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abril 03

das sobre el terreno y la conse-cuente contaminación de tierras,lagos, ríos y áreas costeras. Eneste sentido, y como triste ejem-plo, en España, la dispersión de lacontaminación por metales pesa-dos y sus nocivos efectos a lolargo de la cuenca del río Guadia-mar y del coto de Doñana tuvo sucausa en la rotura del embalse delas aguas ácidas de la mina deAznalcóllar (Sevilla).

Un primer objetivo de este tra-bajo ha sido la identificación yevaluación de problemas de conta-minación metalogénica en aguassuperficiales de diferentes zonasmineras de las provincias de Sala-manca y Zamora, donde existenmenas de W, U, Sn, Bi, etc., que enla actualidad han dejado de explo-tarse y que mantienen cortas acielo abierto desde hace bastantesaños, con volúmenes más o menosimportantes de agua retenida, yescombreras, en algunos casos, denotable magnitud.

Dada la creciente percepción delos riesgos que conlleva la contami-nación ambiental por metales pesa-dos, en los casos evaluados positi-vamente (drenajes ácidos de lasminas Merladet y Fé en la provinciade Salamanca), nuestro segundoobjetivo sería investigar la capaci-dad de biorremediación de dichasaguas ácidas de mina mediante pro-cesos de bioadsorción por biopolí-meros abundantes y baratos.

1.1. Bioadsorción demetales–––––––––––––––––––––––––––––––

Existen en la naturaleza bioma-sas muertas e inactivas con capaci-

La contaminación por aguas dedrenaje ácidas que contienen meta-les pesados es un problema comúnen muchas zonas metalogénicas yparticularmente importante enexplotaciones mineras de carbón ode metales [1]. En las minas a cieloabierto tiene lugar un proceso natu-ral aerobio de biolixiviación debidoa la existencia en el terreno de deter-minados microorganismos y deagua (de escorrentías que circulan através de cortas, filones piríticos yescombreras). Las reacciones redoxde tipo bioquímico que constituyeneste proceso de biolixiviación [2-5]provocan la formación de ácido sul-fúrico a partir de los sulfuros metá-licos presentes en los residuos mine-rales [2], con la consecuente dismi-nución del pH del agua y la solubili-zación de los metales pesados quepueden llegar a difundirse en formade contaminación metalogenética amasas de agua próximas más exten-sas (ríos, embalses).

Si bien las minas son fenóme-nos locales y sus mayores impac-tos sobre los ecosistemas terrestresy acuáticos son fundamentalmentede carácter local, no siempre es asíy la dispersión de los metalespesados puede llegar a ser regionale incluso más global. Las minasgeneran grandes cantidades derocas y escombreras que debendepositarse sobre la tierra o en losecosistemas acuáticos. Los resul-tados principales en términos decontaminación por metales pesa-dos son áreas de tierras contami-nadas baldías, aguas ácidas ricasen metales surgidas a partir deresiduos y escombreras deposita-

1. Introducción

Bioadsorción de metalespesados de aguas ácidas de minas (I) Sobre residuos de levaduras cerveceras

M. García Roig, F. I. Ramírez Paredes y T. Manzano Muñoz

Dpto. de Química Física. Facultad de Ciencias Químicas. Universidad de Salamanca

Se ha caracterizado lacomposición química y los

estados fisicoquímico y ecológicode las aguas ácidas de dos minas

a cielo abierto de la cuenca delrío Duero. Asimismo, se han

establecido las condiciones parala obtención y manipulación

adecuadas de diferentes residuosbiológicos, abundantes y baratos,

que se muestren útiles para ladescontaminación de metales

pesados de dichas aguas ácidas.

Se ha ensayado, a escala delaboratorio (<100 l), una

tecnología innovadora para ladepuración de estas aguas ácidas

contaminadas con metalespesados, basada en las

características fisicoquímicas deadsorción, intercambio iónico ycomplejación de iones metálicos

(bioadsorción) que poseenbiopolímeros, tales como la

queratina, la quitina y otrosconstituyentes mayoritarios de

distintos tipos de residuosbiológicos industriales, como son

las levaduras cervecerasexhaustas, objeto de detalle en el

presente artículo, y otros comopelos de cerdo, plumas de ave y

caparazones de cangrejos de ríoque serán objeto de un artículo

posterior.

Tratamiento de Aguas Residuales

Ingeniería Químicawww.alcion.es

grupos están sujetos a posibles cam-bios post- traducción por metilaciónin vivo y esto afectará a todas suscaracterísticas de carga. Existiráncentros de carga positiva en los áci-dos nucleicos en los grupos aminode los anillos protonados de lapurina o de la pirimidina o en elnitrógeno heterocíclico tambiénprotonado.

Los polisacáridos consideradoscomo grupo son macromoléculasácidas o neutras con escasos gruposfuncionales básicos, apareciendocomo aminoazúcares no acetilados.La quitina es un ejemplo notable enla que una proporción de los resi-duos de glucosamina están no aceti-lados, lo que facilita la formación dequitosano deacetilado, con una altaproporción de centros de carga posi-tiva protonable. Algunas de lasconstantes de ionización representa-tivas para algunos de estos grupos sepueden observar en la Tabla I.

La formación de complejos entregrupos funcionales orgánicos debiopolímeros adsorbentes y átomosmetálicos implica la presencia enlos restos orgánicos de uno o variosátomos que tengan un par de elec-trones solitarios para donar. Entreellos, los más probables serán áto-mos neutros trivalentes de nitró-geno y átomos de oxígeno y de azu-fre neutros y divalentes que existenen una amplia diversidad de gruposamino, imino y nitrógenos heterocí-clicos de las proteínas y los ácidosnucleicos, en los grupos carbonilo yen los oxígenos hidroxilados distri-buidos en proteínas, ácidos nuclei-cos, polisacáridos, polifenoles ypoliheterociclos y, finalmente, en elazufre del grupo tiol y del grupo tio-éter de los aminoácidos cisteína ymetionina, respectivamente.

1.2. Biopolímeros deresiduos industriales para labioadsorción de metales –––––––––––––––––––––––––––––––

Los biopolímeros naturales hanexistido siempre; estas macromolé-culas producidas por el metabo-lismo de seres vivos datan de más de3.000 millones de años.

El uso de estos polímeros para elintercambio iónico no es en absoluto

dad para acumular metales por pro-cesos de bioadsorción, ya queposeen biopolímeros con gruposfuncionales con afinidad para unirmetales presentes en las aguas.Dada la complejidad de la mayorparte de los biopolímeros, en launión entre los iones metálicos y losbiopolímeros pueden intervenirsimultáneamente diferentes tipos deprocesos fisicoquímicos: intercam-bio iónico, formación de complejosde coordinación, adsorción física,procesos de microprecipitación,reacciones redox. En cuanto con-cierne al intercambio de cationesmetálicos en disolución acuosa, losprincipales grupos ionizables de

unión catiónica en los biopolímerosson carboxilo, fosfato y sulfatoorgánicos. Así, a modo de ejemplo,el grupo carboxilo está distribuidoampliamente en los biopolímeros yse encuentra casi siempre comoconstituyente de las cadenas latera-les de las proteínas, así como en losácidos urónico, neuramínico, murá-mico y monosacáridos sustituidosrelacionados de los polisacáridos. Elintercambio de aniones metálicospuede tener lugar por medio de unaamplia variedad de compuestosorgánicos basados en nitrógeno. Enlas proteínas, los grupos amino, imi-dazol y guanidina son sitios comu-nes de carga positiva. Todos estos

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Grupo Localización pKa

Carboxilo Proteína c-terminal 3,5-4Carboxilo Beta aspartato 4-5Carboxilo Gamma glutamato 4-5Carboxilo Acido urónico 3-4,4Carboxilo Acido siálico 2,6Carboxilo Lactato (Acido murámico) 3,8(3,9)Sulfato Carbohidrato como éster. Sin datos

Tirosina (probablemente <-0,5)Acido sulfónico Acido cisteico 1,3Fosfato Serina como éster 6,8Fosfato Azúcar o poliol mono éster Pk1 0,94-2,10

Pk2 6,11-6,75Fosfato Acido teicoico y otro Probablemente similar al

polisacárido diéster ácido nucleicoHidroxilo Tirosina fenólica 12,3-13,0Hidroxilo Serina, treonina-alcohol, >13

sacarido-alcohol (p.ej. Ribosil 2 en ARN)

Sulfhidrilo Cisteína 10Amino Hexosamina- 7,3/7,7/7,85

ManNH2,GalNH,GlcNH2

Amino Proteína N- terminal 7,5-8Amino Lysina ε 10Amino Histidina (pirimidina) 4,11Amino Adenosina (purina) 3,45Amino Guanosina (purina) 1,6Lactam-NH Uridina (piramidina) 9,17Lactam-NH Timidina (pirimidina) 9,8Lactam-NH Adenosina (purina) 3,6Lactam-NH Guanosina (purina) 9,2Imidazol- NH Guanosina (purina) 2,3

Una base de ácido nucleico -NH, o un

imidazol incluido en la unión con la ribosa

Imidazol Histidina 6-7Guanidino-NH2 Arginina 12Imino Péptido 13

Tabla I. Grupos ionizables en polímeros biológicos susceptibles departicipar en la unión de metales

metálicos (Fe2+, Fe3+, Pb2+, Hg2+)sobre materiales celulósicos talescomo fibras de algodón, pulpa debambú blanqueada, fibras de yutey serrín, comprobándose nivelesde bioadsorción de hasta el 96% enalgunos casos.

Otros materiales celulósicosabundantes, baratos y de origenagrícola, pueden eliminar cantida-des considerables de iones metáli-cos de las disoluciones acuosas. Eneste sentido, Eromosele y Otito-laye [13] utilizaron las cáscaras delas semillas de la planta silvestreButyrospermun Parkii, disponiblesen grandes cantidades como sub-producto que se desechaba, com-probando su capacidad para bioad-sorber iones hierro, cinc y plomode disoluciones acuosas. Asi-mismo, las pieles de las almendras,subproducto de las industrias derepelado de almendras, debido a suelevado contenido en celulosa,podrían encontrar aplicación en laeliminación de metales tóxicos deaguas residuales industriales.

La celulosa es insoluble en lamayoría de los disolventes, peropuede disolverse si se bloquean losgrupos hidroxilos como aductos desulfuro de carbono, el análogo conazufre del CO2. El grupo funcionalrestante se denomina xantato, yéstos también han sido estudiadoscomo productos fácilmente obteni-bles a partir de residuos industria-les como el serrín, pulpa de maíz,paja y cartuchos de filtros de celu-losa. En este sentido, Holland [14]observó que la capacidad de elimi-nación de metales variaba en fun-ción del número de grupos hidro-xilo bloqueados, y que ademásexistían complicaciones como elfuerte olor producido por la des-composición de los xantatos, lagran cantidad de agua de lavadoque era necesario utilizar, etc. Con-cluyó que existía una imposibili-dad práctica de desarrollar estosprocesos a gran escala.

Pectinas

Las pectinas son heteropolisacá-ridos que se encuentran como sus-tancias cementadoras en las paredescelulares y en las capas intercelula-res de todas las plantas terrestres,

nuevo. Baste decir que aparece yauna cita en el Exodo (15:23-25), enla que se comenta cómo Moisés, trasser aconsejado por Jehová, arrojó untronco de árbol seco a las aguas sala-das del río Marah convirtiéndolas enaguas dulces. Durante muchotiempo a lo largo de la historia se usóla arena y la turba como material deintercambio iónico, pero no fuehasta el año 1912 cuando se pensóque esta capacidad para removeriones se debía a los grupos ácidos.

El estudio de los polímeros sinté-ticos es muy reciente; tan sóloabarca el siglo XX. Aunque elpoliestireno se sintetizó en 1839, elpolietilénglicol en 1860 y el polime-tilmetacrilato en 1880, la percepcióngeneralizada de las macromoléculasno se dio hasta los años 20 [3].

De hecho, el primer material deintercambio iónico sintético no seproduce hasta el año 1903 porHarm y Rumpler [4], pero el usode fragmentos de discos de gramó-fono rotos como intercambiadoresiónicos, por Adams y Holmes [5],no se produce hasta el año 1935,arrancando así la síntesis de inter-cambiadores sintéticos propia-mente dichos. Aunque la mayoríade los biopolímeros presentan pro-piedades de intercambio iónico, locierto es que no se han utilizadomucho con este fin hasta que salie-ron al mercado los materialessemisintéticos para el intercambioiónico. Los biopolímeros son en laactualidad muy usados en las sepa-raciones bioquímicas, por ejemplopara el fraccionamiento de proteí-nas, polisacáridos y ácidos nuclei-cos. Y la mayoría, por no decirtodos, de estos materiales de inter-cambio iónico son polisacáridos.

En 1931 Kullgren [6] fue posi-blemente el primero en aplicarpara fines analíticos las propieda-des como intercambiador iónicode la celulosa modificada al com-probar que la celulosa tratada consulfito era capaz de eliminar losiones de cobre que existieran en elagua y que además estos iones decobre podían recuperarse despuésmediante un tratamiento ácido.

Así, desde los años 50, celulo-sas tanto de intercambio aniónico

como catiónico, dextranos y otrospolisacáridos marinos se hancomercializado con una gran varie-dad de grupos de intercambio.

Mucho más recientemente hacomenzado a existir cierto interéspor la quitina y su derivado el qui-tosano como agentes de unióniónica [7] aplicables para granvariedad de usos en la industria.

Alginatos

Existen varios estudios acerca dela capacidad de adsorción de losalginatos o de otros componentes delas algas [7]. De hecho, los alginatosfuncionan como una mezcla de resi-nas de intercambio iónico, produ-ciéndose en ellos procesos de inter-cambio aniónico-catiónico y deadsorción. En muchos casos, launión a ciertos metales es funcióndirecta del pH, la presencia de ligan-dos competidores o de iones [8].Aderhold y col. [9] estudiaron lacapacidad de eliminación de meta-les como el cobre, plomo, níquel,zinc y cadmio por algas feófitascomo Ecklonia máxima, Lessoniaflavicans y Durvillea potatorum.

En estos experimentos, se cons-tata la necesidad de encontrar unarelación entre los porcentajes deadsorción para aguas sintéticas (conun solo metal) y aguas residualesfuertemente contaminadas convarios metales y, por tanto, suscepti-bles de sufrir fenómenos de compe-tencia. Se han establecido unosvalores de pH en torno a 4 para laadsorción de la mayoría de los ionescatiónicos. Sin embargo, también seha visto que, para la eliminación deciertos metales como el Au III, Ag Iy el Hg II, el pH es muy poco influ-yente [10].

Carvalho y col. [11] demuestranque en algas los alginatos no son losabsolutos responsables de los proce-sos de adsorción, tras haber estu-diado comparativamente la capaci-dad de adsorción de Cu, Cd y Zn porcélulas de Ascophyllum nodosum.

Celulosa y derivados

Shukla y Sakhardande [12] lle-varon a cabo estudios sobre laadsorción de diferentes cationes

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158

sus propiedades más particular-mente llegando a la conclusión deque se trataba de un buen agentebioadsorbente a pH entre 5-9. Sim-mons y col. [24] han estudiado larespuesta de Saccharomyces frentea la adsorción de plata en funciónde la edad de la biomasa. Llegarona la conclusión de que aquellascepas más viejas presentaban valo-res más bajos de eliminación demetales que las más jóvenes, y estodebido fundamentalmente a undescenso en el número de comple-jos de plata en el interior de lacélula. De esta manera, quedaclaro que en estos procesos inter-viene no sólo la pared externa delhongo sino también su interior,presentando agentes que aumentanla eficacia del proceso de elimina-ción. De ahí también que se hayaobservado una mayor eliminaciónusando biomasa formada por célu-las completas que aquella formadasólo por pared celular.

Materiales

Los reactivos ácido sulfúrico,ácido clorhídrico 35% (Panreac, Bar-celona, España), hidróxido sódico,nitrato de uranilo hexahidratado(UO2(NO3)2.6H2O) (Merck, Darms-tadt, Alemania), arsenazo III, plomoen polvo (Fluka Chemie Gmbh,Buchs, Suiza), Tritón X100 (SigmaChem. Co.), Hypol 2002 (Grace Ser-vice Chemicals Gmbh, Heilderberg,Alemania), agua de calidad ultrapuraMilli-Q (Millipore) se obtuvieron delas mencionadas fuentes.

Varias muestras húmedas deSaccharomyces cerevisiae fuerondonadas por el grupo Cruz CampoS.A. (Sevilla). Estas levadurasexhaustas se recogieron de los fer-mentadores industriales de laempresa y se conservaron encámara frigorífica a 4°C.

Aguas de minas

Las tomas de muestra de lasaguas de corta de las minas se lleva-ron a cabo en la primavera de 1999transportándose y almacenándose a

2. Materiales ymétodos

entre ellas la remolacha azucarera.Químicamente están formadas porpolímeros del ácido galacturónico,parcial o totalmente esterificado conmetanol. El polímero totalmentedesmetilado se denomina ácido péc-tico y sus sales pectatos.

La pulpa de la remolacha azuca-rera es un residuo abundante ybarato de las industrias azucareras yes capaz, gracias a su contenido enpectinas y mediante procesos deintercambio iónico, adsorción yquelación, de atrapar metales pesa-dos de las aguas (Cu2+ eficaciasimilar que para el Pb2+, ambos máseficaces que para el Cd2+ que essimilar al Zn2+, Ni2+ y al Ca2+)[15]. Asimismo, la pectina extraídade dicha pulpa, después de procesosde acilación por simple hidrólisisalcalina, acumula Cd2+ tan eficaz-mente como el alginato, eluyéndosecon cloruro cálcico 0,3 M [16].

Levaduras

Los residuos de levaduras comosubproductos de las industrias defermentación (cerveza, antibióti-cos, etc.) presentan una afinidadnotable por los iones metálicos endisolución (Zn, Cd, Ni, Pb, Cr,Ag.), afinidad que es función delpH, y se pueden utilizar, por tanto,en procesos de bioadsorción parala descontaminación de aguas conmetales [17].

La utilización de biomasa fún-gica para los estudios de biorreme-diación se basa en la capacidad delas paredes de estos microorganis-mos (cuyos componentes más sig-nificativos son los polisacáridosquitina y α (1, 3) ß-D-glucano)para bioadsorbedor los metalespesados independientemente de losprocesos internos que estén suce-diendo en la célula, es decir, que sepuede partir de biomasa muerta sinalterar las propiedades y benefi-ciarse así de su mayor facilidad deuso. Los procesos comunes son deintercambio iónico y la capacidadde adsorción puede ser manipuladapor una serie de mecanismos físi-cos y químicos que tienen lugar anivel de la superficie celular. Estabiomasa puede ser utilizada en bio-rreactores de lecho empaquetado ode flujo continuo [18].

Estudios llevados a cabo porGuibal y col. [19] mediante espec-troscopia IR han demostrado launión del catión uranilo a los gru-pos amino del quitosano de lapared celular de varias biomasastípicas de algunas fermentacionesindustriales, como son Aspergillusniger, Penicillium chrysogenum yMucor miehei. Esta unión del ura-nilo a los sitios amino les confiereuna estructura similar a la de losgrupos amida, por lo que la unióndel metal provoca cambios en lasintensidades relativas de las ban-das amina o amida.

La complejación del uranilo porlos ligandos amino están goberna-dos por el pH. Asimismo, Tsezos yVolesky [20] ya citaron algunas delas propiedades de unión del ura-nio a Rhizopus arrhizus, señalandoque los procesos de adsorción a lasparedes de quitina de dicho hongopor parte del uranilo ocurren deforma muy rápida, mientras que laprecipitación de hidróxido de ura-nilo dentro de la estructura de lapared celular se da en más bajaproporción. Asimismo señalaronque se daban procesos de interfe-rencia con otros iones como hierroy zinc.

En el año 1995, Simmons y col.[21] realizaron estudios referentes alas capacidades de unir metales de lalevadura de cerveza (Saccharomycescerevisiae), que será uno de nuestrosmateriales de estudio, y de Candidaalbicans, obtenidas como residuosindustriales. En dicho estudio, ya seencontraron notables diferenciasentre diferentes cepas de Saccha-romyces (con diferentes estructurasen su pared celular) y entre ésta yCandida en la eliminación de meta-les (cobre, plata) de las aguas.

Así, la adsorción de Cu II estáfuertemente influida por el pH[22]. Mediante el uso de electrodosselectivos de iones, se observó laliberación de gran cantidad deagentes complejantes de cobre(posiblemente proteínas y carbohi-dratos). En contraste con esto,estos agentes no presentaron acti-vidad complejante con la plata.

Incidiendo más en Saccharomy-ces, Brady y col. [23] estudiaron

INGENIERIA QUIMICA

160

en las mismas condiciones ysiguiendo el mismo procedi-miento experimental antes visto,con la excepción de que en estecaso la mezcla se hacia con 40,0cm3 de NaCl (8,5 g/1) más 20,0 gde Hypol 2002. Esta matriz plás-tica, vacía del microorganismo,servirá de control en todos losexperimentos a fin de evaluar laposible adsorción de los metalessobre la matriz polimérica depoliuretano.

Análisis fisicoquímico, quí-mico y radiológico de las aguas

Los parámetros fisicoquímicosque se determinaron (unos in situ yotros en el laboratorio) en lasaguas de mina fueron la tempera-tura, el pH, la conductividad espe-cífica, el oxígeno disuelto, la turbi-dez, la demanda química (DQO) ydemanda bioquímica de oxígeno(DBO) siguiendo los métodoshabituales (Standard Methods)para el análisis de aguas y aguasresiduales [3].

El análisis químico cualitativode las aguas se llevó a cabo obte-niendo de las muestras su residuoseco por calentamiento en estufa a98 °C y efectuando, asimismo, unaprecipitación química selectiva,variando progresivamente el pH.Sobre los residuos secos y los pre-cipitados obtenidos se procedía aun análisis químico por BarridoEnergético de Dispersión de RayosX (EDAX).

El análisis químico cuantitativode las muestras de aguas se llevó acabo por Espectroscopia de Emi-sión de Inductividad Acoplada dePlasma (ICP plasma) en el Servi-cio Central de Análisis de la Uni-versidad de Salamanca.

Con el fin de confirmar la posi-ble radiactividad de algunas mues-tras de agua, por el Laboratorio deRadiactividad Medioambiental dela Universidad de Salamanca sedeterminaron (con réplicas) lasradiactividades α y β de muestrasde aguas ácidas de la corta 1 de lamina Fe de ENUSA para extrac-ción de uranio. Se siguieron méto-dos estándar [3], mejorados porMorón y col. [25-27].

temperatura ambiente en bidones dePVC previamente lavados con ácidoclorhídrico 2N. Estas muestras deagua procedían de las cortas de lassiguientes minas:

1) Mina Feli o Alabancos en el dis-trito minero de Barruecopardo-La Fre-geneda (La Fregeneda, Salamanca),con los minerales casiterita (Sn02), wol-framita [(Fe,Mn)W04], arsenopirita(FeAsS), pirita (FeS2), lepidolita[K2Li3A14Si7021(OH,F)3].

2) Mina Merladet en el distritominero de Barruecopardo-La Frege-neda (Barruecopardo, Salamanca)con los minerales scheelita (CaW04),wolframita, arsenopirita y pirita.

3) Mina Terrubias en el distritominero de Morille – Martinamor(San Pedro de Rozados, Sala-manca), con los minerales schee-lita, wolframita y casiterita.

4) Mina Alegría en el distritominero de Morille – Martinamor(Morille, Salamanca), con losminerales scheelita, wolframita,casiterita.

5) Mina Dorinda en el distritominero del Granito de Ricobayo(Villalcampo, Zamora), con elmineral casiterita.

6) Mina Fe de ENUSA en eldistrito minero de Ciudad Rodrigo(Saelices el chico, Salamanca), conlos minerales pechblenda [Com-plejo], pirita y marcasita (S2Fe).

Instrumentación

Los instrumentos y equipos utili-zados en este trabajo han sido: agita-dores magnéticos BUNSEN MC-8,pHmetro CRISON micro 2001,equipo de ultrasonidos Granzón2200, centrífugas Centrolit "SelectaP" y Centromix, pipetas automáticasBiohit Proline, filtros Millipore,Millex-Gs Sterile 0,22 mm, picadoraMoulinex, balanzas Mettler ToledoAB204 y Precisa 600C, horno desecado WTB Binder, reactores devidrio y metacrilato de tanque ycolumna, bombas peristálticas GIL-SON Miniplus 2 e Ismatec, conductí-metro, salinómetro, turbidímetro ytermómetro (sonda multiparamétricaWTW Profilab), equipo de ecotoxici-dad GEM Biochemical Inc. BacterialSystems "BG-1", espectrofotómetroUV-Visible Hitachi 150-20, equipode análisis cuantitativo de metales yotros elementos químicos por ICP

Plasma (Servicio Central de Análisisde la Universidad de Salamanca),espectrofotómetro de absorción ató-mica (amablemente cedido por elDpto. de Química Analítica, Nutri-ción y Bromatología de la Universi-dad de Salamanca).

Preparación de la biomasa deSaccharomyces cerevisiae

En los experimentos de bioad-sorción, esta biomasa se utilizó: a)En forma libre, sin ninguna modi-ficación, es decir suspendiéndoladirectamente en las aguas contami-nadas con metales y después sepa-rándolas por centrifugación. b)Inmovilizada físicamente en elpolímero sintético espuma reticu-lada de poliuretano.

Inmovilización de las levaduras

La inmovilización de las célulasde Saccharomyces cerevisiae se llevóa cabo por atrapamiento físico de lasmismas en espuma reticulada depoliuretano, quedando el microorga-nismo físicamente incluido dentro dela matriz del polímero fuertementeentrecruzado. Esta matriz se sintetizaa partir de un poliisocianato hidrófilo(Hypol 2002) suministrado por GraceService Chemicals Gmbh (Heidel-berg, Alemania).

El procedimiento experimentalde inmovilización de células con-sistió en:

1) Disolver 1,00 g de levaduraliofilizada en 40,0 cm3 de disolu-ción de NaCl (8,5 g/1), determi-nando su contenido en proteína(mg proteína/cm3) mediante elmétodo de Lowry.

2) Mezclar lentamente, sin dejarde agitar, los 40,0 cm3 de Saccha-romyces con 20,0 g del prepolí-mero Hypol 2002.

3) Dejar reposar durante 10 min. 4) Cortar la espuma reticulada

de poliuretano con células atrapa-das en pequeñas láminas o cubos,conservándose en la disolución deNaCl (8,5 g/1) a 4°C.

Síntesis de la espuma reticu-lada de poliuretano

La síntesis de la espuma reticu-lada de poliuretano se llevó a cabo

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abril 03

Tratamiento de AguasResiduales

UV-Visible, siguiendo el método dela eriocromocianina-R y realizán-dolo en continuo mediante análisispor inyección en flujo (FIA).

Ajuste estadístico de los datos

El ajuste de los datos cinéticos yde equilibrio de bioadsorción adiferentes ecuaciones y modelos seha llevado a cabo con el paquete desoftware científico SIMFIT, cuyoautor es el Prof. W.G. Bardsley dela Universidad de Manchester(Reino Unido).

3.1. Caracterizaciónfisicoquímica,ecotoxicológica y químicade las aguas de mina–––––––––––––––––––––––––––––––

Dado que el objetivo inicial delestudio era identificar y caracterizaraguas ácidas de minas en la cuencadel río Duero y más concretamenteen las provincias de Salamanca yZamora, tras la toma de muestra deagua de cada una de las seis minas, secomprobó que las aguas de las cortasde las minas Merladet y Fé eran lasúnicas aguas ácidas y ecotóxicas conlas que contar para nuestros estudiosposteriores de biorremediación de lasmismas (Tabla II). Con el propósito

3. Resultados ydiscusión

Análisis ecotoxicológico de lasaguas

Según el test de bioluminiscenciade Photobacterium phosphoreum(test de Ames), se considera que unamuestra líquida es tóxica cuando seproduce una inhibición de la luminis-cencia de dichas bacterias superior aun 20% (umbral de toxicidad) en elanálisis llevado a cabo a 15°C y en15 min. La cuantificación de la toxi-cidad de las muestras se realiza deacuerdo al EC50 (concentraciónefectiva máxima: valor de diluciónde la muestra para la cual se produceuna inhibición del 50% de la lumi-niscencia) y según la normaANFORT T-90-320.

Análisis químico del catiónUO2

2+

Se utilizó un sistema de inyecciónen flujo (FIA) de dos canales con unpunto de confluencia. El portador erauna corriente de 3,6 M HCl, mientrasque por el canal del reactivo circu-laba una corriente de 2.0.10-4 MArsenazo en 3,6 M HCl y en presen-cia de Tritón X-100 al 1%. El caudalde las corrientes de portador y reac-tivo era de 2.0 cm3/min.

El análisis del catión uranilo en lasaguas se realiza mediante un métodorápido y sensible [28], que evita unamanipulación para conseguir lareducción de U(VI) a U(IV) al inser-tar una minicolumna reductora deplomo dentro del sistema FIA [29].

Las disoluciones patrón y lasmuestras se introducían en el sistemaFIA mediante una válvula de inyec-ción (100 µl) para pasar, a continua-ción, esta disolución de uranio (VI) através de la columna reductora deplomo insertada en el canal deentrada de muestra (CR, 2 mm de diá-metro interno y 5,5 cm de longitud),produciéndose la reducción a uranio(IV), evitando así el contacto con eloxígeno del aire. Posteriormente, elbolo de muestra confluía con lacorriente de reactivo y en su paso porel reactor helicoidal (1 m) se formabael complejo U(IV) - Arsenazo IIIcuya absorbancia se registraba a lalongitud de onda de 665 nm. Lamedida de la altura de los picos obte-nidos para cada una de las disolucio-nes inyectadas está directamente rela-

cionada con la cantidad de muestrainyectada y con la concentración deuranio en la misma.

Procedimiento experimentalpara las cinéticas y las isotermasde bioadsorción

Los experimentos cinéticos debioadsorción se llevaron a cabo a20°C mediante incubación con la bio-masa (25 g) en reactor de tanque agi-tado (120 r.p.m.) de 5 disolucionesacuosas de 10 l de volumen cada unay de concentraciones diferentes en unúnico metal (entre 114 y 0,6 mg/1).La toma de muestras de agua (alícuo-tas de 10 cm3) se efectuó a tiemposprefijados entre 0 y 24 h, separando lalevadura por centrifugación y estabi-lizando cada disolución del metalsobrenadante añadiendo otros 10 cm3

de 0,01 M H2SO4. Los experimentosde equilibrio (isotermas de bioadsor-ción) se efectuaron en lotes en pre-sencia de una concentración cons-tante de biomasa. El equilibrio seconsideró alcanzado a 20ºC en unperiodo de una hora de incubación,tras el cual se extraía una muestra dela disolución acuosa en la que medirla concentración del metal.

El análisis de los metales en estasdisoluciones ácidas sobrenadantesse realizaba mediante espectrofoto-metría de absorción atómica a lallama, a excepción hecha del Al quese analizaba por espectrofotometría

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Cu

resi

dual

/mg/

l

Tiempo/min

Figura 1. Cinética de bioadsorción del Cu de la disolución acuosa ácida en contacto con Saccharomyces sp. a distin-tas concentraciones iniciales del metal

de conocer la composición químicade tales aguas ácidas, se efectuaronanálisis químicos cuantitativos porespectroscopia de emisión de induc-tividad acoplada de plasma (ICP),con los resultados que se recogen enla Tabla III.

Como principales conclusionesde este primer estudio cabe comen-tar que se demuestra una estrechacorrelación entre el pH ácido y laconcentración de metales en lasaguas. Así, las aguas de corta de pHácidos (mina Merladet y Fé) son las

que presentan mayores niveles demetales y de sulfatos en disolución(datos no mostrados), siendo, ade-más, las únicas aguas de las minasanalizadas que dan positivo el testde ecotoxicidad de Ames.

Los principales metales existen-tes en estas aguas son aluminio,manganeso, hierro, níquel, cinc ycobre, estando el agua ácida de lamina Fé significativamente máscontaminada (2870 mg/l de cargaquímica inorgánica) que el agua dela mina Merladet (411 mg/l cargaquímica) y poseyendo aquélla,además, una característica diferen-ciadora, que es la presencia decatión uranilo UO2

2+ (40 mg/1).

Además, se puede observar quelas aguas examinadas muestran uncierto grado de mineralización(conductividad específica más bienbaja), escasa turbidez y elevadogrado de oxigenación.

3.2. Bioadsorción demetales de aguas ácidassintéticas–––––––––––––––––––––––––––––––

Considerando la abundancia y elbajo coste del residuo de levadurascerveceras, se eligió esta biomasa de

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Aguas T pH O2 Conductividad Turbidez Acidez Ecotox Radioactividadde mina °C soluble u.nefelom. mgCaC03/l equitox/m3 Bq/1

mg/l mS/cm

Merladet 12,9 3.16 12,2 0.91 0,91 96,0 14.6 0Fé 9,0 3.10 100 6.4 15 100 69.2 978± 11 Feli 20,6 6.8 (-) 0Terrubias 11,6 6.45 12,5 349 (-) 0Alegria 11,8 6.45 (-) 0Dorinda 11,2 6.9 8,8 60,2 11,3 (-) 0

DQO y DBO5 fueron nulos para todas las aguas, es decir, no contaminación orgánica.

Tabla II. Parámetros fisicoquímicos de las diferentes aguas de minas evaluadas

AGUA S Mg Ca Na K Li Si Mn Al Fe Zn Cu Ni

Fé 1501,8 781,7 267,9 34,89 6,36 0,63 12,13 114,1 89,43 6,26 7,12 0,54 4,68Merladet 176,80 38,56 119,0 25,24 3,97 0,19 28,58 3,1 8,76 2,39 3,6 0,50 0,50

Concentración de catión uranilo en las aguas de la mina Fé: 40 mg/l.

Tabla III. Análisis cuantitativo de los elementos químicos componentes de las aguas de corta de las minas Fé y Merladet(concentraciones expresadas en ppm)

Cu Mn Ni Zn Al

Co % Co % Co % Co % Co %mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l

84 53 111 43 114 40 107 76 84 100*17 45 19 61 15 44 24 71 17 100*7 47 5 48 6 48 6 66 7 302 70 2 62 1,5 43 2 64 1,3 100*

0,8 42 0,6 61 0,6 36 0,8 58 0,7 26

*Muestras contaminadas con Cladosporium sp.

Tabla IV. Porcentajes máximos de metal bioadsorbido de disoluciones acuosas áci-das de un único metal en incubación en discontinuo (batch) con Saccharomyces sp. ya diferentes concentraciones iniciales del metal.

Cu Mn Ni Zn

Co % Co % Co % Co %

94 12 110 2,4 87 42 118 1255 5 67 38 61 15,8 70 730 16 33 37 36 44 45 07 39 11 3,5 9 9 12 0

1,8 47 5 0,2 2,6 11 5,4 -0,9 77 4 2,7 1,0 16 4 00,5 >80 3 3,2 0,5 40 3,6 0

Co: concentraciones expresadas en p.p.m.

Tabla V. Porcentajes máximos de metal bioadsorbido de las aguas ácidas de lamina Merladet (Barruecopardo, Salamanca) por Saccharomyces cerevisiae en sus-pensión libre

De la curva de valoración (pHfrente a NaOH añadido) de la bio-masa disuelta en agua (datos nomostrados), se ha deducido la exis-tencia en ella de al menos cuatrogrupos químicos ácido-base, conpK aparentes 3,7, 4,5, 6,8 y 9,5.

Conviene citar como de espe-cial interés el hecho de que al rea-lizar el experimento de bioadsor-ción del aluminio sobre las levadu-ras, los sobrenadantes de algunasmuestras alícuotas separadas delbiorreactor y una vez filtradas yaciduladas con 0,01 M H2SO4 secontaminaron con un microorga-nismo, que posteriormente se iden-

Saccharomyces cerevisiae como pri-mer candidato con el que estudiar labiorremediación de estas aguas áci-das de minas. Dado que Al, Cu, Mn,Ni y Zn eran los metales mayorita-rios, el primer experimento consistióen estudiar la selectividad, la cinéticay el equilibrio de bioadsorción decada uno de estos cinco metalesdisueltos en agua destilada de pHácido (3.3-4.5) por las levadurasexhaustas de cerveza.

Los resultados de este estudio serecogen en las figuras 1 (para el casodel Cu a modo de ejemplo) y 2 y enla Tabla IV y de ellos se puedendeducir las siguientes conclusiones:

1) En cuanto a la selectividad dela biomasa por los distintos meta-les y su capacidad de bioadsorción(Tabla IV), se comprueba que losmayores porcentajes de elimina-ción corresponden al Zn (76%)seguido de Cu (70%), Mn (62%),Ni (48%) y Al (30%).

2) Las cinéticas de eliminaciónde cada metal disuelto en el aguasintética por bioadsorción sobreSaccharomyces sp. son de primerorden respecto de la concentracióndel metal ([Metal]disolución = Ae-kt +C), alcanzándose el equilibrio enlos primeros 15-20 minutos, lo queapunta a un proceso rápido deadsorción superficial del metalsobre la biomasa.

Para el caso de la bioadsorcióndel Cu, k = 0,139 min-1, es decirque el 50% de bioadsorción delmetal sobre la levadura se consi-gue a los 5 min de proceso (t1/2).

3) Las isotermas de bioadsorción delos metales sobre la biomasa (Fig. 2)parecen ajustarse al comportamiento deLangmuir [Metaladsorbido/masa adsor-b e n t e = K b [ M e t a l ] e q u i l i b r i o /(1+K[Metal]equilibrio)]. Las constantes deafinidad para la unión metal-bioadsor-bente son: K=7,29 (Zn), 3,65 (Cu), 3,31(Mn) y 3,20 (Ni) dm3/mmol, y las cons-tantes de capacidad de unión: b = 0,076(Zn), 0,069 (Cu), 0,060 (Mn) y 0,059(Ni) mmol/g.

Se propone que en el proceso debioadsorción participan mayorita-riamente interacciones fisicoquími-cas específicas (de tipo intercambioiónico, coordinación, complejaciónde metales), si bien interaccionesmás físicas y lábiles y menos espe-

cíficas (efecto hidrofóbico, polares,van der Waals) entre el catión metá-lico y los distintos grupos funciona-les sobre la superficie del microor-ganismo pueden tener un menorgrado de participación.

4) Durante los experimentos debioadsorción de los metales disuel-tos por las levaduras, el pH de lasaguas aumentaba de manera espon-tánea desde sus valores iniciales (pH3.3-4.5) hasta alcanzar valores entorno a 5.5-6.0 (datos no mostra-dos). Es decir, el proceso de bioad-sorción del metal sobre las levadu-ras neutralizaba parcialmente dichasdisoluciones acuosas ácidas.

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Cu residual/ mM

Cu

elim

/ mm

ol/g

Figura 3. Isoterma de adsorción tipo Langmuir del Cu del agua ácida de la mina Merladet por Saccharomyces cere-visiae en suspensión libre

Figura 2. Isotermas de bioadsorción de los metales de la disolución acuosa ácida por la acción de Saccharomyces sp. en sus-pensión libre

téticas, se propone que en el procesode bioadsorción participan mayorita-riamente interacciones fisicoquími-cas específicas (de tipo intercambioiónico, coordinación, complejaciónde metales), si bien interaccionesmás físicas y lábiles y menos especí-ficas (efecto hidrofóbico, polares,van der Waals) entre el catión metá-lico y los distintos grupos funciona-les sobre la superficie del microorga-nismo puedan tener un menor gradode participación.

4) Durante los experimentos deincubación de las aguas ácidas decorta con las levaduras, el pH delas aguas aumenta de maneraespontánea desde sus valores ini-ciales (pH 3.3) hasta alcanzarvalores en torno a 4.0-4.6 (datosno mostrados). Es decir, el pro-ceso de bioadsorción del metalsobre las levaduras neutraliza par-cialmente dichas aguas ácidas demina.

5) Comparando los procesos debioadsorción de metales por Sac-charomyces sp en aguas sintéticasy en aguas de la mina Merladet(aunque dopadas) se observanvalores muy similares en cuanto ala eliminación de los metales Cu yNi, siendo, sin embargo, sensible-mente menor la eficacia del pro-ceso con aguas reales para el casodel Mn y nula para los demásmetales. Se postula una interfe-rencia antagonista sobre la bioad-sorción de un metal por la presen-cia simultánea de otros metales.

3.4. Eliminación de laecotoxicidad del agua demina por levadurasinmovilizadas –––––––––––––––––––––––––––––––

Los experimentos se llevaron acabo en reactor discontinuo de tan-que agitado a 120 r.p.m. y a tempe-ratura de 20°C con el agua ácida dela mina Merladet (Barruecopardo,Salamanca) (0,06 mg/1 Al, 0,06mg/1 Ni, 0,56 mg/1 Cu, 1,91 mg/1Zn, 2,91 mg/1 Mn) y con un lixi-viado de lodo de la mina (0,04mg/1 Cu, 0,20 mg/1 Zn, 0,19 mg/1Mn), tratados según el método ofi-cial B.O.E. 10/ 11/89 de análisis deecotoxicidad. Los resultados delestudio de la evolución de la eco-toxicidad del agua y del lixiviado

tificó como el hongo filamentosoCladosporium sp. En consecuen-cia, los correspondientes resulta-dos de eliminación de Al por Sac-charomyces cerevisiae fueron arte-factos pero sorprendentes, ya queCladosporium sp. eliminó porcen-tajes del orden del 70% del Al pre-sente en las aguas. Este hallazgonovedoso (no descrito en biblio-grafía) podría servir de base parafuturos estudios de biorremedia-ción de aguas ácidas con metalespesados por la acción de estemicroorganismo que, por otraparte, creció espontánea y notable-mente en aguas de pH 2.0-3.5.

3.3. Bioadsorción demetales de aguas ácidas demina–––––––––––––––––––––––––––––––

Conocida la selectividad, cinéticay capacidad de bioadsorción de cadametal disuelto en agua ácida sintéticapor la acción de Saccharomycescerevisiae, en el siguiente estudio sepretendía comprobar dichos paráme-tros para los procesos de bioadsor-ción de los metales que contaminanlas aguas ácidas reales de la minaMerladet (Barruecopardo, Sala-manca) por la acción de las levadurascerveceras. Los experimentos sonanálogos a los realizados en el estu-dio anterior manteniendo las mismascondiciones y el mismo tipo de aná-lisis de las muestras.

Dada la baja contaminación meta-logénica de las aguas ácidas de lacorta principal de la mina Merladet(3,6 mg./l Zn, 3,1 mg/1 Mn, 0,5 mg/1Cu, 0,5 mg/1 Ni según Tabla III), lasmuestras de agua fueron dopadascada una por separado con cada metala estudiar su bioadsorción hasta con-seguir siete concentraciones diferen-

tes entre 118 y 0,5 mg/1. Aunque elanálisis y seguimiento se hace de unsolo metal cada vez, en el agua decorta están presentes los otros meta-les, además de otras especies quími-cas que pueden interferir o competircon el propio proceso de bioadsor-ción por levadura (Tabla III).

Los resultados de este estudio serecogen en la figura 3 (para el casodel Cu a modo ilustrativo) y en laTabla V, y de ellos se pueden dedu-cir las siguientes conclusiones:

1) En cuanto a la selectividad ycapacidad de bioadsorción de losdistintos metales por la biomasa,se comprueba que los mayoresporcentajes de eliminación corres-ponden al Cu (80% eliminación, esdecir 0,19 mgCu/g bioadsorbente)seguido de Ni (25 %, 0,24 mgNi/gbioadsorbente) y Mn (3%, 0,026mgMn/g bioadsorbente).

2) La cinética de bioadsorción delos metales disueltos en el aguaácida de mina por Saccharomycessp. es rápida, siendo de primer ordenrespecto de la concentración delmetal ([Metal]disolución = Ae-kt + C) yalcanzándose el equilibrio en losprimeros 10-15 minutos (datos nomostrados), lo que apunta a un pro-ceso rápido de adsorción superficialdel metal sobre la biomasa.

3) Las isotermas de bioadsorcióndel Cu (Fig. 3) y los demás metales(datos no mostrados) sobre la bio-masa parecen ajustarse al comporta-miento de Langmuir [Metaladsor-

bido/masa adsorbente=Kb[Metal]equili-

brio/(1+ K[Metal]equilibrio)]. La cons-tante de afinidad para la unión Cu-bioadsorbente es K = 2,46 dm3/mmoly la constante de capacidad de uniónb = 0,1 mmol/g.

Al igual que con aguas ácidas sin-

Muestra Poliuretano (± levadura) EC 50%Equitox/m3

200 cm3 agua ácida 11,5 g (- Saccharomyces) 14,63200 cm3 agua ácida 13,7 g (+ Saccharomyces) -200 cm3 lixiviado 11,3 g (- Saccharomyces) 8,20200 cm3 lixiviado 13,6 g (+ Saccharomyces) -

Tabla VI. Evolución de la ecotoxicidad de las aguas ácidas por incubación con lamatriz soporte vacía y cargada de células de Saccharomyces cerevisiae.

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abril 03

Tratamiento de AguasResiduales

[20] Tsezos, M. y Volesky. B. “The mechanism ofuranium biosorption by Rhizopus arrhizus”, Bio-technology and Bioengineering 24 (2), pág. 385-401 (1982).

[21] Simmons, P., Tobin, J.M. y Singleton, I.“Considerations on the use of commercially avai-lable yeast biomass for the treatment of metal-containing effluents”, J. Ind. Microbiol. 14 (3/4)pág. 240-246 (1995).

[22] Huang, Chih- Pin., Huang-Chin, Pao. yMorehart, A.L. “The removal of CuII from diluteaqueous solutions by Saccharomyces cerevisiae”,Water Res. 24 (4), pág. 433-439 (1990).

[23] Brady, D. y Duncan. J.R. “Bioaccumulationof metal cations by Saccharomyces cerevisiae”,Appl. Microbiol. Biotechnol. 41 (1), pág. 149-154(1994).

[24] Simmons, P. y Singleton, I. “A method toincrease silver biosorption by an industrial strainof Saccharomyces cerevisiae”, Appl. Microbiol.Biotechnol. 45 (1/2), pág. 278-285 (1996).

[25] Moron, M.C., Garcia Tenorio, R., Montaño,E., Garcia León, M. y Madurga, G. “An easy met-hod for the determination of Radium isotopes andActinide alpha emitters from the same water sam-ple”; Appl. Radiation & Isotopes 37, pág. 383-389(1986).

[26] Sill, C.W. “Determination of 226Ra in ores,nuclear wastes and environmental samples byHigh Resolution Alpha”, Spectrometry NuclearChemistry Waste Management 7, pág. 239-256(1987).

[27] Moronta, M.J.S. “Determinación de la activi-dad alfa global y la actividad alfa correspondientea U, Th y Ra mediante la técnica de contaje Alfa-total”, Tesis de Grado, Universidad de Salamanca(1992).

[28] Savvin, S.B. “Analytical use of Arsenazo III.Determination of Thorium, Zirconium, Uraniumand rare earth elements”, Talanta 8, pág. 673-685(1961).

[29] Pérez Pavón, J.L., Moreno Cordero, B.,Rodríguez García, E. y Hernández Méndez, J.“Determination of uranium using a flow systemwith reagent injection. Application to the determi-nation of uranium in ore leachates”, Anal. Chim.Acta 230, pág. 217-220 (1990).

Agradecimientos

A Iberdrola Instituto Tecnológico y al Centrode Investigación y Desarrollo Tecnológico delAgua (CIDTA) de la Universidad de Salamancapor la concesión de una beca. Al Director y per-sonal del CIDTA por su eficaz colaboración, ase-soramiento y cesión temporal de sus equipos einstalaciones para el desarrollo de algunas de lastareas del programa de trabajo. Al Departamentode Química Analítica, Nutrición y Bromatologíade la Universidad de Salamanca por la cesión desus espectrofotómetros de Absorción Atómica. Alas empresas donantes de las aguas ácidas y de losresiduos biológicos utilizados en este proyecto:Empresa Nacional del Uranio S.A. (ENUSA)(Saelices el Chico, Salamanca), Merladet S.A.(Barruecopardo, Salamanca), Grupo Cruz CampoS.A. (Sevilla), por su excelente colaboración. AlProf. William G. Bardsley por la cesión gratuitade la última versión del paquete SIMFIT.

de la mina de Barruecopardo trassu incubación con el soporte depoliuretano sin y con células deSaccharomyces se recogen en laTabla VI. Como consecuencia deeste estudio se pudo extraer laconclusión de que dicha aguaácida ecotóxica por el hecho deincubarla con levaduras cervece-ras atrapadas en espuma de poliu-retano dejaba de serlo.

1. Tras evaluar la composiciónquímica y los estados fisicoquí-mico y ecológico de las aguassuperficiales de las cortas de unaserie de minas a cielo abierto de lasprovincias de Salamanca yZamora, se ha podido concluir queúnicamente son aguas ácidas con-taminadas con metales pesadostóxicos las aguas de las minas Fé(Saelices el Chico, Salamanca)(con U, Al, Cu, Mn, etc.) y Merla-det (Barruecopardo, Salamanca)(con Al, Mn, Zn, Cu).

2. Tras investigar la cinética yel equilibrio de eliminación demetales de las aguas ácidas de lamina Merladet mediante procesosde bioadsorción sobre residuosindustriales de levaduras de cer-veza (Saccharomyces cerevisiae),se puede proponer, en principio, aestos residuos, abundantes ybaratos, como agentes activos efi-caces para la biorremediación deeste tipo de aguas contaminadascon metales. Además, estos bio-rresiduos se han demostrado efi-caces a la hora de rebajar o anularlos niveles de ecotoxicidad yradioactividad de estas aguas áci-das de mina.

[1] Roig, M.G., Manzano, T. y Diaz, M. “Bioche-mical process for the removal of uranium fromacid mine drainages”. Water Res. 31, pág. 2073-2083 (1997).

[2] Entrena, A.L., Serrano, J.R. y Villoria, A.“Descontaminación de aguas de mina con recupe-ración de los metales contenidos en ellas”. Proc.VIII Int. Symposium Min/Met, 16-22 octubre,Oviedo (1988).

[3] APHA, AWWA and WPCF. Standard Methodsfor the examination of water and wastewater 17thEd., Clesceri, L.S., Greenberg, A.E., Trussell,

5. Bibliografía

4. Conclusiones

R.R. and Franson, M.A.H. Eds. Washington, pág.2-75 - 2-77 (1989).

[4] Cabral, J.M.S. y Kennedy, J.F. “Protein immo-bilízation-Fundamentals and Applications”, Ed.R.F. Taylor, Marcell Dekker Inc., New York, pág.73-138 (1991).

[5] Allan, R.J. “Impact of mining activities on theterrestrial and aquatic environments with emphasis onmitigation and remedial resources in Heavy Metals:problems and solutions”. W. Salomons, U. Förstnerand P.Mader, Eds. Springer, pág. 128 (1995).

[6] Volesky, B. y Holan, Z.R. “Biosorption ofHeavy metals”, Biotechnol. Prog. 11(3), pág. 235-250 (1995).

[7] Fourest, E. y B. Volesky “Alginate propertiesand heavy metal biosorption by marine algae”,Appl. Biochem. Biotechnol. 67(3), pág. 215-226(1997).

[8] Greene, B., McPherson, R. y Darnell, D.“Algal sorbents for selective metal ion recovery.Metals speciation, separation and recovery”.Lewis publishers, Chelsea Michigan. pág. 315-332(1987).

[9] Aderhold, D., Williams, C.J. y Edyvean, R.G.J.“The removal of heavy metal-ions by seaweedsand their derivates. Bioresour-technol”, Oxford,U.K.: Elsevier Science Limited., 58 (1), pág. 1-6,1 octubre (1996).

[10] Darnell, DW. “Biosorption/Heavy metals ionsfrom Industrial/Mining Wastewaters”, NewMexico Water Resources Research Institute, LasCruces, Nº 210 (1986).

[11] Carvalho,R.P.-de, Chong, K.H. y Volesky, B.“Effects of leached alginate on metal biosorption”,Biotechnol. Lett. Middlesex: Science and Techno-logy Letters. August. 16(8) pág. 875-880 (1994).

[12] Shukla, S.R. y Sakhardande, V.D. “Metal ionremoval by dyed cellulosic materials”, J. Appl.Polym. Sci. 42 (3), pág. 829-835 (1991).

[13] Eromosele, I.C. y Otitolaye, O.O. “Binding ofiron, zinc, and lead ions from aqueous solution byshea butter (Butyrospermun parkii) seed husks”,Bulletin of Environmental Contamination andToxicology 52, pág. 530-537 (1994).

[14] Holland, M.E. “Use of xantates for the remo-val of metals from waste streams”, National Tech-nical Information Service, Springfield VA 22161.Report nº GAT-826, 17 pág., octubre (1975).

[15] Dronnet, V.M., Renard, C.M.G.C., Axelos,M.A.V. y Thibault, J.F. “Binding of divalent metalcations by sugar-beet pulp”, Carbohydrate Poly-mers 34 (1-2), pág.73-82 (1997).

[16] Harel, P., Mignot, L., Sauvage, J.P. y Junter,G.A. “Cadmium removal from dilute aqueous solu-tion by gel beads of sugar beet pectin”, IndustrialCrops and Products 7 (2-3), pág. 239-247 (1998).

[17] Fourest, E., Canal, C. y Roux, J.C. “Improve-ment of heavy metal biosorption by mycelial deadbiomasses (Rhizopus arrhizus, Mucor miehei andPenicillium chrysogenum): pH control and catio-nic activation”; FEMS Microbiol. Rev. 14 (4) pág.325-332 (1994).

[18] Tobin, J.M., White, C. y Gadd, G.M. “Metalaccumulation by fungi: applications in environ-mental biotechnology”, J. Ind. Microbiol 13 (2),pág. 126-130 (1994).

[19] Guibal, E., Roulph, C. y Le-Cloirec, P. “Infra-red spectroscopic study of uranyl biosorption by fun-gal biomass and materials of biological origin”,Environ. Sci.Technol. 29 (10), pág. 2496-2503(1995).

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