales hacia los microorganismos se encuentran: el pH, el potencial de óxido-reducción y los aniones y cationes inorgánicos. El pH del medio puede intervenir en la toxicidad de los metales en dos sentidos: (1) cambiando el estado fisiológico y las actividades bioquímicas de los microorganismos y, por tanto, sus reacciones hacia las sustancias tóxicas y; (2) en la especiación de metal, lo cual afecta su habilidad para combinarse con la superficie celular. Cuando se aumenta el pH de una solución, éste puede formar diferentes especies hidroxiladas, siendo diferente a su vez la toxicidad de estas especies. A pH bajo aumenta la concentración de H+, el cual puede competir con los metales pesados por los sitios iono génicos de los componentes celulares. La especiación de los ligandos orgánicos que pueden interactuar con los metales, y de este modo variar su toxicidad, depende asimismo del pH del medio; por ejemplo, cuando el Cd forma Cd (OH)+ y complejos con compuestos orgánicos a pH alcalino, se vuelve más venenoso que en su forma libre para A. niger, P. vermiculatum, P. asperum y C. echinulata (Babich y Stotzky, 1977).

Por el contrario, la toxicidad del Ni hacia los microorganismos se reduce con el pH alcalino (Babich y Stotzky, 1982); los hongos crecen de forma menos acelerada en un suelo naturalmente ácido (pH 4.9) complementado con 1000 ppm de Ni, que a pH más alto. De forma general, se ha analizado que el pH alto incrementa la toxicidad de los metales debido a que cambia los sistemas de captación y de transporte en los microorganismos.  

El potencial de óxido-reducción (Єh) del medio ambiente puede afectar la disponibilidad de los metales de manera directa, y de este modo sus valores de toxicidad. En un ambiente altamente reductor (Єh negativo), los metales pueden combinarse con S2 y formar sales derivadas de sulfuros insolubles, que los microorganismos no captan. El Єh también afecta la valencia del metal; por ejemplo, es más dañino el Cr (VI) que el Cr (III) para el aumento micelial y para la gestación de las esporas de diferentes hongos (Babich et al., 1982). Los aniones y cationes inorgánicos del ambiente también determinan en la especiación del metal y así en su nivel tóxico. Los metales pesados forman módulos de coordinación con aniones inorgánicos (OH-, Cl-). La diferente especiación de los metales pesados que ocurre en vista de acumulaciones variables de los ligandos aniónicos, puede provocar variados efectos tóxicos en los organismos. Por ejemplo, concentraciones altas de Cl- en el medio reducen la contaminación del Cd hacia A. niger, R. stolonifer, Aspergillus conoides y Oospoa spp. (Babich y Stotzky, 1982). En el caso de los cationes inorgánicos, estos pueden cambiar la toxicidad de los metales como resultado de la competencia con las formas catiónicas de los metales pesados por los sitios aniónicos de los componentes de la superficie celular; por ejemplo, el Mg puede disminuir los efectos tóxicos del Ni en varios hongos filamentosos (Babich y Stotzky, 1982).

Las arcillas minerales también modifican la biodisponibilidad de los metales pesados haciendo que también cambie su toxicidad hacia los microorganismos ya que aquellos son intercambiados por los cationes absorbidos a las arcillas que de forma natural están compensando sus cargas eléctricas. En resumen, se ha descubierto que lo más efectivo para limitar la toxicidad de los metales son las arcillas que tienen una gran habilidad de realizar un intercambio catiónico.

En diferentes especies de hongos la montmorilonita protege más que la kaolita contra la toxicidad del Cd, Pb y Ni, cuando se agregan al suelo contaminado (Babich y Stotzky, 1982, 1977). Los componentes orgánicos diluidos o en partículas dentro de un ecosistema unen diferentes tipos de metales pesados y cambian así su toxicidad. El EDTA disminuye la toxicidad del Zn, Cu y Cd en un actinomiceto y en levaduras (Babich y Stotzky, 1982). El ácido aspártico también baja la toxicidad del Ni y Pb hacia los hongos (Babich y Stotzky, 1983).

En los medios abundantes de cultivo también se aumentan las dosis mínimas inhibitorias, ya que los casaminoácidos, el extracto de levadura, la triptona y la peptona unen a diferentes metales de maneras diversas (Ramamoorthy y Kushner, 1975). El pH puede afectar la interacción de los metales pesados con la materia orgánica soluble (Farrah y Pickering, 1977). Por otra parte, la materia orgánica particulada (ácidos húmicos) en medios sintéticos, protege de los efectos del Pb y Ni a diferentes especies de hongos (Babich y Stotzky, 1982). La temperatura modifica la toxicidad de los metales pesados como un resultado directo sobre el estado fisiológico de la célula más que sobre la especiación o disponibilidad.

Referencias

1. Babich H, Stotzky G (1977). Sensitivity of various bacteria and fungi to cadmium and the influence of pH on sensitivity. App. Environ. Microbiol. 33, 681-695.

2. Babich H, Schiffenbauer M, Stotzky G (1982). Comparative toxicity of trivalent and hexavalent chromium to fungi. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 28, 452-457.

3. Gadd GM (1986a). The responses of fungi towards heavy metals. En: Microbes in Extreme Environments. (Herbert RA, Codd, GA, Eds.) Academic Press, Londres. p. 83-110.

4. Gadd GM (1986b). The uptake of heavy metals by fungi and yeasts: the chemistry and physiology of the process and applications for biotechnology. En: Immobilisation of lons by Bio-sorption (Eccles, H, Hunt S, Eds.) Chichester: Ellis Horwood Ltd, p. 135-147.

5. Brunzl K,Schimmack W (1991). Kinects of the sorption of 137Cs, 85,Sr, 37Co, 65Zn, and 109Cd by the organic horizons of a forest soil. Radiochimica Acta 54, 97-102.

6. Gadd GM, Griffiths AJ (1978). Microorganisms and heavy metal toxicity. Microb. Ecol. 4, 303-317.

7. Ramamoorthy S, Kushner DJ (1975). Binding of mercuric and other heavy metals ions by microbial growth media. Microb. Ecol. 2, 162-175.

8. Carlos Cervantes, R. M. (1999). Contaminación Ambiental por metales pesados. México, D.F.: AGT EDITOR, S.A.

Enlaces externos

• Metales pesados en Consumer.es
• Metales pesados en alimentacion animal
• Metales pesados en lodos de depuradoras que se van a usar como fertilizante
• Plantas que absorben metales. Aplicación de la fitorremediación a los suelos contaminados por metales pesados en Aznalcóllar
• Metales pesados y qué condiciones los hacen más peligrosos