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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambient. 21 (2) 91-100, 2005
MECANISMOS DE FITORREMEDIACIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS CON
MOLÉCULAS ORGÁNICAS XENOBIÓTICAS
Sugey LÓPEZ-MARTÍNEZ
1
, Margarita E. GALLEGOS-MARTÍNEZ
2
,
Laura J. PÉREZ FLORES
3
y Mariano GUTIÉRREZ ROJAS
4
1
Programa de Doctorado en Biología Experimental,
2
Departamento de Hidrobiología,
3
Departamento de Cien-
cias de la Salud,
4
Departamento de Biotecnología, Universidad Autónoma Metropolitana – Iztapalapa. Apdo.
Postal 55-535, D.F. 09340, México. Correo electrónico: slm001@yahoo.com
(Recibido octubre 2004, aceptado febrero 2005)
Palabras clave: remediación, fitodegradación, compuestos orgánicos xenobióticos
RESUMEN
Estudios recientes han demostrado que algunas plantas con determinadas característi-
cas incrementan la biodegradación de una variedad amplia de moléculas orgánicas
xenobióticas en suelos contaminados. Sin embargo, se sabe poco acerca de la participa-
ción directa o indirecta y de los mecanismos y etapas que ocurre en las plantas para
transformar estos compuestos. El objetivo de esta revisión es mostrar a la fitorremedia-
ción como una opción tecnológica útil para la limpieza de suelos contaminados. Se hace
una revisión de los mecanismos que la planta utiliza, las interacciones que se llevan al
cabo en el suelo entre planta, microorganismos y compuestos orgánicos xenobióticos.
Estos conocimientos permitirán proponer soluciones a los problemas de la contamina-
ción y la eventual recuperación de suelos.
Key words: remediation, phytodegradation, xenobiotics
ABSTRACT
Several studies have demonstrated that certain particular plants increase biodegrada-
tion of a number of exogenous organic molecules in contaminated soils. However,
information on mechanisms, stages and the role of plants, direct or even indirect, in
transforming such compounds is scarce. The objective of this work is to put on view
phytoremediation as a technological helpful alternative for cleaning contaminated soils.
General mechanisms and particular stages that plants use, as well as the complex inter-
actions plants-native microorganisms-xenobiotics in the soil are reviewed. This knowl-
edge will allow proposing solutions to problems of contamination and eventually re-
covering sites and soils.
S. López-Martínez
et al.
92
I
NTRODUCCIÓN
La generación, la distribución y los derrames acciden-
tales de diferentes moléculas orgánicas xenobióticas
(herbicidas, insecticidas, acaricidas e hidrocarburos,
entre otros) han ocasionado el deterioro del ambiente
acumulándose directa o indirectamente en suelos, agua
y aire. En términos generales, se puede decir que la
velocidad de acumulación es mayor a la capacidad
que tiene el planeta para remover estos compuestos
orgánicos xenobióticos (Kvesitadze
et al.
2001). De
aquí surge el interés por colaborar con la naturaleza
para revertir el efecto de los contaminantes en los
ecosistemas (Sanderman 1992). Uno de los concep-
tos que requiere atención especial es la biodegrada-
ción, que se refiere al proceso natural por el cual las
bacterias u otros organismos vivos alteran y convier-
ten moléculas orgánicas en otras sustancias menos
tóxicas como ácidos grasos y CO
2
. Algunos ejemplos
recientes son: (i) la biodegradación del fenantreno por
raíces de avena y por comunidades nativas del suelo
(Miya y Firestone 2001); (ii) la biodegradación del
pireno por
Festuca arundinacea y Panicum
virgatum
L
.
, donde se utilizó carbono marcado para
observar la transformación, la distribución y
el desti-
no final del contaminante.
Por otro lado, la biorremediación se refiere a la
transformación química de los contaminantes median-
te el uso de microorganismos que satisfacen sus re-
querimientos nutrimentales y de energía contribuyen-
do a la desintoxicación del ambiente por mineraliza-
ción o co-metabolismo (USEPA 1996). La biorre-
mediación es la adición de materiales exógenos a los
ambientes contaminados para acelerar el proceso
natural de biodegradación (Senan y Abraham 2004).
Estos conceptos necesariamente conducen a la no-
ción de una nueva opción biológica viable para cola-
borar con la naturaleza, en donde es necesario to-
mar en cuenta otros elementos como el diagnóstico
preciso del tipo de contaminante, la dimensión de la
contaminación en suelo y aguas subterráneas, así
como el futuro uso del lugar contaminado. Con estos
elementos es posible evaluar las opciones técnicas
de remediación considerando las ventajas y desven-
tajas de las mismas (Harvey
et al.
2002). Entre las
diferentes opciones técnicas de remediación, la fito-
rremediación ocupa un lugar importante porque es
una tecnología emergente basada en la acción com-
binada de plantas (terrestres o acuáticas) con comu-
nidades microbianas nativas (Wetzel
et al.
1997).
Técnicas de remediación de suelos contaminados
Las técnicas de remediación, pueden realizarse
in situ
(en el sitio) ó
ex situ
(fuera del sitio contami-
nado). La utilización de estas técnicas en ocasiones
provoca alteraciones posteriores a la remediación que
impiden recuperar el uso anterior del suelo. Estas
técnicas se clasifican según Elwes (1999) en cuatro
categorías: extracción, químicas, físicas y biológicas
Entre las técnicas de extracción las más conoci-
das son: (i) “Soil Washing” o lavado de suelos, (ii)
“Soil Vacuum” o aplicación de vacío a suelos y (iii)
“Soil Venting” o ventilación de suelos. El lavado del
suelo consiste en una separación o una reducción
del volumen del contaminante. El rendimiento depen-
de de la solubilidad de los compuestos contaminan-
tes en la solución de lavado que se utilice. Se aplica
in situ
. La aplicación de vacío se utiliza para elimi-
nar compuestos orgánicos volátiles y mercurio. La
técnica de “Soil Venting” es una modificación de la
anterior, donde se combina el efecto de extracción
con la inyección de aire, en este tipo de técnicas las
características físico-químicas del suelo pueden al-
terar la eficacia de la técnica (USEPA 1995).
Las principales técnicas químicas son la oxida-
ción y la deshalogenación. La oxidación consiste en
la adición de agentes oxidantes al medio contamina-
do para convertirlos en compuestos inocuos común-
mente encontrados en la naturaleza (USEPA 1999).
Los compuestos oxidantes que se aplican incluyen al
peróxido de hidrógeno, permanganato de potasio,
ozono y en menor grado, oxígeno disuelto en medios
líquidos. Las aplicaciones más comunes en campo
utilizan al reactivo de Fenton, donde el peróxido de
hidrógeno se aplica con un catalizador de hierro que
crear un radical libre hidroxilo facilita la oxidación
de los compuestos orgánicos contaminantes. La
deshalogenación consiste en la conversión de conta-
minantes que contienen halógenos (cloro y flúor) en
sustancias menos tóxicas mediante reacciones quí-
micas controladas que retiran o reemplazan los
halógenos.
Las técnicas físicas incluyen la fijación y/o el
encapsulamiento. En general, su objetivo es almace-
nar e inmovilizar los contaminantes. El principal pro-
blema es evitar que los productos de transformación
o lixiviados constituyan una nueva fuente de conta-
minación. Ejemplos de estos procesos son la
vitrificación y la solidificación con cal o cemento y la
técnica de tratamiento térmico, que también se apli-
ca para eliminar compuestos orgánicos.
Las técnicas biológicas se desarrollaron hace un
par de décadas, sobre todo a escala piloto, aunque
en los últimos años se realizan a escala comercial,
tanto en el caso de suelos contaminados como en el
caso de aguas o efluentes (USEPA 1996, 1997). Para
MECANISMOS DE FITORREMEDIACIÓN
93
la aplicación de las técnicas biológicas se deben con-
siderar las condiciones específicas del medio a
descontaminar, evaluar las interacciones del suelo con
el contaminante, de los microorganismos aplicados
con los contaminantes y de los microorganismos apli-
cados con las poblaciones nativas del suelo (Telysheva
et al.
2002). A las técnicas biológicas para la
remediación de suelos, también se les conoce como
técnicas de biorremediación. La biorremediación de
suelos contaminados puede realizarse con la ayuda
de biolfiltros, biorreactores o por compostaje. Tam-
bién se adicionan nutrimentos para mejorar la tasa
de biodegradación natural (bioestimulación) o se adi-
cionan microorganismos más eficientes para la de-
gradación (bioaumentación) (Lagrega 1996). Una de
las técnicas biológicas que más atención ha recibido
es
la fitorremediación que tiene como objetivo de-
gradar, asimilar, metabolizar o desintoxicar metales
pesados, compuestos orgánicos y compuestos radio-
activos por medio de la acción combinada de plantas
y microorganismos con capacidad fisiológica y
bioquímica para absorber, retener, degradar o trans-
formar sustancias contaminantes a formas menos
tóxicas (Harvey
et al.
2002).
La aplicación de la fitorremediación tiene limi-
taciones: la profundidad de penetración de las raí-
ces; la fitotoxicidad en áreas fuertemente contami-
nadas; los tiempos de proceso pueden ser muy pro-
longados, con respecto a las demás técnicas de
remediación y la biodisponibilidad de los compues-
tos que siempre limita la captación. Para superar
estas limitaciones es indispensable comprender (i)
los mecanismos, (ii) las fases que participan en la
fitorremediación y (iii) las interacciones planta mi-
croorganismo (Cunningham
et al.
1997).
Mecanismos y fases de la fitorremediación
La desintoxicación de contaminantes por fitorre-
mediación se realiza empleando al menos uno de los
siguientes mecanismos: fitoextracción, rizofiltración,
fitoestimulación, fitoestabilización, fitovolatilización y
fitodegradación.
La fitoextracción o fitoacumulación consiste en
la absorción de contaminantes por las raíces; es la
capacidad de algunas plantas para acumular conta-
minantes en sus raíces, tallos o follaje. Este meca-
nismo ha sido ampliamente estudiado en plantas que
acumulan metales (Jian
et al.
1997) y recientemente
con materiales radioactivos (
Dushenkov 2003)
. La
rizofiltración se basa en la utilización
de
plantas cre-
cidas en cultivos hidropónicos, se prefieren raíces de
plantas terrestres con alta tasa de crecimiento y área
superficial para absorber, concentrar y precipitar
contaminantes. En la fitoestimulación o rizodegrada-
ción las plantas generan los exudados radiculares que
estimulan el crecimiento de los microorganismos na-
tivos capaces de degradar compuestos orgánicos
xenobióticos. Por ejemplo, Pivetz
et al.
(1997) ensa-
yaron con éxito el crecimiento de diferentes espe-
cies de plantas en presencia de pentaclorofenol e
hidrocarburos aromáticos policíclicos. Recientemente,
Joner y Leyval (2003) probaron la fitoestimulación
mediante la adición de un flavonoide hidroxilado y
una flavona sintética no hidroxilada, ambos metabo-
litos secundarios de álamos (poplares); encontraron
que concentraciones superiores a 10 μmol/L impe-
dían la mineralización de benzo(a)pireno marcado en
ensayos con lodos provenientes de las raíces. Final-
mente, Siciliano
et al.
(2003) investigaron la capaci-
dad de degradación y la composición de las comuni-
dades microbianas durante la fitoestimulación en la
raíz de
Festuca arundinacea
expuesta a
hidrocar-
buros del petróleo. Encontraron que la máxima tasa
de degradación fue de 38 mg de hidrocarburos/kg
mes; este resultado es el doble de lo que se encontró
en el testigo, también observaron la alternancia en la
composición de las comunidades microbianas.
La fitoestabilización es un mecanismo que utiliza a
la planta para desarrollar un sistema denso de raíces
que le permite reducir la biodisponibilidad y la movili-
dad de los contaminantes evitando el transporte a ca-
pas subterráneas o a la atmósfera. Dec y Bollang (1994)
demostraron que
Raphanus sp.
desarrolla su sistema
radicular en un año y que, durante el mismo tiempo,
absorbe compuestos fenólicos que remueve hasta en
un 90 % de la concentración inicial.
La fitodegradación consiste en la transformación
de los contaminantes orgánicos en moléculas más
simples. En determinadas ocasiones, los productos
de la degradación le sirven a la planta para acelerar
su crecimiento, en otros casos los contaminantes son
biotransformados. Por ejemplo, Marjories
et al.
(2001), Newman
et al
. (1999) y Kassel
et al.
(2002),
encontraron que el álamo fitodegradó moléculas como
el éter metil terbutílico y el tricloroetileno presentes
en acuíferos.
La fitovolatilización se produce a medida que las
plantas en crecimiento absorben agua junto con los
contaminantes orgánicos solubles. Algunos de los con-
taminantes pueden llegar hasta las hojas y evaporarse
o volatilizarse a la atmósfera. Los álamos, volatilizan
el 90 % del tricloroetileno que absorben (Núñez
et al
.
2004). Por ejemplo, las raíces de
Populus deltoides
fueron
expuestas a una solución de tricloroetileno (70
mg/L) durante 26 días y el 90 % del tricloroetileno fue
volatilizado a través de las hojas (Orchard
et al.
2000).
S. López-Martínez
et al.
94
Con la misma planta se ha demostrado que hay vola-
tilización del éter metil terbutílico expuesto en las
raíces y encontrado en las hojas (Aitchison
et al.
2000, Hong
et al
. 2001, Kelley
et al.
2001, Rubin y
Ramaswami 2001).
Estas biotransformaciones que ocurren general-
mente en la naturaleza se les denominan atenuación
natural. Se ha observado que los niveles de contami-
nantes se reducen más rápidamente en suelos con
plantas. Por ejemplo, April y Sims (1990) demostra-
ron que la biodegradación de varios contaminantes
se intensificó debido al
crecimiento de pastos en los
suelos contaminados con hidrocarburos. En otros
estudios (Anderson y Coats 1994), encontraron que
la rizósfera contenía una población muy diversificada
de microorganismos, dos o tres veces más abundan-
tes que lo observado en los suelos cercanos sin hier-
bas.
Una planta fitorremediadora realiza cualquiera
de los mecanismos anteriores siguiendo tres fases:
Absorción, excreción y desintoxicación de conta-
minantes.
La absorción de contaminantes se realiza a través
de las raíces y las hojas
mediante los estomas
y la
cutícula de la epidermis (Watt y Evans 1999). Esta
absorción ocurre en la rizodermis de las raíces jó-
venes, que absorben los compuestos por ósmosis
dependiendo de factores externos como la tempe-
ratura y el pH del suelo. Otros factores importan-
tes que inciden en la penetración del contaminante
son su peso molecular e hidrofobicidad que deter-
minan que estas moléculas atraviesen las mem-
branas celulares de la planta.
Después de cruzar
la membrana, los contaminantes son distribuidos a
través de toda la planta (Harvey
et al.
2002).
Los contaminantes que se absorben por las raíces,
se excretan vía hojas (fitovolatilización). Cuando
las concentraciones de los contaminantes son ele-
vadas, solo pequeñas fracciones
(menos del 5 %)
se excretan sin cambios en su estructura química.
La deintoxicación de los compuestos orgánicos se
lleva a cabo por la vía de la mineralización hasta
dióxido de carbono.
Interacciones planta microorganismo en sue-
los contaminados
La comunidad de la rizósfera está constituida por
una microbiota (bacterias, hongos y algas) y por la
micro y la mesofauna (protozoos, nematodos, insec-
tos y ácaros). La micro y la mesofauna, contribuyen
significativamente, en procesos de descomposición
con el catabolismo de sustancias nocivas en la
rizósfera. La rizósfera provee un microambiente com-
plejo y dinámico, donde las bacterias y hongos en
asociación con las raíces, forman comunidades úni-
cas que responden a exudados radiculares. Estas
asociaciones pueden causar un beneficio o una en-
fermedad a la planta y tienen considerable potencial
para la desintoxicación.
Entre las interacciones benéficas destacan las que
sostienen las plantas con bacterias que sintetizan fac-
tores de crecimiento útiles para la planta, como las
hormonas, las simbiosis con fijadoras de N
2
y las
establecidas con hongos (Walton
et al
. 1994). Un
caso particular muy importante es el que se refiere a
la micorriza, que es la interacción mutualista entre
plantas y hongos. Esta interacción facilita la absor-
ción de nutrimentos en la raíz al aumentar el volu-
men de absorción de la planta.
Las dimensiones físicas y la actividad microbiana
en la rizósfera dependen de factores específicos del
sitio y de la planta, como por ejemplo los referidos a
las especies, edad, vigor de las plantas y el tipo de
suelo.
En la
figura 1
se muestra un modelo conceptual
de las interacciones que existen entre el suelo, la plan-
ta (los mecanismos de fitorremediación) y los
microorganismos para la biodegradación de las mo-
léculas orgánicas xenobióticas. En el modelo, la planta
inicia la desintoxicación con la absorción de los con-
taminantes a través de las raíces, dependiendo de la
especie, la edad de la planta y la composición de los
microorganismos de la rizósfera, esta absorción res-
ponde a diferentes factores tales como la tempera-
tura, el pH del ambiente nutricional y el tipo de suelo.
Otros factores que también influyen en la absorción
de los contaminantes dependen de la naturaleza de
los compuestos orgánicos xenobióticos (el peso
molecular y la hidrofobicidad de las moléculas)
(Anderson
et al.
1993). En todo estudio serio de fi-
torremediación de suelos contaminados deben con-
siderarse todos estos factores.
Para comprender las complejas interacciones
que ocurren entre la planta, el suelo y los compues-
tos orgánicos xenobióticos, se puede suponer un
caso hipotético en donde
una planta dotada con
buena capacidad para fitoacumular
crece en un
suelo arcilloso y en otro caso, en un suelo arenoso.
Si en ambos se derramara un compuesto orgánico
xenobiótico de peso molecular alto, la capacidad de
la planta para fitoacumular disminuiría o, inclusive
se anularía, por las dificultades de las moléculas
orgánicas xenobióticas para transportarse a través
del suelo arcilloso, con relación al suelo arenoso. Si
estas características pudieran representarse de ma-
nera gráfica, posiblemente el resultado sería el de
MECANISMOS DE FITORREMEDIACIÓN
95
la
figura 2
, en donde a medida que aumenta el peso
molecular (
Fig. 2a
) o baja la polaridad (
Fig. 2b
)
del compuesto orgánico xenobiótico, la capacidad
para fitoacumular, disminuiría de manera distinta
según el suelo en el que se transporta. La reduc-
ción en la fitoacumulación en el suelo no poroso
sería sensiblemente mayor. De manera análoga
pueden suponerse otras características de los sue-
los (contenido de materia orgánica, capacidad de
intercambio iónico) y de los compuestos orgánicos
xenobióticos (por ejemplo la hidrofobicidad) o de
los microorganismos (biodegradadores o no de los
contaminantes) que afectarían la capacidad
fitorremediadora de una planta. La pregunta que
surgiría ahora es ¿Cuál es el destino de la molécula
contaminante? La respuesta se podría encontrar a
través de un análisis de las diferentes etapas con
las que se transforma un compuesto orgánico xe-
nobiótico en la naturaleza.
Etapas de la transformacíon de las moléculas
orgánicas xenobióticas
Como es bien sabido las plantas y los animales
están expuestos a diversos compuestos orgánicos
xenobióticos
potencialmente tóxicos (Anderson y
Coats 1995). En animales el sitio donde se
metabolizan las moléculas orgánicas xenobióticas es
el hígado, contaminantes no polares y lipofílicos se
transforman en moléculas más solubles que se
excretan por la orina. En la década de los años 30
Williams (1959), estudió los mecanismos de des-
intoxicación y escribió un libro llamado
Metabolismo
de desintoxicación de drogas, substancias tóxi-
cas y otros compuestos orgánicos
. La aportación
más importante que se propone en esta obra es que
los compuestos exógenos se metabolizan en dos dis-
tintas etapas: la primera incluye la oxidación, reduc-
ción e hidrólisis y la segunda se conoce como la eta-
pa de conjugación. Años después diferentes autores
proponen tres etapas para el metabolismo de los com-
puestos orgánicos xenobióticos en animales. En la
etapa I las enzimas oxidan, reducen o hidrolizan el
sustrato, introduciendo un grupo reactivo que puede
conducir a una subsecuente conjugación que se lle-
va al cabo en la etapa II. En la etapa III se excretan
los compuestos hidrofílicos vía orina y heces. La
habilidad de las plantas para absorber los contami-
nantes está determinada por su mismo potencial de
desintoxicación (Kvesitadze
et al.
2001). En plantas
se reconocen también tres etapas: la etapa I de trans-
formación, la etapa II de conjugación y en la etapa
III, a diferencia de los animales, las reacciones se
efectúan en compartimentos internos y almacena-
miento en las vacuolas (Sanderman 1992, Schäffer
MECANISMOS
Fitoextracción
Fitoacumulación
(Rizodegradación)
SUELO
Fase Solida
±
Biota
Composición y número de
Actividad metabólica
Ecología microbiana
Regulación metabólica
Coloides de diferentes
Fase líquida y Fase Gaseosa
Contenido de agua
MOLÉCULAS ORGÁNICAS
XENOBIÓTICAS
Toxicidad
Polaridad
Fig. 1.
Modelo conceptual de las interacciones de suelo, planta (mecanismos) y
microorganismos para la biodegradación de las moléculas orgánicas xenobióticas,
(modificado de Crowley
et al.
1997)
MOLÉCULAS ORGÁNICAS
XENOBIÓTICAS
Toxicidad
Polaridad
Hidrofobicidad
Peso molecular
MECANISMOS
Fitoextracción
Fitoacumulación
Rizofiltración
Fitoestabilización
Fitoestimulación
(Rizodegradación)
Fitovolatización
Fitodegradación
SUELO
Fase Sólida
Biota
Composición y cantidad de
especies.
Actividad metabólica
Ecología microbiana
Regulación metabólica
Compuestos
Orgánicos
Sustancias húmicas
Materia orgánica
Compuesto
Inorgánicos
Coloides de diferentes
texturas
Fase líquida y
Fase Gaseosa
Porosidad
Contenido de agua
Aeración
S. López-Martínez
et al.
96
et al.
2002). A continuación se detallan las etapas de
transformación de moléculas orgánicas xenobióticas
en plantas.
Etapa I.
En esta etapa se realizan reacciones de
oxidación, reducción e hidrólisis, donde las molécu-
las orgánicas xenobióticas pierden parte de su es-
tructura. En estas transformaciones se forman me-
tabolitos polares e hidrosolubles. Para hacer este tra-
bajo las células cuentan con dos sistemas enzimáticos,
que tienen la función de introducir en el contaminan-
te un átomo de oxígeno proveniente del oxígeno
molecular (oxigenasas de función mixta). Estos dos
sistemas son las aminooxigenasas y los citocromos
P450 (CYTP450). Ambos sistemas se encuentran
localizados en el retículo endoplásmico. Entre las
reacciones, la principal es la hidroxilación catalizada
por monooxigenasas o subfamilias de CYTP450.
También se efectúan reacciones de desaminación,
desulfuración, epoxidación, peroxigenación y reduc-
ción. Los CYTP450 están formados por dos proteí-
nas diferentes, una tiene función de reductasa y la
otra es una hemoproteína con actividad de oxigenasa
(Khatisashvili
et al.
1997, Varazashvili
et al.
2001b).
En función de la localización de la transforma-
ción, las reacciones de oxidación se dividen en: (i)
microsómicas,
(ii) citosólicas y (iii) mitocóndricas.
En la
figura 3
se presenta una síntesis, con ejem-
plos, de las reacciones que ocurren en la fracción
microsomal y en la citosólica. La importancia de la
oxidación de las moléculas orgánicas xenobióticas
se debe a que pueden ocurrir reacciones de oxida-
ción consecutivas o simultáneas. Una de las enzimas
más descritas para la oxidación de los contaminan-
tes es el CYTP450 (Kvesitadze
et al.
2001, Yang
et
al.
2001).
En general, las enzimas que participan en esta eta-
pa requieren de grupos no polares en la molécula del
contaminante. En procariotos, el citocromo P450 se
ha detectado en formas solubles, mientras que en
eucariotos se encuentra incorporado a la membrana
celular (Pflugmancher y Sanderman 1998). Las plan-
tas también contienen formas solubles de la misma
enzima intracelular, promoviendo la desintoxicación.
Para agilizar la oxidación de las moléculas orgá-
nicas xenobióticas en plantas, se han realizado estu-
dios de modificación transgénica en vegetales como
el centeno y el maíz
(Chapple 1998) y se ha demos-
trado que las enzimas pueden ser inducibles por al-
gunos contaminantes
herbicidas, nitroaromáticos,
compuestos aromáticos, fenólicos, hidrocarburos aro-
máticos policíclicos y dioxinas. (Robineau
et al.
1998,
Werck
et al.
2000). También se ha observado en
tomate que algunos compuestos fenólicos son trans-
formados por las enzimas de esta etapa (peroxidasas)
(Adler
et al.
1994). Por ser la inicial, esta etapa es el
fundamento del proceso de fitorremediación. Es decir,
(a)
(b)
Peso molecular del xenobiótico
Polaridad del xenobiótico
Arena
Arcilla
1.0
Arena
Arcilla
Capacidad fitoacumuladora
0.5
0.0
1.0
0.0
Capacidad fitoacumuladora
(a)
(b)
Fig. 2
. Representación gráfica del comportamiento teórico del efecto del peso molecular (a) y la polaridad (b) de un compuesto
orgánico xenobiótico en la capacidad fitoacumuladora de una planta en dos diferentes tipos de suelo
S. López-Martínez
et al.
98
monoxigenasas dependiente de CYTP450 amino N-
metiltransferasa, alcohol sulfotransferasa, entre otras
(Jakoby y Ziegler 1990, Varazashvili
et al
. 2001a,
Günter y Martinoia 2002, Harvey
et al
. 2002).
CONCLUSIONES
La fitorremediación es una tecnología viable, efi-
ciente y útil para la limpieza de suelos contaminados.
Su efectividad ha sido demostrada con todo tipo de
contaminantes xenobióticos que van desde las molé-
culas inorgánicas hasta las orgánicas. La fitorreme-
diación incluye interacciones complejas en donde
participan la planta, el suelo y los contaminantes. Las
interacciones entre los diferentes actores son múlti-
ples y no son claras. Es posible identificar los efec-
tos positivos de la presencia de las plantas, pero no
se conocen los mecanismos de la fitorremediación,
tampoco el desempeño y la ponderación de las eta-
pas en donde los contaminantes
son absorbidos y
transformados hasta su destino final. Con esta revi-
sión queda claro que hace falta mucho trabajo por
realizar. Se distinguen tres líneas de investigación
futuras que incluyen las interacciones de los partici-
pantes en los mecanismos, las etapas y las fases de
la fitorremediación. Estos conocimientos permitirán
proponer soluciones a los problemas de la contami-
nación y la eventual recuperación de suelos.
AGRADECIMIENTOS
El apoyo financiero de la Dirección General de
Protección Ambiental y Salud Ocupacional de
PEMEX Refinación. También agradecemos el apo-
yo financiero a CONACYT, otorgado a Sugey López
Martínez con la beca número 16260, durante sus
estudios de doctorado y al postgrado en Biología
Experimental, que actualmente se encuentra en el
programa del PIFOP-CONACYT clave C/PFPN-
2002-35-32.
REFERENCIAS
Adler P., Rajeev, A., El Ghaouth D., Glenn M. y
Solar J.
(1994). Bioremediation of phenolic compounds from
water with plant root surface peroxidases. J. Environ.
Qual
.
23, 1113-1117.
Aitchison E., Kelley S., Alvarez P. y Schnoor J. (2000).
Phytroremediation of 1,4-dioxane by hybrid poplar
trees. Water Environ. Res. 72, 313-321.
Anderson T., Guthrie E. y Walton B. (1993). Bioremediation
in the rhizosphere. Environ. Sci. Technol. 27, 2630-2636.
Anderson T. y Coats J. (1994). Bioremediation through
rhizosphere technology. En: ACS Symposium Series.
Am. Chem. Soc. Washington D.C. Vol. 563
,
pp 204-215.
Anderson T. y Coats J. (1995). Screening rhizosphere soil
samples for the ability to mineralize elevated
concentrations of atrazine and metolachlor. J. Environ.
Sci. Heal
.
30, 473-484.
April W. y Sims R. (1990). Evaluation of the use of prairie
grasses for stimulating polycyclic aromatic
hydrocarbon treatment in soil. Chemosphere 20, 253-
265.
Chapple C. (1998). Molecular-genetic analysis of plant
cytochrome P450-dependent monooxigenases.
Plant
Mol. Biol
.
49,311-43.
Crowley E., Alvey S. y Gilbert E. (1997). Rhizosphere
ecology of xenobiotic-degrading microorganims. En
Phytoremediation of soil and water contamination
.
Capítulo 2, 306 p.
Cunningham S., Shann J., Crowley D., y Anderson T. (1997).
Phytoremediation of contaminated soil and water. En:
Phytoremediation of Soil and Water Contaminants
(E. L. Kruger, T. A. Anderson y J. R. Coats, Eds.) Am.
Chem. Soc, Washington DC pp. 2-17.
Dec J. y Bollang J. (1994). Use of plant material for the
decontamination of water polluted with phenols.
Biotechnol. Bioeng. 44, 1132-1139.
Dushenkov S. (2003). Trends in phytoremediation of
radionuclides, Plant and Soil. 249, 167 - 175
Elwes J. (1999).
Principios de Biorrecuperación
, Mac
Graw Hill, México,
275 p.
Günter N. y Martinoia E. (2002). Closter roots an
underground adaptation for survival in extreme
environments. Trends Plant Sci
.
4, 162-167.
Harvey P., Campanela B., Castro P., Harms H., Lichtfouse
E., Schäffner A., Smrcek S., y Werck D. (2002).
Phytoremediation of polyaromatic hydrocarbons,
anilines and phenols. Environ. Sci. Pollut. Res. Int. 9
,
29-47.
Hong M., Farmayan W., Dortch I. y Chiang C. (2001).
Phytoremediation of MTBE from a groundwater plume.
Environ. Sci. Technol. 35, 1231-1239.
Jakoby W. y Ziegler D. (1990). The enzymes of
detoxication. J. Biol. Chem.
34, 20715-20718.
Jian wei W., Chen J., William R. y Cunningham R. (1997).
Phytoremediation of lead-contaminated soils: role of
synthetic chelates in lead phytoextraction. Environ.
Sci. Technol
.
31, 800-805.
Joner E. y Leyval C. (2003). Rhizosphere gradients of
polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) dissipation
in two industrial soils and the impact of arbuscular
mycorrhiza. Environ. Sci. Technol. 37, 2371-2375.
MECANISMOS DE FITORREMEDIACIÓN
99
Kassel G., Ghoshal D. y Goyal A. (2002) Phytoremediation
of trichloroethylene using hybrid poplar. Physiol.
Mol. Biol. Plants. 8, 3-10.
Kelley S., Aitchison E., Deshpande M., Schnoor J. y
Alvarez P. (2001). Biodegradation of 1,4-dioxane in
planted and unplanted soil: effect of bioaugmentation
with
Amycolata
sp. CB1190. Water Res. 35, 3791-3800.
Khatisashvili G., Gordeziani M., Kvesitadze G. y Korte F.
(1997). Plant monoxygenases: participation in
xenobiotic oxidation. Ecotoxicol.
Environ. Saf. 36,
118-122.
Kvesitadze G., Gordeziani M., Khatisashvili G.
Sadunishvili y Ramsden J. (2001). Some aspects of
the enzymatic basic of phytoremediation. J. Biol.
Phys. Chem
.
1, 49-57.
Lagrega M. (1996).
Gestión de residuos tóxicos trata-
miento, eliminación y recuperación de suelos
. Mc
Graw Hill, México, 182 pp.
Marjories S., Hong F, W., Farmayan J, I. y Chen Y. C.
(2001). Phytoremediation of MTBE from a Grounwater
plume. Environ. Sci. Technol. 35, 1231-1233.
Miya K. y Firestone K. (2001).
Bioremediation and
biodegradation. J. Environ. Qual. 30, 1911-1918.
Newman L., Wang X., Muiznieks I., Ekuan G., Ruszaj M.,
Cortellucci R., Domroes D., Karscig G., Newman T.,
Crampton R., Hashmonay R., Yost M., Heilman P.,
Duffy J., Gordon M. y Strand S. (1999). Remediation
of trichloroethylene in an artificial aquifer with trees:
A controlled field study . Environ. Sci. Technol. 33,
2257-2265.
Núñez L., Meas Y., Ortega B. y Olguín J. (2004). Fitorreme-
diación fundamentos y aplicaciones. Ciencia. 69-82
Orchard J., Doucette J., Chard K. y Bugbee B. (2000).
Uptake of trichloroethylene by hybrid poplar trees
grown hydroponically in flow-through plant growth
chambers. Environ. Toxicol. Chem. 19, 895-903.
Pflugmancher S. y Sanderman H. (1998). Cytocrome P450
monoxigenases for fatty acids and xenobiotic in
marine macroalgae. Plant Physiol. 117, 123-128.
Pivetz B., Cochran R. y Huling S. (1997). Abstract:
Phytoremediation of PCP and PAH- contaminanted
soil. Poster 54. In 12
th
Annual Conference on
Hazardous Waste Research
Abstracts Book, May
19-22, Kansas City, Mo. pp 145.
Robineau T., Batard Y., Nedelkina S., Cabello-Hurtado F.,
LeRet M., Sorokine O., Didierjean L.
y Werk-
Reichhart D. (1998). The chemical inducible plant
Cytochrome CYP76B1 actively metabolizes
phenylureas and others xenobiotics. Plant Physiol.
118, 1049-1056.
Rubin E. y Ramaswami A. (2001). The potential for
phytoremediation of MTBE. Water Res. 35, 1348-
1353.
Sanderman H. (1992). Plant metabolism of xenobiotics.
Trends Plant. Sci
.
1, 82-84.
Schäffer A., Messener F., Langebartels C. y Sanderman
H. (2002). Genes and enzymes for in- plant
phytoremediation of air waste and soils. Acta
Biotechnol. 22, 141-152.
Senan R. y Abraham T. (2004). Bioremediation of textile
azo dyes by aerobic bacterial consortium.
Biodegradation. 4, 275-280
Siciliano S., Germida J., Banks K. y Creer C. (2003).
Changes in microbial community composition and
function during a polyaromatic hydrocarbon. Appl.
Environ. Microbiol. 69, 483-489.
Telysheva G., Dizhbite T., Lebedeva G., Rossinskaja G.,
Jurkjane V., Treikale O., Yiesturs U. y Daugavietis M.
(2002). Lignin- based products stimulating soil
phytoremediation. Acta Biotechnol
.
22, 167-173.
USEPA. (1995). Soil vapor extraction (SVE) enhancement
technology resource guide: air sparging, bioventing,
fracturing, thermal enhancement. EPA 542-B-95-003.
USEPA. (1996). Bioremediation of hazardous waste site:
practical approaches to implementation. EPA 625-K-
96-00.
USEPA. (1997). Aerobic biodagradation of BETEX in
acuifers material. Environmental Research Brief. EPA
600-S-97-033.
USEPA. (1999). The hazardous waste clean-up
Information (CLU-IN) World Wide Web Site EPA-542-
F-99-002.
Varazashvili T., Khatisashvili G., Kurashvili
M., Pruidze
M., Ananiashvili T., Zaalishvili G. y Gordeziani M.
(2001a). Nitrobenzene oxidizing enzymes in plant
cells
.
J. Biol. Phy. Chem
.
1, 85–88.
Varazashvili T., Zaalishvili G., Kurashvili M., Pruidze M.
y Gordeziani M. (2001b). Participation of the plant
monoxoxygenase system in adaptation to environ-
mental stress. J. Biol. Phy. Chem.
1, 38–42.
Walton B., Hoylman A., Pérez M. y Anderson T. (1994).
Rhizosphere microbial communities as a plant defense
against toxic substances in soils. ACS Symposium
Am. Chem. Soc. Series 563, Washington, DC.
Watt M. y Evans J. (1999). Proteoid roots physiology
and development. Plant Physiol. 121, 317-323.
Werck D., Hehn A. y Didierjean L. (2000). Cytochrome
P450 for engineering herbicide tolerance. Trends Plant
Sci. 5, 116-123.
Wetzel S., Banks M. y Schwab A. (1997). Rhizosphere
effects on the degradation of pyrene and anthracene
in soil. En:
Phytoremediation of soil and water
contaminants. (E.L. Kruger, T.A. Anderson, and J.R.
Coats, Eds.),
ACS Am. Chem. Soc. Symposium Se-
ries 664. Washington, DC.
Williams R. (1959). Detoxification mechanisms, New York,
S. López-Martínez
et al.
100
N.Y. Drug Metabolism Reviews
.
14, 559-607.
Yang X., Margolies D., Zhu K. y Buschman L. (2001).
Host plant- induced changes in detoxification enzymes
and susceptibility to pesticide in the two spotted spider
mite (Acari: Tetranychidae). Entomol. Soc. of America
.
94, 381-387.
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