Mecanismos-de-tolerancia-a-metales-pesados-en-Euglena-gracilis

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UNIVERSIDAD NACIONAL AUTÓNOMA DE MÉXICO
POSGRADO EN CIENCIAS
 BIOLÓGICAS
FACULTAD DE CIENCIAS 
DIRECTOR DE TESIS: DR. RAFAEL MORENO SÁNCHEZ
DOCTORA EN CIENCIAS 
T E S I S
PRESENTA
M. EN C. SILVIA DEVARS RAMOS
MÉXICO, D.F. NOVIEMBRE, 2008
MECANISMOS DE TOLERANCIA A METALES
PESADOS EN Euglena gracilis
QUE PARA OBTENER EL GRADO ACADÉMICO DE
(BIOLOGÍA)
 
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respectivo titular de los Derechos de Autor. 
 
 
 
 
 
 
 
Agradecimientos 
 
Al Departamento de Bioquímica del Instituto Nacional de Cardiología “Ignacio Chávez”, en 
donde se desarrolló el trabajo de esta Tesis de Doctorado. 
 
Al Instituto Educativo Panamericano, que me apoyó en la elaboración del manuscrito con 
trabajo editorial. 
 
Al Dr. Rafael Moreno, tutor de mi trabajo que según sus palabras “Hizo brotar agua de las 
piedras”. 
 
A los Doctores Rafael Moreno, Edgardo Escamilla y Carlos Cervantes, miembros del 
Comité Tutoral, que aportaron su conocimiento y experiencia durante el desarrollo de este 
trabajo. 
 
A los Sinodales Miembros del Jurado: los Doctores Jose Edgardo Escamilla Marván, 
Rafael Moreno Sanchez, María Eugenia Torres Márquez, José Salud Rodríguez Zavala, 
Rocío Cruz Ortega, Carlos Cervantes Vega y Marina Gavilanes Ruíz, por sus comentarios 
que enriquecieron la conclusión del Trabajo. 
 
Al LINAE de la Facultad de Estadistica de la Universidad de Veracruz, por los análisis 
estadísticos. 
 
A las personas cuyo afecto me mantiene viva y con ganas de vivir: mis amigas, mi esposo, 
mis hijas, mis padres y hermanas, mis alumnos y mis colegas del Panamericano, de 
Cardiologia y de la UNAM 
 
A Don Giussani, por enseñarme quien soy yo: “Tu que mehaces” 
 
 
 
 
INDICE 
 Página 
1. Introducción general 1 
Capítulos del libro 
“Contaminación Ambiental por Metales Pesados. Impacto en los seres vivos” 
Capítulo 1. Abundancia de los metales pesados en la biósfera 5 
Capítulo 2. Mecanismos de toxicidad y de tolerancia a los metales pesados 17 
Capítulo 4. Tolerancia a los metales pesados en algas 54 
Capítulo 7. Biorremediación de los desechos contaminados por metales 
 pesados 76 
Actualización de algunos datos 125 
 
2. Manuscrito: “Mercury uptake and removal by Euglena gracilis” 
 Introducción 129 
Manuscrito 129 
Citas al trabajo 133 
Comentarios 133 
 
3. Datos no publicados relacionados con este trabajo 
Volatilización abiótica 139 
Acumulación de mercurio en la cepa B 142 
Tolerancia a mercurio en las cepas B y Smr 146 
 
4. Manuscrito: “Cadmium accumulation in the chloroplast of Euglena gracilis” 
Introducción 158 
Manuscrito 159 
Citas al trabajo 160 
Comentarios 160 
 
5. Conclusiones 163 
 
 
 
 
 
RESUMEN 
 
 Uno de los organismos mas abundantes y frecuentes en aguas dulces acidicas 
contaminadas por metales pesados es Euglena gracilis. El objetivo de nuestro estudio 
es describir los mecanismos de tolerancia a metales pesados que presenta este 
microorganismo. Algunos de ellos podrían ser explotados para la biorremoción de 
metales de aguas contaminadas. 
 Los mecanismos celulares de protección a metales pesados que se conocen son: 
unión a la cubierta celular, transporte reducido, eflujo activo, atrapamiento extracelular, 
biotransformación, unión a compuestos celulares y compartamentalización. En 
Euglena, se ha descrito la obtención de una cepa resistente a cadmio cuyo mecanismo 
de resistencia consiste en una menor capacidad de retención de este y de otros 
metales. También se ha descrito un aumento en el contenido de glutatión celular por 
exposición al cadmio y la inducción de fitoquelatinas (polímeros de glutatión). 
 En un trabajo previo, reportamos que la cepa B de Euglena presenta mayor 
resistencia a cadmio, mercurio y plomo que la cepa Z. También demostramos que la 
mayor tolerancia a cadmio correlaciona con una menor capacidad de retención del 
mismo. 
 
 En el presente trabajo de tesis de doctorado demostramos que la cepa Z de 
Euglena tiene la capacidad de acumular mercurio del medio, alcanzando un factor de 
concentración de 5,400. La capacidad de acumulación de mercurio es mayor si la 
incubación se inicia durante el ciclo de oscuridad en células cultivadas bajo ciclos de 
luz-oscuridad de 12 x 12 horas. En estas condiciones no se observa crecimiento del 
cultivo. En cambio, cuando la incubación se inicia durante el ciclo de luz, la 
acumulación es menor pero la inhibición del crecimiento es transitoria. La mayor 
capacidad de recuperación del crecimiento del cultivo en la luz, coincide con un mayor 
contenido de glutatión. Observamos además que aunque Euglena presenta la 
capacidad de reducir Hg2+ a Hg0, proceso conocido como volatilización, no es un 
mecanismo de tolerancia similar al de procariontes, que proteja a las células contra los 
efectos tóxicos del mercurio. 
 
 
 El sitio principal de acumulación del mercurio en este organismo es el 
cloroplasto. 
 Concluímos que en Euglena gracilis, se presentan diversos mecanismos de 
tolerancia al mercurio distribuídos de manera específica en las distintas cepas. La 
capacidad de acumulación de este metal se presenta en la cepa Z y es dependiente de 
las condiciones de iluminación del cultivo. La capacidad de remover mercurio del medio 
sin acumularlo en su interior está mas desarrollada en la cepa B y está mejor expresada 
en la mutante resistente a estreptomicina estudiada en este trabajo. 
 La capacidad de acumulación de mercurio en Euglena, parece estar relacionada 
con la compartamentalización en el cloroplasto, probablemente mediada por glutatión o 
por fitoquelatinas. La capacidad de disminuír el contenido de mercurio en el interior 
celular y remover las sales de mercurio del medio parece deberse a su conversión a 
una forma química aún no definida. 
 La pertinencia de emplear estos mecanismos de tolerancia a mercurio con fines 
de biorremediación de aguas contaminadas requiere ser evaluada mediante estudios 
futuros. 
 
 
 
 
 
ABSTRACT 
 
 Euglena gracilis. is one of the most abbundant and frequently photosynthetic 
organisms in acidic freshwaters contaminated with heavy metals. Our study objective is 
to describe the mechanisms of tolerance to heavy metals present in this microorganism. 
Some of them could be exploited for bioremediation of metal contaminated waters. 
 
The ability of Euglena gracilis to remove mercury (added as HgCl2) from the 
culture medium, was demonstrated in Z strain. Photoheterotrophic growth conditions 
were used under 12/12 hours of light/dark cycles. In cultures initiated in the light, cells 
accumulated a small fraction of the added heavy metal (5-13%). Mercury was both 
biologically and non-biologically volatilized, and cell growth was partially inhibited; under 
these conditions the glutathione content was 3.2 nmol/million of cells. In contrast, in 
cultures initiated in the dark, mercury uptake by cells was two to three times higher, 
biological volatilization remainedunchanged and non biological volatilization and growth 
were negligible; the glutathione content diminished to 1.4 nmoles/million of cells. A 
concentration factor of 5400 times was attained. Mercury was retained mainly in the 
chloroplast. 
 
Biological mercury volatilization depended on cell density and metal 
concentration, but was light independent. Thus, volatilization of mercury by Euglena, 
appeared not to be an effective mechanism of resistance, whereas a high intracellular 
level of glutathione and low mercury uptake seemed necessary for successful tolerance. 
 
We conclude that diverse mechanisms of tolerance to mercury are present in the 
distinct strains of Euglena gracilis: strain Z accumulates the metal, while strain B 
removes soluble mercury from the medium by its transformation to a non identified 
chemical form. 
 
 
 1
1. INTRODUCCIÓN GENERAL 
 
La relevancia del estudio de los metales pesados no se limita al interés científico 
por entender los mecanismos por los que producen toxicidad en los seres vivos y los 
mecanismos que algunos organismos han desarrollado para tolerarlos, sino que abarca 
aspectos de salud pública, por el consumo de alimentos contaminados, de agronomía y 
de biotecnología, por su potencial uso en biorremediación. 
Un aumento en la concentración de los metales en el ambiente se puede deber a 
causas naturales (fenómenos geológicos). En este caso se considera enriquecimiento del 
metal en el ambiente (como los yacimientos o suelos mineros). También puede aumentar 
por causas antropogénicas en cuyo caso se considera contaminación. 
Los organismos que suelen crecer en ambientes contaminados con metales 
pesados, han desarrollado obviamente mecanismos eficientes de resistencia. Uno de 
estos organismos es el protista Euglena gracilis, que crece en aguas dulces que reciben 
efluentes industriales contaminadas por metales pesados (Hargreaves et al, 1975; 
Capítulo 4). El estudio del manejo de los metales pesados por Euglena, nos permitirá 
determinar cuales son los mecanismos de tolerancia que presenta este organismo y si 
alguno de ellos es potencialmente útil para remover metales pesados de aguas 
contaminadas, mediante biorremediación. Por otro lado, al tratarse de un organismo 
fotosintético, el estudio de los mecanismos de toxicidad de los metales en este modelo, 
puede también ayudar a explicar los mecanismos celulares por los que los metales 
afectan a los vegetales. 
A continuación se incluyen algunos capítulos del libro “Contaminación ambiental 
por metales pesados”, en los que se ofrece una introducción más detallada sobre el tema 
de este trabajo. En el capítulo 1, se presenta una recopilación de datos publicados sobre 
las concentraciones de los metales pesados en la biósfera tanto en ambientes acuáticos 
como terrestres. En este capítulo, también se describen las principales fuentes de 
contaminación a nivel mundial. 
 
 2
En el capítulo 2, se describen en forma general los mecanismos de toxicidad de 
los metales pesados a nivel celular y bioquímico. En este capítulo también se mencionan 
los mecanismos de tolerancia a los metales pesados. 
En el capítulo 4, se presentan de modo particular los mecanismos de tolerancia a 
los metales pesados conocidos dentro del grupo de las algas. Dentro de este grupo se 
ha clasificado a Euglena. 
En el Capítulo 7 presentamos algunas estrategias de biorremediación de 
desechos contaminados con metales pesados. 
Algunos datos referentes a los capítulos 1 y 7 fueron actualizados al final de la 
sección de introducción. 
 
 3
 
IMPACTO DE LA CONTAMINACION POR METALES 
PESADOS EN LOS SERES VIVOS 
 
 
Editado por: 
 
Carlos Cervantes 
Instituto de Investigaciones Químico-Biológicas, Universidad Michoacana, Morelia, Mich. 
, México 
 
y 
 
Rafael Moreno-Sánchez 
Departamento de Bioquímica, Instituto Nacional de Cardiología, México, D.F. 
 
 
 
 AGT Editores 
 
México D.F., 1999 
 
 
 
 4
Abreviaturas 
 
Ag Plata 
Al Aluminio 
As Arsénico 
B1 Vitamina B1 
B12 Vitamina B12 
Ca Calcio 
Cd Cadmio 
Cis Cisteina 
Cl- Cloruro 
Co Cobalto 
Cr Cromo 
Cu Cobre 
DNA Acido desoxirribonucleico 
EDTA Acido etilen diamino tetraacético 
EGTA Acido etilen glicol-bis(ß-aminoetil éter)-N,N,N’,N’-tetraacético 
Fe Fierro 
FQ Fitoquelatina 
GSH Glutatión 
H+ Protón 
Hg Mercurio 
K Potasio 
Mg Magnesio 
Mn Manganeso 
MT Metalotionina 
Ni Níquel 
P Fósforo 
Pb Plomo 
Pi Fosfato inorgánico 
ppb Partes por billón (μg/L) 
ppm Partes por millón (mg/L) 
RNA Acido ribonucleico 
Se Selenio 
SH Grupo sulfhidrilo 
U Uranio 
V Vanadio 
Zn Zinc 
 
 
 5
Capítulo 1. Abundancia de los Metales Pesados en la Biosfera 
 
Rafael Moreno-Sánchez y Silvia Devars 
 
Introducción 
 Para realizar sus funciones los organismos vivos requieren de la presencia de 
diversos iones inorgánicos esenciales como son: Na+, K+, Mg2+, Ca2+, Cl-, SO42-, 
PO43-, NO3
-
. Otros iones in-orgánicos también presentes en el ambiente son 
intrínsecamente tóxicos y sin ninguna actividad biológica asociada (por ejemplo, los 
metales pesados Pb2+, Hg2+, Cd2+, Ag+), o bien son esenciales pero presentan 
toxicidad cuando se encuentran en concentraciones relativamente elevadas (como Cu2+, 
Zn2+, Ni2+, Co2+). 
 Existen varias definiciones del término "metales pesados". De un modo general se 
acepta que son aquellos elementos cuya densidad es mayor a 5 g/ml. Según Nieboer y 
Richardson (1980) los metales pueden dividirse en 3 clases según su reactividad con los 
grupos funcionales de las biomoléculas: Clase A, aquellos que reaccionan más con el 
oxígeno (reactividad 0>N>S), como Al, Ca, Sr, Ba y La. Clase B, los que reaccionan más 
con el azufre (S>N>O), como Cu, Hg y Pb. En una tercera clase encuentran metales con 
afinidad intermedia, como: Fe, Co, Ni, Zn, As, Cd y Sn. 
 Para la mayoría de los organismos es extremadamente tóxica la exposición a un 
exceso de metales pesados como Cd, Hg, Cr, Ni y Pb. Los iones metálicos tóxicos 
suelen penetrar a la célula por medio de los sistemas de captación que utilizan los iones 
metálicos fisiológicamente importantes como Ca, Mg, Cu y Zn. Los organismos 
fotosintéticos son las principales vías de acceso de los me-tales pesados hacia los 
animales y el ser humano. El incremento en los valores de los metales pesados en la 
biósfera es el resultado de perturbaciones hechas por el hombre en el medio ambiente o 
por eventos geológicos. La contaminación de la atmósfera, ríos, océanos y suelos por 
metales pesados se ha incrementado en las últimas décadas, como consecuencia de la 
 
 6
actividad industrial y de la explo-tación minera (Nriagu y Pacyna, 1988). 
Abundancia Natural 
 En la Tabla 1.1 se indica el nivel existente de varios metales pesados en cuerpos 
de agua considerados como exentos de contaminación; estos valores serían por tanto los 
niveles ‘naturales’ de los metales pesados. Los metales pesados más abundantes en 
estos cuerpos de agua no contaminados son el Zn y el Cu, y los menos abundantes son 
la Ag y el Hg. Por otro lado, la contaminación por metales pesados es muy pronunciada 
en los lugares donde las corrientes de agua y reflujos son reducidos, como son las aguas 
costeras y estuarios, y disminuye gradualmente hacia el mar abierto (Bryan y Langston, 
1992). 
 
Tabla 1.1 Concentraciones de Metales Pesados en Aguas no 
Contaminadas (en µg/ml) 
 Metal Aguas 
Intracontinentales 
Aguas 
Oceánicas 
 As 0.1-0.5 1.12-1.87 
 Ag --- 0.00004-0.0025 
 Cd 0.005-0.05 0.00016-0.124 
 Co < 1.0 < 0.007 
 Cr 0.1-0.5 0.00016-0.05 
 Cu 0.2-2 0.32-0.57 
 Fe --- 0.014-0.028 
 Hg < 0.0012 0.001-0.005 
 Ni 0.01-1 0.05-0.65 
 Pb 0.05-0.5 0.001-0.015 
 V < 0.1-0.5 0.0046-0.558 
 Zn 0.5 -5 0.59-1 
 Compilado por De Filippis y Pallaghy (1994) 
 
 7
 En la Tabla 1.2 se muestran las concentraciones de varios metales pesadosencontradas en la atmósfera (Kabata-Pendias y Pendias, 1986), plantas (Kabata-Pendias 
y Pendias, 1986), cenizas vegetales (Nriagu, 1979), suelos (Friedland, 1990), fertilizantes 
(Kabata-Pendias y Pendias, 1986), polvos (Law y Gordon, 1979) y cuerpos de agua 
dulce (Nriagu y Pacyna, 1988), ambientes marinos (Nriagu, 1979; Trefry et al., 1985) y 
aguas negras (Jenkins y Russell, 1994). La Tabla 1.2 está ordenada por el grado de 
contaminación por metales pesados de la atmósfera (ver 2a. columna). El metal más 
abundante es el Zn, seguido por el Pb y el Cu. También se ha determinado la 
concentración de dos metales pesados en ríos del sureste mexicano (Tabla 1.3), siendo 
el Pb el más abundante. Aunque existe la creencia generalizada de que el Hg no es muy 
abundante en la biosfera, sorprendentemente se observó que sí está presente en 
cantidades considerables en la atmósfera de las grandes ciudades industrializadas, 
sobre todo de Alemania, Japón y Norteamérica (Kabata-Pendias y Pendias, 1986). Este 
dato nos lleva a la conclusión de que la principal fuente de contaminación por Hg ocurre 
por el transporte atmosférico del metal a zonas distantes. En el resto de las muestras 
consideradas en la Tabla 1.2, el Zn y el Pb siguen siendo los más abundantes, mientras 
que el Hg ahora sí se encuentra en cantidades traza. Sin embargo, esta situación puede 
cambiar en el futuro inmediato pues el Departamento de Defensa de los EUA está 
considerando vender su reserva de Hg, la cual representa el 60% del suministro mundial. 
En contraste, Suecia ha programado retirar el uso del Hg para fines comerciales para el 
año 2000 (Murdock, 1996). 
 
Contaminación por Metales Pesados 
 Se ha calculado que la contaminación anual mundial por metales pesados excede 
a la contaminación combinada de desechos radioactivos y orgánicos (Nriagu y Pacyna, 
1988). Se pueden detectar niveles tóxicos de metales pesados cerca de sitios de 
desperdicio municipal e industrial y en diversos tipos de suelo, incluyendo los suelos 
agrícolas. Las minas generan todo tipo de metales y causan contaminación significativa 
 
 8
de los suelos y aguas adyacentes. En estos lugares pueden desarrollarse diversas 
plantas y microorganismos que tienen la capacidad de adaptarse y desarrollar tolerancia 
a niveles tóxicos de los metales pesados. 
 
 Las industrias que presentan mayores emisiones de metales pesados son: (a) Cd: 
procesadoras de baterías y acumuladores, cables eléctricos, celdas fotoeléctricas, 
cloruro de polivinilo, colorantes, equipos para ruedas, fusibles, joyería, laminados a 
vapor, soldadura (Galvão y Corey, 1987a). Otras fuentes atmosféricas de 
contaminación por Cd son el procesamiento de metales (aleaciones con Cd), la 
combustión de diesel y petróleo (Lagerwerff y Specht, 1970), los fertilizantes fosfatados y 
los pesticidas (Bazzaz y Govindjee, 1974). Las micropartículas que contienen Cd se 
incrementan con el polvo y la precipitación. La distribución de estas partículas es 
afectada por el viento prevaleciente (Little y Martin, 1972); (b) Cr: industrias 
procesadoras de cemento, colorantes, curtiduría, material fotográfico, materiales 
refractarios, metalurgia y pinturas (Galvão y Corey, 1987b); (c) Ni: termoeléctricas, 
utensilios domésticos, pinturas, cerámica, aceros, metalurgia, joyería, prótesis dentales y 
quirúrgicas (Rodríguez Milord, 1991); (d) Pb: la combustión de gasolina con Pb, plantas 
de fundición de metales, pesticidas con arsenato de Pb (ahora en desuso), fertilizantes 
fosfatados y pinturas con Pb (Goldsmith et al., 1976); también el empleo de barro 
vidriado para cocinar o guardar alimentos (Jiménez et al., 1993); e) As: fertilizantes, 
pesticidas y la combustión de energéticos fósiles (Gorby, 1988); también existen grandes 
yacimientos naturales de As en China, India, Taiwán, Chile y México; (f) Hg: la minería 
(extracción de oro), la fabricación electrolítica de Hg, fabricación de equipo eléctrico, la 
industria del papel y celulosa, fungicidas mercuriales y fabricación de cloro-sosa. 
 En la Tabla 1.4 se muestra el aumento en la producción mundial de metales 
pesados de 1983 a 1986. Nótese que a pesar de que el Mn es el metal pesado que se 
 
 9
Tabla 1.2. Niveles de Metales Pesados en Muestras Diversas 
 
 
 
 METAL 
Atmósfe-
ra de 
paises de 
Europa y 
América 
(ng/m3) 
 
 
Lagu-
nas y 
ríos 
(ppm) 
 
 
 
Océanos 
(ppm) 
Suelos 
orgáni-
cos y 
minera-
les 
(ppm) 
 
 
 
Plantas 
(ppm) 
 
Cenizas 
de bos-
ques 
(ppm) 
 
 
Fertilizan-
tes 
fosfata-
dos 
(ppm) 
 
Aguas 
negras 
municipales 
y 
residenciales
(mg/cápita/ 
día) 
Polvos 
residuales de 
incineracio-
nes 
municipales 
(ppm) 
Zinc 10-16000 2.5 8x10-6 50-66 59-180 1450 50-1450 0.6-180 nd 
Plomo 0.2-13000 > 4 0.11 17-44 0.1-28 450 7-225 0.71-50 nd 
Cobre 3-4900 2.2 1.5x10-3 20-350 4-35 200 1-300 1.2-83 1700 
Cromo 1-1100 nd nd nd 0.4-3.2 nd 66-245 0.1-36 490 
Cadmio 0.5-620 nd 6x10-3 0.2-0.9 0.4-2.7 8 7-170 0.05-7.3 1500 
Níquel 1-120 2.2 2.1x10-3 16-70 1-5 200 7-32 0.45-36 150 
Arsénico 1.5-53 0.18 nd nd nd nd 2-1200 0.45 nd 
Mercurio 0.01-11.2 0.09 nd 0.07-0.16 nd nd 0.01-0.12 0.03-3.8 nd 
 nd = no determinado. Para las fuentes bibliográficas ver texto. 
 
 10
Tabla 1.3. Abundancia del Cadmio y el Plomo en Ríos 
del Sureste Mexicano (en µg/l) 
 
METAL Disuelto Particulad
o 
Cadmio 0.04-0.30 < 0.01-0.77 
Plomo 0.10-3.90 < 0.1-19.1 
 Adaptado de Páez-Osuna et al. (1987a; 1987b) 
 
produce en mayor cantidad, no ha sido estudiado suficientemente en cuanto a su impacto 
ambiental, probablemente porque es un metal esencial. Los otros dos metales pesados 
que se producen en mayor cantidad son el Cr y el Pb. 
 Otras fuentes de contaminación por metales pesados en el ambiente general no 
ocupacional son obviamente el aire, el agua, los suelos y los alimentos contaminados, 
pero de particular interés es la contaminación por tabaco. Cada cigarrillo contiene alrede-
dor de 1-2 µg de Cd, 1.4 µg de Cr y 2-6.2 µg de Ni, de los cuales una parte se elimina con 
la combustión, pero del 10-20 % se libera en el humo y puede ser inhalado; es decir, 0.1-
0.2 µg Cd/cigarrillo y 0.2-1.2 µg Ni/cigarrillo pueden incorporarse al organismo (Galvão y 
Corey, 1987a; 1987b; Rodríguez Milord, 1991). Una persona que ha fumado 20 cigarrillos 
diarios durante 20 años puede acumular hasta 15-30 mg de Cd y 29-175 mg de Ni. 
 La contribución de origen residencial (no industrial) a la contaminación por metales 
pesados puede ser significativa. Así, por ejemplo, la Tabla 1.5 documenta la cantidad de 
metales pesados arrojados diariamente al drenaje por el uso doméstico de productos de 
lavandería en las ciudades de los EUA. El metal pesado más abundante en los detergen-
tes es el As, seguido por Zn y Cr y el menos abundante, pero siempre presente, es el Hg. 
Así, los datos de las Tablas 1.2-1.5 indican que la contaminación por metales pesados es 
considerable y que no existe un patrón único de abundancia del metal pesado, sino que 
 
 11
depende de la fuente de contaminación. 
 La Tabla 1.6 reúne datos sobre la presencia de metales pesados en los desagües y 
aguas residuales de varios tipos de industrias existentes en el país. Es interesante notar 
que la curtiduría y la galvanotecnia generan cantidades mayores de metales pesados que 
otras actividades industriales consideradas tradicionalmente como contaminantes, tales 
como la petroquímica y la industria hulera. En la Tabla 1.7 se muestran los límites permi-
sibles en México de metales pesados en el agua potable, en orden creciente de toxicidad. 
El conocimiento de estos límites permisibles, en la población en general, podría conllevar 
un mejoramiento en el control de calidad del agua que ingieren personas que carecen de 
agua potable.En México se han realizado pocos estudios para evaluar la toxicidad de 
metales así como las concentraciones presentes en los cuerpos de agua (ver Tabla 1.3). 
Algunas zonas industriales que se han estudiado son las de Coatzacoalcos, Pánuco, Río 
Blanco, zonas del río Amacuzac y la zona del Lerma en Toluca. En la mayoría de estas 
zonas, los niveles de Pb, Cr y Hg rebasan los límites permisibles establecidos por la 
Enviromental Protection Agency (EPA) de EUA principalmente por las descargas 
producidas por refinerías y complejos industriales. 
 
Bibliografía 
 
Bazzas MB, Govindjee (1974) Effects of cadmium nitrate on spectral characteristics and 
light reactions of chloroplasts. Environ. Lett. 6, 1-12. 
Bryan GW, Langston WJ (1992) Bioavailability, accumulation and effects of heavy metals 
in sediments with special reference to the United Kingdom: a review. Environ. Pollut. 
76, 89-131. 
De Filippis LF, Pallaghy CK (1994) Heavy metals: Sources and biological effects. En: Rai 
LC, Gaur JP, Soeder CJ, (Eds). Advances in Limnology Series: Algae and Water 
Pollution, Cap. 2, pp. 31-77. E.Schweizerbart’sche Verlagsbuchhandlung. Stuttgart. 
Friedland AJ, (1990) Movement of metals through soils and ecosystems. En: Heavy Metal 
Tolerance in Plants: Evolutionary Aspects, Shaw AJ, Ed. CRC Press. Boca Raton, Fl.. 
Galvão LAC, Corey G (1987a) Cadmio. Serie Vigilancia No. 4. Centro Panamericano de 
Ecología Humana y Salud, OPS, OMS, Metepec, Estado de México. 
Galvão LAC, Corey G (1987b) Cromo. Serie Vigilancia No. 5. 
Galvão LAC, Corey G (1987c) Mercurio. Serie Vigilancia No. 7. 
 
 
 12
 
 
 Tabla 1.4. Producción Anual Mundial y Regional de Metales Pesados 
(Toneladas métricas/año) 
 
 Manganeso Cromo 
(total) 
Plomo 
(refinación) 
Plomo 
(minería) 
Níquel Arsénico 
(trióxido) 
Cadmio Mercurio
Mundial: 
1983 
1986 
 
22,433,000 
24,236,000 
 
8,085,000 
10,482,000 
 
5,229,000 
5,432,200 
 
3,204,000 
3,239,300 
 
 nd 
794,985 
 
25,276 
55,456 
 
17,244 
18,257 
 
6,498 
6,066 
Latinoamérica
: 1983 
1986 
 
2,659,142 
3,159,000 
 
861,169 
336,720 
 
347,715 
412,000 
 
266,776 
466,700 
 
 nd 
96,440 
 
5,774 
13,410 
 
3,579 
1,450 
 
222 
349 
México: 
1983 
1986 
 
483,004 
459,000 
 
 nd 
 nd 
 
197,461 
219,000 
 
184,261 
200,000 
 
 nd 
 nd 
 
4,557 
6,000 
 
1,983 
700 
 
221 
345 
Referencias: Minerals Yearbook, U.S. Dept. of the Interior, Washington, D.C., 1983; 1986. Citado en: Galvão y Corey, 
1987a; Rodríguez Milord, 1991. nd = no determinado. 
 
 
 13 
Tabla 1.5. Contaminación por Metales Pesados por Consumo de Productos de Lavandería 
 
 
 Producto 
Consumo 
(Kg/año/ 
cápita) 
 
Arsénic
o (total)
 
Zinc 
 
Cromo 
(total) 
 
Cobre 
 
Plata 
 
Níquel 
 
Cadmio 
 
Plomo 
 
Mercurio 
Detergente en polvo 6.1 230 
(13.8) 
120 
(7.27) 
8.5 
(<1) 
8.2 
(0.49) 
4.2 
(<0.5) 
4.2 
(<0.5) 
4.3 
(0.26) 
1.65 
(<0.2) 
0.21 
(<0.025) 
Detergente líquido 4.3 0.27 
(0.023) 
14 
(1.16) 
6 
(<1) 
2.5 
(0.21) 
29.5 
(<0.5) 
2.95 
(<0.5) 
1.2 
(<0.2) 
1.2 
(<0.2) 
0.14 
(<0.025) 
Blanqueador líquido 4.4 0.06 
(0.005) 
35 
(2.89) 
6 
(<1) 
1.2 
(<0.2) 
3 
(<0.5) 
3 
(<0.5) 
1.2 
(<0.2) 
1.2 
(<0.2) 
0.15 
(<0.025) 
Blanqueador en 
polvo 
0.7 37 
(20) 
9.3 
(5.01) 
0.95 
(<1) 
0.56 
(0.3) 
0.46 
(<0.5) 
0.45 
(<0.5) 
1.3 
(0.72) 
0.185 
(<0.2) 
0.02 
(<0.025) 
Suavizante líquido 2.2 0.07 
(0.011) 
1.5 
(<0.5) 
3 
(<1) 
0.6 
(<0.2) 
1.5 
(<0.5) 
1.5 
(<0.5) 
0.6 
(<0.2) 
0.6 
(<0.2) 
0.07 
(<0.025) 
Detergente líquido 
para lavar platos a 
mano 
2.4 0.09 
(0.013) 
1.65 
(<0.5) 
3.3 
(<1) 
0.65 
(<0.2) 
1.65 
(<0.5) 
1.65 
(<0.5) 
0.65 
(<0.2) 
0.65 
(<0.2) 
0.08 
(<0.025) 
Detergente líquido 
para máquina 
lavaplatos 
 
0.4 
 
7.3 
(6.63) 
 
8.6 
(7.84) 
 
0.55 
(<1) 
 
0.59 
(0.54) 
 
2.75 
(<0.5) 
 
0.27 
(<0.5) 
 
0.41 
(0.37) 
 
0.41 
(0.37) 
 
0.01 
(<0.025) 
Detergente en polvo 
para máquina 
lavaplatos 
 
1.0 
52 
(18.8) 
25 
(9.2) 
1.35 
(<1) 
6.6 
(2.4) 
0.7 
(<0.5) 
0.7 
(<0.5) 
2.9 
(1.06) 
0.27 
(<0.2) 
0.03 
(<0.025) 
 
Total 
 
330 
 
220 
 
30 
 
21 
 
17 
 
15 
 
13 
 
6.2 
 
0.74 
 
Datos compilados por Jenkins y Russell (1994) para los EUA. Cantidad de metal en µg/cápita/día. Los números entre 
paréntesis indican la concentración del metal pesado en mg/Kg de cada producto (ppm). 
 
 
 14 
Tabla 1.6. Niveles de Metales Pesados en Aguas Residuales de Cuerpos de Agua e Industrias en México* 
 (en µg/l) 
 
INDUSTRIA 
/SISTEMA 
Al As Cd Cr 
(total) 
Cu Hg Fe Ni Pb Zn 
Textil 300 300 5,600 100 
Curtidora 260-780 
 
Vitivinícola 
1,700-
9,500 
Río Blanco 2-18 50-400 10-
50 
2-8 40-120 0.0-35 20-120 
Presa Tuxpango 30 5 6 38 
Metal Mecánica 0.0 280 600 1,500 120 
Galvanotecnia 1750 4 73,000 6,40
0 
 12,500 74 220 1,260 
Polímeros 
Sintéticos 
 
30 
 
20 
 
40 
 
89 
 
0.0 
 
16 
 
0.0 
Petroquímica 
Secundaria 
 
0.0 
 
120 
 
70 
 
157 
 
0.0 
 
0.0 
 
0.0 
Hulera 167 0.0 2 0.0 21 0.0 9 161 
 
Los valores mostrados fueron obtenidos de empresas aisladas y no necesariamente representan el promedio de la industria 
respectiva. Información proporcionada por el M. en C. Vicente López Mercado, Departamento de Biotecnología del 
CINVESTAV-IPN. 
 
 15
 
Tabla 1.7. Concentraciones Máximas Permisibles 
en el Agua Potable de México 
 
 
Metal 
 
 
Límite Permisible (mg/L o 
ppm) 
 
 Zinc 5.0 
 Cromo 2.0 
 Aluminio 0.2 
 Cromo total 0.05 
 Arsénico 0.05 
 Plomo 0.025 
 Cadmio 0.005 
 Mercurio 0.001 
 
 Según la Norma Oficial Mexicana NOM-127 SSA I-1994. 
 
 
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Agradecimientos: La elaboración de este capítulo fue apoyada parcialmente por el 
donativo F-554, CONACyT, México. 
 
 
 17
Capítulo 2. Mecanismos Generales de Toxicidad y de Tolerancia 
 a los Metales Pesados 
 
Rafael Moreno-Sánchez, Fernando Díaz-Barriga y Silvia Devars 
 
 
Captación de los metales Pesados 
 En la Tabla 2.1 se muestran las constantes de estabilidad (el inverso de la 
constante de disociación) de los complejos formados por varios metales pesados con 
diferentes ligandos de uso común en el laboratorio de Bioquímica o de abundancia en 
la naturaleza. Esta información es indispensable para el cálculo de la concentración de 
metal libre (o actividad química) que resultaría después de su interacción con el 
ligando. Sólo se muestran los valores de las Kest para Cd
2+, Cu2+ y Al3+, pues son los 
metales que más se han estudiado en cuanto a su asociación con estos ligandos. La 
afinidad de los ligandos indicados en la Tabla 2.1 para Cd2+ o Cu2+ es muy semejante 
a la encontrada para otros metales pesados como son Co2+, Zn2+ y Pb2+. Cabe hacer 
notar que un incremento en el pH incrementará la afinidad de los ligandos por los 
metales, con la consecuente disminución en la concentración del metal libre; la 
disminución en el pH tendría el efecto opuesto. El EDTA y el EGTA son los ligandos 
con la mayor afinidad por metales pesados, mientras que el fosfato inorgánico (HPO4
2-
) y el lactato son los ligandos mostrados en la Tabla 2.1 con menor afinidad. 
 En animales acuáticos el proceso de captación de metales pesados se efectúa 
mediante tres procesos principales: 
1) A través de superficies respiratorias como las branquias 
2) Adsorción del agua a las superficies corporales 
3) A través del sistema digestivo 
 En los moluscos bivalvos y tunicados (ascidias), la adsorción de los metales por 
unión a las secreciones mucosas promueve la difusión a través de la superficie 
corporal, o la absorción puede ocurrir cuando las secreciones mucosas pasan al 
sistema digestivo. En las ostras, los metales se obtienen principalmente del alimento 
ingerido, más que de la solución. En los poliquetos, la adsorción incluye la difusión a 
 
 18 
Tabla 2.1 Afinidad de Diferentes Ligandos por Metales Pesados 
 
Log Kest ([MeL] / [Me] [L]) 
LIGANDO Cd
2+ Cu2+ Al3+ 
EDTA 17.39; 9.88 (0.3 fM) 18.85; 12.30 (0.01 fM) 18.05; 4.56 (0.07 fM)
EGTA 17.53; 11.38 (8 fM) 18.59; 13.37 (0.7 fM) 15.98; 10.06 (38 fM) 
Citrato 9.44; 5.56 (4 pM) 5.64; 4.16 (25 nM) 5.15 (77 nM) 
Oxaloacetato 4.22 (0.57 µM) 5.36; 2.75 (44 pM) 8.27 (54 pM) 
Malato 2.87; 1.59 (5.7 µM) 3.93; 2.25 (1 µM) 4.08 (0.77 µM) 
Glutamato 4.42 (9.7 µM) 8.26 (51 nM) No unión (10 µM) 
Lactato 1.54; 0.87 (9.6 µM) 2.82; 1.49 (6 µM) ------- 
Sulfuro (S2-) 6.1 (15 nM) ------- ------- 
Fosfato (HPO4
2-) ------ 3.72 (2.9 µM) ------- 
 
Los números entre paréntesis indican la concentración calculada del metal libre que resulta de la interacción entre 1 mM de 
ligando (L) con 10 µM de metal (Me), a pH 7.0, 25 °C y fuerza iónica de 0.01. El cálculo de los valores de las Kest y de metal 
libre se realizaron con el programa de computadora ‘Chelator’ (Schoenmakers et al., 1992), usando las constantes absolutas 
compiladas por Sillén y Martell (1971). En los casos donde aparecen dos valores de Kest, se refieren a los equilibrios 
establecidos del ligando totalmente desprotonado (L2-) y ligando con un protón asociado (HL1-), respectivamente. 
 
 19
través de la superficie corporal. En los crustáceos, el proceso de captación de los 
metales se efectúa por adsorción en la superficie corporal, como la cutícula, seguida de 
difusión a través del epitelio branquial. En las langostas, parece ser más importante la 
captación a través de la dieta vía estómago o intestino. Lo mismo ocurre en el caso de 
los peces. El órgano donde se acumulan con mayor abundancia Cd, Ni, Fe y Zn es el 
hepatopáncreas en el camarón de la costa mexicana del Pacífico, mientras que el Cu 
se concentra en las branquias (Páez-Osuna y Tron-Mayen, 1995). 
 
Toxicidad de los Metales Pesados 
 La captación y toxicidad de metales pesados en los organismos acuáticos están 
influidas por factores fisicoquímicos y biológicos, así como el tiempo de exposición y la 
concentración del metal o metales. Algunos de los factores que intervienen en la 
toxicidad de los metales pesados en solución son (Bryan, 1976): 
a) Forma del metal en agua. Soluble o en partículas y como ion, complejo, quelato en 
forma coloidal, precipitado o adsorbido. 
b) Presencia de otros metales. Otros cationes (sales de Ca y Mg) afectan la toxicidad 
del Cu, Zn, Cd y Hg, ya sea por precipitación (Rai et al., 1981; Say et al., 1977; 
Delmotte, 1980) o por competencia (Gadd, 1988). 
c) Factores que modifican la fisiología del organismo.- Temperatura, pH, oxígeno 
disuelto, luz, salinidad. También nutrientes como el fósforo (Rai et al., 1981). Sobre el 
efecto del pH existen reportes contradictorios (Sunda y Guillard, 1976; Gadd y 
Griffiths, 1978; Whitton, 1980; Skowronski, 1986), por lo que no es posible generalizar 
acerca de una mayor toxicidad al aumentar o disminuir su valor. 
d) Otros factores ambientales. El aumento en la densidad de la población de 
protozoarios y microalgas, disminuye la toxicidad del metal (Delcourt y Mestre, 1978). 
La edad del cultivo: la toxicidad es mayor en la fase logarítmica de crecimiento que en 
la fase estacionaria (De Filippis y Pallaghy, 1976). 
 
Por la contaminación por metales pesados también se altera la composición de 
 
 20
las poblaciones de un ecosistema, ya que cada especie responde de diferente manera 
a las concentraciones de contaminantes y por tanto acumula en mayor o menor medida 
determinados metales pesados. En general, desaparecen muchas especies, lo que 
conduce a que predominen especies resistentes a los agentes contaminantes (Cairns 
et al., 1992; Munawar et al., 1995). 
 La variabilidad de respuestas de los organismos por intervención de los factores 
fisicoquímicos ya descritos dificulta la explicación de los mecanismos para los efectos 
observados y dificulta también la determinación de concentraciones letales o subletales 
de los metales pesados. A pesar de estas circunstancias, se han determinado los 
valores límite de concentración letal para metales pesados (Cd, Cr, Co, Cu, Hg, Ni, Pb, 
Zn) en varias clases de organismos marinos como peces, crustáceos, moluscos, 
poliquetos y equinodermos (Bryan, 1976); así como en diversas especies de peces 
(Spehar et al., 1981), crustáceos, insectos, gastrópodos y otros moluscos, oligoquetos 
y rotíferos de agua dulce. 
 Los efectos subletales de los metales pesados en una gran variedad de 
organismos conducen a cambios en la morfología o histología; en la fisiología 
(crecimiento, desarrollo, capacidad de nado, respiración y circulación); bioquímica 
(química sanguínea, actividades enzimáticas), y en la endocrinología, conducta y 
reproducción (Bryan, 1976). 
 Los efectos tóxicos de los metales pesados a nivel celular y molecular se 
relacionan principalmente con su interacción con los grupos sulfhidrilos de las proteínas 
(Smith et al., 1987; Kone et al., 1990), con su acción ionoforética (Gutknecht, 1981; 
Karniski, 1992), la cual impide el mantenimiento de los gradientes iónicos, y con su 
capacidad para generar radicales libres (Simpson et al., 1988; Stadman y Oliver,1991; 
Ramos et al., 1995). A nivel subcelular, los principales sitios de acción de los metalespesados son las mitocondrias (Wienberg et al.,1982; Chávez y Holguin,1988; Nieminen 
et al., 1990), la membrana plásmatica (Smith et al.,1987; Kone et al.,1990) y el 
citoesqueleto (Díaz-Barriga et al., 1989). Varios metales pesados, en particular Cr (VI), 
Ni, Co, Cd, As (III) y Pb, son carcinogénicos para el humano y otros mamíferos, pero no 
 
 21
son mutagénicos en las bacterias, tal vez por el desarrollo de mecanismos de 
resistencia muy eficientes en los procariontes (Capítulo 3). La genotoxicidad de los 
metales pesados se relaciona con del daño oxidativo del DNA (Hartwig, 1995). 
 Es importante puntualizar que la mayor parte de la información toxicológica 
sobre los metales pesados se ha obtenido a partir de estudios utilizando un solo metal, 
cuando en la realidad los seres vivos están expuestos a mezclas de ellos. Así, por 
ejemplo, la toxicidad de la mezcla puede ser diferente a la toxicidad de sus 
componennentes, como ocurre con la mezcla de As y Cd (Díaz-Barriga et al., 1990; 
Yáñez et al., 1991) o con la del Pb y otros metales (Yáñez et al., 1994). Por 
consiguiente, la perspectiva de una exposición a mezclas y su implicación toxicológica 
no debe perderse cuando se plantea la información individual de cada metal, como a 
continuación lo hacemos con algunos de los metales y metaloides más tóxicos. 
 
Mercurio 
 Los compuestos mercuriales pueden dividirse en tres grupos: mercurio metálico, 
sales mercuriales inorgánicas y compuestos mercuriales orgánicos. Los tres grupos 
son extremadamente tóxicos para el humano (ATSDR, 1994). Por su hidrofobicidad y 
capacidad de interacción con los grupos sulfhidrilo, los compuestos orgánicos cruzan 
fácilmente las barreras hematoencefálica y placentaria, resultando ser agentes 
neurotóxicos, sobre todo para el cerebro en formación (ATSDR, 1994). Los 
compuestos metálicos también llegan al cerebro, aunque no en el grado de los 
mercuriales orgánicos. El Hg inorgánico no es capaz de atravesar dichas barreras y en 
consecuencia su mayor toxicidad se presenta en el riñón. Los compuestos metálicos y 
orgánicos también son nefrotóxicos (ATSDR, 1994). 
 Por sus efectos neurotóxicos los compuestos mercuriales orgánicos están 
considerados como los mercuriales más tóxicos en niños, adultos y animales (Ballatori 
y Clarkson, 1982). No obstante, tomando en cuenta que en los infantes la barrera 
hematoencefálica no ha llegado a la madurez, el paso de los mercuriales podría ser 
más fácil que en el adulto. Así, se ha encontrado el síndrome de acrodinia en niños 
 
 22
que entran en contacto excesivo con Hg, por exposición a vapores de fenilmercurio y 
sales mercuriosas o mercúricas (Clarkson, 1990). 
 El uso de amalgamas en la atención dental tiene el riesgo potencial de la expo-
sición continua a vapores de Hg (Hg°). La composición típica de una amalgama es 
50% Hg, 35% Ag, 9% Sn, 6% Cu y trazas de Zn. Los niveles de Hg° en la boca y de 
Hg2+ en sangre se aumentan con el número de amalgamas, con el masticado continuo 
y con el cepillado dental (Lorscheider et al., 1995). Una simple amalgama con una 
superficie de solo 0.4 cm2 puede liberar hasta 15 µg Hg/día, debido a la acción 
mecánica y a su interacción con la saliva. Por tanto, en un individuo con 8 amalgamas 
en su dentadura, pueden liberase por día un total de 120 µg. En estas personas se 
han de-tectado alrededor de 60 µg/día en las heces. En contraste, la absorción diaria 
de Hg proveniente de los alimentos y el agua es de 2.6 µg; por lo tanto, se concluye 
que las amalgamas dentales son la principal fuente de exposición al Hg en seres 
humanos (Lorscheider et al., 1995). 
 La retención de Hg en ratas expuestas a 5 µM HgCl2 durante ocho semanas a 
una dosis de 100 µg Kg-1 día-1, fue del 15 % del Hg total administrado. Esta elevada 
retención derivó en una alta concentración de Hg en sangre, de 1 µg/dl, durante las 
primeras seis semanas y en una muy lenta eliminación en las semanas subsecuentes 
(Morcillo y Santamaría, 1995). 
 El efecto neurotóxico del Hg se debe a su capacidad de interactuar con los mi-
crotúbulos (Miura e Imura, 1987). Así, por un lado podría inhibir la proliferación celular, 
y por el otro, la motilidad celular tan importante en los fenómenos de migración 
neuronal (ATSDR, 1994); la proliferación y la migración son críticas en las primeras 
etapas del desarrollo del sistema nervioso central. Muchos compuestos mercuriales 
producen anormalidades cromosomales e inducen defectos genéticos y teratogénicos; 
tanto el fenil- como el metilmercurio inhibien la formación del huso acromático durante 
la mitosis. Hay informes de aberraciones cromosómicas en humanos que han 
consumido pescado contaminado con Hg. Se ha observado que 10 µM (2 ppm) de Hg 
es capaz de inducir transformación linfocítica humana y mitosis in vitro (Valle y Ulmer, 
 
 23
1972). 
 Otro mecanismo de toxicidad común a todos los compuestos mercuriales es la 
generación de radicales libres, porque se abaten los mecanismos antioxidantes de las 
células durante la exposición (ATSDR, 1994). La producción de radicales libres se ha 
relacionado tanto con daño renal (Girardi et al., 1995), como con efectos neurotóxicos 
(ATSDR, 1994). Además el HgCl2 induce una entrada masiva de Ca
2+ en cultivos de 
células renales de conejo, causando, eventualmente, la muerte celular; el daño se 
retarda al tratar las células con HgCl2, en la ausencia de Ca2+ (Smith et al., 1987). El 
HgCl2 (50 µM) también causa, en hepatocitos de rata, la oxidación de los piridín 
nucleótidos, seguida de despolarización de la membrana plasmática, pérdida de ATP y 
disminución de la viabilidad celular (Nieminen et al., 1990). En mitocondrias aisladas 
de riñón de rata tratadas con 5 µM de HgCl2 se encuentran e fectos similares (Chávez 
y Holguín, 1988). 
 Se ha observado que ciertos mercuriales son capaces de mediar el intercambio 
Cl-/OH- mediante la formación de pares iónicos neutros en las membranas de borde de 
cepillo de células renales de conejo, actuando así como ionóforos. Entre los 
compuestos que pueden atravesar bicapas lipídicas se encuentran el HgCl2, el acetato 
de fenil-mercurio y el mercurio trialquilado o trifenilado, los cuales colapsan los 
gradientes iónicos y de pH a través de las membranas biológicas. El Cu tiene un efecto 
parecido como ionóforo (Karniski, 1992; Gutknecht, 1981). Un pH mayor origina la 
conversión de HgCl2 a Hg(OH)Cl y Hg(OH)2 y el incremento en Cl- ocasiona la 
conversión del HgCl2 en HgCl3- y HgCl4-. A una concentración constante de Cl las 
especies HgCl2, HgCl3- y HgCl4- se convierten en Hg(OH)Cl y Hg(OH)2 con el 
aumento en la alcalinidad del medio. Esto resulta en un incremento en la absorción de 
Hg en el intestino delgado, disminuyendo la acumulación del metal en el tejido 
intestinal, pero aumentando el Hg circulante. Como la afinidad del Hg por haluros es I- 
>Br- >Cl-, entonces el aumento en la concentración de Cl- o el cambio por Br- o I- 
podrían inhibir la absorción de Hg (Endo et al., 1988). 
 El compuesto más tóxico derivado del Hg es el metilmercurio; es sintetizado por 
 
 24
las bacterias, se acumula en peces de agua dulce y se retiene fuertemente, con una 
vida media de muchos años. El contenido de metilmercurio encontrado en peces y 
mejillones de lagos cercanos a campos de golf, donde se utilizan de rutina pesticidas 
mercuriales, es de 0.01 a 0.15 ppm de peso húmedo (Matthews et al., 1995). Metil y 
etilmercurio pueden circular por largos períodos unidos a los eritrocitos. Los 
compuestos alquilmercuriales se acumulan de preferencia en el cerebro, donde el 98% 
se encuentra en forma de metilmercurio. El Hg es excretado por el hígado, y en la bilis 
se encuentra generalmente como metilmercurio-cisteína. Los compuestos 
organometálicos liberan lentamente al Hg, proceso que puede acelerarse al disminuir el 
pH y en presencia de tioles (Valle y Ulmer,1972). 
 Se ha informado de casos de intoxicación masiva en humanos en Japón 
(ATSDR, 1994), Irak (Bakir et al., 1973) y Brasil (Malm et al., 1990). Los primeros dos 
casos se presentaron por contaminación de fuentes alimenticias: en Japón por 
desechos químicos y en Irak por el consumo de harina contaminada con fungicidas 
mercuriales. El caso de Japón fue en la bahía de Minamata, donde una industria 
química arrojó residuos de Hg hasta los años sesentas (Miyahara et al., 1988); el Hg se 
incor-poró a la cadena alimenticia marina del hombre y ocasionó el nacimiento de niños 
con retraso mental severo (ATSDR, 1994). En Brasil, la contaminación se está 
produciendo en los ríos del Amazonas por la amalgama de mercurio utilizada en la 
obtención del oro. En países con dietas ricas en pescado como Japón, Malasia y 
Singapur, se han detectado niveles realtivamente altos deHg y metilmercurio(0.05-0.1 
μM) en la sangre de mujeres embarazadas y el cordón umbilical (Ong et al 1993). En 
México se ha reportado contaminación por Hg en algunas zonas industriales y mineras; 
sin embargo, hasta el momento se desconocen los riesgos para la salud de estos 
casos. 
 
Cadmio 
 El Cd interactúa con monómeros de fosfatidiletanolamina y fosfatidilserina con 
mayor afinidad que el Ca y el Na y estas interacciones son una parte de la base 
 
 25
bioquímica que explica los efectos tóxicos del Cd en las membranas biológicas (Valle y 
Ulmer, 1972). La otra parte importante del efecto tóxico del Cd sobre la función celular 
es su interacción con los grupos SH de proteínas y otras biomoléculas. Por ejemplo, a 
una concentración de 5 µM (0.562 ppm), el Cd puede inhibir completamente la 
fosforilación asociada con la oxidación de succinato o citrato in vivo e in vitro en 
mitocondrias de hígado de rata. El EDTA, ditioles y otros metales como Mn, Co y Ni, 
pueden revertir esta acción, lo cual indica una fuerte interacción del Cd con los grupos 
SH de las enzimas mitocondriales. Así mismo, se ha comunicado de la inhibición de la 
respiración mitocondrial por Cd en los macrófagos alveolares pulmonares. Tanto el Cd 
como el Zn estimulan la acumulación dependiente de energía del Mg y el K en las 
mitocondrias del corazón (Valle y Ulmer, 1972). La entrada de Cd en células hepáticas 
es antagonizada por la presencia de Cu, Zn y Hg (Shaikh et al, 1995). 
 El Cd también inhibe la fotosíntesis y la fijación de CO2 en las plantas. El Cd 
puede afectar directamente al ciclo de Calvin, a la concentración y composición de 
pigmentos, e inhibir la actividad de los fotosistemas, la fotofosforilación y el transporte 
de electrones (Atal et al., 1991; De Fillipis et al., 1981a; Lucero et al., 1976; Baszynski, 
1986), aunque a bajas concentraciones de Cd, es más sensible el fotosistema II que el 
fotosistema I (De Filippis et al., 1981b). 
 El Cd puede inhibir o estimular el crecimiento de algunos microorganismos; por 
ejemplo, el acetato de Cd puede inhibir el desarrollo del virus del mosaico del tabaco, 
mientras que bajas concentraciones de Cd pueden estimular el crecimiento del alga 
verde Chlorella, pero ocurre lo contrario cuando las concentraciones son altas (Valle y 
Ulmer, 1972). En estudios realizados con cepas de bacterias del género Bacillus 
resistentes y sensibles a Cd, se ha observado que las cepas sensibles acumulan casi 
10 veces más Cd que las resistentes luego de cuatro horas de exposición a 1 mg/ml 
(8.9 mM) del metal (Trevors et al., 1986). Al parecer, las algas y las cianobacterias son 
los organismos más sensibles al Cd, mientras que las bacterias y los hongos tal vez 
sean los más resistentes. En las bacterias se ha encontrado que la captación de Cd se 
relaciona con la presencia de plásmidos (Trevors et al., 1986; ver Cap. 3). 
 
 26
 La toxicidad del Cd también se relaciona con la generación de radicales libres y 
la activación parcial de la calmodulina como análogo del Ca2+ (Díaz-Barriga, 1991). En 
humanos y animales experimentales la exposición crónica al Cd causa daño renal y 
proteinuria (Valle y Ulmer, 1972). La mayor acumulación corporal de Cd ocurre en el 
hígado y el riñón (Webb, 1972), pero también en el cerebro fetal (Brus et al, 1995). En 
las ratas y ratones induce también hipertensión, pero en humanos no es así. En 
ratones se ha reportado el desarrollo experimental de edema, enfisema y fibrosis 
pulmonar por inhalación de CdCl2 (Sánchez et al., 1994). En roedores expuestos a Cd 
y Hg se ha observado un incremento en la peroxidación de lípidos hepáticos, en donde 
el Cd es un inductor más potente que el Hg (Bucio et al., 1995). Al igual que para el 
Pb, el CdCl2 muestra una mayor toxicidad aguda en animales machos que en hembras 
(Nordberg et al., 1986); sin embargo, en hembras fue mayor la absorción de Cd 
inducida por una sola dosis oral. 
 En México, las principales fuentes de exposición al Cd son la actividad industrial 
y el tabaco (Díaz-Barriga, 1991; Saldívar et al., 1991). A pesar de que estas fuentes 
tienen el potencial de afectar a un gran número de personas en nuestro país, los 
estudios epidemiológicos en poblaciones de alto riesgo aún son escasos. En San Luis 
Potosí se han efectuado dos estudios: en uno se demostró mayor exposición al Cd en 
niños vecinos de una zona industrial metalúrgica (Díaz-Barriga et al., 1993) y en otro se 
demostró que las mujeres no fumadoras de la ciudad de San Luis Potosí, como 
ejemplo de ciudad industrial, tuvieron hasta 10 veces más Cd en la placenta que las 
mujeres de una ciudad no industrial (Díaz-Barriga et al., 1995). Ambos estudios nos 
dan una idea de la importancia que puede tener la exposición humana a Cd en México, 
y por lo tanto, esto debería ser un asunto prioritario en materia de salud pública en el 
país. 
 
Plomo 
 Los mecanismos clásicos de toxicidad del Pb son como análogo del Ca2+ (Chao 
et al., 1984) y por interacción con grupos sulfhidrilo (ATSDR, 1992). A concentraciones 
 
 27
micromolares, el Pb inhibe ciertas ATPasas, a la δ-aminolevulinato (δ-ALA) 
deshidratasa y a la lipoamida deshidrogenasa. El Pb también disminuye la fotosíntesis 
(Carlson et al., 1975), el transporte mitocondrial de electrones (Bittel et al., 1974) y a 
varias enzimas de la vía de las pentosas (Hampp et al., 1973; Calderón-Salinas et al., 
1993). 
Las principales fuentes de contaminación por Pb varían según la región; así, en 
las grandes ciudades las gasolinas y la cerámica vidriada son las fuentes a combatir 
(Hernández-Avila et al., 1991; Romieu et al., 1994; 1995; Calderón-Salinas et al., 
1996a). En las áreas rurales, la contami- nación de los alimentos por el uso del barro 
vidriado es la principal fuente (Rojas-López et al., 1991; Romieu et al., 1994; 1995; 
Calderón-Salinas et al., 1996a). En las áreas rurales, la principal fuente es la 
contaminación de los alimentos por el uso del barro vidriado (Rojas-López et al., 1994; 
Oláiz et al., 1995), en tanto que alrededor de las áreas industriales el aire y el suelo son 
los medios para el transporte de Pb (Díaz-Barriga et al., 1993; Batres et al., 1995). Si 
bien el uso de gasolina sin Pb ha comenzado a influir en el abatimiento de los niveles 
de Pb en sangre en los niños citadinos (Palazuelos, 1995), debe continuar mediante el 
con-trol de otras fuentes el esfuerzo para combatir a este contaminante. 
Al interactuar con el Fe, el Pb genera ferritina y un tipo anormal de Fe, 
produciendo micelas ferruginosas en las mitocondrias. También puede formar 
complejos con el fosfato de ácidos nucleicos y nucleótidos y catalizar una hidrólisis no 
enzimática de los nucleósido-trifosfatos (especialmente el ATP). Causa anemia en 
humanos y anormalidades en el metabolismo de las porfirinas: excreción urinaria 
incrementada de porfirinas y sus precursores, acumulación de protoporfirina libre en 
eritrocitos y de δ-ALA y coproporfirina en la sangre. Interactúa también con el fosfatode piridoxal impidiendo la activación de la síntesis del grupo hemo. Inhibe la 
incorporación del Fe a la protoporfirina IX para formar el hemo. Así, es evidente que el 
Pb afecta todas las vías para la síntesis del grupo hemo (Valle y Ulmer, 1972). Los 
niveles altos de Pb se han asociado con bajo peso al nacimiento y desarrollo 
neurológico anormal, entre otras alteraciones. Algunos efectos podrían deberse a la 
 
 28
deficiente captación de yodo por la glándula tiroides y a la actividad de la hormona 
somatotrofina. También se ha sugerido una posible interferencia con la vitamina D 
activa (Oláiz et al., 1996). Sin embargo, se han reportado grupos de niños que 
presentan resistencia al Pb, en los cuales los niveles de protoporfirinas en sangre se 
mantienen bajos: con niveles de Pb en sangre de 15 a 32 µg/dl, las protoporfirinas 
fueron de 91 ± 15 (media ± desviación estándar; n=20) en el grupo sensible y de 27 ± 5 
µg/dl (n=22) en el grupo resistente (Calderón-Salinas et al., 1993; 1996b). 
 El Pb es un metal de alta toxicidad para el humano (ATSDR, 1992). Una revisión 
exhaustiva acerca de este metal se encuentra fuera de los objetivos de esta obra, solo 
se consideraron los efectos en niños ya que ellos representan la población de mayor 
riesgo (CDC, 1991). En la Tabla 2.2 se muestran los efectos que se presentan en 
niños expuestos a bajas concentraciones de Pb y en la Tabla 2.3 se presentan los 
valores sanguíneos de Pb en la población infantil (9-10 años) del Distrito Federal. 
Salvo un caso (zona de Iztapalapa), no se observaron diferencias genéricas en el 
estudio (ver Tabla 2.3). En el ratón se han reportado diferencias significativas por sexo: 
las hembras presentaron mayores cantidades de Pb en pulmón que los machos (253 y 
205 µg/g de tejido seco, respectivamente); sin embargo, los machos son menos 
tolerantes al daño por Pb inhalado, ya que a menor concentración en el tejido, las 
alteraciones morfológicas son mayores (Moncada-Hernández et al., 1994). También se 
ha observado una mayor toxicidad aguda del acetato de Pb en animales machos que 
en hembras (Nordberg et al., 1986). 
 Existen numerosos estudios acerca del efecto del Pb en el coeficiente 
intelectual (ATSDR, 1992), pero es importante destacar los resultados de uno de los 
estudios mejor controlados (incluyendo controles en el coeficiente intelectual de los 
padres y en el nivel socioeconómico). En este reporte se encontró que niños de 10 
años de edad tuvieron decrementos intelectuales y menor aprovechamiento académico 
que correlacionaron con los valores de Pb a los dos años de edad (Bellinger et al., 
1992). Este dato no sólo resalta el daño neurológico inducido por el Pb, sino también 
indica que los efectos de este metal pudieran ser irreversibles (Needleman y Bellinger, 
 
 
 29
Tabla 2.2. Valores sanguíneos y efectos del plomo en niños 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Datos obtenidos de CDC, 1991, ATSDR, 1992 y Olaiz et al., 1996. 
 
 
Tabla 2.3. Concentración sanguínea de Pb (µg/dl) en niños 
de la Ciudad de México 
 
ZONA NIÑAS NIÑOS 
Noroeste 16.5 ± 6 (312) 16.5 ± 6 (283) 
Sureste 10 ± 5 (105) 16.3 ± 6 (79) 
Centro 15.6 ± 7 (364) 15.5 ± 6 (355) 
 
Los datos de la tabla indican la media ± desviación estándar, y entre paréntesis, 
el número de individuos estudiados. Modificado de Oláiz et al (1996). 
 
1991). En un grupo de niños resistentes al Pb se encontró que la eficiencia 
psicomotora era 25-30 % mayor que el grupo sensible al Pb (Calderón-Salinas et al., 
1993). Sobre otros efectos neurológicos, como la velocidad de conducción nerviosa, se 
ha reportado un nivel umbral de 20 a 30 µg/dl de plomo en sangre (Schwartz et al., 
1988). Con el avance de las técnicas de medición de Pb y de la elaboración de 
estudios epidemiológicos, los niveles permisibles de Pb en sangre han ido 
disminuyendo de 25 en 1975, a 15 en 1985 y a 10 µg/dl en 1991 (CDC, 1991). 
 En México, el Pb representa un problema de salud pública (Albert y Badillo, 
1991; Romieu et al., 1994). La Ciudad de México tiene como norma de Pb en aire una 
Plomo en Sangre 
(µg/dl) 
 
Efecto 
 
 
10 
Disminución Auditiva 
Disminución del Crecimiento 
Disminución del Coeficiente Intelectual 
15 Baja en los niveles de vitamina D ? 
20 Conducción nerviosa periférica 
disminuída 
 
 30
cantidad de 1.5µg/m3; sin embargo, en zonas como Xalostoc y Tlalnepantla se rebasa 
ampliamente esta norma. En niños que viven en dichas zonas, la concentración 
sanguínea de Pb reportada es de hasta 16.1 y 17 µg/dl, respectivamente (Oláiz et al., 
1996). En un estudio realizado en el Distrito Federal con más de 100 niños nacidos de 
madres con embarazos sin complicaciones, de edad gestacional normal (> 36 
semanas) y buen peso, se encontró que casi el 70 % de la muestra excedió el nivel 
máximo admisible de 10 µg de Pb/dl en sangre a los 24 meses de edad (Rothenberg et 
al., 1993). Se han determinado en la población en general de la Cd. de México y de 
Monterrey, NL, concentraciones de Pb en sangre de 19.5 y 13.3 µg/dl, respectivamente 
(Junco-Muñoz et al. , 1996). 
 En otro estudio efectuado en la Cd. de México, se encontró una correlación 
directa entre la esposición materna al Pb y un desarrollo neurológico anormal en el 
recién nacido (Rothenberg et al., 1989). En San Luis Potosí, SLP., alrededor de una 
zona metalúrgica, se encontró una correlación entre la exposición al Pb y la 
disminución en la velocidad de conducción nerviosa (Olivo et al., 1995). En una 
población infantil expuesta al Pb en una zona fabril en Torreón Coah., se observó un 
decremento de la coordinación neuromotora y un aumento en la incidencia de 
malestares generales como cólicos, dolores de cabeza y musculares y mareo a 
Calderón-Salinas et al., 1996a). 
 La toxicidad del Pb también se ha estudiado en la microalga Chlorella vulgaris y 
en Daphnia magna (crustáceo del orden de los diplostracos, conocidos como pulgas de 
agua). En general, los derivados tetraetílicos son menos tóxicos que los 
correspondientes derivados tetrafenilos del Pb. Los cambios en los grupos alquil o aril 
o la introducción de un grupo OH reducen la toxicidad. El Pb (0.02-0.05 mg/1 = 0.02-
0.05 ppm = 0.096-0.24 µM) reduce la movilidad de Daphnia en 15 días y resulta letal a 
los 30 días. Los complejos de Pb con dl-cisteína son mucho menos tóxicos para el 
hongo Aspergillus niger que los de aspartato y citrato. El Pb estimula el crecimiento de 
Sarcina flava (levadura que crece en condiciones de pH básico); el PbS parece ser el 
metabolito final. El Pb al igual que el Cd han sido usados como antihelmínticos en 
 
 31
pollos (Valle y Ulmer, 1972). 
 
Arsénico 
 El As es un elemento ubicuo y abundante. En la naturaleza está distribuido en 
una variedad de minerales comúnmente formando sales de Cu, Ni, Fe o sulfuros y 
óxidos. En el agua puede encontrarse como arsenato (AsO4
3-, As5+) o arsenito 
(AsO2
1-, As3+). También existen compuestos metilados de As presentes en el ambien-
te como resultado de la actividad biológica (Craig, 1989). Además, las fuentes 
antropogénicas tales como fertilizantes, pesticidas y combustión de energéticos fósiles, 
contribuyen de manera importante a la liberación de As al ambiente. 
 En la antigüedad, las sales de As se usaron frecuentemente como venenos; sin 
embargo, tuvo también un uso medicinal que se extendió desde su descubrimiento, 
antes de la era Cristiana, hasta el siglo XX, pues en bajas concentraciones se 
consideraba terapéutico contra la anorexia, neuralgia, reumatismo, tuberculosis, asma, 
etc. A principios de este siglo se usaron los arsenicales menos tóxicos, cacodilato y 
arsenilato de sodio, para curar enfermedades parasitarias (pelagra, malaria, 
enfermedad del sueño) y la arsfenamina ("Salvarsan") contra la sífilis. Su uso ha sido 
reemplazadopor los antibióticos y fue prohibido en los EUA en la década de 1950 al 
ser demostrada su toxicidad (Gorby, 1988). 
 La toxicidad del As depende claramente de su estado de oxidación: en los 
mamíferos, los arsenicales trivalentes son al menos cien veces más tóxicos que los 
derivados pentavalentes. La toxicidad del arsenito [As( III)] se debe a su unión a los 
grupos sulfhidrilo de las proteínas (Summers y Silver, 1978). La inhibición enzimática 
de este tipo resulta reversible por un exceso de glutatión, cuando la inhibición se debe 
a un solo grupo sulfhidrilo, pero no cuando se debe a la formación de un puente entre 
dos grupos cercanos, como en el caso de la piruvato oxidasa (Gorby, 1988); en estos 
casos, el 2,3-dimercapto propanol reacciona con los derivados, formando un 
compuesto arsenical excretable, por lo que puede funcionar como antídoto. La 
toxicidad del As (V), en cambio, se debe a que actúa como análogo tóxico del fosfato 
 
 32
(As043- versus P043-) para actividades de transporte y de fosforilación enzimática, lo 
que impide la síntesis de ATP. 
 En animales el As se concentra principalmente en el hígado, piel, riñones, bazo, 
pulmones y tracto intestinal. La intoxicación aguda produce diversas alteraciones en la 
piel (melanosis), neurológicas (convulsiones, coma), intestino (diarrea, vómito, 
anorexia), hígado (cirrosis), riñón, sangre (anemia) y corazón (fibrilación ventricular, 
taquicardia). La exposición prolongada al As causa cirrosis hepática y cáncer en 
humanos, además de hepatomegalia, degeneración celular, ictericia y fibrosis en perros 
y ratas (ATSDR, 1993). El arsenito es un potente inductor de la síntesis de proteínas 
de choque térmico (heat shock proteins), de oxigenasas involucradas en la biosíntesis 
del grupo hemo (Caltabiano et al., 1986; Taketani et al., 1989), y de metalotioninas 
(Albores et al., 1992b). La administración aguda de arsenito disminuye el contenido 
hepático del citocromo P-450 microsomal (Albores et al., 1992a) e incrementa la 
excreción biliar de bilirrubina (Albores et al., 1989). La exposición combinada al As 
(III)y Cd potencia su hepatotoxicidad (Díaz-Barriga et al., 1990) mientras que una alta 
concentración de Zn (l mmol/Kg) protege contra el arsenito, probablemente por la 
inducción de metalotioninas (Kreppel et al., 1994). 
 Se han documentado casos de intoxicaciones masivas por As. A principios de 
siglo, en Manchester 6000 británicos resultaron envenenados al beber cerveza 
contaminada por las piritas férricas usadas para hacer el ácido sulfúrico empleado en la 
fabricación de la glucosa con que se elabora la bebida. En 1955, más de 12,000 niños 
japoneses se intoxicaron, y 130 murieron, debido a la contaminación con As del fosfato 
de sodio usado para la fabricación de fórmulas para lactantes. 
 En la zona de La Laguna, en Coahuila, México, es endémico el envenenamiento 
crónico por As, debido a la ingesta de agua contaminada. La concentración de As total 
en esta zona es de 0.4 ppm, que es casi 10 veces mayor al límite permisible. Estudios 
en la población de esta zona han determinado un valor en orina de 489µg As/g 
creatinina, cifra 25 veces mayor a la encontrada en poblaciones aledañas no expuestas 
al As (García-Vargas et al., 1994). El envenenamiento crónico con As provoca, 
 
 33
además de cáncer de piel, hígado y vejiga, alteraciones dermatológicas (gangrena, “pie 
negro”) y de la vasculatura periférica, y un incremento de porfirinas en la orina (García-
Vargas et al., 1994). 
Cobre 
 Para la mayoría de los organismos vivos el Cu es un micronutriente esencial, ya 
que es constituyente de muchas metaloenzimas y de otras proteínas involucradas en 
los procesos de transporte de electrones y en otras reacciones de óxido-reducción. 
Los requerimientos de Cu por los microorganismos por lo general se satisfacen con 
muy bajas concentraciones del metal, pero cuando este elemento se encuentra en su 
forma iónica libre (Cu2+) en altas concentraciones, es tóxico para las células 
microbianas (ver Capítulo 3), así como para ciertas algas (Capítulo 4), hongos 
(Capítulo 5) e incluso animales (ver más adelante). La toxicidad del Cu se atribuye 
principalmente a sus interacciones con los ácidos nucleicos, a la alteración de sitios 
activos de enzimas y a la oxidación de componentes de las membranas, procesos que 
pueden relacionarse con la capacidad del Cu de generar radicales libres tóxicos 
(Simpson et al., 1988). 
 En el pez marino californiano Atherinopsis affines, a concentraciones de 0.1 a 
0.24 µg/l (ppm), el CuCl2 inhibe 50% la fertilización del esperma, produce 
malformaciones en los embriones e induce la muerte de las larvas del pez (Anderson et 
al., 1991). En el suelo, 100µg de Cu/Kg de suelo inhiben el crecimiento y el desarrollo 
sexual de la lombriz Eisenia andrei (Van Gestel et al., 1991). 
 
Aluminio 
 Este es el metal más abundante en la corteza terrrestre, pero su biodisponibi-
lidad en los suelos y su concentración en el agua han permanecido bajas debido a su 
adsorción a las superficies minerales, su asociación con la materia orgánica y la 
insolubilidad de los complejos de hidróxido formados cuando el pH es cercano a la 
neutralidad. Sin embargo, en los últimos años el Al ha sido reconocido como un serio 
problema asociado a la contaminación ambiental, pues a través de la cipitación ácida 
 
 34
se ha provocado la liberación del ion de sus reservas naturales (Macdonald y Martin, 
1988) (Figura 2.1). En este contexto resulta importante hacer notar que en una 
población de niñas de 6 a 8 años de edad se detectaron niveles de Al en suero de 
hasta 207 μg/L sin ningún síntoma evidente de toxicidad (Al Saleh y Shinwari, 1996). 
Aunque se ha hecho patente que el Al tiene efectos tóxicos para la mayoría de 
los seres vivos, la mayor parte de la investigación sobre sus efectos biológicos se ha 
enfocado principalmente a la identificación de plantas resistentes al ion, así como a la 
relación de éste con algunas enfermedades neurológicas y óseas en humanos, 
desconociéndose a la fecha los mecanismos de captación y distribución, los efectos 
metabólicos, la forma tóxica en solución, las bases bioquímicas de la toxicidad y las 
diferencias genéticas con relación a la tolerancia (Macdonald y Martin, 1988). 
 
 
LLUVIA ACIDA 
 
 
Figura 2.1 Contaminación por aluminio. Interacciones entre la lluvia ácida y el sistema 
del suelo y factores que afectan la liberación del aluminio del suelo. Se muestran 
también otros metales liberados. 
 
 35
Cromo 
Es un metal que puede encontrarse en estados de oxidación de -2 a +6, siendo 
las formas más comunes +3 y +6. El estado trivalente del cromo, Cr (III), es el más 
estable. Los efectos biológicos del Cr dependen notablemente de su estado de 
oxidación. Los cromatos, Cr (VI), han sido ampliamente reconocidos como sustrancias 
tóxicas y se ha establecido que son mutágenos y carcinogénicos. Estos efectos se han 
reportado en diversos sistemas biológicos causados por dicromato de K (Steffee y 
Baetjer, 1965), trióxido de Cr (Hueper y Payne, 1959; 1962; Blokhin y Trop, 1974) o 
cromato de Ca (Payne, 1960; Hueper 1961; Roe y Carter, 1969; Laskin et al., 1970; 
Nettesheim et al., 1971). La carcinogenicidad causada por el Cr se ha explicado por la 
producción de epoxialdehidos en una reacción catalizada por lipasas lisosomales 
(Shoental, 1975). Otro mecanismo reportado (Gómez-Arroyo et al., 1981) es el 
intercambio de cromátidas hermanas (una comutación en el DNA de cromátidas 
hermanas, que no afecta la morfología del cromosoma) en cultivos de linfocitos. 
 Se ha comprobado la existencia de dos tipos de mutaciones en Salmonella 
inducidas por Cr: sustitución de pares de bases y corrimiento del marco de lectura 
(Sirover y Loeb, 1976; Petrilli y De Flora; 1977; Löfroth y Ames, 1977). También se han 
demostrado alteraciones cromosómicas inducidaspor Cr (III) en células de mamíferos 
(Tsuda y Kato, 1977; Majone y Levis; 1979; Umeda y Nishimura, 1979), en animales 
tratados (Bigaliev et al., 1976; Gale y Bunch, 1979) y en plantas (Gläss, 1956). 
 
Vanadio 
 El V se encuentra en el petróleo crudo, carbón y minerales metálicos (Sharma et 
al., 1980) y es liberado diariamente a la atmósfera por la combustión de gasolina y 
aceite combustible (WHO, 1988; Madany y Raveendran, 1992). En trabajadores 
ocupacionalmente expuestos se ha documentado bién su toxicidad (Carson et al., 
1987; WHO, 1988). La principal ruta de exposición es la inhalación de compuestos que 
contienen V, causando diversas afecciones de las vías respiratorias (Carson et al., 
1987; Rosenbaum, 1983, Sharma et al., 1987). La toxicidad del V depende de su 
 
 36
estado de oxidación, siendo su forma pentavalente la más tóxica para las células de 
mamíferos (Roschin, 1967; Sharma, 1987). El V es un potente inhibidor de diversas 
enzimas incluyendo algunas ATPasas, fosfatasas y cinasas (Bond y Hudgins, 1980; 
Cantley et al., 1977, Sabbioni et al., 1983), y otras relacionadas con el metabolismo de 
RNA y DNA (Gibbons et al., 1978). 
 La acción genotóxica del V se ha relacionado con la inhibición de la síntesis y la 
reparación de DNA (Carpenter, 1981; Hori y Oka, 1980), la inhibición del movimiento de 
los cromosomas sobre el huso acromático (Cande y Wolniak, 1978) y el intercambio de 
cromátidas hermanas (Owusu-Yaw et al., 1990). Se encontró que los efectos genotóxi-
cos sobre distintos tipos de células en cultivo no son los mismos: En leucocitos, la 
respuesta observada a una misma concentración fue Zn>Al>V>As, en tanto que en 
linfocitos fue As>Al>Zn, evaluando el daño en el DNA por electroforesis de una sola 
célula (ensayo cometa) (Rojas et al., 1996a,b). En linfocitos humanos no se encontró 
aumentado el intercambio de cromátidas hermanas pero sí un aumento en la 
frecuencia de células poliploides con asociación de satélites (Roldam y Altamirano, 
1990) y micronúcleos (Migliori et al., 1993). 
 El tratamiento in vivo de ratones macho con V205 (pentóxido de vanadio) dismi-
nuye significativamente la fertilidad (de 85 a 33%) y en hembras aumenta la incidencia 
de resorciones (de 0.24±0.42 a 2.0 ±1.67), (Altamirano-Lozano y Alvarez-Barrera, 
1996). En ratas adultas y en ratones, el metavanadato (VO3
-) afecta la espermatogé-
nesis en machos, aumenta la mortalidad de los embriones en hembras preñadas 
(WHO, 1988) y produce diversos efectos repro-tóxicos (Lahav et al., 1986; Altamirano 
et al., 1991, 1993, 1996). La toxicidad del V también muestra diferencias genéricas: en 
ratas pre-puberales es mayor en machos que en hembras (Nordberg et al., 1986). 
 
Tolerancia a los Metales Pesados 
 Se ha observado que la tolerancia de los seres vivos a los metales pesados 
puede darse por varios mecanismos como son (Figura 2.2): (1) la unión del metal a la 
pared celular y a la cara externa de la membrana plasmática, con lo cual se impide el 
 
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paso de éste hacia el interior celular; (2) reducción del transporte a través de la 
membrana celular; (3) expulsión activa, por medio de la cual sale mayor cantidad de 
metal que la que entra; (4) compartamentalización, en la cual el metal queda 
secuestrado en una vacuola en el interior celular; (5) por acción quelante, ya sea por 
proteínas o péptidos (metalotioninas y fitoquelatinas), compuestos orgánicos (citrato, 
malato, oxalo-acetato) o por compuestos inorgánicos (sulfuro, fosfato, polifosfatos); (6) 
biotransformación, ya sea por reducción u oxidación del metal o por alquilación; (7) 
precipitación y atrapamiento por secreción de compuestos en el medio extracelular 
(Tomsett y Thurman, 1988; Reed y Gadd, 1990; Verkleij y Schat, 1990; Gadd, 1993; De 
Filippis y Pallaghy, 1994). 
 
 
 
 
Metalotioninas (MT) 
 Las metalotioninas son proteínas de bajo peso molecular (menor a 40 kDa), que 
carecen de aminoácidos aromáticos, poseen uniones Cis-X-Cis o Cis-Cis, y pueden 
ser sintetizadas por las bacterias (ver Capítulo 3), hongos (Capítulo 5), invertebrados y 
mamíferos. Se pueden dividir en tres clases (Kagi y Schaffer, 1988; Rauser,1990): 
 Clase I: incluye las MT de mamífero y polipéptidos de otros phyla relacionados 
 
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en su estructura primaria. 
 Clase II: se incluyen las MT que poseen poca correspondencia con las formas de 
los mamíferos, por ejemplo las de ciertas levaduras (Capítulo 5), procariontes (Capítulo 
3), trigo, erizo de mar, etc. 
Clase III: en la cual se encuentran polipéptidos atípicos que contienen unidades 
de γ-glutamilcisteinil, llamados fitoquelatinas o cadistinas. 
 La clase I de las MT posee un polimorfismo genético extenso. Los tejidos de 
mamífero suelen contener dos fracciones principales: MT-1 y MT-2 difiriendo a pH 
neutro en una carga negativa; también existen isoformas de estas fracciones: MT-1a, 
MT-1b, etc. en primates y otras especies. Tanto la clase I como la clase II de las MT se 
caracterizan por ser proteínas de cadena simple. Las formas de mamífero contienen de 
61 a 62 aminoácidos; la MT de pollo contiene de 63 a 64 residuos. En los invertebra-
dos y hongos como Neurospora crassa, se han encontrado cadenas de 25 residuos. 
Las MT de la clase III (fitoquelatinas) son estructuras oligoméricas formadas por dos o 
más cadenas polipeptídicas de cadena variable. A la fecha se conoce la secuencia de 
aminoácidos de 36 MT clase I, cuatro clase II y dos de la clase III. 
 La composición metálica de las MT es variable, y depende del tejido de origen. 
Las MT de corteza renal equina contienen 2.9% de Cd, 0.6% de Zn y 4.1% de azufre 
por gramo de proteína (Kägi y Vallee, 1960); mientras que el Zn es el principal compo-
nente metálico de la proteína en el hígado. Las MT han sido identificadas en la fracción 
citosólica de hígado, riñón y otros tejidos parenquimatosos de una gran variedad de 
especies animales y también en microorganismos. No obstante, existe variación en su 
abundancia natural; por ello, un hígado humano puede contener cerca de 200 mg 
totales, mientras que en animales experimentales el valor es menor, pero puede 
aumentar al administrarles metales inductores como Cd, Zn, Hg y Ag, principalmente. 
En las metalotioninas se ha establecido la distribución de residuos de cisteína en 
las metalotioninas y se ha observado una secuencia predominante de Cis-X-Cis o Cis-
X-Y-Cis. Existen siete secuencias Cis- X-Cis, cada una de las cuales es un sitio de 
unión del metal. La distribución de los residuos de cisteína en las MT clase I se 
 
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muestra en la Figura 2.3. Los 20 residuos de cisteína presentes participan en la unión 
de siete iones metálicos divalentes pesados a través de la formación de uniones 
mercáptido. En las MT de mamíferos, las 20 cisteínas son invariables al igual que los 
residuos de lisina y arginina (Kägi y Schaffer, 1988). 
 Al compararse las secuencias de las MT de diferentes especies y órganos, se 
observa homología entre ellas. Las posiciones de las cisteínas, así como de las 
serinas y aminoácidos básicos, están altamente conservadas. Los aminoácidos 
reemplazados se encuentran localizados generalmente fuera de estas regiones y su 
presencia se explica por cambios de bases en el DNA a lo largo de la evolución. Así, 
por ejemplo la diferencia de ocho posiciones de aminoácidos entre los dos tipos de MT 
renal-equina sugiere la existencia de más de un cistrón para esta proteína. La 
selectividad de las MT por los cationes está determinada tanto por su localización y 
abundancia en los diferentes tejidos, como por su estructura polipeptídica (Kojima y 
Kägi, 1978). 
 
 
 
 
 
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La síntesis de MT se induce a nivel transcripcional y las células seleccionadas 
para tolerancia a metales pesados pueden presentar amplificación de los genes para 
MT (ver Cap. 5). La expresión genética de las MT es rápidamente inducida por 
exposición