CENTRO INTERDISCIPLINARIO DE INVESTIGACIONES Y …
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INSTITUTO POLITÉCNICO NACIONAL SECRETARÍA DE INVESTIGACIÓ´N Y POSGRADO CENTRO INTERDISCIPLINARIO DE INVESTIGACIONES Y ESTUDIOS SOBRE MEDIO AMBIENTE Y DESARROLLO Una estrategia para la rehabilitación de las presas de jales abandonadas en el municipio de Zimapán, Hidalgo TESIS Que para obtener el grado de Maestra en Ciencias en Estudios Ambientales y de la Sustentabilidad Presenta Ing. Laurette Shona Learita Prince Directores Dra Ma. Liliana Marín García Dra Norma Patricia Muñoz Sevilla México, D.F. Julio, 2015
Transcript of CENTRO INTERDISCIPLINARIO DE INVESTIGACIONES Y …
INSTITUTO POLITÉCNICO NACIONAL
SECRETARÍA DE INVESTIGACIÓ´N Y POSGRADO
CENTRO INTERDISCIPLINARIO DE INVESTIGACIONES Y ESTUDIOS SOBRE MEDIO
AMBIENTE Y DESARROLLO
Una estrategia para la rehabilitación de las presas de jales abandonadas
en el municipio de Zimapán, Hidalgo
TESIS
Que para obtener el grado de
Maestra en Ciencias en Estudios Ambientales y de la Sustentabilidad
Presenta
Ing. Laurette Shona Learita Prince
Directores
Dra Ma. Liliana Marín García
Dra Norma Patricia Muñoz Sevilla
México, D.F. Julio, 2015
ii
iii
iv
Agradecimientos
A la Dra. Ma. Liliana Marín García no sólo por su apoyo invaluable en la
elaboración de esta tesis, sino también por ser mi segunda madre en un
país extranjero.
A los integrantes de mi Comisión Revisora por su gran apoyo, tiempo y
valiosos comentarios: Dra. Norma Patricia Muñoz Sevilla, Dr. Jonathan
Muthuswamy Ponniah, Dr. Pedro Francisco Rodríguez Espinosa y Dr. Oscar
Goiz Amaro.
Al IPN y al CIIEMAD por haberme ofrecido la oportunidad de continuar con
mi educación terciaria en una institución de gran prestigio.
Al Conacyt y a la SIP por el apoyo financiero durante los dos años de la
Maestría.
Al Departamento de Servicios Educativos y al Apoyo a las Coordinaciones
de Programas de Posgrado del CIIEMAD por su orientación para hacer los
trámites pertinentes.
Al personal del Laboratorio de Análisis y Monitoreo Ambiental por su apoyo
en la parte experimental de esta tesis.
A la Unidad de Informática por su soporte técnico indispensable.
v
Dedicatorias
Dedico esta tesis a mis padres quienes siempre me apoyan en todo lo
que hago.
Gracias por amarme tanto…
You are my world!
vi
Tabla de contenidos Agradecimientos iv
Dedicatorias v
Índice de tablas, fotografías y figuras ix
Resumen xi
Abstract xii
1. Introducción 1
1.1 La minería en México: Los años precursores 3
1.2 La importancia económica de la minería en México 4
1.3 Descripción del sitio: Zimapán de Zavala, Estado de Hidalgo 6
1.4 Historia de la minería en Zimapán de Zavala, Hidalgo 8
1.4.1 La importancia de las actividades mineras en Zimapán 9
1.5 Justificación de la investigación 10
1.6 Objetivos de la investigación 11
1.6.1 Objetivo General 11
1.6.2 Objetivos Específicos 12
1.7 Hipótesis 13
2. Marco Teórico 14
2.1 Química de los metales y metaloides en el suelo 14
2.1.1 El origen de los metales y metaloides en los suelos 14
2.1.2 Beneficio de mena metálica 16
2.1.3 Movilidad de los elementos en los suelos 17
2.1.4 Acidificación de suelos por la actividad minera 18
2.1.5 Adsorción de metales y metaloides en los suelos 19
2.2 Impactos en la Salud por la exposición a los EPT 20
2.3 Mitigación de los jales mineros: La fitorremediación 24
vii
2.3.1 Fitoestabilización de presas de jales 27
2.3.2 Fitoextracción de los metales presentes en las presas de jales 30
2.4 Efectos del estrés por metales pesados sobre la fisiología vegetal 33
2.4.1 Toxicidad de metales pesados en las plantas 35
2.5 Mecanismos de tolerancia en las plantas 39
2.5.1 Respuestas al estrés por metales pesados en plantas excluyentes 40
2.5.2 Respuesta al estrés por metales pesados en plantas acumuladoras 42
2.5.3 Plantas hiperacumuladoras 46
3. Metodología 49
3.1 Consideraciones generales 49
3.2 Recolección y preparación de las muestras de material vegetal y de jales 49
3.2.1 Selección de las especies nativas 49
3.2.2 Preparación de las muestras vegetales 53
3.2.3 Recolección y preparación de las muestras de jales 54
3.3 Análisis de las muestras de material vegetal y de jales 54
3.3.1 Digestión de las muestras vegetales 54
3.3.2 Digestión de las muestras de jales 55
3.3.3 Determinación de metales en muestras vegetales y de jales 55
3.4 Cálculo de los coeficientes de acumulación de metales 56
3.5 Selección y preparación del terreno en la zona de estudio, para establecer la parcela 57
3.5.1 Siembra y cultivo de las especies seleccionadas 58
4. Resultados y Discusión 60
4.1 Clasificación de las especies seleccionadas 60
4.2 Contenido de metales en los jales 61
4.3 Contenido de metales en las especies estudiadas 64
4.4 Tolerancia y acumulación de las plantas nativas 70
4.4.1 Translocación de los metales en las plantas nativas 72
viii
4.4.2 Potencial de las plantas nativas para la fitorremediación 73
4.4.3 El uso futuro de las especies de plantas para la fitorremediación 79
4.5 Morfología de las plantas de la parcela 81
5. Conclusiones 84
5.1 Perspectivas 85
6. Bibliografía 86
ix
Índice de tablas, fotografías y figuras
Tabla 1. Principales áreas de producción de metal 2
Tabla 2. Minas inauguradas en todo México (Siglo XVI a XIX) 4
Tabla 3. Producción de minerales en México a nivel mundial 6
Tabla 4. Menas abundantes en el distrito de Zimapán. 16
Tabla 5. Efectos de los EPT en la salud humana. 22
Tabla 6. Plantas nativas utilizadas en la Fitoestabilización. 30
Tabla 7. Funciones biológicas y fisiológicas de algunos micronutrientes en las
plantas. 34
Tabla 8a. Efectos de la toxicidad de metales esenciales en las plantas 37
Tabla 9. Ejemplos de plantas hiperacumuladoras 47
Tabla 10. Clasificación taxonómica de las especies estudiadas 60
Tabla 11. Las concentraciones de metales (en mg/kg) en los jales 61
Tabla 12. Límites máximos permisibles de elementos (en mg/kg) para diferentes
sustratos 63
Tabla 13. Acumulación de metales en especies estudiadas 67
Tabla 14. Valores críticos en tejidos de plantas 71
Tabla 15. TF de los metales de interés en las plantas nativas 73
Tabla 16. BCF de los metales de interés en las plantas nativas 74
Tabla 17. BAC de los metales de interés en las plantas nativas 78
Tabla 18. Plantas nativas aptas para la fitorremediación 79
Tabla 19. Crecimiento de las plantas nativas (longitud dado en cm) 82
Fotografía 1. Brickellia veronicifolia 50
Fotografía 2. Dodonaea viscosa 50
Fotografía 3. Juniperus deppeana 51
Fotografía 4. Pluchea carolinensis 51
Fotografía 5. Ricinus communis 52
Fotografía 6. Salvia mexicana 52
Fotografía 7. Solanum torvum 53
Fotografía 8. Preparación del terreno para la parcela 57
Fotografía 9. Trasplante de R. communis en la parcela 58
Fotografía 10. Una R. communis al 1o muestreo 59
Fotografía 11. Compactación de los jales 62
Fotografía 12. Crecimiento de una raíz en los jales 62
Fotografía 13. Parcela establecida 83
Fotografía 14. 3o generación de una D. viscosa 83
x
Figura 1. Ubicación de Zimapán, Hidalgo con indicaciones de la planta de
beneficiación San Francisco, la presa de jales activa y el área de estudio). 7
28
31
32
44
Figura 2. Los mecanismos de fitoestabilización.
Figura 3. Las técnicas de la fitorremediación: la fitoextracción vs la
fitoestabilización.
Figura 4. Las etapas de la fitoextracción y su relación con la fitominería.
Figura 5. Ventajas de aplicar HMA en la fitorremediación de metales.
Figura 6. La acumulación de As en las plantas estudiadas 64
65
66
Figura 7. La acumulación de Cd en las plantas analizadas
Figura 8. La acumulación de Cu en las plantas estudiadas
Figura 9. La acumulación de Fe en las plantas estudiadas 67
68
69 Figura 10. La acumulación de Mn en las plantas estudiadas
Figura 11. La acumulación de Pb en las plantas estudiadas
Figura 12. La acumulación de Zn en las plantas estudiadas 70
xi
Resumen
La extracción y el posterior procesamiento de los minerales para obtener metales
valiosos es un sector en auge que contribuye significativamente a la economía
mexicana. Como consecuencia, toneladas de residuos sólidos llamados jales mineros
se producen a diario en las plantas de beneficio. Los jales son ricos en metales
pesados y metaloides que son considerados como elementos potencialmente tóxicos
(EPT) y, por tanto, representan una seria amenaza para los ecosistemas y la salud
humana. En el municipio de Zimapán, en el Estado de Hidalgo, hay muchos casos
documentados de enfermedades que están altamente vinculados a la exposición a
EPT, por ejemplo, el cáncer de piel, diabetes, insuficiencia renal, insuficiencia
hepática, etc. Los métodos convencionales para remediar los jales suelen ser
costosos ya que se ponen estos en grandes extensiones de tierras. La
fitorremediación es una respuesta práctica que ofrece un método económico para
limpiar sitios contaminados, tomando como base los mecanismos que tienen las
plantas para tolerar y desarrollarse en sustratos ricos en metales. El objetivo de
esta tesis fue evaluar el potencial de las especies de plantas nativas que crecen
en los jales para ser utilizadas como herramientas en una propuesta de
fitorremediación (fitoextracción o fitoestabilización). Siete especies nativas fueron
seleccionadas de jales mineros en el distrito de Zimapán. Los contenidos de As,
Cd, Cu, Fe, Mn, Pb y Zn en las muestras vegetales se analizaron mediante la
espectrofotometría de absorción atómica. Se calcularon tres coeficientes de la
acumulación para cada elemento, estos son el factor de translocación y de
bioconcentración y el coeficiente de absorción biológica. Se pudo determinar que
la Brickellia veronicifolia, la Pluchea carolinensis y la Salvia mexicana son aptas
para la fitoextracción de Cd, Mn y Zn. Las siete especies analizadas podrían ser
utilizadas en la rehabilitación de los jales en la zona.
xii
Abstract
The extraction and consequent processing of ore minerals to obtain valuable metals
or metalloids is a booming sector that contributes significantly to the Mexican
economy. As a result, tons of solid waste called mine tailings are produced daily
at beneficiation plants. These mine tailings are rich in heavy metals and metalloids
which are considered to be potentially toxic elements (PTE) and therefore pose
serious threat to ecosystems and human health. In Zimapán, located in the State
of Hidalgo, there are many documented cases of diseases that are highly linked to
PTE exposure, for example, skin cancer, diabetes, renal failure, liver failure, etc.
Conventional methods to remediate tailings are usually costly since mine tailings
are disposed on large expansions of lands. Phytoremediation is a practical answer
that offers an affordable method to clean up contaminated sites by making use of
plants’ coping mechanisms that allow them to thrive in metal-rich substrates. The
aim of this thesis was to evaluate the potential of native plant species growing in
mine tailings as remediation tools for phytoremediation (phytoextraction or
phytostabilization). Seven native species were collected from mine tailings in the
Zimapan district and the As, Cd, Cu, Fe, Mn, Pb and Zn contained in the plant
samples were analyzed using atomic absorption spectrophotometry. Three
phytoremediation coefficients were calculated for each element; translocation factor,
bioconcentration factor and biological absorption coefficient. It was determined that
none of the plants were suitable for phytostabilization of the elements studied, while
Brickellia veronicifolia, Pluchea carolinensis and Salvia mexicana were apt for
phytoextraction of Cd, Mn and Zn. All seven plants could be used in the restauration
of mine tailings in the area.
1
1. Introducción
A lo largo de los años, el desarrollo del hombre ha requerido la provisión de
bienes y servicios para satisfacer sus demandas. La extracción y procesamiento
de minerales y metales es una de las prácticas más antiguas utilizadas para
complacer estas necesidades (ICMM, 2014). Analizando la historia de la minería
por ejemplo, Kosovo tiene una larga historia en esta materia donde la actividad
minera se remonta a la época prerromana con la explotación de plata, plomo y
zinc (UNEP, 2010). Ghana es un país minero importante cuya minería del oro, a
escala comercial, precede los finales del siglo 19 (Bempah et al., 2013). Los
registros históricos sugieren que habían actividades mineras en la mina Boliden’s
Garbenberg, ubicada en el centro de Suecia, a mediados del siglo 14 (ICMM,
2014).
La industria minera contribuye al desarrollo socioeconómico de muchos países
en todo el mundo. El aumento significativo en el crecimiento demográfico y la
velocidad de la urbanización ha creado una demanda sin precedentes para los
metales (ICMM, 2012). La minería sirve como un catalizador para estimular una
economía. Se estima que casi 45 por ciento de los ingresos del gobierno en
Botsuana y un 25 por ciento en República Democrática del Congo provienen de
las actividades mineras (ICMM, 2014). En la tabla 1 se muestran los países más
fuertes en la minería del mundo (CAMIMEX, 2014; ICMM, 2014; UNEP, 2000).
2
Tabla 1. Principales áreas de producción de metal
Región del mundo Ranking Mundial Metales que produce
África central - Co, Cr, Cu
África occidental Zambia 18 Al, Mn
América del Sur Argentina 20 Ag, Al, Co, Cu, Mn, Mo, Sn,
Zn Brasil 3
Chile 5
Perú 10
Australia 2 Al, Au, Fe, Ni, Pb, Zn
Canadá 8 Ag, Au, Co, Cu, Mo, Ni, Pb,
Pt, Zn
China 1 Fe, Mn, Pb, Sn, V, W, Zn
Estados Unidos 6 Ag, Au, Cu, Mo, Pb, Ti
India 9 Al, Cr
La comunidad de Estados
Independientes
Kazajistán 13 Ag, Al, Au, Co, Cr, Mn, Mo,
Ni, Pb, Pt, Ti, V, W, Zn Rusia 4
Uzbekistán 17
México 11 Ag, Au, Bi, Cd, Cu, Fe, Mn,
Mo, Pb, Pt, Zn
Sudáfrica 7 Au, Cr, Mn, Pt, V
Sudeste Asiático - Cu, Ni, Sn
Turquía 16 Cr
Sólo se consideraron los primeros 20 del ranking mundial del año 2012. Fuente: CAMIMEX, 2014; ICMM,
2014; UNEP, 2000.
Para comprender plenamente la industria minera y los impactos que ha tenido
en México, es importante tener claro el desarrollo de ésta. Dentro de la República
Mexicana existen muchos yacimientos de minerales, tanto metálicos como no
metálicos. Cuando la población se dio cuenta de la riqueza que estaba bajo
3
tierra, se comenzó a explorar, explotar y aprovechar dichos recursos minerales
(Urbano et al., 2007; Hernández-Acosta et al., 2009). En el presente capítulo se
expone una breve historia de la minería en México con información del Panorama
Minero Estatal del Servicio Geológico Mexicano (SGM).
1.1 La minería en México: Los años precursores
Las actividades mineras en México se remontan a más de 400 años, comenzando
con la llegada de los españoles; aunque hay evidencia sustancial que demuestra
que la explotación de yacimientos minerales había empezado siglos antes, por
los pueblos indígenas. Uno de los casos más antiguos conocidos de la minería
se encuentra en el Estado de Querétaro, en donde los estudios arqueológicos
revelan que se utilizaba la explotación a cielo abierto desde el siglo XIII a. C. y
hacia el siglo X a. C. ya se había avanzado a minas subterráneas. Sin embargo,
los primeros pueblos mineros en este Estado se documentaron hasta el año
1557, aunque la primera mina en el país fue fundada en el Estado de México
(Tabla 2). Muchos distritos mineros se establecieron en el siglo XVI en los Estados
como Guanajuato (1546), Zacatecas (1548), Sinaloa (1565) y Michoacán
(Tlalpujahua).
4
Tabla 2. Minas inauguradas en todo México (Siglo XVI a XIX)
Estado Mina Año fundado
México La Rica 1531
Nayarit El Espíritu Santo 1543
Durango El Cerro de Mercado 1552
Aguascalientes La Villa de Nuestras Señoras de Asunción 1563
Coahuila La Trinidad 1577
Nuevo León El Cerralvo 1600 (aproximados)
Colima La Peña Colorado 1867
Hubo un importante desarrollo en el sector minero en el siglo XVII con el inicio
de la explotación de minerales en Sonora y la creación del distrito minero de
Tatatila-Las Minas en el Estado de Veracruz, en 1680. El distrito minero de
Triunfo-San Antonio fue fundado en Baja California Sur en el siglo siguiente
(1748). La compañía Requena Bros. comenzó sus operaciones a finales de ese
siglo, en 1840, en Puebla.
1.2 La importancia económica de la minería en México
La industria minera juega un papel fundamental en el crecimiento y desarrollo
de la economía mexicana. En 2013, el sector minero aportó el 4.9% del PIB del
país y proporcionó casi 2 millones de empleos; aproximadamente 338,000 puestos
directos y más de 1.6 millones de empleos indirectos. La industria minera es
también una fuente de divisas y de inversión en el país (SE, 2014; CAMIMEX,
2014).
5
La minería es una de las industrias más productivas del país, ya que hay una
abundancia de recursos minerales en toda la República, habiendo actividad minera
en 24 de las 32 Entidades Federativas (CAMIMEX, 2014). Por ejemplo, Baja
California produce una variedad de minerales como plata, oro, cobre, cromo,
caliza, arena negra, mármol, diatomita y sal, entre otros (SGM, 2013). Estados
como Guerrero, Chihuahua, Morelos, San Luis Potosí, Tamaulipas y Tlaxcala
también tienen una gran cantidad de depósitos minerales (SGM, 2011).
El Instituto Nacional de Estadística y Geografía (INEGI) dio a conocer sus
Estadísticas de la Industria Minera en el primer trimestre del 2014. Este informe
brinda información confiable respecto al rendimiento de los Estados, y su
participación con los minerales más rentables. En general, la producción de
minerales en el país se puede dividir de la siguiente manera: Au, 21%; Ag, 20%;
Cu, 14%; Zn, 8%; arena, 5%; grava, 4%; Fe, 4% y el 24% restante está compuesto
de los otros minerales explotados (SE pro-México, 2014).
Por otro lado, el sector minero es uno de los sectores más lucrativos de este
país. El valor de producción del sector minero-metalúrgico alcanzó los 200 mil
946 millones de pesos en 2013. México se ubicó como uno de los principales
productores mundiales de metales y no metales (Tabla 3), y produce algunos de
los metales más lucrativos como Au, Ag, Cu, Pb y Zn. A pesar de que los precios
de estos metales pueden fluctuar, siempre son aceptables; por ejemplo, en mayo
del 2014 algunos metales se cotizaron de la siguiente manera: Au a 1,310
USD/oz, Ag a 19.56 USD/oz, Cu a 3.0649 US cts/lb, Pb a 0.9406 US cts/lb y
Zn a 0.8479 US cts/lb (CAMIMEX, 2014; INEGI, 2014).
6
Tabla 3. Producción de minerales en México a nivel mundial
No metal Lugar mundial Metal Lugar
mundial
Fluorita 2o Ag 1o
Celestita 3o Bi 2o
Sulfato de sodio 3o Pb 4o
Wollastonita 3o Cd 5o
Diatomita 5o Mo 5o
Barita 8o Zn 7o
Grafito 8o Cu 10o
Yeso 8o Au 11o
Sal 9o Mn 11o
Caolinita 11o Fe 14o
Sílice 11o
Azufre 12o
Feldespato 12o
Fosforita 12o
1.3 Descripción del sitio: Zimapán de Zavala, Estado de Hidalgo
Antes de hablar de los antecedentes de la industria minera y la importancia
que ha tenido en Zimapán, una descripción breve del estado de Hidalgo, y más
concretamente de la zona de estudio, se da a continuación. El Estado de
Hidalgo se ubica en la región central de la República Mexicana, a unos 80 km
al norte de la capital, Ciudad de México (Figura 1). En general, Hidalgo alberga
paisajes variados, desde terrenos montañosos verdes con vegetación frondosa, a
las regiones más semiáridas (SGM, 2011).
El Estado de Hidalgo está constituido por ochenta y cuatro municipios, de los
cuales Zimapán es el más grande. Zimapán se encuentra a 144 kilómetros de
Pachuca, entre los paralelos 20° 44' de latitud norte y 99° 23' de longitud oeste,
7
a una altura de 1,780 metros sobre el nivel del mar (Gobierno del Estado de
Hidalgo, 2013). El clima en la región de Zimapán es generalmente árido/semiárido,
con temperaturas promedio de 21° C y precipitaciones medias anuales de 1,020
mm (Azpeitia, 2007). La vegetación en la región se compone por arbustos de
tipo matorral, como leguminosas, cactáceas, agaves, euforbiáceas, Acacia y
Prosopis (Pérez, 2004).
Figura 1. Ubicación de Zimapán, Hidalgo con indicaciones de la planta de beneficiación San
Francisco, la presa de jales activa y el área de estudio). Fuente: versión modificada de
Armienta et al. (2012).
8
1.4 Historia de la minería en Zimapán de Zavala, Hidalgo
Hidalgo es uno de los Estados mineros más influyentes de la República, cuyas
actividades mineras se remontan a casi 500 años. De hecho, la capital del Estado,
Pachuca, es una de las más antiguas del país y fue fundada debido a las
actividades mineras en auge, en las afueras de la ciudad. La primera mina en
Hidalgo, la Descubridora, se registró oficialmente el 29 de abril 1552, seguida
por la Mina Real del Monte, fundada en ese mismo año.
El Distrito de Zimapán fue creado en el año 1576, después del descubrimiento
de los primeros yacimientos de minerales, y se abrieron las primeras minas el
siguiente año. El Monte y El Santiago son dos de las minas más antiguas
registradas en Zimapán, estableciéndose ambas en 1579 (Azpeitia, 2007). A
principios del siglo XVII, los primeros depósitos de óxidos metálicos fueron
descubiertos en la región de Carrizal y se fundó el Lomo de Toro en 1632,
siendo la primera mina en esa región.
Las Minas de Bonanza, San Cayetano y Cuchilla, se fundaron en el siglo siguiente,
en el año 1790. A finales del siglo XVIII, descubrió una sustancia metálica en la
mina Purísima. En el siglo siguiente (1830), un químico sueco declaró que la
sustancia era vanadio.
La Hidalgo Smelting and Mining Co. comenzó la explotación de minerales en la
región del Monte en la década de 1920. Nuevos depósitos de óxidos fueron
descubiertos en la mina Lomo de Toro en 1945, lo que llevó a la construcción
de una carretera de acceso a la zona de Carrizal. La compañía Fresnillo inició
la explotación, a pequeña escala, de los depósitos de óxidos y sulfuros en la
9
zona de Monte. Se construyó la carretera de San Francisco-Monte en 1957, lo
que generó un aumento de la producción en la zona.
La compañía Carrizal Mining inició sus operaciones en 2008. Adquirió los derechos
temporales para utilizar los bienes propiedad de Industrias Peñoles. Sus depósitos
de mineral se extraen de dos minas diferentes; Nuevo Monte y Carrizal. Los
minerales son llevados a la planta de beneficio de San Francisco, donde se
separan los metales de interés (Pb, Zn, Cu) por un proceso de flotación selectiva
(Carrizal, 2014).
1.4.1 La importancia de las actividades mineras en Zimapán
En el Estado de Hidalgo, la minería es una actividad que tiene un importante
aporte económico. En este Estado, se produce cantidad importante del total de
minerales en el país. Entre los metales producidos, se encuentran: manganeso
(Mn), cadmio (Cd), oro (Au), plata (Ag), cobre (Cu), plomo (Pb) y zinc (Zn). Así
mismo, algunos minerales no metálicos como las arcillas, gravas, calcita, caolinita
y caliza. Hidalgo también es productor, a menor escala, de yeso, dolomita,
piedra pómez y mármol (SGM, 2011).
En el caso del distrito minero de Zimapán, éste fue creado por el solo hecho de
la fundación de las minas en la región y, por lo tanto, la minería es la principal
fuente de ingresos en el municipio. Los principales minerales producidos en
Zimapán son: Ag, Zn, Pb, Cu, Au y no metales (wollastonita, fosforita, fluoroapatita
y mármol). Hoy en día, existen seis minas operando en el distrito de Zimapán, y
entre las más importantes se encuentra la compañía Carrizal Mining (Carrizal,
2014, SGM, 2011).
10
Carrizal Mining juega un papel muy importante en el crecimiento y desarrollo de
la zona. La Compañía ofrece 1,800 empleos directos y otros 5,400 empleos
indirectos. Más de 25,000 personas se benefician directamente de los empleos
que ofrece la empresa, y representa aproximadamente el 80% de las actividades
económicas de Zimapán. Como responsabilidad social, la compañía hace
donativos de equipos e instalaciones a los centros educativos y de salud en las
comunidades cercanas.
1.5 Justificación de la investigación
La contaminación ambiental con metales pesados causada por la actividad minera
es especialmente grave porque estos contaminantes usualmente no son
degradables o biodegradables y porque pueden generar daños en los seres vivos,
debido a que se van a los cuerpos de agua, al suelo y a la cadena alimenticia
(Pinzón-Bedoya & Cardona et al., 2008).
En general, la contaminación ambiental con metales pesados causada por la
actividad minera es especialmente grave porque estos contaminantes no son
degradables y porque pueden generar daños en los seres vivos. Las presas de
jales en la planta de beneficio de San Francisco son una fuente increíble de la
contaminación del suelo en la zona, la cual es una amenaza muy seria para el
medio ambiente y la salud de la población cercana. Las condiciones climáticas
de la zona pueden favorecer el transporte de los metales pesados, por el viento,
las escorrentías, la lixiviación y la erosión, provocando la contaminación del aire,
agua y el suelo en las comunidades aledañas y pueblos cercanos (Ruelas-Inzunza
et al., 2011).
Desafortunadamente, el costo de aplicación de dichas tecnologías impide
adoptarlas en muchas empresas mineras por no ser rentables. De esta forma la
11
mayoría de las investigaciones se han orientado a la búsqueda de procesos de
costos más bajos. En la actualidad se ha desarrollado una diversa gama de
tecnologías que pretenden dar soluciones de bajo costo y que son
ambientalmente amigables. Una de estas técnicas es la fitorremediación, cuyo
principal objetivo es la remoción o estabilización de metales pesados en suelos
y cuerpos de agua utilizando plantas. Se han utilizado diferentes especies de
plantas en la aplicación de esta técnica, entre las que se encuentran: Helianthus
annus, Brassica campestris, Eucalyptus cladocalyx, Anthyllis vulneraria, Festuca
arvernensis, Koeleria vallesiana, Armeria arenaria, Lantana camara, Cassia tora,
Datura innoxia, Hyparrhenia hirta; Zygophyllum fabago, Lupinus albus; Brassica
juncea, Phragmites karka y Leersia hexandra (Hernández-Acosta et al., 2009, King
et al., 2008, Mendez & Maier et al., 2008a, Mohanty et al., 2010, Saad et al.,
2009, USEPA, 2000). Es de interés analizar plantas nativas en la zona de estudio
con posibilidad de ser útiles en la rehabilitación de sus presas históricas.
1.6 Objetivos de la investigación
1.6.1 Objetivo General
Evaluar el uso de plantas nativas como instrumentos para la rehabilitación de
las presa de jales de la Planta de Beneficio de metales San Francisco ubicado
en Zimapán, estado de Hidalgo, México.
12
1.6.2 Objetivos Específicos
Revisar la literatura acerca de residuos mineros (jales mineros) y su impacto
sobre el medio ambiente.
Seleccionar y clasificar especies vegetales que crecen en la presa de jales
#6, de la Planta de Beneficio de metales San Francisco en el municipio
de Zimapán, Hidalgo, México.
Determinar el contenido de metales pesados y As en una muestra de jales
de la planta de San Francisco, Zimapán, Hidalgo.
Determinar el contenido de metales pesados acumulados en la parte aérea
y raíz de las especies vegetales nativas seleccionadas de la presa, por la
absorción atómica.
Calcular los siguientes coeficientes de la acumulación: el factor de
bioacumulación (en raíz y en parte aérea), el factor de translocación y el
coeficiente de absorción biológica.
Identificar las especies aptas para la fitoestabilización o la fitoextracción
en un proceso de rehabilitación, a partir de los resultados del factor de
bioacumulación (en raíz) y el coeficiente de absorción biológica.
Establecer una parcela sobre un área de una presa de jales abandonada
de la Planta de Beneficio de metales San Francisco, Zimapán, Hidalgo,
México.
Sembrar una especie vegetal nativa de la presa de jales en la parcela
preparada.
Medir los parámetros morfológicos de las especies vegetales nativas que
crezcan en la parcela, de manera natural.
13
1.7 Hipótesis
Se puede lograr la rehabilitación de presas de jales abandonadas utilizando
especies vegetales nativas que toleran las condiciones de estrés proporcionadas
por estos residuos.
14
2. Marco Teórico
2.1 Química de los metales y metaloides en el suelo
2.1.1 El origen de los metales y metaloides en los suelos
Todos los suelos contienen metales y metaloides (USEPA, 2000). Sin embargo,
su concentración y las especies químicas encontradas pueden variar. Si bien
algunos de estos elementos son esenciales para el crecimiento de las plantas
(por ejemplo, Al, Mn, Ca, Mg, Ca y K), la mayoría de los metales y metaloides
son tóxicos en altas concentraciones, mientras que otros causan toxicidad incluso
en cantidades minúsculas; por lo anterior, se consideran elementos
potencialmente tóxicos (EPT) (Prieto et al., 2009; Rascio & Navari-Izzo, 2011). Un
factor muy importante a considerar es la biodisponibilidad, así como su movilidad,
solubilidad y persistencia en el suelo (Alloway & Trevors, 2013; Ortiz et al., 2007).
Algunos metales y metaloides son capaces de formar complejos solubles,
insolubles o parcialmente solubles (carbonatos, óxidos o hidróxidos); mientras que
otros están presentes en los suelos como iones libres y hay los que son
fácilmente lábiles. La biodisponibilidad de un elemento se ve afectado por el pH,
potencial redox, la concentración de elementos esenciales, la capacidad de
retención de agua, la textura, la porosidad, y la temperatura del suelo (Appenroth,
2010; López, 2009; Navarro-Aviño et al., 2007).
15
Otro aspecto importante que influye en la biodisponibilidad de los EPT es su
capacidad de retención en los suelos. De acuerdo con Alloway & Trevors (2013),
los factores que afectan a la retención de metal en los suelos son:
La fuente del metal (roca madre, plantas de procesamiento y fundición,
lodos activados y fertilizantes).
La facilidad con la que los iones metálicos pueden ser adsorbidos a las
partículas del suelo.
La accesibilidad de las superficies adsorbentes en el suelo (humus, óxidos
metálicos, arcillas de silicato de alúmina, etc.).
Las propiedades del suelo (como pH, potencial redox, contenido de agua,
la temperatura, la actividad biológica, la concentración de sales, etc.).
El tiempo de exposición del suelo al metal.
Los metales pesados y metaloides que se encuentran en los suelos se pueden
derivar de fuentes naturales y antropogénicas. Una de las fuentes naturales más
significativa es el material que proviene de la roca madre (fuente litogénica). La
geología del material parental determina las especies presentes y sus
concentraciones en un suelo dado (Hernández-Acosta et al., 2009; Reyes et al.,
2009; Urbano et al., 2007). Generalmente, los suelos se componen de Al, Fe, Mn,
con trazas de Cu, Cr, Cd, Zn, As, Se, Ni, Ag, Pb y Hg (Prieto et al., 2009; USEPA,
1994). Las menas que se extraen de las minas Carrizal y Nuevo Monte son
particularmente ricos en Fe, As y Pb (Tabla 4).
Las principales fuentes antropogénicas de metales y metaloides en suelos vienen
de: estiércol, fertilizantes inorgánicos, lodos de depuradora, productos químicos
agrícolas (plaguicidas, etc.), disolventes, pinturas, de combustibles fósiles, residuos
industriales y de la actividad minera (Melo & Guilherme et al., 2012).
16
Tabla 4. Menas abundantes en el distrito de Zimapán.
Principal metal
o metaloide
Mena Fórmula Metales o metaloides
asociados
Ag * Pirargirita Ag3SbS3 Au, Cu, Sb, Zn, Pb
As *Arsenopirita FeAsS Au, Ag, Sb, Hg, U. Br, Mo, Sn,
Cu
Cd Esfalerita ZnS Zn, Pb, Cu
Cu Bornita Cu5FeS4 Fe, Zn, Pb, Cd, As, Se, Sb, Ni,
Pt, Mo, Au, Te Calcopirita CuFeS2
Fe Pirita FeS2 Co, Ni, Se
* Pirrotita Fe1-xS
Pb *Boulangerita Pb5Sb4S11 Ag, Fe, Zn, V, Cu, Cd, Sb, Tl,
Se, Te Galena PbS
*Jamesonita Pb4FeSb6S14
*Vanadinita Pb5(VO4)3Cl
Sb antimonita o estibinita Sb2S3 Ag, Au, Hg, As
V *Vanadinita Pb5(VO4)3Cl U, Pb
Zn Esfalerita ZnS Cd, Cu, Pb, As, Se, Sb, Ag, In
Fuente: Alloway & Trevors, 2013; Azpeitia, 2007; Moreno et al., 2009. (*) Minerales predominantes en la
zona de Carrizal
2.1.2 Beneficio de mena metálica
Lo primero que se hace es extraer la mena de la mina y luego se transportan
las rocas a la planta de beneficio. Existen diferentes técnicas que se pueden
utilizar para la extracción de la mena incluyendo hundimiento por subniveles,
hundimiento de bloques, corte y relleno, almacenamiento de zafras y la más
utilizada las cámaras y pilares (USEPA, 1994). El primer paso en el proceso de
beneficio es la molienda (trituración) de las rocas. Finalmente, el material pasa
a la etapa de flotación que utiliza técnicas que dependen de la ganga de los
óxidos metálicos beneficiados. La técnica de flotación se elige con base en la
mineralogía de la mena (por ejemplo, la tendencia de la ganga a formar complejos
17
ácidos o básicos) y la abundancia de sulfuros de hierro en dicha mena (Ejtemaei
et al., 2014).
La compañía Carrizal Mining extrae su mena de dos minas distintas: El Carrizal
y Nuevo Monte. Las rocas son llevadas a la planta de beneficio de San Francisco,
donde se muelen; y en seguida se someten a un proceso de flotación selectiva.
Los reactivos utilizados para lograr la separación de Pb, Zn y Cu de sus
respectivos óxidos son cianuro de sodio, sulfato de cobre y acetato de sodio,
xantato. La planta procesa 120,000 toneladas de concentrado de metal por mes.
2.1.3 Movilidad de los elementos en los suelos
La facilidad con la que un metal o un metaloide se moviliza o se lixivia al suelo
es dependiente de sus formas químicas y los tipos de enlaces que forma con
las partículas del suelo (Gupta, 2013). La movilidad de estas especies en suelos
se determina por ciertas propiedades fisicoquímicas tales como pH, conductividad
eléctrica, el potencial de la especie para formar ácido o compuestos básicos,
potencial redox y el tamaño de los granos de los suelos (Alloway & Trevors,
2013, Aguirre, 2011, Prieto et al., 2009).
Los metales y metaloides aumentan su movilidad a pH bajos. La acidificación del
suelo puede ser el resultado de los procesos naturales: dióxido de carbono
atmosférico; la nitrificación; el desequilibrio del proceso de mineralización de la
biota con los aspectos que involucran la asimilación de la misma; la hidrólisis
de metal y reacciones redox. Los suelos suelen ser capaces de autoregular su
pH con la ayuda de los minerales de carbonato, las arcillas, los óxidos e
hidróxidos metálicos y la materia orgánica. En ocasiones, los suelos son incapaces
de mantener su equilibrio ácido-base. Lamentablemente, la acidificación provocada
por las actividades humanas suele ser demasiado intensa y los suelos no pueden
18
regularla. Algunas de las causas antropogénicas de la acidificación son los
fertilizantes, la lluvia ácida y los residuos de la minería (Aguirre, 2011).
2.1.4 Acidificación de suelos por la actividad minera
Por lo general, las plantas de beneficio de metales producen grandes cantidades
de residuos, como el agua de mina, residuos de roca y desechos sólidos. La
cantidad de agua de mina desechada en jales mineros en la planta de beneficio
de San Francisco es mínima ya que la planta recicla y reutiliza hasta el 95% del
agua que se emplea en el proceso de beneficio. Los residuos mineros contienen
altas concentraciones de sulfuros metálicos (ganga) que no fueron extraídos de
la mena durante el proceso de beneficio (Ortiz et al., 2007). Estos sulfuros se
oxidan a sulfatos (SO42-) y contribuyen a la reducción del pH en los jales. El
drenaje ácido se produce cuando los iones de sulfato interactúan con el agua,
formando ácido sulfúrico, H2SO4 (Mendoza-Amézquita et al., 2006, Mohanty et al.,
2010), y posteriormente, induce la lixiviación de los metales, con lo cual se
incrementa en gran medida la movilidad de los iones metálicos. (Armienta et al.,
2012, Ruelas-Inzunza et al., 2011)
La acidificación eventualmente limita la actividad biológica en el suelo y altera
los ciclos bioquímicos (Ortiz et al., 2007). Desafortunadamente, la movilidad de
los EPT no se limita a las presas de jales en las que están contenidos. Un
análisis previo de los jales en la planta de beneficio de San Francisco confirmó
que los EPT que se encuentran en mayor concentración son los siguientes: As,
Pb, Cd, Cr, Cu y Zn. Los metales y metaloides llegan a los cuerpos de agua y
se lixivian a las aguas subterráneas (Ortega-Larrocea et al., 2010, Ruelas-Inzunza
et al., 2011).
19
2.1.5 Adsorción de metales y metaloides en los suelos
Los suelos tienen mecanismos de amortiguación naturales para combatir la
contaminación causada por la presencia de metales pesados y metaloides. Los
mecanismos de adaptación en el suelo consisten en varias reacciones complejas,
como la adsorción y la desorción, la complejación, la precipitación y las
reacciones redox y ácido-base. Estas reacciones son afectadas por las
propiedades del suelo, tales como la textura, la estructura, la porosidad, el pH,
la capacidad de intercambio catiónico, y la actividad microbiana (Ortiz et al.,
2007). Hay muchas partículas coloidales en suelos que actúan como superficies
adsorbentes para los metales y metaloides presentes, siendo las más importantes:
el humus; los óxidos hidratados de Fe, Mn y Al; las arcillas de aluminosilicato y
los carbonatos solubles. Una característica primordial de estas superficies
adsorbentes es su capacidad de intercambio iónico, ya sea por cationes o
aniones (Alloway & Trevors, 2013).
El humus juega un papel vital en la regulación del pH del suelo. Los principales
grupos funcionales encontrados en esa materia orgánica son: carboxilo (R-COO-
), fenoles, alcoholes (RO-), el grupo metoxilo (-OCH3), y pequeñas cantidades de
aminas (R-NH2) y sulfhidrilo (RS). Estos ligandos son capaces de formar complejos
con iones metálicos, especialmente los metales de transición. La cantidad y la
acidez de los grupos funcionales determinan la capacidad de intercambio
catiónico del humus. Los ácidos húmicos y fúlvicos son útiles en el proceso de
quelación, ya que contribuyen a la solubilidad de los metales y metaloides en el
suelo (Alloway & Trevors, 2013). Es probable que los iones metálicos, como Cu2+,
Fe3+, Pb2+, Ni2+, Co2+ y Mn2+, tengan altas afinidades a los grupos funcionales
orgánicos (Aguirre, 2011; Navarro-Aviño et al., 2007).
20
2.2 Impactos en la Salud por la exposición a los EPT
Los EPT que contienen los jales mineros se dispersan fácilmente por el viento a
largas distancias, y pueden ser lixiviados a las aguas subterráneas y otras fuentes
de agua. Estos elementos pueden insertarse en la cadena alimentaria de alguna
u otra forma. Sin embargo, se sabe que los EPT se bioacumulan en los tejidos
de los animales, así como de los seres humanos (Prieto et al., 2009). Hay algunos
elementos que son nutricionalmente esenciales para el funcionamiento del cuerpo
humano, como Co, Cr (III), Cu, Fe, Mn, Mo, Se and Zn (Goyer, 2004). Sin embargo,
elementos como Sb, As, Cd, Pb, Hg y Au parecen no tener funciones biológicas
en los humanos. Cada elemento puede convertirse en un EPT que representa
una amenaza grave para la salud humana, ya que incluso los elementos
esenciales pueden ser tóxicos para el organismo en concentraciones mayores a
las necesarias para llevar a cabo sus funciones biológicas (Adhikari & Kumar,
2012; Pinzón-Bedoya & Cardona, 2008; Ruiz et al., 2013).
Los efectos primarios o secundarios de los EPT pueden ser agudos o crónicos
dependiendo de su concentración, la duración de la exposición, la especie y, en
algunos casos, la edad de la persona expuesta al contaminante. Generalmente,
el Pb, Cd, Hg y As son los EPT más peligrosos a la salud. Algunas de las
enfermedades más comunes que resultan de la exposición a la PTE se enumeran
en la Tabla 5.
Hay muchos casos documentados de personas, en las comunidades cercanas a
las minas y plantas de procesamiento de metales, que sufren de enfermedades
inducidas por EPT (Matthews-Amune & Kakulu, 2012; Zhuang et al., 2009b). En
un estudio que se llevó a cabo en la mina abandonada Songcheon (de Ag y Au)
en Corea, concluyeron que la exposición al As, por ingerir el agua y por el
21
consumo de plantas crecidas en los suelos de la zona, aumentó el riesgo
carcinogénico en la población (Lim et al., 2008). Un estudio de caso hecho por
el Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (UNEP, 2010) reveló
que las personas que viven en el distrito minero de Mitrovica, Kosovo están
expuestos a riesgos de salud cancerígenos y no cancerígenos inmediatos.
Con la existencia de contaminación de metales en plantas en esas zonas que
están habitadas en los alrededores de las plantas de beneficio y en las áreas
circundantes a los ríos (cuencas hidrológicas), siempre está el riesgo de que se
vayan los contaminantes a la cadena trófica (Zhuang et al., 2009a). Este es el
caso de la zona minera de Zimapán, Hidalgo. Armienta & Rodríguez (1996)
confirmaron la presencia de As en el agua subterránea y en los suelos en el
valle de Zimapán, en concentraciones superiores a la normativa internacional.
Destacaron que los efectos tóxicos del As pueden ser agudos (efectos en el
sistema gastrointestinal como vómitos, diarrea, cefalea y pérdida del
conocimiento), o pueden ser crónicos que es lo que ocurre en la mayoría de los
casos. Los padecimientos clásicos de la exposición crónica son las lesiones en
la piel, como hiperqueratosis, ulceraciones simétricas, hipopigmentación,
hiperpigmentación y prurito; conjuntivitis e irritación del aparato respiratorio
(Armienta & Rodríguez, 1996). Existe una correlación directa entre el As inorgánico
y el aumento del riesgo de diabetes mellitus (Del Razo et al., 2011).
22
Tabla 5. Efectos de los EPT en la salud humana.
EPT Los efectos en la salud
As Problemas gastrointestinales
Alteraciones graves de los
sistemas nervioso central y
cardiovascular
Depresión de la médula ósea
Hemólisis
Hepatomegalia
Melanosis
Mielopatía
Encefalopatía
Ateroesclerosis
Cáncer de vejiga, riñón, pulmón y
piel
Muerte
Cd Insuficiencia renal
Daño esquelético (osteomalacia y
osteoporosis)
Daño al sistema nervioso central,
órganos reproductivos y corazón
Cáncer de riñón, pulmón y
próstata
Cr (VI) Irritación de la piel (dermatitis y
úlceras de la piel) y la cavidad
nasal
Bronquitis
Asma
Neumonitis
Hipertensión arterial
Insuficiencia hepática y renal
Tumores de estómago y otros
problemas gastrointestinales
Co Asma
Neumonía
Funciones tiroideas anormales
Policitemia
Sobreproducción de glóbulos rojos
Edema pulmonar
Enfermedades vasculares periféricas
23
Neuropatía óptica
Cu Diabetes
Ateroesclerosis
Enfermedades cardiovasculares
Leucemia, cáncer de mama, cervical,
pulmonar, ovárico, prostático y del
estómago
Hg Síntomas neurológicos y psicológicos,
como temblores, cambios de
personalidad, inquietud, ansiedad,
trastornos del sueño y depresión
(intoxicación crónica)
Irritación de la piel
Daño renal
Enfermedades cardiovasculares
Pb En el caso de intoxicación aguda, los
síntomas incluyen: dolor de cabeza,
irritabilidad, dolor abdominal,
encefalopatía por plomo
(principalmente insomnio e inquietud),
alteración de la síntesis de
hemoglobina, daño tubular renal
proximal, dificultad de concentración
en los niños y en el aprendizaje y,
alteraciones del comportamiento
Los síntomas de la exposición a largo
plazo incluyen: psicosis aguda,
confusión, disminución de la
conciencia, anemia, daño renal,
capacidad intelectual disminuida y
cáncer
Fuente: Goyer, 2004; Järup, 2003; Jomova & Valko, 2011.
24
2.3 Mitigación de los jales mineros: La fitorremediación
Es cierto que las actividades mineras impulsan la economía de los distritos
mineros y del país en su conjunto. La desventaja de esta industria radica en las
cantidades inmanejables de desechos tóxicos que genera, producidos en las
plantas de beneficio de metales, a diario. Los jales se disponen en grandes
expansiones de terreno con pocas, o ninguna medida de contención para evitar
el derrame de estos contaminantes. Bajo las condiciones adecuadas (pH,
humedad, conductividad, potencial redox, etc), los EPT llegan a ser móviles y
pueden ser dispersados por el viento hasta grandes distancias, o lixiviados a los
cuerpos de agua (Urbano et al., 2007). Estos elementos no sólo impactan
negativamente sobre los sistemas terrestres y acuáticos; una vez introducidos en
la cadena alimenticia, pueden tener efectos negativos primarios y secundarios en
los seres humanos (Kumar et al., 2014; Melo et al., 2009, Rajkumar et al., 2013).
Por ello, es de suma importancia evitar la movilidad de estos contaminantes
tanto como sea posible.
Existen diversas tecnologías fisicoquímicas para la remediación de suelos; las más
utilizadas son: vitrificación, lavado de suelos, inundación de suelos, solidificación,
sorción, evaporación, oxidación, reducción y extracción química (Mirsal, 2008;
Volke & Velasco, 2002; Yao et al., 2012). Desafortunadamente, la mayoría de las
tecnologías de remediación son muy costosas en su implementación y, en algunos
casos, pueden generar residuos aún más tóxicos durante sus procesos, por lo
que no proporcionan una manera práctica para remediar las grandes expansiones
de áreas contaminadas con residuos mineros (Melo et al, 2009).
25
La propuesta en esta tesis es una tecnología biológica, la fitorremediación, la
cual ofrece una alternativa sostenible y rentable para limpiar suelos contaminados
(Aparecida et al., 2012; Bell et al., 2014; Carpena & Bernal, 2007; Chaney et al.,
1997; Chehregani et al., 2009; Gomes & Aseasa, 2013; Kidd et al., 2009; Mahdieh
et al., 2013; Rizzi et al., 2004; Vithanage et al., 2012). Es una tecnología
económicamente viable, que no sólo permite la rehabilitación de los jales mineros,
sino se trata de un proceso amigable con el medio ambiente que no necesita
utilizar sustancias químicas, ni genera subproductos tóxicos (Bauddh & Singh,
2012; Mohanty et al., 2010, Olguín & Sánchez-Galván, 2012, Prieto et al., 2009,
Witters et al., 2012).
La fitorremediación aprovecha los mecanismos de las plantas que les permiten
desarrollarse y permanecer en medios contaminados por compuestos orgánicos
o inorgánicos. Las plantas que son tolerantes a los metales y metaloides tienen
la capacidad de eliminar, inmovilizar, volatilizar, degradar, transformar, mineralizar,
estabilizar o destruir esos contaminantes presentes en los suelos (Degadillo-López
et al., 2011). Los mecanismos de adaptación, como el aumento de la solubilidad,
la quelación, la exclusión, la redistribución y la acumulación de los contaminantes,
permiten que las plantas se vuelvan resistentes a la toxicidad del medio y por
lo tanto son capaces de sobrevivir en las presas de jales (Ali et al., 2013; Memon
& Schröder, 2009; Núñez et al., 2004).
La fitorremediación no tiene ningún impacto negativo en los suelos donde se
aplica (Carpena & Bernal, 2007). De hecho, las plantas ayudan a reestructurar el
suelo dañado mediante el fomento de la actividad microbiana y aportando
nutrientes en forma de material orgánico al suelo (Bell et al., 2014). Otra gran
ventaja de la fitorremediación es que la mayoría de las plantas que se usan en
esta tecnología controlan la erosión por viento y lluvia, de este modo minimizan
26
la dispersión de los EPT (González-Chávez, 2005). Al elegir las especies de plantas
adecuadas para la fitorremediación, siempre es mejor tener en cuenta las plantas
nativas que ya se han adaptado a la contaminación en la zona (Conesa et al.,
2007a; Lei & Duan, 2008). Sin embargo, las plantas que son utilizadas en
fitorremediación deben contener sustancias que impidan a los herbívoros
consumirlas, para evitar que los metales se incorporen a la cadena trófica
(Mendoza et al., 2008, Saad et al., 2009).
En México se han llevado a cabo varios estudios para analizar el potencial de
las plantas para sobrevivir y tolerar en las presas de jales. Santos-Jallath et al.,
(2012) realizaron un estudio en Hidalgo, donde se identificó la Nicotina glauca
como una acumuladora de As y diferentes metales pesados; otras especies
nativas tales como Cenchrus ciliaris y Opuntia lasiacantha acumularon grandes
cantidades de metales pesados. Se encontró que las especies Solanum
corymbosum, Brickellia veronicifolia, Atriplex suberectos, Cynodon dactylon y
Bouteloua curtipendula acumularon altas concentraciones de Cu, Pb, Zn, Cd, Mn
y Ni, respectivamente (Hernández-Acosta et al., 2009).
Existen muchas técnicas dentro de la fitorremediación: la fitoextracción, la
fitoestabilización, la fitovolatilización, la fitodegradación, y la rizofiltración (Ali et
al., 2013, López-Martínez et al., 2005, Raskin et al., 1997, USEPA, 2000). Teniendo
en cuenta los tipos de contaminantes que están contenidos en los desechos
mineros, sería más práctico aplicar la fitoestabilización o la fitoextracción en el
proceso de limpieza de estas zonas.
27
2.3.1 Fitoestabilización de presas de jales
La fitoestabilización consiste en la utilización de plantas excluyentes para
estabilizar e inmovilizar los contaminantes en los suelos (Figura 2). Las plantas
excluyentes han desarrollado una tolerancia a los EPT solamente en sus raíces
y evitan la translocación de los contaminantes a las partes aéreas (Guo et al.,
2014). El objetivo principal de esta técnica es reducir la movilidad y la
biodisponibilidad de los EPT en suelos contaminados (Nedjimi & Daoud, 2009).
La inmovilización de los contaminantes se consigue mediante el secuestro, la
sorción, la precipitación de metales, la complejación o la reducción de valencia
de los metales. El proceso de fitoestabilización se lleva a cabo en la rizósfera y
las raíces de las plantas excluyentes de los metales y metaloides. Los exudados
de las raíces de plantas excluyentes pueden cambiar el pH en la rizósfera y, a
su vez, cambiar la solubilidad y la movilidad de los EPT en el medio. Este cambio
promueve la complejación de los EPT a sus correspondientes ligandos (Ali et al.,
2013, Conesa et al., 2007b; Doronila et al., 2014; Lei & Duan, 2008; Mendez &
Maier, 2008b; Mohanty et al., 2010; Santibáñez et al., 2008; Terry & Bañuelos,
2000; USEPA, 2000).
28
Figura 2. Los mecanismos de fitoestabilización. Fuente: Versión modificada, tomada de
http://bioremediation123.wikispaces.com/Phytostabilization, consultada 21 de abril del 2015
Debido a que la fitoestabilización puede ser empleada para remediar
contaminación por EPT (como As, Cd, Cr, Cu, Hg, Pb y Zn), ésta puede aplicarse
a los residuos mineros. Sin embargo, ya que los jales mineros pueden tener
valores de pH bajos, es muy recomendable mejorar las características
fisicoquímicas del suelo, para reducir la movilidad y biodisponibilidad de los
metales y metaloides en los jales, sin alterar su concentración total (Tica et al.,
2011). Las mejoras del suelo facilitan la velocidad a la que las reacciones de
unión y secuestro ocurren; se modifica el pH del suelo, lo que induce la hidrólisis
y precipitación de metales (Houben et al., 2013). Algunos ejemplos de mejoras
previas del suelo son el uso de material alcalino (cal), zeolitas, aluminosilicatos,
29
óxidos e hidróxidos de Fe y óxidos de Mn (Méndez & Maier, 2008b, Terry &
Bañelos, 2000; USEPA, 2000).
Además, la fitoestabilización proporciona una cubierta vegetal que sirve para
muchos propósitos: ayuda a reducir drásticamente la erosión lateral; funciona
como una técnica de contención de los contaminantes presentes en el suelo;
ayuda en la disminución de la percolación del agua a través de los poros en el
suelo, evitando así la lixiviación de los contaminantes a las aguas subterráneas;
y ayuda a reparar el ecosistema (Fellet et al., 2014). En general, las plantas
perennes, arbustos y árboles son adecuadas para los fines de la fitoestabilizacion.
Se han realizado muchos estudios en México y en diferentes partes del mundo
con especies de plantas nativas (Tabla 6) para remediar los jales mineros (Conesa
et al., 2007a).
Para mejorar la estabilización de los EPT, es recomendable utilizar
microorganismos que estimulan la absorción y acumulación de metales en la raíz
de las plantas o que provocan la precipitación de los metales en la rizosfera
(Houben et al., 2012; Hu et al., 2013). Las enmiendas, como el estiércol y caliza,
pueden mejorar la fitoestabilización mediante la reducción de la solubilidad y
biodisponibilidad de los iones de metales (Pérez-Esteban et al., 2014; Rajkumar
et al., 2013).
30
Tabla 6. Plantas nativas utilizadas en la Fitoestabilización.
Especie de planta EPT País
Pistacia terebinthus Bieberstein Cu Chipre
Schinus molle L. Cd, Cu, Mn, Pb, Zn México
Baccharis neglecta Britt. As Ecuador
Bidens humilis H.B.K. Ag, As, Cd, Cu, Pb, Zn México
Isocoma veneta (Kunth) Greene Cd, Cu, Mn, Pb, Zn México
Teloxys graveolens (Willd.) W.A. Weber Cd, Cu, Mn, Pb, Zn EUA
Atriplex lentiformis (Torr.)S. Wats. As, Cu, Mn, Pb, Zn EUA
Atriplex canescens (Pursh) Nutt. As, Hg, Mn, Pb México
Euphoria sp. Cd, Cu, Mn, Pb, Zn México
Dalea bicolor Humb. & Bonpl. ex Willd. Cd, Cu, Mn, Pb, Zn México
Lygeum spartum L. Cu, Pb, Zn España
Fuente: Tabla modificada de Mohanty et al., 2010
2.3.2 Fitoextracción de los metales presentes en las presas de jales
Esta técnica aprovecha la capacidad fisiológica natural de las plantas para
absorber los contaminantes de suelos a través de sus raíces, y después translocar
o trasladar estos contaminantes a la biomasa aérea, acumulándose en los tejidos
de los tallos y las hojas (Liao et al., 2004; Mohanty et al., 2010; Singh, 2012;
USEPA, 2000). La figura 3 compara la técnica de la fitoextracción con la
fitoestabilización (Mendez & Maier, 2008a). La eficacia de la fitoextracción
depende de muchos factores tales como la biodisponibilidad de los
contaminantes, el estado en el que los metales y metaloides se encuentran en
el medio, y las propiedades fisicoquímicas del suelo, entre otros (Evangelou et
al., 2007; Ma et al., 2013).
31
Figura 3. Las técnicas de la fitorremediación: la fitoextracción vs la fitoestabilización. Fuente:
Versión modificada de Mendez & Maier, 2008a.
La planta elegida para la fitoextracción debe ser capaz de soportar altas
concentraciones de EPT y debe adaptarse a la intemperie en la zona. Para que
la fitoextracción sea una forma eficiente de recuperación de las presas de jales,
las plantas seleccionadas para este fin deben, en realidad, tener una alta
propensión a acumular el elemento de interés, crecer rápidamente y tener un
extenso sistema de raíces (Ali et al., 2013, Chaney et al., 1997, Garbisu & Alkorta.,
2001, Niu et al., 2007). Una de las principales ventajas de aplicar la fitoextracción
para remediar los relaves mineros es que se puede extraer y volver a utilizar el
32
metal o metaloide que se había acumulado en la planta. Este proceso se llama
fitominería (Singh, 2012). La figura 4 muestra los pasos de la fitominería.
Figura 4. Las etapas de la fitoextracción y su relación con la fitominería. Fuente: Versión
modificada de Alkorta el al., 2004.
La fitominería engloba la fitoextracción y la subsiguiente recuperación del metal
de interés. Una vez que la planta llegue a tener la máxima concentración del
metal en su parte aérea, se cosecha, se seca y se convierte en cenizas. Para la
recuperación del metal, el bio-mineral que se produce a través de la quema de
la biomasa seca se funde y luego se refina (Brooks et al., 1998; Sheoran et al.,
2009).
Las variables que determinan la viabilidad de la fitominería son: el precio del
metal, la producción anual de biomasa de la planta, la concentración máxima
alcanzable del metal en la parte aérea de la planta, y si es posible recuperar la
33
energía de combustión. Así mismo, las ventajas de esta tecnología son las
siguientes (Brooks et al., 1998; Sheoran et al., 2009):
El contenido de metal del bio-mineral normalmente es más alto que un
mineral convencional y requiere menos espacio para almacenarlo (Anderson
et al., 1999)
La producción de energía durante la quema de biomasa que se puede
recuperar e incluso venderla
El impacto negativo al ambiente no es significativo; las plantas sirven como
cobertura vegetal y la quema del bio-mineral no produce sulfuros
2.4 Efectos del estrés por metales pesados sobre la fisiología
vegetal
Para que una planta pueda crecer, desarrollarse y reproducirse adecuadamente,
se requiere de ciertos nutrientes esenciales. Algunos nutrientes son necesarios
en grandes cantidades (> 1000 mg kg-1 de peso seco de C, H, N, K, Ca, Mg, P,
S y Si) y se consideran como macronutrientes; mientras que otros, aunque
esenciales para las plantas, se necesitan en dosis mucho más pequeñas (<100
mg kg-1 peso seco de Cl, Fe, B, Mn, Na, Co, Zn, Cu, Ni y Mo) y se denominan
micronutrientes (DalCorso et al., 2014; Ohkama-Ohtsu & Wasaki, 2010). En
general, los metales pesados que son micronutrientes desempeñan funciones
biológicas y fisiológicas (Tabla 7), como la biosíntesis de las proteínas, ácidos
nucleicos, sustancias de crecimiento y la clorofila (Shah et al., 2010).
34
Tabla 7. Funciones biológicas y fisiológicas de algunos micronutrientes en las
plantas.
Metal Funciones Efectos de la deficiencia
Cu - Componente de enzimas (Cu-SOD,
plastocianina y lacasa)
- Papel en el metabolismo de la pared
celular
- Componente de proteínas reguladoras
- Inhibición de la fotosíntesis (torsión de
la hoja y malformación)
- Reducción de la síntesis de los
carbohidratos
- Aparición de clorosis y puntos de
necrosis
Fe - El transporte de electrones en los
cloroplastos y las mitocondrias
- La tolerancia al estrés oxidativo
- Fijación de nitrógeno
- Biosíntesis de hormonas y clorofila
- Clorosis en los nervios, lo que empeora
cuando la hoja entera se convierte en
carente de clorofila y se vuelve blanco
Mn - Cofactor en enzimas tales como SOD,
catalasa y piruvato carboxilasa
- Papel de catalizador
- Papel en la fotosíntesis, los procesos redox
y reacciones hidrolíticas
- Inhibición de la fotosíntesis, el
crecimiento y desarrollo de la planta
- Disminución del crecimiento de las
raíces
Mo - Papel en la fijación de nitrógeno
(coordinado en sitios activos de enzimas
como la nitrato reductasa y nitrogenasa)
- Absorción y translocación de Fe
- Acumulación inducida de ácidos
orgánicos y aminoácidos
- Reducción de la eficiencia en la fijación
de nitrógeno
- Retraso del crecimiento, clorosis y
necrosis
Ni - Esencial para el metabolismo eficiente del
nitrógeno
- Alteración del metabolismo del
nitrógeno que conduce a la acumulación
de cantidades tóxicas de urea en hojas
- Senescencia prematura
Zn - Activa las enzimas
- Roles en el transporte de electrones y en
el metabolismo antioxidante
- Principal componente de muchos factores
de transcripción
- Disminución de la síntesis de proteínas
- Aumento de estrés oxidativo
- Crecimiento lento y disminución en el
tamaño de las hojas
Fuente: Chapin III et al., 2012; DalCorso et al., 2013; DalCorso et al., 2014; Reddy, 2006; Scheider et al.,
2013.
35
2.4.1 Toxicidad de metales pesados en las plantas
Varios metales pesados, como Cd, Hg, Pb, Cr, As, Tl, Ag, Sb y Sn, son
considerados como no esenciales para la homeostasis de las plantas. Los
elementos no esenciales o no nutrientes son tóxicos para las plantas, incluso a
bajas concentraciones (Meharg, 2005). Del mismo modo, los micronutrientes se
vuelven tóxicos para las plantas cuando superan sus niveles óptimos. Los efectos
directos de la toxicidad de metales pesados incluyen la inhibición de las enzimas
que se encuentran en el citoplasma y el estrés oxidativo, lo que resulta en daños
a las estructuras celulares (Singh & Agrawal, 2013). La sustitución de los
nutrientes esenciales en los sitios de intercambio catiónico es un efecto indirecto
de la toxicidad de metales pesados en las plantas (Chibuke & Obiora, 2014).
En general, cada elemento tiene un efecto diferente en las plantas en función
de su concentración y su toxicidad. Por ejemplo, las plantas cultivadas en suelos
con alto contenido de Cd muestran perturbación en la fotosíntesis, disminución
en la absorción de agua y nutrientes minerales. Esto conlleva a la manifestación
de síntomas como clorosis, inhibición del crecimiento de la planta,
oscurecimiento en la punta de las raíces y en casos graves puede desencadenar
la muerte de la planta (Yadav, 2010).
En el caso del zinc, que es considerado como un nutriente esencial, las altas
concentraciones del mismo inhiben muchas funciones metabólicas, por ejemplo,
puede ocasionar deficiencias de Mn y Cu en tallos. Estas deficiencias son
atribuidas a una obstaculización de la transferencia de dichos micronutrientes de
la raíz a la parte aérea de la planta. Las plantas expuestas a altas
concentraciones de Zn pueden presentar un retardo en el crecimiento de sus
36
raíces y tallos, clorosis en las hojas más jóvenes lo cual puede extenderse hacia
las hojas adultas. También pueden presentar senescencia (Yadav, 2010).
El cobre es otro micronutriente esencial, el cual juega un rol importante en la
asimilación de CO2 y en la síntesis de ATP. A su vez, es un componente esencial
de varias proteínas como la plastocianina del sistema fotosintético y la citocromo
oxidasa del transporte de electrones de la cadena respiratoria. El exceso de Cu
en los suelos puede inducir al estrés oxidativo en la planta, ocasionando
disturbios en las vías metabólicas, así como daños en las macromoléculas y
citológicos. Lo anterior podría resultar en un crecimiento retardado y clorosis
en las hojas (Yadav, 2010).
Por su parte, el plomo ejerce un efecto adverso en las plantas sobre su
morfología, crecimiento y la fotosíntesis. Los altos niveles de Pb provocan la
inhibición de la actividad enzimática mediante su reacción con grupos sulfhidrilo.
Puede ocasionar también desequilibrio hídrico, alteraciones en la permeabilidad
de la membrana y disturbios en la nutrición mineral. Induce al estrés oxidativo
mediante el incremento de la producción de especies reactivas de oxígeno (ERO)
en las plantas (Yadav, 2010).
Algunos trastornos fisiológicos comunes relacionados con la toxicidad de metales
pesados en las plantas (Tabla 8 a y b) son una reducción de la biomasa, clorosis
foliar, enrollamiento de las hojas y necrosis, senescencia, inhibición del
crecimiento de raíces, número limitado de semillas, alteraciones morfológicas y
eventualmente la muerte (DalCorso et al., 2014; Lin & Aarts, 2012). Según Foy et
al. (1978), la presencia de altas concentraciones de Cu, Ni, Zn y P en células
vegetales puede inducir una deficiencia de Fe. El cromo es un elemento no
esencial que ha causado efectos adversos en muchas especies de plantas: hay
37
una disminución en el contenido de N en los tejidos vegetales de Avena sativa;
el aumento de la concentración de Cr provoca un acrecentamiento en la
absorción de Mn, que conduce a una reducción de Fe y Zn en Phaseolus vulgaris;
un exceso de Cr en plantas de soja (Glycine max) incita a una reducción en la
absorción de Ca, Cu, B, K, Mg (Shah et al., 2010).
Tabla 8a. Efectos de la toxicidad de metales esenciales en las plantas
Micronutriente Efectos tóxicos (en exceso)
Cu - Producción de especies reactivas de oxígeno
- Retraso del crecimiento
Fe - Deficiencia de Zn se intensifica
- Retraso del crecimiento
Mn - Clorosis en los nervios y deformación de las hojas más jóvenes
- Necrosis de los tallos y hojas
- Reducción de los niveles de clorofila
Mo - Malformación de hojas
- Amarillamiento de las hojas
Ni - Inhibición del crecimiento de las raíces
- Se altera el equilibrio de agua (transpiración reducida y cierre de los
estomas)
Zn - Clorosis de las hojas
- Inhibición de la fotosíntesis
Fuente: DalCorso et al., 2012; DalCorso et al., 2014; Shah et al., 2010
38
Tabla 8b. Efectos de la toxicidad de elementos no esenciales en las plantas
Metal/metaloide no
esencial
Efectos tóxicos
As - Baja germinación de las semillas
- Inhibición del crecimiento profunda
Cd - Inhibición del crecimiento
- Desequilibrio de la absorción de agua y los nutrientes
Cr - Inhibición del transporte de electrones
- Reducción de la fijación de CO2
- Disminución del crecimiento de las raíces
Hg - Inhibición del crecimiento de las raíces y los tallos
- Se afecta el flujo de agua
- Inhibición del transporte de electrones en los tilacoides
Pb - Inhibición del crecimiento
- Clorosis y la muerte en casos severos
- Escasez de agua
Fuente: DalCorso et al., 2013; DalCorso et al., 2014; Shah et al., 2010
Las plantas acumuladoras reaccionan a los aumentos en la concentración de los
EPT para mantener el equilibrio de los iones metálicos esenciales y no esenciales
dentro sus células. Hay cuatro principales mecanismos a través de los cuales se
producen la toxicidad de metales pesados en las plantas (DalCorso et al., 2013;
DalCorso et al., 2014):
1. Se induce el estrés oxidativo y se realizan cambios en la permeabilidad y
la integridad de la membrana celular. Un buen indicador del desequilibrio
de los iones metálicos es la producción de especies reactivas de oxígeno
(ROS). Esto incita un aumento en los procesos de antioxidantes enzimáticos
o no enzimáticos, como respuesta a la detección de niveles más altos de
lo normal de metales en las células vegetales (Alscher et al., 2002). Los
metales pesados que comúnmente generan ROS son Cu, Zn y Fe.
H2O2 + Fe2+ Fe3+ + OH* + OH-
39
2. Los EPT, como Hg, Cd, Pb y As, reaccionan con los grupos funcionales
sulfhidrilo (-SH) y carboxílico (-COOH) de las proteínas. Esto provoca la
interrupción de la estructura y función de las proteínas y enzimas.
3. Los cationes y oxoaniones tienen propiedades similares a las de los iones
de nutrientes y así competen por los mismos transportadores en las
membranas celulares de la raíz (por ejemplo, el arseniato, AsO43- y el
fosfato, PO43-).
4. Se desplazan los iones esenciales en las enzimas y las proteínas de
señalización. El Cadmio desplaza al Cu, Zn y Fe de la enzima superóxido
dismutasa (SOD), reduciendo significativamente o eliminando su actividad.
2.5 Mecanismos de tolerancia en las plantas
Las plantas han desarrollado complejos mecanismos homeostáticos y de
desintoxicación para enfrentar al estrés provocado por los altos niveles de iones
de metales y metaloides en suelos, para asegurar su supervivencia en estos
medios (Shah & Nongkynrih, 2007). Dichas plantas, que se conocen como
metalófitas (González et al., 2008; Mendez & Maier et al., 2008a), son capaces
de crecer y reproducirse en suelos que contienen cantidades sustanciales de Zn,
Cu, Ni, Cd, Pb, etc. (Alford & Pilon-Smits, 2010; Clemens, 2001).
Algunas especies de metalófitas tienen por objeto prevenir la absorción de EPT
por sus raíces (plantas excluyentes aplicadas en la fitoestabilización), mientras
que otras especies tienden a permitir la translocación y posterior confinamiento
de los EPT dentro de sus células (plantas acumuladoras, utilizadas para la
fitoextracción) (Becceril et al., 2007). En ambos casos, las plantas sintetizan
moléculas que contienen tioles, tales como aminoácidos, fitoquelatinas (PC) y
40
metalotioneínas (MTs), cuyo grupo sulfhidrilo tiene una gran afinidad por los
metales pesados (Machado-Estrada et al., 2013; Thapa et al., 2012). Las plantas
excluyentes y acumuladoras también liberan ácidos orgánicos como respuesta a
la toxicidad de los metales pesados (Rauser et al., 1999).
2.5.1 Respuestas al estrés por metales pesados en plantas excluyentes
Aunque las plantas excluyentes son capaces de crecer en suelos contaminados
con iones metálicos, suelen desarrollar mecanismos para no mantener estos
contaminantes dentro de sus raíces (Solanki & Dhankhar, 2011). Las plantas
excluyentes evitan que los EPT se transporten a las partes aéreas (Rascio &
Navari-Izzo, 2011). Esta exclusión selectiva se consigue mediante la manipulación
de la biodisponibilidad de los iones metálicos en el suelo. Los exudados de las
raíces pueden ayudar a reducir la absorción de iones metálicos, a través de las
raíces y, por lo tanto, juegan un papel vital en la desintoxicación de metales
pesados en las plantas excluyentes. Los exudados modifican la solubilidad, la
biodisponibilidad y la toxicidad de iones metálicos en la rizosfera (Joner et al.,
2000; Lin et al., 2012).
Para responder al estrés por metales pesados, las raíces exudan sustancias como
proteínas transportadoras (NRAMP, CDF, ZIP; por sus siglas en inglés) y ácidos
orgánicos, que actúan como ligandos que forman complejos con iones metálicos
en la rizósfera (Thapa et al., 2012; Yang et al., 2005). Esto dificulta que los iones
metálicos sean absorbidos en las raíces, a medida que se inmovilizan (Joner et
al., 2000; Lin et al., 2012). En este sentido, las raíces de alforfón (Fagopyrum
esculentum) secretan ácido oxálico en respuesta a altas concentraciones de Al
(Hall, 2002).
41
Los microorganismos mejoran, en gran medida, los procesos de exclusión en las
raíces de las plantas excluyentes por la disminución de la biodisponibilidad de
los iones metálicos en el suelo (Leyval et al. 1997). Algunos de los mecanismos
empleados por los microorganismos para llevar a cabo esta exclusión de metales
y, por tanto, que influyan en la movilidad y la biodisponibilidad de los iones
metálicos son: biosorción, la unión a los materiales extracelulares; bioprecipitación
y quelación de metales por sideróforos; y el secuestro intracelular por hongos
(Lin et al., 2012; Mench et al., 2009).
Las ectomicorrizas juegan un papel crucial en la tolerancia a los metales de sus
plantas hospederas. Ellas son capaces de reducir la absorción de iones metálicos
por las plantas hospederas mediante la inmovilización en la biomasa fúngica
(Leyval et al., 1997; Saraswat & Rai, 2011). Debido a las complejas interacciones
entre los hongos y las raíces, éstos son los primeros en entrar en contacto con
los EPT y son capaces de absorberlos por las vainas de sus hifas. Los hongos
excretan exudados que forman complejos con iones metálicos. En seguida, estos
complejos se adsorben sobre el micelio externo (Hall, 2002). Paxillus involutus es
capaz de detener la entrada de Zn en Pinus sylvestris, su planta hospedera.
Suillus bovinus y Thielavia terrestris son especies de micorrizas que también
ayudan a proteger a P. sylvestris, en este caso, contra la toxicidad del Cu (Hall,
2002). Hebeloma crustuliniforme y Hebeloma salix, hongos ectomicorrícicos,
impiden la posible recepción de Cu2+ en Populus nigra y Salix viminalis (Mench
et al., 2009).
Los hongos micorrícicos arbusculares (HMA) son, sin duda, importantes en la
desintoxicación de metales. Los HMA liberan una glicoproteína llamada glomalina,
que secuestra iones metálicos tales como Cu, Pb y Cd (Saraswat & Rai, 2011).
Esto disminuye la absorción de EPT por las plantas. Además, los HMA ayudan a
42
reducir la translocación de metales pesados de las raíces a los tallos. Muchos
estudios han demostrado que los HMA mejoran los mecanismos de tolerancia en
las plantas excluyentes. Se ha encontrado que Glomus mosseae tiene una alta
sorción de metales (Joner et al., 2000). Lin et al. (2007) concluyeron que la
tolerancia a metales de Sesbania rostrata, Sesbania cannabina y Medicago sativa
fue mejorada, en gran medida, con la presencia de Glomus mosseae. Se reportó
que hubo un aumento en la retención de Zn dentro de las raíces del trébol y el
maíz por causa de la interacción con HMA (Göhre & Paszkowski, 2006).
2.5.2 Respuesta al estrés por metales pesados en plantas acumuladoras
Existen especies de metalofitas que no sólo crecen en suelos enriquecidos con
metales pesados, sino que también permiten la captación y posterior translocación
y acumulación de estos EPT tales como Cd, Se, Ni, Zn, As, Co, Pb y Cr (Pal &
Rai, 2010). Las plantas acumuladoras están armadas con mecanismos
homeostáticos y de desintoxicación que les permiten bioacumular, de manera
segura, los EPT en sus tejidos, sin inhibir las funciones fisiológicas fundamentales.
Ejemplos de estos mecanismos incluyen el control de la captación de metales,
la reducción de la biodisponibilidad de metales, la inmovilización de iones
metálicos, la quelación de iones metálicos, la promoción de flujo de salida de
metales, la compartimentación y el secuestro de los complejos de metal-ligando
(Clemens, 2001; Meharg, 2005; Pal & Rai, 2010).
La biodisponibilidad de los iones metálicos depende del pH, potencial redox y el
tipo de suelo. Los exudados de las raíces, tales como ácidos orgánicos y
aminoácidos, facilitan la absorción de estos iones del suelo por las plantas
acumuladoras. Los quelantes se unen a los iones metálicos transformándolos en
43
formas más solubles que son fácilmente accesibles a las plantas (Johnson et al.,
2011).
El papel que desempeñan los microorganismos en las plantas acumuladoras es
muy diferente al de las plantas excluyentes (Figura 5). Su tarea es aumentar la
movilidad y la solubilidad de los contaminantes en los suelos. Esto mejora la
absorción de EPT en las raíces, por lo que se aumenta su translocación a las
partes aéreas de las plantas (Singh et al., 2003). Mench et al. (2009) reportaron
que HMA como Glomus clarovideum y Glomus intraradices mejorar la absorción
de Zn en Solanum nigrum inoculado con este microorganismo. Del mismo modo,
la presencia de HMA en la rizósfera puede aumentar la captación de As y Ni en
Pteris vittata y Berkheya coddii, respectivamente (Göhre & Paszkowski, 2006).
Una vez dentro de la raíz, los metales son translocados a los tejidos de los
tallos y las hojas a través del xilema (Lin et al., 2012). Los iones metálicos se
transportan en forma de complejos que son el resultado de la unión entre dichos
iones y los ligandos (quelantes de metales) en el proceso de quelación (en el
citosol). La complejación de los iones metálicos limita su reactividad dentro de
las células (Clemens, 2001; Meharg, 2005). Los principales quelantes de metales
que se encuentran en las plantas acumuladoras son fitoquelatinas (PCs),
metalotioneínas (MTs), ácidos orgánicos y aminoácidos (Pal et al., 2010).
44
Figura 5. Ventajas de aplicar HMA en la fitorremediación de metales. Fuente: Versión modificada
de Göhre, 2006.
Las fitoquelatinas (PCs) son un grupo de pequeños péptidos que se unen a
metales que son sintetizadas por PC sintasa debido a la presencia de iones
metálicos, tales como Cd, Ag, Bi, Pb, Zn, As, Cu, Hg, Au and Ni (Pal & Rai, 2010;
Shah & Nongkynrih, 2007). Su papel en el proceso de desintoxicación es formar
complejos (PC-Cd, PC-Zn) que después son secuestrados en la vacuola (Cobbetts,
2000; Clemen, 2001; Hall, 2012). Machado-Estrada et al. (2013) encontraron una
45
correlación directa entre la acumulación de metales en los tallos y hojas y la
síntesis de PC en estos tejidos en Euphorbia prostrata, Parthenium incanum y
Zinnia acerosa que crecieron en suelos contaminados con As, Pb, Cu y Zn.
Al igual que las PCs, las MTs son polipéptidos ricos en cisteína que se unen a
los iones metálicos (Yang et al., 2005). Las MTs también son importantes en la
homeostasis de las plantas después de su desintoxicación y llevan a cabo
funciones tales como la amortiguación del Zn en el citosol, y la expulsión de los
iones metálicos en los períodos de la senescencia foliar (Clemens, 2001; Hall,
2012).
Los ácidos orgánicos tales como citrato, malato y oxalato son ligandos comunes
implicados en los mecanismos de tolerancia de metal en las plantas
acumuladoras. Transportan metales a través del xilema para el secuestro en la
vacuola. El ácido cítrico forma complejos con Ni2+, Cd2+ y Zn2+ en la savia del
xilema (Rauser, 1999).
La histidina es uno de los aminoácidos más funcionales en el proceso de
desintoxicación de metales. Se une al Ni en el xilema de Alyssum lesbiacum, una
planta que se considera hiperacumuladora de Ni (Shah & Nongkynrih, 2007).
Clemens (2001) informaron que Alyssum murale y Alyssum bertolonii muestran
un aumento en los niveles de histidina como una respuesta directa a la exposición
al Ni. También encontraron que la nicotianamina es un quelante de Fe3+ y Fe2+,
y algunos otros metales divalentes (Clemens, 2001).
En general, los contaminantes son atrapados en el apoplasto, las vacuolas y la
pared celular. Por otra parte, las plantas acumuladoras tienen varios mecanismos
de exclusión para proteger los orgánulos fotosintéticos de los EPT. Los iones
metálicos también son secuestrados en los tejidos que son fotosintéticamente
46
activos, como la epidermis y los tricomas de las hojas viejas (Lin et al., 2012).
Este tipo de compartimentación hace que los EPT se inmovilicen y sean incapaces
de intoxicar organelos vitales en las plantas (Alkorta et al., 2004; Bertrand &
Poirier, 2005; Brunner et al., 2008; Callahan et al., 2006; Diwan et al., 2010; Grill
et al., 1988; Krzeslowska, 2011; Saier & Trevors, 2010).
2.5.3 Plantas hiperacumuladoras
Algunas plantas acumuladoras son naturalmente propensas a acumular
concentraciones más altas de lo normal de metales y metaloides en su biomasa
aérea y se clasifican como hiperacumuladoras. Se han encontrado
hiperacumuladoras que acumulan Ag, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mn, Mo, Ni, Pb y Zn
(Ali et al., 2013; Liao et al., 2004; Mohanty et al., 2010). Estas plantas se utilizan
casi siempre en la fitoextracción. Se han identificado que más de 450 especies
de angiospermas son hiperacumuladoras (Tabla 9), se sabe que el 75% pueden
hiperacumular el Ni (Miransari, 2011, Rascio & Navari-Izzo, 2011). Las familias de
plantas hiperacumuladoras más potentes son: Brassicaceae, Euphorbiaceae,
Asteraceae, Fabaceae, Chenopodiaceae, Rubiaceae, Lamiaceae and
Scrophulariaceae (Cappa & Pilon-Smits, 2014; Mohanty et al., 2010; USEPA, 2000).
Las plantas hiperacumuladoras utilizan mecanismos que les permiten acumular
grandes cantidades de EPT sin mostrar signos de fitotoxicidad. Estas plantas
acumulan 100 a 1000 veces la cantidad de EPT que las plantas normales (Chaney
et al., 1997, Garbisu & Alkorta, 2001; Hooda, 2007). Por definición, las plantas
hiperacumuladoras deben de acumular al menos 100 µg/g (0.01 % peso seco)
de Cd y As; 1000 µg/g (0.1 % peso seco) de Co, Cu, Cr, Ni y Pb; y 10 000
47
µg/g (1.0 % peso seco) de Mn (Delgadillo-López, 2011; Mahdieh et al., 2013;
Rodríguez & García, 2006).
van der Ent et al. (2013) sugirieron que una planta que acumula más de 3000
µg/g de Zn en su parte aérea es hiperacumuladora del mismo. Su argumento
fue que diferentes plantas tienen diferentes mecanismos para lidiar con el estrés
ambiental, como altas concentraciones de EPT en el suelo. Por consiguiente, ellos
consideran que 3000 mg/kg es aceptable para una planta hiperacumuladora de
Zn en términos de su potencial fitorremediación y por cuestiones biológicas.
Para seleccionar una planta para este fin se deben tomar en cuenta algunas
características especiales; la velocidad de remoción de contaminante, la tasa de
crecimiento de la planta, la cantidad de biomasa y la concentración del
contaminante que puede ser removida por dicha planta. Otra característica muy
importante es que las plantas hiperacumuladoras deben contener sustancias que
impidan a los herbívoros consumirlas, para evitar de esta manera que los metales
se transfieran a la cadena alimenticia (Mendoza et al., 2008, Saad et al., 2009).
Tabla 9. Ejemplos de plantas hiperacumuladoras
Metal Especie de planta Cantidad
acumulada
(mg/kg)
As Corrigiola telephiifolia 2110
Eleocharis acicularis 1470
Pteris biaurita ≈ 2000
P. cretica ≈ 1800
P. quadriaurita ≈ 2900
P. ryukyuensis ≈ 3647
48
P. vittata ≈ 8331
Cd Azolla pinnata 740
Eleocharis acicularis 239
Rorippa globosa > 100
Thlaspi caerulescens 263
Cr Pteris vittata 20675
Cu Eleocharis acicularis 20200
Mn Schima superba 62412.3
Ni Alyssum bertolonii 10900
A. caricum 12500
A. corsicum 18100
A. heldreichii 11800
A. markgrafii 19100
A. murale 4730-2010
A. pterocarpum 13500
A. serpylifolium 10000
Berkheya coddii 18000
Isatis pinnatiloba 1441
Pb Euphorbia cheiradenia 1138
Fuente: Ali et al., 2013
49
3. Metodología
3.1 Consideraciones generales
Todos los materiales de plástico y de vidrio, como es el caso de los frascos
para guardar las muestras y los matraces, fueron lavados con una solución de
Extran al 1 % y enjuagados con agua destilada. Después, se dejaron en una
solución de ácido nítrico al 2 % durante 24 horas y enjuagados con agua des
ionizada. Los materiales se secaron a temperatura ambiente en bandejas de
plástico. En el caso de las partes metálicas, se limpiaron con alcohol isopropílico
al 90 %. El agua des ionizada se obtuvo con el equipo Milli-Q Reference de la
marca Merck Millipore.
3.2 Recolección y preparación de las muestras de material vegetal y
de jales
3.2.1 Selección de las especies nativas
Siete especies vegetales nativas (Brickellia desertorum, Dodonaea viscosa,
Juniperus fláccida, Pluchea carolinensis, Ricinus communis, Salvia mexicana y
Solanum torvum) fueron seleccionadas para fines de este estudio y se muestran
en las fotografías 1 a 7. Las plantas fueron colectadas de las presas de jales
históricas # 6 de la planta de beneficio de San Francisco. La selección de las
especies de plantas nativas se basó en su abundancia en los sitios designados
y su alta producción de biomasa y tasa de crecimiento (Meeinkuirt et al., 2012).
Se tomaron muestras de las plantas, algunas con semillas y/o flores, utilizando
técnicas de herbario, para realizar la identificación taxonómica de las mismas
50
(Maden, 2004). La clasificación botánica de las especies seleccionadas se llevó
a cabo por la Maestra Nilda Cecilia Elizondo.
Fotografía 1. Brickellia veronicifolia (Prince, L., 2014)
Fotografía 2. Dodonaea viscosa (Prince, L., 2014)
51
Fotografía 3. Juniperus deppeana (Prince, L., 2014)
Fotografía 4. Pluchea carolinensis (Prince, L., 2014)
52
Fotografía 5. Ricinus communis (Prince, L., 2014)
Fotografía 6. Salvia mexicana (Prince, L., 2014)
53
Fotografía 7. Solanum torvum (Prince, L., 2014)
3.2.2 Preparación de las muestras vegetales
Las plantas seleccionadas fueron traídas al Laboratorio de análisis y monitoreo
ambiental del CIIEMAD, IPN, para su posterior análisis. Se lavaron con agua
destilada para remover las partículas de tierra que pudiesen acarrear y se dejaron
secar al aire libre. Las plantas se dividieron en sus partes aéreas (hojas y tallos)
y las raíces y se pesaron por separado en una balanza analítica (Testiati et al.,
2013). Las muestras vegetales se secaron en una estufa a 70 oC hasta peso
constante (las partes aéreas y las raíces se pesaron por separado). Las diferentes
partes de las plantas secas se molieron en una licuadora, de la marca Oster,
con la finalidad de homogenizar las muestras (Reyes, 2008; Rodríguez & García,
2006). Las muestras vegetales se guardaron en frascos de plástico, en una caja
de vidrio libre de humedad, hasta su análisis.
54
3.2.3 Recolección y preparación de las muestras de jales
Se extrajeron cuatro muestras de jales, a una profundidad de 20 cm,
aleatoriamente, de los dos sitios de muestreo del material vegetal (Pérez-Esteban
et al. 2014). Las muestras de jales fueron traídas al Laboratorio de análisis y
monitoreo ambiental del CIIEMAD, IPN. Se secaron a temperatura ambiente en
bandejas de plástico durante ocho días. Las muestras de jales fueron tamizadas
a través de un tamiz de acero inoxidable de 2 mm (Reyes, 2008) y se guardaron
en frascos de plástico hasta su análisis.
3.3 Análisis de las muestras de material vegetal y de jales
3.3.1 Digestión de las muestras vegetales
La digestión de cada muestra de material vegetal se realizó por vía húmeda con
base en el procedimiento estipulado en el Método 3050b de la USEPA, 1994. Se
pesaron 3.0 g de cada muestra vegetal y se pusieron en un matraz Erlenmeyer
de 200 ml. Se agregaron 1 ml de HNO3, 3 ml de HCl y 10 ml de H2O2 a cada
muestra, para optimizar la extracción de los metales de la matriz. 10 ml de agua
destilada fueron agregados a cada muestra y los matraces fueron tapados con
vidrios de reloj para evitar la deshidratación de los sustratos durante la digestión.
Las mezclas de muestras vegetales con los agentes oxidantes se calentaron en
placas a 80 oC en una campana durante 6 horas para asegurar la descomposición
de la materia orgánica en las muestras. Se dejaron enfriar las muestras por una
hora a temperatura ambiente. Una vez frías, las muestras fueron filtradas
utilizando papel filtro Whatman y en matraces aforados de 50 ml. Se mantuvieron
en un refrigerador hasta su análisis.
55
3.3.2 Digestión de las muestras de jales
La digestión de las muestras de jales se llevó a cabo en laboratorio de Química
de la Unidad Profesional Interdisciplinaria de Biotecnología del IPN (UPIBI). Las
muestras de jales (0.3 g de cada una) se sometieron a una digestión ácida vía
húmeda, utilizando agentes oxidantes en las siguientes proporciones (USEPA
Método 3052, 1996): 9 ml de HNO3, 4 ml de HCl y 3 ml H2O2. En este caso, se
ocuparon matraces balón y refrigerantes de Graham. Las muestras se calentaron
durante 8 horas en placas a 80 oC con la finalidad de extraer los metales de la
matriz. Las muestras se dejaron enfriar y fueron filtradas, aforadas y mantenidas
en refrigeración para ser analizadas posteriormente.
3.3.3 Determinación de metales en muestras vegetales y de jales
Se determinaron las concentraciones de metales pesados (Cd, Cu, Fe, Mn, Pb y
Zn) en los digeridos de cada muestra por la técnica analítica de espectrometría
de absorción de llama (de aire-acetileno), utilizando el equipo marca Perkin-Elmer,
modelo AAnalyst 100 (Perkin-Elmer Manual, 1996). En el caso de As, su
concentración fue analizada por la técnica de espectrometría de absorción con
generación de hidruros (Morales-García, 2013). Para optimizar el equipo se
calentaron las lámparas de cátodo de cada metal analizado, logrando la energía
óptima. Fue necesario alcanzar la longitud de onda óptima (en nm) para cada
metal: 193.7, 228.8, 324.8, 248.3, 279.5, 283.3 y 213.9 para As, Cd, Cu, Fe, Mn,
Pb y Zn respectivamente (Perkin-Elmer Manual, 1996). Se utilizó un material de
referencia certificado (ERA: WatRTM Pollution Trace Metals) para asegurar que los
datos fueran confiables (Lorestani et al., 2013).
56
3.4 Cálculo de los coeficientes de acumulación de metales
Utilizando algunos parámetros, se puede estimar si una especie vegetal es idónea
para la fitorremediación. Se calcularon el factor de translocación (TF), el factor
de bioacumulación (BCF), y el coeficiente de absorción biológica (BAC). Las siglas
se presentan en inglés.
El factor de translocación (Ec. 1) es un coeficiente que indica la concentración
de un metal que se traslada de la raíz a la parte aérea de la planta (Meeinkuirt
et al., 2013; Pérez-Esteban et al., 2014; Yang et al., 2014).
TF = [M]parte aérea /[M]raíz (Ec 2)
Donde [M] es la concentración de metal en la parte aérea o la raíz. Se puede
utilizar una planta para la fitoextracción si el TF>1 mientras que un TF<1 significa
que la planta es apta para la fitoestabilización dependiendo de los valores de
BAC y BCF, respectivamente (Lorenstani et al., 2013).
El factor de bioacumulación (Ec. 2) es un coeficiente de la concentración de un
metal en la raíz de una planta a la concentración de dicho metal en los jales
(Andreazza et al., 2011; Testiati et al., 2013). El BCF indica la capacidad de la
planta para acumular un metal en su raíz (Meeinkuirt et al., 2013; Pérez-Esteban
et al., 2014).
BCF = [M]raíz / [M]jales (Ec 2)
Donde [M] es la concentración de metal en la raíz o los jales. Un BCF>1 quiere
decir que la planta es apta para la fitoestabilización, siempre y cuando el TF<1
(Cheraghi et al., 2011).
57
El coeficiente de absorción biológica (Ec. 3) es una medida de la concentración
de metal acumulado en una planta entera en comparación con la concentración
de este metal en el sustrato (Cheraghi et al., 2011).
BAC = ([M]parte aérea + [M]raíz)/[M]jales (Ec 3)
Donde [M] es la concentración de metal en la parte aérea, la raíz o los jales. La
planta que logra tener un BAC>1 (y el TF>1) es apta para la fitoextracción y el
contrario, un BAC<1 (con un TF<1, indica que se puede elegir la planta para la
fitoestabilización (Lorenstani et al., 2013)
3.5 Selección y preparación del terreno en la zona de estudio, para
establecer la parcela
Se montó la parcela en la Presa # 6, en un punto con las condiciones más
óptimas para el crecimiento de plantas, con las dimensiones de 20 m x 20 m
(Figura 8). Para preparar la parcela, se excavó 1 m de jales y rellenar el hoyo
con cal y piedras de caliza para regular el pH y para impulsar la formación de
complejos entre los carbonatos y los iones de metales pesados y metaloides que
ayudara a disminuir su movilidad. El hoyo fue cubierto por una capa de jales.
Fotografía 8. Preparación del terreno para la parcela (Prince, L., 2014)
58
3.5.1 Siembra y cultivo de las especies seleccionadas
Se seleccionaron Dodonaea viscosa, Juniperus deppeana, Ricinus communis y
Solanum torvum para sembrar en la parcela, por su abundancia en la zona de
estudio y por su gran cantidad de biomasa. Se trasplantaron plántulas de estas
especies nativas que crecieron, de manera natural, en la presa de jales # 6. Las
plantas se sembraron aplicando el diseño completo al azar. Las plantas se
muestrearon cada 2.5 meses, para esto se seleccionaron aleatoriamente 5 plantas
de cada especie. Se analizaron las características morfológicas de las plantas en
cada periodo de muestreo. Para este estudio, se fijó como parámetro principal
la longitud de las plantas. A continuación se representan fotografías de una
planta de R. communis el día del trasplante (foto 9) y otra al primer muestreo
(foto 10).
Fotografía 9. Trasplante de R. communis en la parcela (Prince, L., 2014)
59
Fotografía 10. Una R. communis al 1o muestreo (Prince, L., 2014)
60
4. Resultados y Discusión
4.1 Clasificación de las especies seleccionadas
Se identificaron doce plantas que fueron las más abundantes en el área de
estudio (Tabla 10). Por cuestiones de tamaño de las plantas, que fueron muy
grandes o demasiado pequeñas, se seleccionaron siete plantas nativas (Brickellia
veronicifolia (Kunth) A. Gray, Dodonaea viscosa, Juniperus deppeana, Pluchea
carolinensis, Ricinus communis, Salvia mexicana y Solanum torvum) para realizar
los análisis de contenido de metales. Casi todas de las especies nativas
encontradas en el área de estudio pertenecen a familias de plantas, que tienen
géneros de plantas hiperacumuladoras (Cappa & Pilon-Smits, 2014; Garbisu & Alkorta,
2001; Mendez & Maier, 2008a; Rascio & Navari-Izzo, 2011).
Tabla 10. Clasificación taxonómica de las especies estudiadas
Plantas nativas Familia
Acacia (Vachellia) farnesciana Fabaceae*
Acacia (Senegalia) greggii Fabaceae*
Brickellia veonicifolia (Kunth) A. Gray Asteraceae*
Dodonaea viscosa Sapindaceae
Juniperus deppeana Cupressaceae
Physalis chenopodifolia Solanaceae
Pluchea carolinensis Asteraceae*
Ricinus communis Euphorbiaceae*
Salvia azurea Lamiaceae*
Salvia mexicana Lamiaceae*
Salvia tiliifolia Lamiaceae*
Solanum torvum Solanaceae
Fuente: (Cappa & Pilon-Smits, 2014; Mohanty et al., 2010) * Las familias de las plantas hiperacumuladoras
conocidas
61
4.2 Contenido de metales en los jales
Las muestras de jales mostraron muy bajas concentraciones de los metales
analizados (Tabla 11). Esto se debe a que los jales tienen más de 15 años de
depositados y se han compactado como concreto (Foto 11). En consecuencia,
no se pudo alcanzar más allá los 20 cm de profundidad para la toma de las
muestras, esto se especificó en la metodología. La compactación de los jales
tiene un impacto sobre la raíz de las plantas que crecen sobre ellos, tienden a
crecer horizontalmente porque el sustrato no les permite llegar a mucha
profundidad (Foto 12). A lo largo del tiempo, la concentración original de los
jales en la superficie va disminuyendo debido a la interacción que las partículas
finas de los jales tienen con el agua. El famoso drenaje ácido (Foto 12) juega
un papel importantísimo en la disolución de los iones metales de los jales en la
superficie (Nash, 2004) por cambio en los estados de oxidación de los metales.
Tabla 11. Las concentraciones de metales (en mg/kg) en los jales
Metal Muestra 1 Muestra 2 Muestra 3 Muestra 4
As 0.02 0.04 0.06 0.12
Cd 0.0002 0.0005 0.0005 0.0006
Cu 0.003 0.007 0.005 0.004
Fe 0.40 0.70 1.52 1.53
Mn 0.03 0.006 0.008 0.01
Pb 0.007 0.01 0.03 0.03
Zn 0.02 0.06 0.05 0.06
62
Fotografía 11. Compactación de los jales (Prince, L., 2014)
Fotografía 12. Crecimiento de una raíz en los jales (Prince, L., 2014)
63
En algunos estudios en invernadero, del mismo proyecto de investigación, se ha
notado que la concentración de As, Cd, Cu, Fe, Mn, Pb y Zn en los jales aumenta
a mayor profundidad. Tomando en cuenta este comportamiento, se utilizaron las
concentraciones promedios de los metales que fueron obtenidas a partir del
análisis de una muestra de jales, de descargas de diferentes tiempos, de la presa
activa de la planta de beneficio de San Francisco, donde se observó: As, 2445
mg/kg; Cd, 21 mg/kg; Cu, 542 mg/kg; Fe, 65401 mg/kg; Mn, 483 mg/kg; Pb,
559 mg/kg y Zn, 2409 mg/kg. Todos los elementos, con la excepción Fe y Mn
(no especifican valores para ellos), rebasan los límites máximos permisibles de la
Organización Mundial de la Salud (OMS) para suelos agrícolas (Tabla 12).
Tabla 12. Límites máximos permisibles de elementos (en mg/kg) para diferentes
sustratos
Elemento OAS USDA Nom-147 Nom-157
As NC 75 22 100
Cd 1.0 85 37 20
Cu 2.0 4300 - -
Fe - - - -
Mn - - - -
Pb 10 420 400 100
Zn 250 7500 - -
NC: Los autores no consideraron el As en su estudio. Los límites del Departamento de Agricultura de los
Estados Unidos (USDA) son para residuales industriales y lodos. Los límites de la NOM-147-
SEMARNAT/SSA-2004 son las concentraciones de referencia totales que los suelos remediados deben
tener para el uso agrícola. Los límites de la NOM-157-SEMARNAT-2009 son para constituyentes tóxicos en
el extracto base seca. Fuente: NOM-147-SEMARNAT/SSA-2004; NOM-157-SEMARNAT-2009 Ojiako & Aduaka,
2015; USDA, 2000)
64
4.3 Contenido de metales en las especies estudiadas
Las concentraciones de As, Cd, Cu, Fe, Mn, Pb y Zn variaron de una especie
nativa a otra y de la parte de la planta en donde se acumularon (Tabla 13). La
concentración de As en las plantas (Figura 6) varió de 56 a 439 mg/kg en las
partes aéreas y 13 a 326 mg/kg en la raíces. Las especies J. deppeana y D.
viscosa acumularon las concentraciones de As más bajas en la parte aérea y la
raíz respectivamente mientras que P. carolinensis acumuló más As, tanto en la
parte aérea como en la raíz.
Figura 6. La acumulación de As en las plantas estudiadas
En promedio, el Cd fue el metal menos acumulado por las plantas en este
estudio (Figura 7). Este varió de 2.45 mg/kg (en S. torvum) a 56 (en B.
veronicifolia) en las partes aéreas; para las raíces la variación fue 2 (en D.
viscosa) a 14 (en B. veronicifolia). El compendio de estos resultados se muestra
en la tabla 13.
0 100 200 300 400 500
Brickellia veronicifolia
Dodonaea viscosa
Juniperus deppeana
Pluchea carolinensis
Ricinus communis
Salvia mexicana
Solanum torvum
Concentración de As (mg/kg)
65
Figura 7. La acumulación de Cd en las plantas analizadas
La concentración total de Cu en las partes aéreas de las plantas seleccionadas
está en el intervalo de 32 a 185 mg/kg con S. torvum acumulando la
concentración más baja y P. carolinensis la más alta. La especie D. viscosa
acumuló la menor cantidad de Cu en raíz, 7 mg/kg, mientras S. mexicana
contenía la concentración más alta de Cu (161 mg/kg). Las concentraciones de
Cu en las plantas nativas se muestran en la figura 8.
0 10 20 30 40 50 60
Brickellia veronicifolia
Dodonaea viscosa
Juniperus deppeana
Pluchea carolinensis
Ricinus communis
Salvia mexicana
Solanum torvum
Concentración de Cd (mg/kg)
66
Figura 8. La acumulación de Cu en las plantas estudiadas
En general, la cantidad de Fe acumulada por las plantas fue el más alto de
todos los metales analizados (Figura 9). Su concentración en las partes aéreas
de las plantas estudiadas varió de 1259 a 20019 mg/kg. La especie D. viscosa
tuvo la menor cantidad de Fe en su parte aérea y B. veronicifolia la mayor
cantidad. La cantidad de Fe que se encontró en las raíces osciló entre 434 a
10742 mg/kg, con D. viscosa acumulando el mínimo nivel y S. mexicana
almacenando la cantidad más grande.
0 50 100 150 200
Brickellia veronicifolia
Dodonaea viscosa
Juniperus deppeana
Pluchea carolinensis
Ricinus communis
Salvia mexicana
Solanum torvum
Concentración de Cu (mg/kg)
67
Figura 9. La acumulación de Fe en las plantas estudiadas
Tabla 13. Acumulación de metales en especies estudiadas
0 5000 10000 15000 20000 25000
Brickellia veronicifolia
Dodonaea viscosa
Juniperus deppeana
Pluchea carolinensis
Ricinus communis
Salvia mexicana
Solanum torvum
Concentración de Fe (mg/kg)
Especie de
planta
Parte
de la
planta
As Cd Cu Fe Mn Pb Zn
mg/kg
Brickellia
veronicifolia
Parte
aérea
128 56 174 20019 1075 528 3652
Raíz 61 14 30 911 145 43 432
Dodonaea
viscosa
Parte
aérea
60 8.1 33 1259 406 45 359
Raíz 13 2 7 434 59 11 52
Juniperus
deppeana
Parte
aérea
56 7 78 1949 126 104 339
Raíz 28 6 37 707 184 72 74
Pluchea
carolinensis
Parte
aérea
439 45 185 16636 548 164 5170
Raíz 326 11 66 6864 117 116 923
Ricinus
communis
Parte
aérea
65 2.6 45 1298 30 118 355
Raíz 76 3 27 1463 33 53 340
Salvia mexicana Parte
aérea
95 9 136 9439 1135 216 1049
Raíz 47 11.3 161 10742 1000 245 1496
Solanum
torvum
Parte
aérea
90 2.5 32 1423 24 69 339
Raíz 86 2.1 19 1455 20 41 211
68
La concentración de Mn en las plantas fluctuó entre 24 a 1135 mg/kg en sus
partes aéreas y entre 20 a 1000 mg/kg en las raíces (Figura 10). Se encontraron
las mínimas cantidades de Mn en la parte aérea y la raíz de S. torvum mientras
y las cantidades más grandes en la parte aérea y la raíz de la especie S.
mexicana.
Figura 10. La acumulación de Mn en las plantas estudiadas
Los valores para el contenido de Pb en las partes aéreas de las plantas
analizadas estuvieron entre 45 a 528 mg/kg, con el contenido más bajo en D.
viscosa y el más alto en B. veronicifolia. En el caso de las raíces, los valores de
Pb oscilaron entre 11 a 245 mg/kg. La planta D. viscosa presentó la
concentración más baja de Pb en su raíz mientras que la S. mexicana acumuló
la concentración más alta. La figura 11 señala las concentraciones de los metales
acumulados en las raíces y las partes aéreas de las todas las especies analizadas.
0 200 400 600 800 1000 1200
Brickellia veronicifolia
Dodonaea viscosa
Juniperus deppeana
Pluchea carolinensis
Ricinus communis
Salvia mexicana
Solanum torvum
Concentración de Mn (mg/kg)
69
Figura 11. La acumulación de Pb en las plantas estudiadas
La concentración de Zn en las plantas fue muy variable, de 339 a 5170 mg/kg
en las partes aéreas y 52 a 1496 mg/kg en la raíces (Figura 12). Las especies
nativas R. communis y D. viscosa muestran las concentraciones de Zn más bajas
acumuladas en la parte aérea y la raíz respectivamente. Se encontraron las
concentraciones más altas de Pb en la parte aérea de B. veronicifolia y en la
raíz de S. mexicana.
0 100 200 300 400 500 600
Brickellia veronicifolia
Dodonaea viscosa
Juniperus deppeana
Pluchea carolinensis
Ricinus communis
Salvia mexicana
Solanum torvum
Concentración de Pb (mg/kg)
70
Figura 12. La acumulación de Zn en las plantas estudiadas
4.4 Tolerancia y acumulación de las plantas nativas
En términos generales, las siete especies vegetales nativas que fueron analizadas
pueden ser consideradas tolerantes a su medio. Los valores críticos de metales
en las plantas varían dependiendo del metal y la especie de la que se trate. De
acuerdo con los valores críticos expresados en la tabla 14. Todas las plantas
tenían, en su raíz o parte aérea, los metales en magnitudes que deberían ser
tóxicas; aun así, las especies estudiadas mostraron un desarrollo favorable, por
lo cual se puede decir que presentaron tolerancia a As, Cd, Cu, Fe, Mn, Pb y Zn.
Los valores de TF y BCF también dan una aproximación de la capacidad de una
planta para excluir, tolerar y acumular los EPT, estos coeficientes se discuten
más adelante (Pilon-Smits, 2005; Yoon et al., 2006; Mendieta & Taisigüe, 2014).
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000
Brickellia veronicifolia
Dodonaea viscosa
Juniperus deppeana
Pluchea carolinensis
Ricinus communis
Salvia mexicana
Solanum torvum
Concentración de Zn (mg/kg)
71
El hecho de que una planta sea tolerante a metales no quiere decir que sea
una planta acumuladora. Muchos autores han citado a Baker & Brooks (1989),
quienes ayudaron a definir qué es una planta hiperacumuladora. Para ser
considerada como una planta hiperacumuladora, esta debe acumular, en la parte
aérea, al menos 100 mg/kg de Cd, 1000 mg/kg de As, Cu y Pb y 10,000 mg/kg
de Mn y Zn (Antonijevic et al., 2012; Evangelou et al., 2007; Ghaderian & Ghotbi,
2012; Krämer, 2010; Salas-Luévano, 2009). De acuerdo con estos criterios,
ninguna de las especies nativas estudiadas son plantas hiperacumuladoras. Sin
embargo, con base en el criterio de van der Ent et al. (2013), la B. veronicifolia
y la especie P. carolinensis son hiperacumuladoras de Zn porque acumularon
más de 3000 mg/kg del metal, 3652 y 5170 mg/kg respectivamente, en la parte
aérea.
Tabla 14. Valores críticos en tejidos de plantas
Elemento Valores
críticos
(mg/kg)
As 5-20
Cd 5-30
Cu 20-100
Fe 50-200
Mn 400-1000
Pb 30-300
Zn 100-400
Fuente: Agyarko et al., 2010; Antonijevic et al., 2012; Cicek & Koparal, 2004; Méndez & Maier, 2008b
72
4.4.1 Translocación de los metales en las plantas nativas
En general, los TF de las plantas (Tabla 15) fueron altos, casi todos estaban
arriba del 1. Esto quiere decir que las plantas tuvieron la disposición de traslocar
los metales que se absorbieron de su raíz a la parte aérea (Andreazza et al.,
2011). Todos los TF de B. veronicifolia, D. viscosa, P. carolinensis y S. torvum
fueron más altos al uno indicando que esas plantas tuvieron una gran capacidad
de transportar As, Cd, Cu, Fe, Mn, Pb y Zn desde su raíz a la parte aérea.
La especie nativa B. veronicifolia obtuvo los TF más altos para Fe (22), Pb (12.3),
Zn (8.45), Mn (7.41) y Cu (5.8) mientras que la D. viscosa logró tener los TF más
altos para As (4.53) y Cd (4.03). J. deppeana alcanzó TF>1 para todos los metales
con la excepción de Mn, donde el TF fue 0.7. Se puede deducir que la R.
communis y la S. mexicana no fueron las más eficientes en la translocación de
algunos de los metales ya que la mayoría de sus TF fueron inferiores al uno; el
TF más bajo de la R. communis fue 0.85 para el As mientras que el TF más bajo
para S. mexicana fue de 0.7 para Zn.
Según Mendieta & Taisigüe (2014), una planta con un valor de TF>1 es
considerada como una planta acumuladora del EPT. Un valor de TF entre 0.1 y
1 indica que la planta es tolerante y al tener un TF<0.1, se considera que la
planta es exclusora. Tomando en cuenta este criterio: B. veronicifolia, D. viscosa,
P. carolinensis y S. torvum son acumuladoras de los elementos de interés; J.
deppeana es acumuladora de todos los elementos excepto de Mn, del cual la
planta es tolerante; R. communis es acumuladora de Cu, Pb y Zn pero solo
tolerante a As, Cd, Fe y Mn; S. mexicana es acumuladora de As y Mn, y tolerante
a los demás elementos de estudio.
73
Tabla 15. TF de los metales de interés en las plantas nativas
Muestra de
planta
Factor de translocación (TF)
As Cd Cu Fe Mn Pb Zn
B. veronicifolia 2.1
0
4.00 5.80 22.00 7.41 12.30 8.45
D. viscosa 4.5
3
4.03 4.71 3.00 6.88 4.10 7.00
J. deppeana 2.0
0
1.17 2.11 2.76 0.70 1.44 4.58
P. carolinensis 1.3
4
4.10 2.80 2.42 4.68 1.41 5.60
R. communis 0.8
5
0.89 1.67 0.90 0.91 2.23 1.04
S. mexicana 2.0
2
0.80 0.84 0.90 1.14 0.88 0.70
S. torvum 1.0
4
1.17 1.68 1.00 1.20 1.68 1.60
4.4.2 Potencial de las plantas nativas para la fitorremediación
Los valores de BCF, mostrados en la tabla 16, para las plantas analizadas
variaron de la siguiente manera: B. veronicifolia de 0.01 a 0.7; D. viscosa de
0.005 a 0.1; J. deppeana de 0.01 a 0.4; P. carolinensis de 0.1 a 0.5; R. communis
de 0.02 a 0.14; S. mexicana de 0.02 a 2.1 y S. torvum de 0.02 a 0.1. Mendieta
& Taisigüe (2014) afirmaron que un BCF>1 indica que la planta puede ser
considerada como acumuladora de un metal. Un BCF entre 0.1 y 1 demuestra
que la planta es tolerante al metal, mientras que un BCF<0.1 quiere decir que la
planta es exclusora del metal.
74
Con base en esta especificación, la única planta que logró ser acumuladora fue
S. mexicana, para Mn (BCF=2.1). Esta misma especie fue tolerante a Cd, Cu, Fe,
Pb y Zn y exclusora de As. P. carolinensis fue tolerante a los siete metales de
interés. La especie nativa B. veronicifolia fue tolerante a As, Cd, Mn y Zn pero
exclusora de Cu, Fe y Pb. J. deppeana y R. communis fueron tolerantes a Cd,
Mn y Pb pero exclusoras de As, Cu y Fe; en el caso de Zn la primera especie
fue exclusora mientras que la segunda fue tolerante.
Tabla 16. BCF de los metales de interés en las plantas nativas
Muestra de
planta
Factor de bioconcentración (BCF)
As Cd Cu Fe Mn Pb Zn
B. veronicifolia 0.30 0.70 0.06 0.01 0.30 0.08 0.20
D. viscosa 0.005 0.10 0.01 0.007 0.12 0.02 0.02
J. deppeana 0.01 0.30 0.07 0.01 0.40 0.13 0.03
P. carolinensis 0.13 0.50 0.12 0.10 0.24 0.21 0.40
R. communis 0.03 0.14 0.05 0.02 0.10 0.10 0.14
S. mexicana 0.02 0.50 0.30 0.20 2.10 0.44 0.62
S. torvum 0.04 0.10 0.04 0.02 0.04 0.07 0.10
Los TF y BAC (los valores de BAC para las plantas estudiadas se encuentran en
la Tabla 17) sirven como índices para evaluar el potencial de las especies
vegetales para la fitoextracción (Chaturvedi et al., 2012; Miniño et al., 2014). Un
75
BAC>1 y un TF>1 indican que una planta puede servir en la fitoextracción de un
determinado metal (Cheraghi et al., 2011; Pérez-Esteban et al., 2014). Solamente
tres de las plantas analizadas obtuvieron BAC mayores a uno para algunos
metales y fueron B. veronicifolia, P. carolinensis y S. mexicana.
B. veronicifolia obtuvo valores de TF y de BAC para Cd, 4 y 3.3; para Mn, 7.41
y 2.5; para Pb, 12.3 y 1; y para Zn, 8.45 y 1.7 respectivamente. Se puede inferir
que la especie nativa B. veronicifolia es apta para la fitoextracción de dichos
metales.
En un estudio realizado en Taxco, Guerrero, concluyeron que Brickellia sp. puede
ser utilizada para la fitoextracción de Pb, Cu y Zn (Cortés-Jiménez et al., 2013).
Los resultados del presente estudio corroboran el uso de B. veronicifolia para la
fitoextracción de Pb y Zn. Aunque la planta tuvo una gran capacidad de translocar
el Cu (TF = 5.8), el BAC, 0.4, indicó que su capacidad de acumular el metal no
fue lo suficiente alto y por lo tanto no es adecuada para la fitoextracción. Lo
mismo ocurrió con As, y Fe; tuvieron TF>1, de 2.1 y 22.0 respectivamente, con
valores de BAC muy bajos (0.08 y 0.32 para As y Fe respectivamente). Se puede
aprovechar B. veronicifolia en el proceso de revegetación de jales contaminados
con As, Cu y Fe (Becerril et al., 2007).
Los valores de BAC (2.67) y TF (4.1) para Cd en P. carolinensis indicaron que la
planta es una buena opción para la fitoextracción de este metal (Méndez &
Maier, 2008b; Qi et al., 2011). Los resultados también revelaron que la especie
nativa P. carolinensis es capaz de ser utilizada para la fitoextracción de Mn y
Zn. Los BAC fueron 1.4 y 2.53 para Mn y Zn respectivamente y los valores de
TF fueron 4.68 para Mn y 5.6 para Zn.
76
Basado en los valores de BAC, se puede decir que P. carolinensis no funcionaría
para la fitoextracción de As (0.3), Cu (0.5), Fe (0.4), y de Pb (0.5), aunque los TF
para estos metales fueron mayores a uno (1.34, 2.8, 2.42 y 1.41). Sin embargo,
la planta puede jugar un papel importante en la restauración de las presas de
jales abandonadas.
El comportamiento de S. mexicana fue muy peculiar; por un lado se mostró una
gran capacidad para acumular Mn en su raíz, por otra parte obtuvo valores de
BAC y TF por encima de uno, 4.4 y 1.14, respectivamente. La planta podría servir
para la fitoextracción de Mn pero no para la fitoestabilización por haber obtenido
un TF>1 (Lorestani et al., 2013). EL BAC de Zn para la planta fue 1.1 pero el
TF<1, 0.7. Puede ser utilizada para la fitoextracción de Zn en conjunto con algún
microorganismo o una enmienda que mejore la biodisponibilidad y por
consecuencia la absorción y translocación del metal en la planta (Singh et al.,
2003). El TF para As en esta especie fue 2.02, La planta es capaz de traslocar
el metaloide de la raíz a la parte aérea pero el valor tan bajo de BAC, 0.06,
refleja que S. mexicana no es candidata para la fitoextracción de As en los jales
de la planta de Beneficio de San Francisco. Esta especie tuvo valores de TF<1
para la mayoría de los metales. Por ejemplo, los valores para Cd, Cu, Fe y Pb
fueron 0.8, 0.84. 0.9 y 0.88 respectivamente sin embargo, los valores de BAC
(variando de 0.31 a 0.95) para estos metales fueron muy bajos confirmando que
no sería práctico utilizar S. mexicana para la fitoextracción de Cd, Cu, Fe y Pb.
Las siguientes especies nativas analizadas fueron consideradas no adecuadas
para ser aplicadas en la técnica de fitoextracción de los metales de interés: D.
viscosa, J. deppeana, R. communis y S. torvum. Las cuatro plantas lograron TF>1
con la excepción de J. deppeana para Mn (0.7) y R. communis para As (0.85),
Cd (0.89), Fe (0.9) y Mn (0.91). Los valores de BAC estuvieron entre 0.03 y 0.96.
77
D. viscosa obtuvo el BAC más alto de estas cuatro plantas. El hecho de que el
valor de dicho coeficiente sea muy cercano a uno, 0.96, significa que la planta
podría ser una opción para la fitoextracción de Mn (TF=6.88).
Se han hecho estudios con D. viscosa, J. deppeana, R. communis y S. torvum
para evaluar su tolerancia a diversos metales. En un trabajo de investigación
realizado por Rojas-Loria et al. (2012), se decidió que la D. viscosa tenía un gran
potencial para la fitoestabilización de Pb debido a que la planta acumuló 4.4-6.5
veces más del metal en su raíz que en la parte aérea. Como consecuencia, el
TF fue menor a uno. Además, destacaron que la asociación de D. viscosa con
el hongo Lewis sp. aumentó la capacidad de la planta para acumular el Pb. Los
resultados del presente trabajo sugieren que la especie alcanzó un TF muy por
arriba de uno para Pb; aun así el bajo BAC para el metal descarta su uso en la
fitoextracción.
Cortés-Jiménez et al. (2013) mencionaron que J. deppeana no acumula metales
independientemente de su concentración en el sustrato y que la planta puede
ser clasificada como una especie exclusora y ser aplicada a la fitoestabilización.
Los BAC, que fueron desde 0.03 a 0.62, de J. deppeana en este proyecto
concuerdan con esta afirmación.
En algunos de los estudios que se han desarrollado para investigar la tolerancia
de R. communis a los metales, la mayoría de los autores han comentado que la
planta no tiene la capacidad para la fitoextracción (Melo et al., 2009; Rodríguez
& García, 2006; Ruiz et al., 2013). Los valores de BAC para los metales de interés
en este trabajo confirman estas observaciones, variaron de 0.02 a 0.3.
Miniño et al. (2014) comprobaron que el EDTA y el EDDS facilitaron la absorción
y translocación de Pb en R. communis, permitiendo que la planta actuara como
78
una acumuladora de Pb, haciéndola apta para la fitoextracción. El uso de una
enmienda para estimular la absorción y acumulación de Pb en la parte aérea
puede ser posible en R. communis en el área de estudio, ya que el TF para Pb
fue de 2.23.
Todos los TF para S. torvum estuvieron arriba de uno, entre 1.0 y 1.68; no
obstante, esta especie nativa no es apta para la fitoextracción de los metales
de interés, en virtud de los valores muy bajos BAC, que variaron de 0.04 a 0.22.
Yamaguchi et al. (2010) confirmaron que S. torvum tiene una baja tasa de
acumulación de Cd.
Tabla 17. BAC de los metales de interés en las plantas nativas
Muestra de
planta
Coeficiente de absorción biológica (BAC)
As Cd Cu Fe Mn Pb Zn
B.
veronicifolia
0.08 3.30 0.40 0.32 2.50 1.00 1.70
D. viscosa 0.03 0.50 0.07 0.03 0.96 0.10 0.20
J.
deppeana
0.03 0.62 0.20 0.04 0.60 0.30 0.20
P.
carolinensis
0.30 2.67 0.50 0.40 1.40 0.50 2.53
R.
communis
0.06 0.30 0.13 0.04 0.13 0.31 0.30
S.
mexicana
0.06 0.95 0.51 0.31 4.40 0.82 1.10
S. torvum 0.07 0.22 0.10 004 0.10 0.20 0.20
79
4.4.3 El uso futuro de las especies de plantas para la fitorremediación
En resumen, tres de las siete especies nativas pueden ser aplicadas en la
fitoextracción: B. veronicifolia para Cd, Mn, Pb y Zn; P. carolinensis para Cd, Mn
y Zn; y S. mexicana para Mn y posiblemente Zn. La única planta que mostro un
valor de BCF>1 fue S. mexicana para Mn, pero como obtuvo un TF>1 no es
adecuada para la fitoestabilización sino solo para la fitoextracción. Las otras
cuatro especies nativas que fueron analizadas pueden ser utilizadas para la
revegetación de las presas abandonadas. A continuación, los datos mencionados
anteriormente se muestran en la tabla 18, la cual hace un resumen de la
aplicación de las plantas a la fitoestabilización o a la fitoextracción con base en
los coeficientes de acumulación (BCF, TF y BAC).
Tabla 18. Plantas nativas aptas para la fitorremediación
Especie nativa BCFR>1 TF>1 BAC>1 Aplicación
B.
veronicifolia
T A de As, Cd,
Cu, Fe, Mn, Pb y
Zn
FE de Cd, Mn, Pb
y Zn
FE de Cd, Mn, Pb y
Zn
D. viscosa T A de As, Cd,
Cu, Fe, Mn, Pb y
Zn
T RV de presas de
jales contaminados
con los elementos
de interés
J. deppeana T A de As, Cd, Cu,
Fe, Pb y Zn
T a Mn
T RV de presas de
jales contaminados
con los elementos
de interés
80
A= Acumuladora FE= Fitoextracción; FS= Fitoestabilización; RV= Revegetación; T= Tolerante
Peuke & Rennenberg (2005) propusieron unos factores muy importantes a
considerar en la selección de especies nativas para la fitoextracción. Uno es la
producción de biomasa y el otro es el valor del BCFPA. Ellos plantearon las
siguientes especificaciones: una planta con BCFPA>20 y producción de biomasa
de 10 toneladas por hectárea (t/ha) o una planta con BCFPA>10 y producción de
biomasa de 20 t/ha. Para empezar, los BCFPA reportados para este presente
trabajo no fueron tan altos.
Si B. veronicifolia, P. carolinensis y S. mexicana van a ser utilizada para la
fitoextracción, se requiere el uso de sustancias que induzcan el crecimiento de
biomasa y/o la acumulación y translocación de un metal. Una forma de optimizar
la tasa de absorción de metales en la planta es a través del uso de enmiendas.
Las enmiendas, como la cal y la composta, mejoran las propiedades físicas y
químicas de los jales (Fellet et al., 2014). Al seleccionar una enmienda es
P. carolinensis T A de As, Cd,
Cu, Fe, Mn, Pb y
Zn
FE de Cd, Mn y Zn FE de Cd, Mn y Zn
R. communis T A de Cu, Pb y
Zn
T a As, Cd, Fe y
Mn
T RV de presas de
jales contaminados
con los elementos
de interés
S. mexicana T A de As y Mn
T a Cd, Cu, Fe,
Pb y Zn
FE de Mn y Zn FE de Mn
S. torvum T A de As, Cd,
Cu, Fe, Mn, Pb y
Zn
T RV de presas de
jales contaminados
con los elementos
de interés
81
importante considerar los costos de su uso en el proceso de la fitorremediación.
Los microorganismos aumentan la biodisponibilidad de los iones de metales en
los jales y así mejoran el ingreso de los metales en la raíz y su posterior
translocación a la parte aérea de la planta (Singh et al., 2003).
4.5 Morfología de las plantas de la parcela
Una característica importante que se busca en la fitorremediación es una alta
tasa de crecimiento (Meeinkuirt et al., 2013). Esta cualidad de las plantas sirve
tanto para la fitoextracción como la fitoestabilización. Las alturas de las cuatro
especies que se sembraron en la parcela durante un tiempo de 8 meses se
muestran en la tabla 19. Se presentan la parcela, en la fotografía 13, y una D.
viscosa, en la fotografía 14, después de los 8 meses de muestreo.
Para el primer muestreo los promedios de las alturas fueron 77, 12, 41.2 y 13.2
para D. viscosa, J. deppeana, R. communis y S. torvum respectivamente. Las tasas
de crecimiento de las plantas disminuyeron al acercarse al último muestreo. La
altura de D. viscosa se duplicó en el segundo muestreo y se aumentó en 1.6
por el último muestreo. En el segundo muestreo, las alturas de J. deppeana y R.
communis se triplicaron y para el tercer muestreo se duplicaron. Del primero al
segundo muestreo, S. torvum creció por 4.5 veces y se triplicó en el último
muestreo.
Los resultados demuestran que las plantas crecieron a un ritmo acelerado. En
promedio, J. deppeana y S. torvum mostraron las tasas de crecimiento más altas,
pero fueron D. viscosa y R. communis las que presentaron el mayor crecimiento.
Esas dos características son importante para la fitorremediación, ya sea
fitoestabilización o fitoextracción (Mendez & Maier, 2008a)
82
Tabla 19. Crecimiento de las plantas nativas (longitud dado en cm)
Especie
nativa
Muestreo PM1 PM2 PM3 PM4 PM5
D. viscosa 1 75 68 74 87 81
2 168 174 170 176 190
3 211 288 280 320 343
J. deppeana 1 11 8 17 11 13
2 35 32 45 39 42
3 56 55 89 67 82
R. communis 1 38 43 37 46 42
2 130 100 90 143 150
3 300 289 230 315 333
S. torvum 1 11 8 17 11 19
2 56 60 55 59 67
3 134 170 167 156 160
PM= muestra de planta
83
Fotografía 13. Parcela establecida (Prince, L., 2014)
Fotografía 14. 3o generación de una D. viscosa (Prince, L., 2014)
84
5. Conclusiones
Los análisis de los elementos de interés (As, Cd, Cu, Fe, Mn, Pb y Zn) en los
jales en la presa #6 de la planta de Beneficio de San Francisco mostraron
concentraciones bajas esto debido a la compactación en la superficie y aumento
de concentración en las capas más profundas a causa de la lixiviación.
Se lograron seleccionar y clasificar 12 especies nativas de las presa de jales #6
y se utilizaron siete de esas para el análisis de los elementos de interés. Se
puede concluir que las siete especies de plantas que se analizaron, B.
veronicifolia, D. viscosa, J. deppeana, P. carolinensis, R. communis, S. mexicana y
S. torvum, son buenas candidatas para la rehabilitación de los jales mineros
generados en el proceso de beneficio de metales en la planta San Francisco,
del grupo Carrizal Mine, en el municipio de Zimapán, Hidalgo.
Aunque todas las especies analizadas pueden ser útiles en la restauración de la
cubierta vegetal, son B. desertorum, P. carolinensis y S. mexicana son las que
mostraron mayor potencial para la fitoextracción de Cd, Mn, Pb y Zn; Cd, Mn y
Zn; y Mn respectivamente. Dichas especies mostraron los TF>1 y BAC>1 para los
metales mencionados anteriormente.
En cualquier caso, para que el proceso de fitorremediación sea un éxito, los
valores de algunos coeficientes de fitorremediación deben ser más altos que 10;
el BCF para la fitoestabilización y el BAC para la fitoextracción. Esto podría
lograrse mediante el uso de enmiendas tales como EDTA y caliza o mediante el
uso de microorganismos, manipulando la biodisponibilidad de los iones de metal
en el sustrato y/o inducir la absorción en la raíz y la translocación de los iones
de metales a la parte aérea de la planta.
85
Se logró establecer una parcela conformada por cuatro especies (D. viscosa, J.
deppeana, R. communis y S. torvum) que resultaron tolerantes y de las cuales
se pudo ver el desarrollo de tres generaciones posteriores a la fructificación de
las primeras plantas trasplantadas.
5.1 Perspectivas
Cada vez más, la fitorremediación está siendo reconocida como una estrategia
viable y sostenible de remediación de los suelos contaminados. Se requiere
ampliar la investigación por ejemplo en el campo de mejora de la absorción de
nutrientes en sustratos pobres y de las herramientas como el uso de las
enmiendas y los microorganismos para optimizar el proceso de remediación.
En México, se requiere una reestructuración de las normativas existentes en el
ámbito de la minería y la responsabilidad social de las empresas mineras. Sólo
cuando haya leyes pertinentes y las entidades correspondientes para hacerlas
cumplir habrá esperanza para la restauración ecológica de estas zonas destruidas
por las empresas extractoras.
86
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