CAPITULO 2

REVISION BIBLIOGRAFICA

La industrialización ha sido considerada como un logro de la civilización, sin embargo,

las emanaciones producto de la actividad industrial han afectado adversamente el medio

ambiente. Los efluentes industriales contienen metales pesados y tóxicos que son

drenados comúnmente a los cuerpos de agua los cuales son normalmente las fuentes de

agua de consumo humano. Las plantas de tratamiento de agua municipales en la mayoría

de los países no tienen capacidad para remover trazas de metales pesados,

consecuentemente exponen a la población a consumir los contaminantes presentes en el

agua.

Las principales fuentes de contaminación por metales pesados lo constituyen la industria

minera, de molienda y la de acabados de superficies, las cuales descargan una variedad

de metales tóxicos tales como Cd, Cu, Ni, Co, Zn, y Pb (Volesky (1990), Bishop

(2002)).

En los últimos años se ha demostrado la presencia de estos metales en los sedimentos y

corrientes de los ríos y eventualmente su concentración a niveles tóxicos en productos

vegetales y animales crecidos en suelos contaminados es alarmante debido a los efectos

potenciales en la salud humana. Es conocido que los metales pesados pueden ser tóxicos

debido a que pueden dañar nervios, hígado y huesos, y bloquear grupos funcionales de

enzimas vitales. Algunos metales, como níquel, están identificados como carcinógenos

así como asociados a efectos reproductivos y defectos de nacimiento. Más aún, está

documentada una gran variedad de efectos negativos en flora y fauna. (Volesky (1990),

Bishop (2002), Wang (2002))

Puesto que estos metales son un recurso valioso para diferentes aplicaciones industriales

su recuperación y rehúso es importante, sin considerar que la regulación obliga a las

empresas a evitar descargar corrientes contaminadas y a adoptar tecnologías de

producción limpias.

Aunque la remoción de metales pesados tóxicos de aguas de desecho industrial ha sido

practicada durante décadas, la efectividad y costo de los procesos fisicoquímicos más

comunes tales como oxidación y reducción, precipitación química, filtración,

tratamiento electroquímico, evaporación, intercambio iónico y osmosis inversa es

todavía limitada. Los altos requerimientos de compuestos químicos y lo impredecible de

la eficiencia de remoción son algunas de las desventajas asociadas con estas tecnologías.

Mas aún, los compuestos que se usan para desorción, son contaminantes. Los procesos

biotecnológicos presentan algunas ventajas que pueden ser de utilidad para subsanar las

deficiencias antes descritas.

Los microorganismos han desarrollado algunas formas de responder al estrés causado

por la presencia de metales vía procesos tales como el transporte a través de la

membrana celular, biosorción en la superficie de la membrana celular, y un atrapo

extracelular. Los microorganismos han probado tener capacidad para retener metales

pesados de soluciones acuosas diluidas, así como trabajar en intervalos de parámetros

fisicoquímicos de los efluentes y selectividad para separar únicamente el metal deseado.

Además, el proceso es efectivo y de bajo costo.

Los materiales biológicos que han sido estudiados y que han sido identificados por su

alta capacidad para separar metales son algas marinas, levadura, bacteria y subproductos

de la industria alimenticia (Jianlong (2006)).

2.1 Conceptos básicos sobre biosorción

En la operación de biosorción se emplean biomateriales funcionales cargados que atraen

sustancias o iones de la solución. Una vez completada la biosorción se obtiene un

biomaterial saturado que es un sólido enriquecido con la sustancia o ión que ha sido

separada de la solución. Asimismo se obtiene una solución prácticamente libre de la

sustancia o ión que se deseaba separar. El biomaterial enriquecido es un sólido insoluble

que puede ser fácilmente separado del sistema, para adsorber, inmovilizar o atrapar

sustancias orgánicas o inorgánicas a partir de soluciones acuosas. El biomaterial más

usado hasta el momento ha sido biomasa de microorganismos metabólicamente inactiva

o muerta. La biomasa es una sustancia químicamente compleja con grupos

Un sistema de biosorción consiste por lo tanto de un biomaterial o sorbente, una

solución diluida, un sorbato o sustancia o ión a separar y un equipo de proceso en el cual

se lleve a cabo la operación.

En un sistema de biosorción, al iniciar la operación, la solución con sorbato se pone en

contacto con el sorbente, el cual no contiene sorbato. Este desbalance genera una fuerza

impulsora provocando que este se empiece a depositar en la superficie del sorbente. El

mecanismo por el cual este fenómeno ocurre puede ser debido a un proceso de

quimisorción que implica la presencia de enlaces químicos o fisisorción que implica

fuerzas físicas interfaciales o de atracción.

El término biosorción se usa para indicar que se trata de una operación de adsorción con

un biomaterial como adsorbente y se entiende que se trata de la acumulación o

concentración de sustancias o sorbatos en una superficie o interfase de dos fases que

pueden ser líquido- líquido, líquido-sólido, gas- líquido o gas-sólido.

La gran mayoría de la investigación sobre biosorción de metales reportada hasta la fecha

se refiere a partir de soluciones acuosas (referencias). De manera incipiente se han

reportado estudios a partir de soluciones orgánicas (referencias). Particularmente por la

importancia que tienen los metales pesados como contaminantes en el ambiente, los

esfuerzos se han orientado hacia el estudio de la biosorción de los mismos como una

tecnología de remediación alterna y/o complementaria (Jianlong (2006)).

2.2 Potencial de la biosorción

La biosorción, por sus características técnicas y económicas es considerada como una

alternativa posible para la remoción o recuperación de metales pesados. La principal

demanda para recuperar metales se deriva de la intensa actividad tecnológica realizada

por los humanos que implica la movilización y pérdidas de estos metales en el medio

ambiente. Se ha reconocido que los metales pesados disueltos que escapan al medio

ambiente son un riesgo para la salud, ya que se acumulan en los tejidos a través de la

cadena alimenticia. Lo anterior ha generado que:

1) Por la presión de la gente, los gobiernos cada vez estén aumentando más las

regulaciones para las descargas de metales pesados al ambiente.

2) El efecto tóxico de los metales pesados en el ambiente este siendo

estudiado y cada vez se entienda mejor.

3) Se reconozca que las tecnologías actuales usadas para remover metales

pesados de efluentes industriales es inadecuada ya que crea problemas

secundarios de disposición de residuos concentrados.

4) Se reconozca que la tecnología disponible no es suficientemente efectiva

o es extremadamente cara.

En biosorción se utilizan biosorbentes que son abundantes naturalmente o que son

desechos de otras industrias. Algunos biosorbentes pueden capturar todos los metales

pesados de una solución con cierto grado de selectividad entre ellos.

El proceso de biosorción para la remoción de metales pesados es capaz de comportarse

similarmente que su más cercano competidor, las resinas de intercambio iónico. Es

posible, con este proceso, conseguir que las corrientes de salida lo hagan con

concentraciones del orden de partes por billón de metal residual. El precio de los

biosorbentes puede llegar a ser un diez por ciento del de una resina de intercambio

iónico (Jianlong (2006)).

Cuando se quiere constituir una compañía comercial a partir del conocimiento aquirido

en el desarrollo de una investigación científica hay dos posibles caminos a considerar

como explotables:

1) El nacimiento de una nueva familia de productos (biosorbentes) que podrán

proveídos como materia prima en diferentes plantas de proceso.

2) Los servicios de ingeniería que se requerirán al:

• Identificar el tipo de problema a remediar

• Identificar la aplicabilidad de la tecnología de biosorción

• Desarrollar un proceso de biosorción específico por cliente

• Diseñar y construir la planta de producción

• Desarrollar la tecnología de operación del proceso

• Recuperar y comercializar el subproducto

La industria de las resinas de intercambio iónico se estima en 2 billones de dlls en

Estados Unidos de América y en unas 4 veces más a nivel mundial. Aproximadamente el

15% de este mercado esta orientado a la utilización de resinas para la remoción de

metales pesados.

La industria minero metalúrgica, de curtiduría de pieles, de fundición, de manufactura de

circuitos impresos son solamente ejemplos de actividades generadoras de efluentes con

concentraciones importantes de metales pesados y en la mayoría de ellas no se aplican

acciones correctivas.

De esta forma, la aplicación potencial de la biosorción se antoja enorme, principalmente

por el alto costo de utilización de resinas de intercambio iónico principalmente

sintéticas, sin embargo, la biosorción es una tecnología que se encuentra en sus etapas

iníciales de desarrollo. Se desconocen en general los mecanismos del proceso de

biosorción y cada caso tiene que ser estudiado individualmente.

2.3 Factores que influyen en el proceso de biosorción

Experimentalmente se ha demostrado que la biosorción es afectada por factores como:

pH. A valores de pH bajos la solución conteniendo metales pesados tiene una alta

concentración de iones hidrogeno, los cuales compiten con dichos metales por los sitios

activos en la superficie del biosorbente disminuyendo la capacidad de biosorción del

mismo; al incrementarse el pH disminuye la concentración de iones hidrógenos en la

solución, lo que ocasiona un aumento en la capacidad de biosorción. Por esta razón el

pH es un factor importante en este proceso. Este comportamiento no sigue una tendencia

lineal puesto que algunos iones metálicos se precipitan como hidróxidos metálicos, es

por esto que se debe tener cuidado con la selección del pH cuando se efectúan pruebas

de biosorción.

Temperatura. La temperatura también tiene efecto en la biosorción de iones metálicos,

solo que en forma muy limitada y bajo un cierto intervalo. Los procesos de biosorción

no son generalmente operados a altas temperaturas por el costo que esto significa. Goyal

et al. (2003) encontraron que la biosorción de Cr6+ incrementó con la temperatura en un

intervalo de 25-45 0C, sin embargo, en otros sistemas no se ha reportado un incremento

de la capacidad con la temperatura.

Concentración inicial de iones metálicos. La presencia de más de dos especies de

iones puede interferir en la capacidad de adsorción. Esto ocurre por la afinidad que

muestre el biosorbente por cada uno de los iones presentes en el sistema. Según Suh y

Kim (2000) la acumulación de Pb2+ por Saccharomyces cerevisiae fue inhibida por

Hg2+ en más de 10 veces. Por su parte Goyal et al. (2003) reportaron que la capacidad de

biosorción de Cr6+ fue reducida por la presencia de iones Fe3+.

Actualmente se han realizado estudios en Saccharomyces cerevisiae de diferentes

formas, cada uno con diferente propósitos de estudio. Soares et al. (2002) realizaron un

estudio para comparar el comportamiento de levaduras floculantes y no floculantes en su

habilidad para acumular cobre, así como para evaluar la sedimentación de levadura

floculante en presencia de metales pesados. Lo anterior tratando de presentar alternativas

para resolver los problemas asociados a la inmovilización a gran escala.

Para el estudio se utilizaron las cepas floculantes y no floculantes de levadura

Saccharomyces cerevisiae. Los cultivos se prepararon en medios con 10 g de extracto de

levadura, 20 g de peptona y 20 g de glucosa y fueron cultivados a 28 °C por 24 hrs con

agitación a 150 rpm. Las células obtenidas fueron suspendidas en buffer MES a pH 6.

La suspensión celular se puso en contacto con solución de metal y después de permitir el

contacto suficiente, se tomaron muestras para análisis. Después de 60 minutos de

contacto de la levadura con el metal la cepa floculante acumuló 195 nmol/mg mientras

que la no floculante 128 nmol/mg. Puede concluirse que las células floculantes pueden

ser usadas con ventaja en la biorremediación de efluentes contaminados con metales

pesados, puesto que pueden ser usadas sin inmovilizar.

Zouboulis et al. (2001) estudiaron Saccharomyces cerevisiae como biosorbente para el

tratamiento de una mezcla tóxica de metales simulando agua de desecho contaminada

con metales pesados. En este estudio combinaron un proceso de flotación para separar la

biomasa cargada con metales en el proceso de biosorción.

En el estudio se utilizaron dos cepas de levadura consideradas como desechos

industriales: Saccharomyces cerevisiae y Saccharomyces carlsbergensis, ambas como

células muertas en concentraciones de 1 g/L. La suspensión de biomasa para flotación se

preparó usando un homogenizador. Dodecilamina fue usado como surfactante a una

concentración de 3x10-4 M.

La remoción de metales por Saccharomyces cerevisiae, en ausencia de dodecilamina,

fue totalmente dependiente del pH. Cobre fue removido a pH de 5.5, Zn y Ni a pH de

8.0. Cuando se usó dodecilamina, la flotabilidad de la levadura se logró totalmente a

valores de pH ácido pero disminuyó a pH 9.0.

Saccharomyces carlsbergensis se comportó de una manera similar que la cepa de

Saccharomyces cerevisiae en cuanto al proceso de remoción de metales, sin embargo, el

proceso de flotación solamente tuvo un 70 % de eficiencia.

Se puede concluir que se han obtenido resultados satisfactorios en relación con la

eliminación de metales pesados de una mezcla acuosa sintética similar a un agua de

desecho industrial, utilizando un proceso combinado de biosorción/flotación con cepas

de la levadura Saccharomyces.

2.4 Organismos genéticamente modificados

En los últimos años se han venido diseñando genéticamente microorganismos con

capacidad de acumular específicamente algún metal a través del transporte específico de

este hacia dentro de la célula así como mediante el posicionamiento en la superficie

celular de sistemas secuestrantes de metales.

Kuroda y Ueda (2003) lograron incrementar la capacidad de la levadura Saccharomyces

cereviseae para adsorber Cd2+ mediante la modificación genética de su superficie

celular. En este caso se inserto en el plásmido pMW1 el gene (YMT) que codifica para

la proteína quelatante de iones metálicos metalothioneina y/o una secuencia núcleotidica

que codifica para un hexapeptido de histidina (hexa-His). Para la inserción de ambas

secuencias se utilizo como base el gene que codifica para α-aglutinina, una

manosaproteína involucrada en la adhesión durante fenómenos de apareamiento celular.

De esta manera se genero el plásmido de fusión pWGMTH. La confirmación de la

expresión de esta proteína de fusión YMT así como YMT–hexa-His en la superficie

celular se logró mediante análisis de inmunofluorescencia.

Las células genéticamente mejoradas mostraron un incremento en la capacidad de

adsorción de Cd2+ y esta fue superior a la capacidad de adsorción de Cu2+ y muy por

encima de los valores de adsorción reportados para Escherichia coli desplegando en la

superficie únicamente el hexapeptido de histidina. De esta manera se confirmó la

actividad quelatante incrementada de metalothioneina de esta cepa y se observó un

efecto aditivo de la capacidad de adsorción en cepas desplegando simultáneamente los

genes YMT y la secuencia hexa-His. En este último caso, la presencia de estos

elementos genéticos indujo en las células transformadas, una resistencia a Cd2+ cuando

crecieron en medio conteniendo CdCl2 80 μM. Las cepas sin transformar o conteniendo

solo poli histidina en la superficie no toleraron esta concentración de metal.

Este estudio demuestra el potencial que como bioadsorbentes representan las cepas de

levadura desplegando proteínas de unión a metales en su superficie, tales como

metalothioneina.

2.5 Levaduras químicamente tratadas

La capacidad de los microorganismos para biosorber metales pesados ha sido

demostrada extensamente en los últimos años, sin embargo, como es natural, varios

estudios han sido realizados buscando incrementar o mejorar dicha capacidad. Con el

objeto de lograr lo anterior, uno de los enfoques que se ha dado consiste en realizar

modificaciones químicas en la superficie del microorganismo (pared celular).

Seki et al. (2005) utilizando levadura metilada (MEYE) realizaron estudios de adsorción

de Cr6+ y As5+ a pH 4-8. El biosorbente se preparó suspendiendo 100 g de levadura seca

en solución de NaOH 0.01 M la cual se sometió a agitación por dos horas. La levadura

por centrifugación a 3300 rpm. Posteriormente, con el propósito de lograr la metilación,

10 g de esta levadura se suspendieron en alcohol metílico conteniendo HCl. Se

produjeron dos tipos de levadura: grado 0.64 y grado 0.94 lo cual se logró con tiempos

de metilación de 6 y 24 hrs. respectivamente, determinados por el cambio de grupos

carboxílicos antes y después de la metilación.

En los experimentos realizados se demostró que las cantidades de Cr6+ y As5+ adsorbido

por MEYE aumentaron conforme aumentó el grado de metilación. El Cr6+ se adsorbió

en forma constante en un intervalo de pH de 4-6. A valores de pH mayores de 6 la

adsorción empezó a decaer. Por su parte, el As5+ tuvo un pico de adsorción a pH=7.

En general se concluyó que más del 90 % de los grupos carboxílicos de la pared celular

de la levadura pudieron ser metilados en 24 horas. Lo anterior hizo posible la adsorción

de Cr6+ y As5+ a MEYE sujeta a cambios por variación del pH de la solución. Goksungur

et al. (2005) estudiaron el efecto del tratamiento con etanol de células de desecho de

levadura de panificación, muertas y vivas, en su capacidad para biosorber Cd2+ y Pb2+.

Las células de levadura tratadas con etanol fueron preparadas suspendiendo 5 g de

células en 100 ml de solución de etanol. Paralelamente se trataron células con NaOH y

esterilización a 121 °C por 15 minutos y células sometidas únicamente a esterilización a

121 °C por 15 minutos. Todas las células tratadas fueron secadas a 70 °C por 12 hrs. y

molidas.

El efecto del pre tratamiento de las células de levadura tuvo un efecto importante en su

capacidad para biosorber Cd y Pb, resultando que el uso de etanol fue más efectivo que

el pre tratamiento con sosa o con calor. Para el caso de Cd y Pb se obtuvieron

capacidades máximas de 15.63 y 17.49 mg/g respectivamente cuando se uso etanol.

Bingol et al., (2004) estudiaron la remoción de cromatos de soluciones acuosas a altos

pH utilizando como biosorbente una levadura modificada con surfactante Cetil trimetil

bromuro de amonio (CTAB). Los experimentos de adsorción se llevaron a cabo

utilizando tanto levadura modificada como no modificada y se evaluó el efecto del pH,

principalmente. La levadura se modificó mezclando 0.5 g/L de levadura y 365 mg/L de

CTAB, se mezclaron a 150 rpm por 2 horas.

En general, con las levaduras modificadas se obtuvo una eficiencia de remoción de 99.5

% a pH 5.5 contra una eficiencia del 55 % a pH 2 para levaduras no modificadas.

2.6 Organismos físicamente modificados

Gorobets et al., (2004) realizaron una modificación al proceso tradicional de agitación

con el propósito de incrementar la capacidad de biosorción de cobre por levadura

Saccharomyces cerevisiae. La modificación consistió en sustituir la agitación mecánica

por agitación magnética combinándola con un proceso de cementación de cobre en la

superficie de una matriz de acero. Los autores demostraron que durante los primeros 25

minutos la combinación de los dos métodos fue más eficiente que cada uno de ellos por

separado, después de este tiempo, empieza a depositarse levadura en la superficie de la

matriz, sin embargo después de este tiempo el proceso de cementación fue más eficiente.

2.7 Organismos inmovilizados

La inmovilización de organismos que van a ser usados en procesos de biosorción es una

operación importante que facilita la separación de estos de la solución una vez que han

llevado a cabo su función y que evita que dichos organismos se pierdan en la corriente

de salida cuando se utilizan procesos continuos o semicontinuo de biosorción.

Los microorganismos una vez inmovilizados forman partículas de adsorbente que son

usadas para empacar torres o columnas de separación a través de las cuales fluye la

solución conteniendo el metal que se desea separar. Estas partículas deben de tener

características físicas, químicas, mecánicas y de porosidad que permitan llevar a cabo la

operación eficientemente y en este sentido la selección del material que va a ser usado

como matriz de inmovilización se vuelve un paso importante.

Los procedimientos mas populares de inmovilización están basados en enlaces

covalentes de los microorganismos a un soporte sólido (vidrio con tamaño de poro

controlado, mineral natural como sepiolita, sílica gel), o al atrapo de los mismos en una

matriz polimérica (Alginato de calcio, poliacrilamida, alcohol polivinilico).

Godlewska and Kozlowska, (2005), utilizando Saccharomyces cerevisiae atrapada en

una matriz polimérica de alginato de calcio, estudiaron la biosorción de paladio en

soluciones acuosas. El procedimiento de inmovilización lo realizaron depositando un

gramo de levadura en tres mililitros de agua y siete mililitros de solución de alginato de

sodio al 2 %. La suspensión resultante fue vaciada por goteo en una solución de cloruro

de calcio 0.1 M. Las partículas formadas fueron estabilizadas durante la noche en

solución de cloruro de calcio a 4 0 C y posteriormente empacadas en columnas de vidrio.

Las columnas de vidrio empacadas con 0.7 g de partículas fueron pre acondicionadas

pasándoles 5 ml de cloruro de sodio 0.015M y 3 ml de agua. Posteriormente se pasaron

4 ml de una solución muestra de pH 1-1.5 conteniendo 50 ng/ml de paladio a una

velocidad de flujo de 0.35 ml por minuto. El paladio adsorbido fue eluido con una

solución de tiourea 0.25 M.

Por análisis de microscopía electrónica se pudo observar la distribución de las levaduras

atrapadas la cual fue uniforme, este un criterio importante para asegurar una biosorción

adecuada en toda la superficie de las partículas con levadura atrapada. Con este

procedimiento se logró atrapar aproximadamente 0.1 g de levadura por partícula y estas

partículas empezaron a dañarse después de varias docenas de ciclos de biosorción bajo

condiciones acidas. Bajo condiciones de pH básicas (pH=8) las partículas empezaron a

dañarse después de 48 hrs de uso. Los autores referidos aplicaron este sistema de

biosorción en la separación de paladio colectado de superficie de carreteras en donde es

común encontrarlo en concentraciones de 100 a 500 ng/g como producto de la

degradación de los catalizadores que traen los automóviles en su sistema de escape de

gases.

Marseaut et al., (2004) realizaron un estudio profundo con el objeto de determinar las

condiciones óptimas de preparación de un biosorbente de levadura inmovilizada,

considerando tanto los aspectos de dispersión y precipitación de la levadura como la

forma y tamaño de partícula, en una matriz de silica por la técnica sol-gel para biosorber

cadmio.

Para la preparación del biosorbente adicionaron paredes celulares de levadura a la silica

la cual fue preparada mezclando tetraetoxisilano (TEOS), metanol y agua a temperatura

ambiente por dos días. La relación molar fue de 1:10:8, 1:12:16, 1:10:20 y 1:10:40.

Todas las soluciones fueron preparadas en volúmenes de 6 ml para experimentos batch y

60 ml para experimentos en columna. El polímero fue controlado por medidas de

absorbancia de luz a 600 nm. Las paredes celulares fueron añadidas a una proporción de

0.04-0.06 (pared celular: TEOS). Cuando la viscosidad de la mezcla conteniendo

paredes celulares y silica fue suficientemente alta para prevenir la sedimentación de las

paredes celulares, fue depositada en moldes cilíndricos de 4x6 mm. Los cilindros de

biosorbente fueron secados a 2 0 C por dos días y luego a 90 0 C hasta lograr peso

constante.

Una vez obtenido el biosorbente en la manera descrita en el párrafo anterior, se

realizaron experimentos para determinar la cinética de biosorción, las isotermas de

equilibrio y las curvas de ruptura en columna. Con los datos obtenidos, se formuló

también un modelo matemático y se realizó una simulación por computadora.

De los resultados obtenidos se concluyó que la capacidad de biosorción del biosorbente

fue significativamente influenciada por el contenido de precipitado durante la formación

de la matriz de atrapamiento y por la homogeneidad de la dispersión de las paredes

celulares en la misma. La modificación de la superficie específica de la matriz (210-390

m2/g) no influyó en la capacidad de biosorción. La capacidad de biosorción fue influida

por la concentración de paredes celulares pero proporciones mayores de 1.5 pared

celular/SiO2 formaron material frágil.

El procedimiento de preparación de biosorbente en el laboratorio puede ser fácilmente

escalado generando un biosorbente no toxico, mecánicamente estable con alta capacidad

lo que lo hace una alternativa interesante para la biosorción de metales de soluciones

acuosas.

Khoo and Ting, (2001) estudiaron el proceso de biosorción de oro utilizando alcohol

polivinil (PVA) y alginato de calcio como matrices de inmovilización de biomasa de

Formitopsis carnea.

Para la elaboración de partículas inmovilizadas en PVA, 5 g de PVA fueron disueltos en

50 ml de agua desionizada a 80 0 C. La solución fue enfriada a temperatura ambiente por

16 hrs. para facilitar la polimerización. A esta solución se le adicionaron 5 g de biomasa

por litro de solución de PVA. Posteriormente la solución fue introducida en nitrógeno

líquido por goteo con flujo de aire longitudinal para controlar el tamaño de las

partículas. Posteriormente las partículas fueron secadas en un desecador por 48 hrs.

Las partículas inmovilizadas en alginato fueron producidas disolviendo 2 g de alginato

de sodio en 100 ml de agua desionizada con 5 g/L de biomasa. La solución se añadió a

una solución de cloruro de calcio al 4% a 4 0 C. Las partículas fueron almacenadas en la

solución de cloruro de calcio por 24 hrs. Y después secadas en un desecador por 48 hrs.

Tanto las partículas inmovilizadas con PVA como las producidas con alginato fueron

sometidas a pruebas de estabilidad mecánica y química. La primera medida en función

de resistencia a la agitación y la segunda en función de variaciones de pH.

Las partículas fabricadas con PVA fueron clasificadas como altamente elásticas mientras

que las fabricadas con alginato fueron sensibles a este efecto. Con respecto a las

variaciones de pH las partículas fabricadas con PVA fueron muy estables en el rango de

pH de 1-13. Por su parte las partículas fabricadas con alginato fueron estables a pH

neutro, pero sensibles y con pérdidas de un 20-24 % cuando el pH varió en ambos

sentidos.

Otra ventaja importante demostrada por el uso de PVA comparado con alginato como

agentes inmovilizantes fue el tiempo requerido para lograr una remoción del 80 % del

metal de la solución referida a el tiempo de remoción con células sin inmovilizar. Para el

caso del PVA se registró un tiempo de 1.7 veces para el caso del PVA contra 10 veces

para el caso el alginato.

Ting y col. (2000a, 2000b) realizaron un estudio comparativo para evaluar alcohol

polivinilico (PVA) y alginato de calcio como matrices de inmovilización de levadura

Saccharomyces. cerevisiae, para lo cual suspendieron células en agua desionizada y la

suspensión fue tratada en un baño ultrasónico con el propósito de dispersar las células.

Disolvieron 5 g de PVA en agua a 80 °C la cual fue posteriormente enfriada a

temperatura ambiente antes de ser mezclada con la suspensión celular. La suspensión se

dejo caer en nitrógeno líquido para formar las partículas. Las partículas de alginato de

calcio se fabricaron en la forma ya descrita anteriormente. La comparación de ambos

agentes inmovilizantes se realizó considerando la estabilidad físico química, la

estabilidad mecánica, la capacidad de transferencia de masa y la facilidad de producción

y de manejo de las partículas.

La estabilidad a variaciones de pH fue investigada exponiendo las partículas formadas

por 24 hrs en soluciones a pH de 1-13. Las partículas formadas con PVA se comportaron

muy estables en el rango de pH estudiado, mientras que las de alginato sólo lo hicieron a

pH de 5-9. Adicionalmente las partículas con PVA fueron también muy estables en

presencia de soluciones conteniendo fosfato, citratos o EDTA, lo cual no ocurrió con las

partículas de alginato.

La estabilidad mecánica fue probada sometiendo ambas matrices a agitación mecánica.

Las partículas de PVA fueron muy estables con un comportamiento elástico, mientras

que las de alginato fueron muy blandas y compresibles.

Las partículas con PVA, mientras se produjeron de un tamaño constante, ofrecieron

menor resistencia de transferencia de masa que las formadas con alginato. Lo anterior se

manifestó en el tiempo necesario par llegar a equilibrio que fue el doble para partículas

con alginato que aquellas que se formaron con PVA.

El alginato, también conocido como ácido alginico, es un copolímero en forma de

sustancia viscosa que se encuentra en la pared celular de las algas cafés, el alginato esta

constituido de poli (β-D- manuronato) y poli (∞-L-guluronato), los cuales están unidos

en cadenas (1→4) formadas con la unión de β-D-acido manuronico y ∞-L-acido

guluronico, respectivamente, como se muestra en la Figura 1. Diferentes tipos de

alginatos son extraídos de distintas algas marinas, los cuales poseen bloques de unión

característicos. Para la conformación del poli (β-D-manuronato) es similar a la estructura

de la celulosa, en el estado sólido, en estado sólido la forma libre del polímero existe en

forma de celulosa. Sin embargo se generan complejos poliméricos al interactuar con

cationes como calcio, litio, potasio, formando estructuras helicoidales enrolladas

posiblemente ocasionadas por el acomodo de los cationes enlazados. Para el poli (∞-L-

guluronato), ver Figura 1, la configuración axial-axial de la unión glicosidica, genera

una estructura de forma de moño doblado, con una limitada flexibilidad. La interacción

cooperativa entre estas estructuras solo puede ser fuerte, si en los espacios entre

monómero se encuentran llenos de moléculas de agua o de iones metálicos.

2.8 Estructura de la pared celular de Saccharomyces cerevisiae

La capacidad que posee Saccharomyces cerevisiae de adsorber diversos aniones es

gracias a la presencia de grupos funcionales que conforman la pared celular del

microorganismo. La pared celular de la Saccharomyces cerevisiae esta constituida por

tres macromoléculas: glucano, quitina y manoproteínas, como se muestra en la tabla 1,

las cuales se encuentran interconectadas por enlaces covalentes y no covalentes.

El β1, 3-glucano es el componente mas abundante de la pared celular, forma parte de la

parte interna de la pared y junto con la quitina forma un complejo [β1, 3-glucano]-

[quitina], el cual es responsable de la rigidez e insolubilidad de la pared. Esta

macromolécula, esta conformada de 1500 unidades de glucosa aproximadamente,

unidas por enlaces β1, 3, además, contiene un 3 % de ramificaciones con enlaces β1, 6.

El β1, 3-glucano, puede estar unido a β1, 6-glucano y/o quitina, siendo el complejo [β1,

3-glucano]-[quitina] insoluble al agua y actúa como soporte a la pared celular.

El β1, 6-glucano, esta constituido por 140-350 unidades de glucosa unidas entre si

mediante enlaces β1, 6 y una pequeña porción de enlaces β1, 3. Su papel principal es el

de organizar la pared celular, siendo esta la que une o enlaza todos los componentes de

la pared celular.

Quitina. Es un polímero lineal de 100-125 residuos de N-acetilglucosamida con uniones

β1, 4. Estas cadenas son asociadas en forma antiparalela. Las paredes de la quitina se

localizan en las zonas próximas a la membrana endoplasmatica. Gracias a la unión de la

quitina con los glucanos la pared se vuelve insoluble.

Figura 1. Unidad estructural de alginato; unión GG corresponde a poli (∞-L-guluronato),

unión MM corresponde a poli (β-D-manuronato).

Tabla 1 Componentes de mayor proporción en la pared celular de Saccharomyces

cerevisiae.

Componente

( grado de

polimerización)

Media de masa

molecular (kDa)

% de masa en la

pared

Radio molecular

relativo

β 1,3 Glucano

(1,500) 240 50 1.0

Β 1,6 Glucano

(150) 24 10 2

Mano proteína 100 – 200 40 1.2 – 1.4

Quitina 25 1 – 3 0.1 – 0.3

Manoproteínas. Son polipéptidos de un alto contenido de carbohidratos, de hasta 95%,

las manoproteínas son sintetizadas intracelularmente. En su conjunto las gliproteínas son

las que limitan la permeabilidad de la pared a ciertos solutos. La unión de azucares a las

proteínas se produce a través de N- y O- glicosilación, la cual ocurre en el retículo

endoplasmático.

Las estructuras, como se muestra en la Figura 2, están dispuestas en dos capas, una

externa la cual es mas densa y esta constituida principalmente de manoproteínas, y una

interna la cual esta constituida a su vez por dos capas una, cercana a la membrana

plasmática, rica en proteínas y estructura fibrosa y otra más externa que contiene una

alta proporción de β1,6-glucano y, es gracias a la presencia de estos compuestos, junto

con otros polisacáridos presentes en la pared celular, que la levadura posee una carga

neta negativa superficial, lo que le permite adsorber cationes metálicos en la pared

celular.

2.9 Metales pesados potencialmente removibles por Saccharomyces Cerevisiae

En la actualidad se han reportado en diversos estudios que Saccharomyces cerevisiae

puede remover y recuperar diversos metales, algunos de estos metales típicos que

pueden ser removidos por Saccharomyces cerevisiae se en listan en la tabla 2.

Para determinar sobre cuales iones metálicos tiene selectividad Saccharomyces

cerevisiae es necesario comparar la capacidad de biosorción de diferentes iones

metálicos bajo las mismas condiciones experimentales. Se ha demostrado que la

biosorción de metales por Saccharomyces cerevisiae es selectiva e inclusive en algunos

casos competitiva.

Figura 2 Representación esquemática de la estructura de pared celular de Saccharomyces

cerevisiae.

Tabla 2 Elementos metálicos estudiados en biosorción de Saccharomyces cerevisiae

Clase de metal Metal

Metales tóxicos Pb

Cu

Zn

Cd

Hg

Co

Ni

Cr

As

Metales preciosos Pd

Pt

Au

Ag

Radio nucleótidos

U, Pu, Am, Ce, Cs, Sr 241Am

Sr

U

Se, Sb

U, Sr, Cs

Metales ligeros Al

2.10 Modelación cinética

Una herramienta importante para el análisis y diseño de un proceso lo constituye la

modelación matemática de las principales operaciones que intervienen en el proceso.

Recientemente se han reportado diversos trabajos relacionados con la modelación de

procesos de biosorción de metales pesados, tanto intermitentes como continuos. O¨ Zer

et al., (2004) utilizaron un modelo de pseudosegundo orden para la predicción del

comportamiento de la cinética del proceso de biosorción de Cu (II) en Cladonphora

crispata, en la cual se estudió el efecto del pH, temperatura y la concentración inicial de

Cu(II) .

Padmavathy et al., (2003) estudió la biosorción de Ni (II) en levadura de pan, en el cual

se observó el efecto del pH en el equilibrio del sistema. Utilizó el modelo de la isoterma

de Langmuir para analizar los datos experimentales de biosorción, encontrando que este

modelo podía describir la isoterma de biosorción a bajas concentraciones, también

utilizó el modelo de Lagergren y un modelo de pseudo segundo orden para la

modelación cinética, encontrándose una mejor predicción de los datos experimentales

por el segundo, la modelación cinética y la obtención de la isoterma del sistema son

datos esenciales para poder efectuar escalamientos del sistema.

Se han utilizado redes neuronales para la modelación de varios sistemas no lineales,

modelación de la biosorción de lantánidos en Peudomonas aeruginosa inmovilizada

(Texier et al., 2002), Otros investigadores han utilizado este tipo de redes y han

encontrado que pueden ser utilizadas satisfactoriamente en sistemas de biosorción

(Basheer and Najjar, 2001; Ming et al., 1999). Existen pocas referencias reportando que

hayan empleado modelos teóricos producto de balances de masa de la partícula

biosorbente, (Lu and Wilkins, 1996) efectuaron la modelación cinética de biosorción de

Cu2+ Saccharomyces cerevisiae empleando un balance de masa basado en la ley de Fick,

el cual fue resuelto utilizando el método de diferencias finitas. Tsezos et al., (1988),

modelo la biosorción de uranio en Rhizopus arrhizus, el modelo obtenido producto de la

ley de Fick fue resuelto usando matrices de colocación ortogonal. Dong Chen et al.,

(1993) modelo la difusión de Cu2+ en partículas de alginato de calcio utilizando series de

aproximación infinitas. Estos modelos poseen ventajas sobre los modelos empíricos, los

modelos teóricos pueden ser aplicados a cualquier condición de operación, sin embargo

los modelos empíricos solo pueden utilizarse para la predicción cinética de biosorción

bajo las condiciones en las cuales fueron deducidos.

En las instalaciones donde se realizó el trabajo de tesis se realizaron trabajos previos,

fundamentalmente orientados a estudiar los factores que influyen en el proceso de

biosorción, de tal forma que para lograr el objetivo de este trabajo se hizo uso de los

resultados obtenidos en dichos estudios, permitiendo así el cumplimiento del objetivo

propuesto a inicio del esta tesis.