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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambie. 28 (2) 103-117, 2012
ACUMULACIÓN DE ARSÉNICO Y METALES PESADOS EN MAÍZ EN SUELOS CERCANOS A
JALES O RESIDUOS MINEROS
Esther Aurora Ruiz Huerta
1
y María Aurora Armienta Hernández
2*
1
Posgrado en Ciencias de la Tierra, Universidad Nacional Autónoma de México
2
Instituto de Geofísica, Universidad Nacional Autónoma de México, Recursos Naturales, Laboratorio de
Química Analítica
*Autora responsable; victoria@geoFsica.unam.mx
(Recibido abril 2011, aceptado febrero 2012)
Palabras Clave: suelo agrícola, factor de translocación, factor de bioconcentración, invernadero, efectos
Ftotóxicos
RESUMEN
Se determinaron las
concentraciones
de As y metales pesados Pb, Zn, Cu, ±e, Cd, en
cuatro sustratos bajo la in²uencia de los jales mineros de “El ±raile” y se evaluó su
acumulación y
efectos en el desarrollo de plantas de maíz
(
Zea mays
L.) variedad H-515
,
crecidas
en invernadero bajo condiciones controladas (temperatura, humedad relativa
y radiación solar) por 70 días;
también se evaluaron las concentraciones de metales
para plantas de 30 días
. Las plantas de maíz sembradas en los sustratos (S3 y S4) con
mayores concentraciones de As y metales (metales y metaloides tóxicos, MMTOX),
mostraron síntomas visibles de afectación como: necrosis, clorosis, adelgazamiento de
las hojas e inhibición del crecimiento.
El Zn y el Pb fueron los elementos con mayor
concentración en los sustratos y en las plantas. En los sustratos, las concentraciones de
Zn variaron de 175.2 a 16193 mg/kg y las de Pb de 66.5 a 6166 mg/kg. A los 70 días de
crecimiento el Zn presentó concentraciones de 54.7 a 3555.4 mg/kg y el Pb de 11.1 a
320.3 mg/kg en las raíces. En la parte aérea se determinaron contenidos de 30.8 a 519.8
mg/kg para el Zn y de 3.7 a 38.5 mg/kg para el Pb. A los 30 días los contenidos de Zn
en raíz variaron entre 88.9 y 504.8 mg/kg y los de Pb entre 25.2 y 300.9 mg/kg; en la
parte aérea se determinaron concentraciones para el Zn de 15.5 a 555.6 mg/kg y para
el Pb de 2.2 a 10.8 mg/kg. Los factores de translocación (±T) y de bioconcentración
(±BC) fueron generalmente bajos para todos los elementos. Sin embargo, en las plantas
de 30 y 70 días los ±T fueron ligeramente mayores con valores de 0.86 y 0.85 para Cd
y de 0.82 para Zn en los suelos de uso agrícola; el As presentó el mayor ±T en todos
los suelos para plantas de 70 días. También se observaron diferencias en el desarrollo
del
maíz; las plantas crecidas en la unidad experimental de suelos agrícolas lejanos a
los jales mostraron un mejor crecimiento (46 cm en promedio) respecto a las crecidas
en los residuos de jal (24 cm en promedio). Este mismo comportamiento fue obser-
vado al evaluar las características anatómicas, pesos fresco y seco, biomasa y número
de hojas, con diferencias signiFcativas (p<0.05) entre las unidades experimentales, y
mayores valores para S1 seguidos de S2, S3 y S4. Estos resultados sugieren que la
contaminación por MMTOX en las áreas cercanas a los jales afecta el desarrollo de las
plantas de maíz al acumularlos y altera su crecimiento y desarrollo causando efectos
Ftotóxicos que se re²ejan en su apariencia.
Keywords: farm soil, translocation factors, bioconcentration factors, greenhouse, phytotoxic effects
Esther Aurora Ruiz Huerta y María Aurora Armienta Hernández
104
ABSTRACT
Arsenic and metals Pb, Zn, Cu, Fe, Cd concentrations were determined in four sub-
strates near mine tailings. After 70 days growth, accumulation of those elements and
effects in the development of young maize (
Zea mays
L.) H-515, raised in greenhouse
under controlled conditions (temperature, relative humidity and solar radiation) were
also evaluated. Maize planted in substrates (S3 and S4) with higher concentrations of
As and metals (Toxic metals and metalloids TMM) showed visible affectations such
as: chlorosis, thinner leaves and growth inhibition. Zinc and Pb reached the high-
est contents among the studied elements in substrates and plants. In substrates, Zn
concentrations ranged from 175.2 to 16193 mg/kg, and Pb from 66.5 to 6166 mg/kg.
After 70 days growth, Zn concentrations in roots ranged from 54.7 to 3555.4 mg/kg,
and Pb from 11.1 to 320.3 mg/kg. In the aerial part Zn contents varied from 30.8 to
519.8 mg/kg and Pb ranged from 3.7 to 38.5 mg/kg. Metal concentrations were also
evaluated in 30 days growth maize plants. Zinc contents in roots ranged from 88.9
to 504.8 mg/kg, and Pb from 25.2 to 300.9 mg/kg; in the aerial part concentration
ranges were 15.5 to 555.6 mg/kg for Zn, and 2.2 to 10.8 mg/kg for Pb. Generally
low translocation (TF) and bioconcentration factors (BF) were determined for all ele-
ments. However, TF for Zn and Cd were slightly higher in plants after 30 and 70 days
growth, with 0.86 and 0.85 for Cd and 0.82 for Zn in agricultural soils; arsenic had
higher TF in all substrates for 70 days growth plants. Differences were also observed
in maize development; plants grown in agricultural soils far from tailings showed
better growth (46 cm on average) while those grown in tailings had lower growth (24
cm on average). Anatomic characteristics, fresh and dry weight, biomass and number
of leaves also presented a similar behavior showing signi±cant differences (p<0.05)
among experimental units with S1 presenting the highest values, followed by S2, S3
and S4. Results suggest that TMM in zones close to tailings accumulate and affect
young maize plants development, disturb their growth and cause phytotoxic effects
that are shown in their appearance.
INTRODUCCIÓN
La industria minera es una de las actividades eco-
nómicas de mayor tradición en México. Actualmente
comprende la explotación de metales preciosos, me-
tales industriales, minerales metálicos y no metálicos
y metales obtenidos como subproductos. En 2009 los
porcentajes de los principales productos del sector
minero nacional fueron oro (18.1), plata (14.5), co-
bre (13.1), arena (7.4), zinc (7.2), grava (5.4) y ±erro
(4.9), que en conjunto representaron 71.1% del valor
del mismo (INEGI 2005, SGM 2010). Desafortuna-
damente, esta actividad puede afectar el ambiente y es
común que en sitios cercanos a minas y fundiciones
de metales se encuentren áreas extensas con presencia
de cobre, cadmio, arsénico, plomo entre otros, los
cuales en altas concentraciones tienen efectos tóxicos
fuertes y son considerados contaminantes ambientales
capaces de alterar a los ecosistemas (Nedelkoska y
Doran 2003, Chehregani
et al.
2005, Wei
et al.
2007,
Yadav
et al.
2009). Además, estos elementos, no son
biodegradables y pueden bioacumularse (Boularbah
et al.
2006). Las plantas han desarrollado mecanismos
muy especí±cos para absorber, translocar y acumular
nutrientes (Lasat 2000); sin embargo, algunos meta-
les y metaloides aunque no son esenciales para los
vegetales son absorbidos, translocados y acumulados
debido a que presentan un comportamiento electro-
químico similar a los elementos nutritivos esenciales
(Souza
et al.
2005). La ±toxicidad ocasionada por las
altas concentraciones de metales pesados da como
resultado clorosis, crecimiento débil de las plantas
y puede incluso ocasionar reducción en la captación
de los nutrientes así como desórdenes en el metabo-
lismo (Chaudri
et al.
2000, Broos
et al.
2005, Dan
et al.
2008). Así, los metales pesados causan estrés
oxidante en las plantas (Fayiga
et al.
2004). Además
se ha reportado que el estrés por metales afecta a la
fotosíntesis, a la ²uorescencia de la cloro±la y a la
resistencia estomatal (Monni
et al.
2001). Por ejem-
plo, el cobre inhibe la fotosíntesis y los procesos
reproductores, el plomo reduce la producción de
cloro±la mientras que el arsénico inter±ere con el
proceso metabólico y disminuye la germinación de
las semillas (Franco-Hernández
et al.
2010, Smith
et
al
. 2010). Consecuentemente, el crecimiento de las
ACUMULACIÓN DE As Y METALES PESADOS EN MAÍZ EN RESIDUOS MINEROS
105
plantas se reduce o es total (Gardea-Torresdey
et al.
2005). Todas las plantas absorben metales del suelo
donde se encuentran, pero en distinto grado depen-
diendo de la especie vegetal y de las características y
contenido de metales en el suelo. Las plantas pueden
adoptar diversas estrategias frente a la presencia de
metales en su entorno (Baker 1981, Barceló
et al.
2003). Flores-Tavison
et al.
(2003) reportaron algu-
nas especies que crecen en suelos contaminados por
arsénico en Chihuahua, México. Carrillo y González-
Chávez (2006) reportaron a
Polygonum aviculare
L. y a
Jatropha dioica
Sessé como acumuladoras de
zinc. Armienta
et al.
(2008) registró a
Prosopis lea-
vigata
L. y
Acacia farnesiana
(L.) Willd., en suelos
ricos con arsénico en Zimapán, Hidalgo.
La acumulación de metales pesados en tejidos
vegetales por absorción u otras formas de asociación
natural, da la posibilidad de ser biodisponibles a los
seres humanos y animales a través del consumo de
estos productos (Brun
et al.
2001, Gincchio et al.
2002, Prieto García
et al.
2005, Friesl
et al.
2006).
Esta posible vía de exposición es particularmente
relevante en el caso del maíz (
Zea mays
L.) ya que
es un alimento básico de la dieta de los mexicanos, y
su cultivo constituye una actividad importante para la
sobrevivencia de la familia campesina, por lo que el
impacto generado por los residuos mineros representa
un problema de salud, ambiental y social. En trabajos
previos, Kabata-Pendias y Pendias (2001) reportaron
valores de concentraciones de metales para granos
de maíz dulce en el intervalo de Cu 1.4 a 2.1, Zn 25
a 36, As 0.03 a 0.4 y Pb 0.3 a 3.0 mg/kg.
El desarrollo del maíz es afectado por algunos
elementos metálicos que se re±eja en los diferentes
órganos y tejidos que pueden presentar algunos
cambios estructurales (Malkowski
et al.
2002, Souza
et al.
2005, Pál
et al.
2006; Shen
et al.
2006) lo que
altera también su rendimiento. Aunado a esto, en la
región minera de Taxco no existen muchos estudios
relacionados con la transferencia de metales entre el
suelo y las plantas. Los trabajos más representativos
son los generados por Talavera
et al.
(2002) y Torre-
Martínez (2001) quienes determinaron el impacto
de los residuos mineros sobre suelos de cultivo y
urbanos de la zona, mientras que Díaz-Villaseñor
(2006), evaluó la transferencia de metales entre suelo
y plantas de maíz que crecieron en terrenos afectados
por jales mineros. Cabe señalar que esas plantas, ade-
más de estar expuestas a suelos contaminados pueden
haber recibido metales y metaloides directamente en
las partes aéreas (debido al transporte de partículas
de jales) y en las raíces por absorción directa de agua
de riego contaminada.
En este trabajo se presentan los resultados de la
acumulación de As y metales pesados en plantas
de maíz (
Zea mays
L.) crecidas en sustratos con
in±uencia minera bajo condiciones controladas de
invernadero. Se evalúan también las diferencias en
el desarrollo de las plantas provocadas por las con-
centraciones de metales y metaloides tóxicos en los
suelos y jales. La importancia de este trabajo radica
en el uso de suelos impactados con residuos mineros
de la zona para estudiar el desarrollo del maíz en
condiciones controladas, lo que permitió evaluar la
transferencia y los efectos de los metales pesados
y metaloides tóxicos procedentes únicamente del
suelo. Este tipo de investigación no ha sido reali-
zado en la zona, ni se encontraron referencias de
artículos publicados similares para el maíz en otras
áreas mineras.
MATERIALES Y MÉTODOS
El área de estudio (
Fig. 1
) se ubica en Taxco,
Guerrero, en la parte suroeste de México, donde
existe una importante actividad minera. El área de
muestreo está ubicada en el municipio 55, a 10 km
al SO de la ciudad de Taxco de Alarcón, en la loca-
lidad de Santa Rosa. En esa zona se localiza el jale
“El Fraile”, en las coordenadas 18º31´ 28.23” latitud
norte y 99º37´ 55.92” longitud oeste, a una altitud
de 1664 msnm. Los suelos de la región pertenecen
a la unidad edafológica feozem háplico (FAO 1977,
INEGI 2005), son de clase textural media. El clima
es cálido con lluvias veraniegas y con un régimen
de humedad que va desde ligeramente húmedo hasta
seco (SEMARNAP 2000, INEGI 2005).
Muestreo de suelos, residuos y semillas
Se colectaron muestras de suelo y semillas de
maíz
(
Zea mays
L.) de la variedad H-515 (obtenidas
de lugareños, información personal) a partir de las
plantas crecidas en suelos de la región, también se
tomaron muestras de suelo contaminado en zonas
cercanas a los jales “El Fraile”. Los sitios de muestreo
se seleccionaron de acuerdo con su distancia a la zona
contaminada y al uso de suelo, en este caso de siem-
bra de maíz. La zona contaminada fue elegida a partir
de estudios previos, que se orientaron principalmente
hacia el conocimiento del comportamiento geoquí-
mico de As y metales tóxicos en la zona (Armienta
et
al.
2004, Talavera
et al.
2006, Díaz-Villaseñor 2006,
Romero
et al.
2007). Las condiciones utilizadas, que
se establecieron con base en distancias respecto a
los residuos del jale y por lo tanto sujetos a distinta
Esther Aurora Ruiz Huerta y María Aurora Armienta Hernández
106
infuencia de los mismos, Fueron suelo agrícola lejano
a los jales o testigo (S1), suelo agrícola cercano a los
jales (S2), suelo muy cercano a jales (S3) y jales (S4).
Estos sustratos Fueron seleccionados para evaluar la
acumulación de metales en las plantas de maíz; cabe
mencionar que los sustratos S1 y S2 son empleados
para la siembra de esta gramínea.
Se tomaron tres muestras de jale y suelo por
condición, para Formar muestras compuestas de
cada sustrato a partir de 20 cm de proFundidad. La
colecta de dos muestras de suelo agrícola donde se
cultiva maíz, S2 (que corresponde al más cercano
a los jales de la zona) y el suelo testigo (S1) tuvo
por objeto determinar las posibles variaciones en
el desarrollo de las plantas en suelos de labranza
con distinta infuencia de los residuos mineros. Los
sitios de estudio se establecieron de acuerdo con los
antecedentes del lugar así como a las distancias y
S4
Jal
“El Fraile”
Taxco
de
Alarcón
N
S
E
O
99º35´
ESTADO DE
MÉXICO
ESTADO DE
MORELOS
ESTADO DE
PUEBLA
ESTADO DE
MICHOACAN
OCÉANO
PACÍFICO
TAXCO
0
100
S1 - Suelo agrícola lejano a los jales
S2 - Suelo agrícola cercano a los jales
S3 - Suelo muy cercano a los jales
S4 - Jales
18º32´30”
1
S3
S2
S1
Fig. 1.
Ubicación del sitio de colecta, Taxco, Guerrero, México
ACUMULACIÓN DE As Y METALES PESADOS EN MAÍZ EN RESIDUOS MINEROS
107
el uso de suelo, para determinar diferencias en el
impacto de los metales pesados en el desarrollo de
las plantas de maíz.
Diseño experimental.
Se utilizó un arreglo por blo-
ques al azar con plantas de maíz. Los bloques fueron
las condiciones establecidas (S1, S2, S3 y S4), las
muestras de plantas se evaluaron a los 30 y 70 días de
estudio. Las unidades experimentales fueron macetas
de 750 g de capacidad, las cuales se llenaron con 500
g del jale ó 500 g de suelo.
Experimento en invernadero
. Las semillas co-
lectadas se esterilizaron con NaOCl al 2.5 % y se
lavaron con agua destilada, se embebieron en agua
desionizada por 24 h, se sembraron en macetas con
los suelos o el jale establecidos anteriormente y se
dejaron crecer durante 70 días en invernadero au-
tomatizado, perteneciente al Instituto de Geología,
UNAM. En el invernadero se controlaron las condi-
ciones de temperatura, humedad relativa y radiación
solar, con régimen natural de luz (día-noche) y riego
con agua desionizada sin permitir el lixiviado de la
maceta. Se extrajeron a los 30 días 12 plantas (cuatro
por condición) para evaluar diferencias entre etapas
de crecimiento. Se monitorearon las condiciones
ambientales controladas semanalmente y se tomaron
datos de crecimiento y características anatómicas
en las diferentes condiciones durante el periodo
experimental.
Las condiciones ambientales en promedio para
los 70 días del experimento fueron las siguientes:
temperatura de 19.11 ºC, humedad relativa de 54.39
% y radiación solar de 13.90 W/m
2
, que son con-
diciones óptimas para el desarrollo de las plantas
de maíz de la variedad H-515 (Méndez
et al.
2005,
SIAP 2007).
Análisis de las muestras.
Las muestras de suelos y
jales fueron secadas al aire, homogeneizadas y tami-
zadas a través de malla 230 de 0.063 mm. Después
fueron digeridas con HCl-HNO
3
en horno de micro-
ondas (CEM, MARSX press) y las concentraciones
de Pb, Zn, Cu, Fe, y Cd se determinaron mediante
espectrofotometría de absorción atómica por llama
(AAnalist 100, Perkin Elmer) empleados por Wang
et al.
(2008) y Maldonado
et al.
(2011) y de As por
generación de hidruros (Nuñez-Montoya
et al.
2011).
Los análisis de suelo se hicieron en seis réplicas y
la calidad de los resultados se evaluó mediante el
análisis del material de referencia Montana Soil
2711 NIST por triplicado, obteniendo 83-100 % de
recuperación.
Las plantas cosechadas después de 30 y 70 días
de crecimiento se dividieron en raíz y parte aérea,
se lavaron vigorosamente con agua desionizada
y enseguida en un baño ultrasónico durante 20
minutos. Posteriormente se secaron a 60 ºC hasta
peso constante, se tomaron 0.5 g de muestra y se
fragmentaron en pedazos pequeños y por último se
digirieron con HNO
3
concentrado y HClO
4
concen-
trado en digestión abierta. Las concentraciones de los
metales se determinaron por absorción atómica con
llama (Perkin Elmer AAnalyst 100), horno de gra±to
para Pb y FIAS para As. Estos procedimientos han
sido propuestos por Azcue
et al.
(1995) y reportados
por otros autores (Pratas
et al.
2005, Armienta
et al.
2008).
Factor de translocación y bioconcentración
Las concentraciones obtenidas fueron usadas
para estimar los factores de translocación (FT) y
bioconcentración (FBC). El factor de translocación
para los metales en las plantas se calculó como la
concentración en la parte aérea dividida entre la con-
centración en la raíz. El factor de bioconcentración
fue expresado por la proporción de la concentración
del metal en la raíz sobre la concentración total en el
suelo (Tu
et al.
2003, Rizzi
et al.
2004, Maldonado
et al.
2011):
FBC =
[
metales en raiz
]
[
metales en el suelo
]
FT =
[
metales en parte aérea
]
[
metales en raíces
]
Análisis estadístico
Los tratamientos fueron replicados de 3 a 9
muestras. Los resultados se analizaron usando el
paquete estadístico SPSS Versión 18. Los datos
fueron tratados por el método de ANOVA y la
prueba de Duncan para comparar las medias (p<
0.05).
Los datos de crecimiento para la obtención
de la grá±ca se procesaron por medio del software
GraphPad (Versión 5).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Concentración de metales en suelo
Las concentraciones de los metales y metaloides
tóxicos analizadas en los sustratos (suelos y jale)
que alcanzaron mayores valores, en mg/kg, fueron
Pb de 127 a 6166, Zn de 311.7 a 16193 y As de 28.9
Esther Aurora Ruiz Huerta y María Aurora Armienta Hernández
108
a 3744.3 (
Cuadro I
). Se observó un incremento de
estos elementos de acuerdo con la cercanía a los
jales “El Fraile”, con diferencias estadísticamente
signi±cativas (p<0.05) entre las medias.
El porcentaje de hierro fue elevado en todos los
sitios destacando la mayor concentración en el S4
174 000 mg/kg con niveles menores y similares
(sin diferencias estadísticas signi±cativas p<0.05)
entre los sitios S1 y S2 (37 000 y 34 000 mg/kg),
respectivamente. Las concentraciones de metales y
metaloides tóxicos en las unidades experimentales
variaron de la siguiente forma, para S1 y S2, Fe>
Zn> Pb> Cu>As>Cd y para S3 y S4 Fe> Zn> Pb>
As>Cu> Cd y con respecto a los sitios presentaron
el siguiente orden de acuerdo con las concentracio-
nes obtenidas S4>S3>S1>S2, a excepción del Zn
y Cd que mostraron otra secuencia. Los elementos
con concentraciones más elevadas(mg/kg) fueron
Fe 174 000, Zn con 16 193 en S3, Pb con 6166 en
S4, As con 37 44.3 en S4 y Cd con 152.2 en S3
(p<0.05). Estos resultados revelan la in²uencia de
los residuos en los suelos más cercanos, en este caso
S3, y se encuentran en rangos similares o mayores
a los determinados por otros autores en la misma
zona minera. Talavera
et al.
(2008) reporta altas
concentraciones en jales de Taxco (mg/kg): Cd (1.0-
780), Cu (71.8-1320), Fe (2.49-25.1 %), Pb (780-43
700), Zn (380-10 000); Romero (2008) encontró
valores de Pb (1479), Zn (469), Cu (72), Fe (9.4 %)
y As (585) en jales de las misma zona, mientras que
Díaz-Villaseñor (2006) reporta valores en suelos de
siembra en la zona de “El Fraile” de Pb (1334.83),
Zn (2620.0), Cu (122.78), Fe (3.8 %) y As (89.02).
Sin embargo, las concentraciones determinadas
en las cuatro unidades experimentales en estudio
rebasan los valores de fondo regionales calculados
para suelos (sin incluir los residuos mineros) de la
región de Taxco según Talavera
et al.
(2001), que
reportan valores (en ppm) de: Fe=20.8, Cu= 24.8,
Cd= 1.0, Pb= 25.5 y As= 29.5. Por otro lado, las
concentraciones de Pb en S3 y S4, Cd en S3 y As
en todos los sustratos rebasan los valores máximos
permitidos según la NOM-147-SEMARNAT/SSA1-
2004 (Cd= 37ppm, Pb= 400 ppm y As= 22 ppm), por
lo que posiblemente el patrón de los contaminantes
metálicos en los suelos in²uye signi±cativamente
en el crecimiento de las plantas de maíz.
Concentraciones de metales en plantas
Las concentraciones de metales y metaloides
tóxicos en las raíces de las plantas de maíz fueron
superiores a las medidas en la parte aérea en los
periodos de 30 y 70 días (
Cuadros II y III
). Se de-
terminó también que las mayores concentraciones se
presentaron en las condiciones S3 y S4 para los seis
elementos analizados, As y metales Pb, Zn, Cu, Fe,
Cd, mientras que las condiciones S1 y S2 presentan
valores similares en un intervalo moderado compa-
rado con las otras dos condiciones S3 y S4 (p<0.05).
Estas variaciones responden a la distancia en torno al
jale “El Fraile” de cada sustrato. Se ha reportado que
a medida que las plantas están más alejadas a jales
los niveles de concentración de metales y metaloi-
des tóxicos disminuyen al igual que los del suelo,
así mismo, la vegetación puede ser empleada como
indicador útil de metales o metaloides en un medio
(Kabata-Pendias 2001, Puga
et al.
2006).
Sin embargo, al analizar las concentraciones de
arsénico en la raíz y parte aérea (tallo y hojas) de las
plantas de 70 días se encontraron casi en los mismos
niveles, con intervalos bajos entre 0.1 a 0.8 mg/kg
pero con diferencias signi±cativas entre los sitios;
por otro lado, aún en concentraciones bajas se ha
observado que el As puede reducir el rendimiento
de los cultivos (Peterson 1980). Armienta
et al.
(2008) determinaron en
Prosopis laevigata
y
Acacia
CUADRO I.
CONCENTRACIÓN PROMEDIO DE METALES TOTALES Y As, PARA LOS SUELOS Y JAL COLECTADOS
(mg/kg) PESO SECO Y Fe (%)
Sitio
Fe %
Zn
Cu
Cd
Pb
As
S1
3.7 ³ 0.37
ab
311.7 ³
27.42
a
80.5 ³ 11.0
a
3.5 ³ 0.70
ab
127.0 ³
9.43
a
52.1 ³
4.70
a
S2
3.4 ³ 0.67
a
175.2 ³
24.49
a
56.2 ³ 8.49
a
3.0 ³ 0.0
b
66.5 ³ 15.12
a
28.9 ³
8.63
a
S3
5.4 ³ 0.42
b
16193.0 ³ 1308.04
c
125.2 ³ 10.73
a
152.2 ³ 4.40
c
1026.6 ³ 64.90
b
456.0 ³ 29.49
a
S4
17.4 ³ 2.73
c
1731.2 ³
46.82
b
418.3 ³ 153.88
b
5.8 ³ 1.25
a
6166.0 ³ 249.79
c
3744.3 ³ 781.66
b
Mon 2711*
2.4 ³ 0.20
a
304.0 ³
56.03
a
105.2 ³ 45.23
a
37.9 ³ 8.34
ab
1100.0 ³
0
b
107.2 ³
4.40
a
Mon 2711**
2.89
350.4
114
41.7
1162
105
Recuperación (%)
83
87
92
91
95
100
abc
= Medias en una columna con diferente letra son estadísticamente diferentes (p<0.05). Con una n=6. Se obtuvieron las
medias ³
DS
* Montana soil 2711 NIST ** valor reportado; Límites de deteccion (LD), mg/kg: Fe= 10, Zn=5, Cu= 5, Cd=2,
Pb=20 y As= 5.
El Fe se reporta en % debido a las altas concentraciones encontradas
ACUMULACIÓN DE As Y METALES PESADOS EN MAÍZ EN RESIDUOS MINEROS
109
farnesiana
elevados contenidos de As, 78.2 y 67.0
mg/kg respectivamente, en una área minera en Zi-
mapán México; estos valores son muy contrastantes
con los obtenidos para el maíz en este trabajo. Una
de las causas de estas diferencias podría atribuirse a
la distinta capacidad de las especies para captar el
contaminante.
Los valores medidos en las raíces para los sitios
estudiados estuvieron en los siguientes intervalos
(mg/kg): para Fe fueron de 1437.9 a 8666.5, Zn de
54.7 a 3555.4, Cu de 10.4 a 90.1, Cd de 1.3 a 55.0,
Pb de 11.1 a 320.3 y As de 0.10 a 0.40 (p<0.05). Se
encontró que el sitio S4 presentó las concentraciones
más elevadas que en las otras tres localidades. El
elemento que se acumula en mayor cantidad en las
raíces de acuerdo con los resultados obtenidos es
el Zn. Las mayores concentraciones medidas en S4
implican una relación entre el sustrato en que crece
la planta con la cantidad de metal absorbida por el
maíz lo cual ha sido reportado para Cu por Ait
et
al
. (2002) quienes evaluaron la bioacumulación
y la tolerancia de Cu en un medio hidropónico y
observaron que a mayor concentración de Cu en la
solución nutritiva se incrementa la concentración
en las raíces y partes aéreas del vegetal. Así mismo
Kabata-Pendias y Pendias (2001) describen que la
captación de metales pesados por raíces puede ser
un proceso tanto pasivo (no metabólico) como ac-
tivo (metabólico), estos mecanismos de captación
di±eren dependiendo del metal. El Pb y el Ni son
absorbidos pasivamente mientras que el Cu, Mo
y Zn son absorbidos activamente, esta diferencia
podría asociarse al comportamiento observado en
las raíces de maíz.
En la parte aérea de las plantas de maíz el Fe
se encontró en el intervalo de 34.3 a 160.9 mg/kg
resaltando que el sitio con mayor concentración de
Fe fue el S4 (
Cuadro II
). El Zn presentó concen-
CUADRO II.
CONCENTRACIÓN DE As Y METALES PESADOS (mg/kg peso seco) EN RAÍZ Y PARTE AÉREA DE LAS PLAN-
TAS DE MAÍZ A 70 DÍAS DE DESARROLLO
Muestra
Fe
Zn
Cu
Cd
Pb
As
RAÍZ –S1
Intervalo
887.3 – 1590.0
72.50 – 102.52
9.82 – 25.98
0.98 – 1.52
9.8
– 25
0.086 – 0.182
Media
1437.9 ² 704.9
a
82.34 ²
15.52
a
15.83 ² 5.10
a
1.30 ² 0.21
a
17.32 ² 5.83
a
0.142 ² 0.031
a
RAÍZ- S2
Intervalo
823.5 – 370.9
41.18 –
71.08
10.78 – 13.73
0.98 – 1.53
7.35 – 15.93
0.03
– 0.152
Media
2125.7 ² 1227.6
b
54.73 ²
14.20
a
12.42 ² 1.30
a
1.28 ² 0.32
a
11.10 ² 4.13
a
0.100 ² 0.041
ab
RAÍZ- S3
Intervalo
1530.6 – 1989.8
2982.95 – 3875.02
9.63 – 11.22
44.94 – 75.23
29.41 – 45.92
0.303 – 0.631
Media
1795.1 ² 213
b
3335.41 ² 331
b
10.42 ² 4.73
ab
55.03 ² 11.92
b
37.72 ² 17.93
ab
0.400 ² 0.131
c
RAÍZ- S4
Intervalo
8284.3 – 9270.8
575.90 – 9270.82
78.65 – 107.78
2.63 – 5.02
299.01 – 338.93
0.132 – 0.151
Media
8666.5 ² 529.4
c
3555.42 ² 4951.20
b
90.12 ² 15.54
ab
4.21 ² 1.43
ab
320.30 ² 20.1
b
0.142 ² 0.011
a
S1[parte aérea]
Intervalo
24.0 – 132.5
19.62 –
54.91
nd
1.02 – 1.53
2.42 – 6.13
0.100 – 0.221
Media
45.8 ²
30.5
ab
30.83 ²
11.22
a
nd
1.12 ² 0.20
a
4.02 ² 1.20
a
0.202 ² 0.112
a
S2 [parte aérea]
Intervalo
20.0 –
63.2
23
– 132.42
nd
0.52 – 2.03
0.9
– 5.2
0.201 – 0.304
Media
34.3 ²
16.1
a
44.70 ²
43.13
ab
nd
1.14 ² 26.32
a
3.7
² 0.9
a
0.202 ² 0.004
a
S3[parte aérea]
Intervalo
25.5 –
50.3
465.70 – 606.42
nd
3.24 – 4.40
4.62 – 9.33
0.101 – 2.534
Media
35.6 ²
10.3
a
519.82 ²
67.10
c
nd
4.13 ² 0.61
c
5.90 ² 2.21
a
0.803 ² 1.114
ab
S4[parte aérea]
Intervalo
144.5 – 177.2
255.2 – 600
23.92 – 26.51
2.12 – 3.51
28.31 – 48.60
0.232 – 0.210
Media
160.9 ²
22.8
b
427.62 ² 243.83
c
25.23 ² 1.84
b
2.84 ² 1.02
b
38.53 ² 14.42
b
0.201 ² 0.001
a
abc
= Medias en una columna con diferente letra son estadísticamente diferentes (p<0.05). Se obtuvieron las medias y desviación estándar
(medias ² DS), en Raíz: para S1 n=7, S2 n=5, S3 n=5, S4 n=3; parte aérea: para S1 n=10, S2 n=6, S3 n=4, S4 n=3. ND = no detectable
con Límites de Deteccion (LD), mg/kg: Fe= 2.5, Zn=2.5, Cu=2. 5, Cd= 0.05, Pb=0.05 y As= 0.015
Esther Aurora Ruiz Huerta y María Aurora Armienta Hernández
110
traciones de 30.8 y 44.7 mg/kg en los sitios S1 y
S2, respectivamente, mientras que los sitios S3 y
S4 tuvieron los mayores contenidos; 519.8 y 427.6
mg/kg respectivamente. Carrillo-González (2005)
encontró valores semejantes en Tagetes lunulata
(500 mg/kg) crecidas en sitios cercanos a zonas
mineras de Zacatecas. Estas concentraciones de
Zn relativamente altas en la planta se deben a su
carácter esencial (Alloway 1995). El Cu en la parte
aérea sólo fue detectado para el sitio S4 con 25.2
mg/kg en promedio. El Cu tiene una movilidad re-
lativamente baja respecto a otros elementos en las
plantas, permaneciendo en los tejidos de las raíces
y hojas hasta su senescencia (Alloway 1995). Por
otro lado el Cd fue detectable y variable entre los
diferentes sitios en un rango de 1.1 a 41.1 mg/kg,
en el siguiente orden: S3 >S4 > S2> S1. Para el Pb
las concentraciones fueron parecidas en los tres
primeros sitios S1, S2, S3 y muy elevada en S4,
con 4.0, 3.7, 5.9 y 38.5 mg/kg, respectivamente.
Finalmente, el As fue similar en los sitios S1, S2 y
S4 (0.2 mg/kg) y mayor en S3 (0.8 mg/kg). Estos
resultados mostraron que en la parte aérea del maíz
el As presenta una baja respuesta a las concentracio-
nes en el suelo; Pb, Fe y Cu aumentan solamente en
suelos muy contaminados, mientras que Zn y Cd se
incrementan con relativamente menores contenidos
de los mismos en los sustratos.
Díaz- Villaseñor (2006), reporta para plantas de
maíz adultas en la zona de Taxco concentraciones
de metales y metaloides tóxicos (mg/kg): Pb (0.93
y 0.88), Zn (21.50 y 21.25), Cu (4.92 y 6.08), Fe
(36.58 y 36.50), Cd (0.33 y 5.65) y As (0.42 y 4.62)
en tallos y hojas, respectivamente. Yun-sheng
et al.
(2007) determinaron 246 mg/kg para Fe, 2.7 para
Cu y 15.1 para Zn en plantas de maíz de 7 semanas
de crecimiento. Las concentraciones medidas en la
parte aérea de las plantas cultivadas en el experi-
mento que aquí se reportan, Pb (4 a 38.5 mg/kg),
Zn (30.8 a 519.8), Cu (25.2) y Fe (34.3 a 160.9),
fueron mayores a las reportadas por Díaz Villase-
ñor (2006) y Yun-sheng
et al.
(2007); mientras que
las de Cd (1.1 a 4.1 mg/kg) y As (0.2 a 0.8) fueron
menores a las medidas por Díaz-Villaseñor (2006);
esto podría deberse a diferencias en las concentra-
ciones de los suelos utilizados en los respectivos
trabajos. Por otro lado, se han efectuado estudios
en plantas que crecen en torno a sitios mineros y se
CUADRO III.
CONCENTRACIONES DE METALES TOTALES PROMEDIO (PESO SECO mg/kg) EN PLANTAS DE MAÍZ
DE 30 DÍAS DE DESARROLLO
Muestra
Fe
Zn
Cd
Pb
As
Raíz –S1
Intervalo
1775.2 – 4225.0
60.23 – 127.52
2.50v3.42
17.23 – 35.06
0.321 – 0. 413
Media
3067.6 ± 1190.6
a
88.98 ± 28.63
a
2.85 ± 0.44
a
25.15 ± 7.92
b
0.403 ± 0.102
a
Raíz –S2
Intervalo
3602.9 – 8921.5
51.43 – 125.02
2.42 – 3.93
22.56 – 35.78
0.322 – 0.903
Media
5213.2 ± 2489.4
b
90.16 ± 32.84
ab
3.17 ± 0.25a
26.85 ± 6.14
a
0.605 ± 0.201
a
Raíz –S3
Media
3799
125.23
54.41
63.24
2.502
Raíz –S4
Media
9903.8
504.81
4.81
300.96
2.603
S1[parte aérea]
Intervalo
50.0 – 69.1
40.19 – 45.02
2.02 – 2.54
2.13 – 2.41
0.204 – 0.312
Media
59.6 ± 13.5
ab
40.24 ± 3.40
ab
2.21 ± 0.03a
2.15 ± 0.18
a
0.202 ± 0.171
b
S2 [parte aérea]
Intervalo
56.4 – 105.5
93.13 – 115.01
1.96 – 2.00
2.05 – 2.30
0.302 – 0.501
Media
80.9 ± 34.7
a
104.07 ± 15.46
b
1.98 ± 0.03a
2.18 ± 0.18
a
0.432 ± 0.101
ab
S3[parte aérea]
Media
50.2
555.64
10.21
3.21
0.802
S4[parte aérea]
Media
111.8
190.82
2.64
10.8
0.932
abc
= Medias en una columna con diferente letra son estadísticamente diferentes (p<0.05), Límites de deteccion (LD), mg/kg: Fe=
2.5, Zn=2.5, Cu=2. 5, Cd= 0.05, Pb=0.05 y As= 0.015.
ACUMULACIÓN DE As Y METALES PESADOS EN MAÍZ EN RESIDUOS MINEROS
111
han reportado contenidos de metales y metaloides
tóxicos que varían de acuerdo con las especies
estudiadas (Wang
et al
. 2008, Franco-Hernández
et al.
2010, Gómez- Bernal
et al.
2011).
Las concentraciones de metales y metaloides
tóxicos en las plantas presentaron el siguiente orden:
Zn> Pb> Cu> Cd> As en raíz y parte aérea. La acu-
mulación de MMTOX en los diferentes órganos de
las plantas de maíz se presentó en el siguiente orden:
raíz > parte aérea que ha sido también observado en
otros trabajos (Díaz-Villaseñor 2006, Yun-sheng
et
al.
2007, Wang
et al.
2008, Franco-Hernández
et al.
2010). Este comportamiento se debe a que algunas
especies basan su resistencia a los metales en la
estrategia de una e±ciente exclusión del metal, res-
tringiendo su transporte hacia la parte aérea (Memon
et al.
2001).
Por otro lado, se determinaron contenidos de
MMTOX en las plantas de maíz a los 30 días de
desarrollo superiores a los medidos a los 70 días con
excepción del As
(
Cuadro III
). Esto puede estar
relacionado al efecto planta-biomasa, debido a que
la biomasa en las plantas de 70 días es mayor de dos
a tres veces en relación con las de 30 días de desa-
rrollo; de acuerdo con la condición se encontraron
las siguientes diferencias: para S1 es de 3 y S2, S3 y
S4 es de dos veces.
Las concentraciones en las raíces y parte aérea
a los 30 días presentaron el siguiente orden: Zn>
Fe> Pb> Cd> As. Las concentraciones de arsénico
absorbidas por las plantas fueron bajas en ambas
partes analizadas a excepción de las raíces en la
condición S3 y S4 con 2.5 y 2.6 mg/kg, en el caso
del Pb los contenidos en la raíz a los 30 días fueron
aproximadamente el doble en relación a los obser-
vados a los 70 días. Estos resultados indican que las
concentraciones de metales y metaloides tóxicos
acumulados en las plantas, en este caso de maíz,
pueden variar de acuerdo con la etapa ±siológica de
desarrollo en la que se encuentren (Souza
et al.
2005,
Díaz-Villaseñor 2006).
Factores de translocación y bioconcentración
Para evaluar la habilidad de las plantas para trans-
locar los metales desde la raíz hacia la parte aérea
fue calculado el FT (
Cuadro IV
). Para las plantas
de maíz a los 70 días de desarrollo se observa que
el FT más elevado correspondió al arsénico con
valores entre 1.08 y 2.29, seguido por Cd de 0.07 y
0.86 y Zn de 0.12 y 0.82. El resto de los elementos
analizados presentaron FT muy bajos. Las plantas
acumuladoras de metales se caracterizan por FT>1
(Raskin y Ensley 2000, Tu
et al.
2003). Los valores de
FT mayores a 1 para el As en todos los sitios indican
que es un elemento transferible en las plantas de maíz,
mientras que para el resto de los metales analizados
el FT fue menor a 1. Sin embargo, aunque los FT del
Cd y Zn no son superiores a 1 están muy cercanos a
este valor en el sitio S2, por lo que los resultados de
este estudio indican que estos elementos podrían ser
considerados como los más transferibles en el maíz.
En el caso de las plantas de 30 días, los valores del
FT más elevados se encontraron en el Zn seguidos
por As y Cd.
Los
factores de bioconcentración para las plantas
de maíz a los 70 días de desarrollo estuvieron entre
0.03 y 0.06 para el Fe, entre 0.21 y 2.05 para el Zn,
entre 0.08 y 0.22 para el Cu, entre 0.36 y 0.73 para
el Cd, entre 0.04 y 0.17 para el Pb y entre 0.0001
y 0.003 para el As. Estos valores son bajos para la
mayoría de los elementos analizados e indican que
en esta especie no hay una hiperacumulación. Sin
embargo, en el caso del Zn y del Cd se observaron
valores elevados para la condición S4 con 2.05 y
CUADRO IV.
FACTORES DE TRANSLOCACIÓN (FT) Y DE BIOCONCENTRACIÓN (FBC) PARA PLANTAS DE MAÍZ
Condición
70 días
FT
FBC
Fe
Zn
Cu
Cd
Pb
As
Fe
Zn
Cu
Cd
Pb
As
S1
0.05
0.37
nd
0.86
0.23
1.08
0.03
0.26
0.2
0.37
0.14
0.003
S2
0.02
0.82
nd
0.85
0.33
2.29
0.06
0.31
0.22
0.43
0.17
0.003
S3
0.02
0.16
nd
0.07
0.16
2.02
0.04
0.21
0.08
0.36
0.04
0.001
S4
0.02
0.12
0.28
0.66
0.12
1.63
0.05
2.05
0.16
0.73
0.05
0.0001
30 días
S1
0.02
0.45
n-v
0.70
0.09
0.50
0.08
0.27
n-v
0.81
0.04
0.007
S2
0.02
1.15
n-v
0.62
0.08
0.67
0.15
0.53
n-v
1.05
0.40
0.021
S3
0.01
4.44
n-v
0.19
0.05
0.32
0.07
0.01
n-v
0.36
0.06
0.005
S4
0.01
0.38
n-v
0.55
0.04
0.35
0.08
0.29
n-v
0.88
0.06
0.001
Para calcular los factores FT y FBC se tomaron los valores promedio. n-v = no valorado
Esther Aurora Ruiz Huerta y María Aurora Armienta Hernández
112
0.73. Para las plantas de 30 días de desarrollo se
encontró que el FBC en general es bajo, y los valores
más altos se presentaron para el Zn y Cd con 0.53 y
1.05 respectivamente en la condición S2 (
Cuadro
IV
).
Por lo tanto, aunque los FT indican una tras-
locación hacia las partes superiores del maíz para
algunos de los elementos estudiados, los valores de
FBC indican que hay bajo riesgo de que los metales
se transferan signifcativamente a la planta. Wang
et
al.
(2008) encontraron valores muy bajos de biocon-
centración para Mn, Cd, Cu y Zn, todos in±eriores
a 1 y valores mayores en la translocación princi-
palmente para Cd (
Cynodon dactylon
con 6.72) y
Cu (
Humuluas scandens
con 2.20) en plantas que
crecen en torno a minas. Maldonado
et al.
(2011), en
un estudio in vitro con
Acasia farnesiana
reportaron
valores elevados de bioconcentración (8.5 a 53.5) y
valores muy bajos de translocación (0.028 a 0.032)
para el Pb, lo que indica que la bioacumulación y la
translocación dependen más de la efciencia de cada
especie; en el caso de
Zea mays
la efciencia es baja,
esto también ha sido observado por Díaz-Villaseñor
(2006) en plantas de maíz adultas en ”El Fraile”
con valores bajos de translocación para As, Ni, Pb,
Zn (0.28, 0.02, 0.01, 0.03, respectivamente) y los
más elevados para Cd (2.95), sin detectar grandes
di±erencias entre plantas de maíz jóvenes en 30 y
70 días y las adultas. Estos estudios indican que hay
especies de plantas que toleran las concentraciones
elevadas de metales en el suelo porque restringen su
absorción y translocación hacia las hojas. Sin em-
bargo, otras los absorben y acumulan activamente
en su biomasa, lo que requiere una fsiología muy
especializada (Baker y Walter 1990).
Por otro lado,
algunos elementos pueden tener e±ectos sinérgicos o
antagónicos. Para el caso de los MMTOX analizados
en este trabajo, de acuerdo con Kabata-Pendias y
Pendias (2001) el Fe puede tener e±ectos antagónicos
o sinérgicos con el Cd y antagónicos con Zn y Cu; el
Zn y el Pb presentan e±ectos sinérgicos con el Cd; el
Pb y As posiblemente son antagónicos con el Zn; y el
Cu puede presentar e±ectos antagónicos o sinérgicos
con el Cd. Debido a la semejanza química del Cd y
Zn, su interacción ha sido la más estudiada (Sikora y
Wolt 1986). Se han descrito e±ectos tanto antagónicos
como sinérgicos entre estos elementos (Williams y
David 1976, Welch
et al.
1999). Sin embargo, los
e±ectos conjuntos de MMTOX son complejos y de-
penden entre otros ±actores de las concentraciones y
de la disponibilidad de los elementos en el suelo así
como de propiedades de las raíces, por lo que requie-
ren un estudio específco que se encuentra ±uera de
los alcances de este trabajo.
Desarrollo
Se observó una tasa de germinación del 93.18 %
de un total de 44 semillas de maíz. El brote de las
plántulas se inició en el cuarto día.
Durante los primeros 10 días de crecimiento de
las plantas no se observaron di±erencias en el creci-
miento entre las condiciones, la medida total de las
plántulas ±ue de 3 a 5 cm para todos los individuos.
Sin embargo, en los siguientes días se observó que
las que tuvieron mejor desarrollo ±ueron las que
crecieron en las condiciones S1, las más alejadas
de los jales, seguidas de S2 para las cuales las
hojas eran totalmente verdes, mientras que en S3
y S4 los síntomas visuales de toxicidad ±ueron un
menor desarrollo en crecimiento, además de que
sus hojas delgadas presentaron necrosis, clorosis
y tonalidades pardas. Estas a±ectaciones se deben
posiblemente a las altas concentraciones de Zn y
Cd encontradas en los suelos que se sabe producen
e±ectos ftotóxicos (Lagri±±oul
et al.
1998, Sousa y
Rauser 2003, Sousa
et al.
2005).
Así mismo, Pál (2006) investigó los e±ectos
provocados por el Cd en maíz y reportó que este
elemento induce cambios fsiológicos tales como
inhibición del crecimiento, cambios en el meta-
bolismo del agua y de los iones, inhibición de
±otosíntesis, cambios en la actividad enzimática y
±ormación de radicales libres. La síntesis y compar-
tamentalización de las
ftoquelatinas son inducidas
poco tiempo después de iniciar el estrés por Cd,
mientras que otros mecanismos de de±ensa también
juegan un papel importante.
Por otro lado, el tamaño de las hojas a 30 días
de crecimiento de la planta ±ue distinto entre las
plantas de los diversos sustratos, así, S1 tuvo un
máximo de 28 cm mientras que S4 no rebasó los
13 cm. En el
cuadro V
se muestran las di±erencias
encontradas a partir del análisis estadístico (p<0.05)
para los pesos ±rescos y secos así como la biomasa
estimada correspondiente a cada condición. La
pérdida de biomasa o humedad ±ue de 58 a 69 %
para las condiciones S3 y S4 respectivamente, y la
biomasa osciló en un rango de 27 a 42 % para S3
y S4 con di±erencias signifcativas
(p<0.05). En la
relación del peso total (±resco y seco) de la planta
considerando raíz-parte aérea, se observaron en
esta etapa de 30 días di±erencias de hasta tres veces
entre el peso de S1 (3.31 g) con respecto a S4 (1.10
g). Estadísticamente no se observaron di±erencias
signifcativas en el número de hojas vegetativas (3)
a un nivel de p<0.05.
A los 70 días las plantas que mayor biomasa y
desarrollo en crecimiento presentaron ±ueron las
ACUMULACIÓN DE As Y METALES PESADOS EN MAÍZ EN RESIDUOS MINEROS
113
correspondientes a S1 con 10.9 g y 45.6 cm y a S2
con 5 g y 33.6 cm, mientras que las plantas de las
condiciones S3 y S4 pesaron 3 g y midieron 24.2
cm y 2.3 g y 19.0 cm, respectivamente, y mostra-
ron una disminución en el crecimiento a partir del
día 15 (
Fig. 2
); el número de hojas en promedio
encontradas fue de seis para las primeras dos uni-
dades experimentales S1 y S2, y de cinco para S3
y S4. Esto muestra que los tratamientos S1 y S2 no
presentaron diferencias entre ellos, de igual forma
para S3 y S4 (p=0.05).
Se encontró que existe una relación de crecimiento
en función a la distancia del jale con tallas meno-
res en las plantas crecidas en el jale S4 y un mejor
desarrollo en las plantas del sitio más alejado a
los residuos mineros (S1). Este comportamiento
puede obedecer a la exposición a Cu y Pb, ya que
de acuerdo con Godbold y Kettner (1991), Gzyl
et
al.
(1997), Ait
et al.
(2002) y Malkowsi (2002), las
altas exposiciones de las plantas de maíz a elemen-
tos como Cu y Pb, reducen signiFcativamente su
crecimiento y ocasionan una rápida inhibición en
el desarrollo de las raíces.
La tolerancia a los metales pesados es muy depen-
diente de varias adaptaciones biológicas, químicas y
Fsiológicas en los sitios contaminados con metales
pesados (Leung
et al.
2007). En este caso el maíz
muestra diferencias en su desarrollo que responden
a las distintas concentraciones de metales en el suelo.
CONCLUSIONES
Se encontró que Zn y Pb fueron los elementos
con mayor concentración para los sustratos y acu-
mulación en las plantas. Los elementos críticos que
deben ser vigilados son el Pb, Cd y As, debido a su
toxicidad. El As se presentó en concentraciones altas
en todas las unidades experimentales. Se encontraron
similitudes entre las concentraciones de los elementos
CUADRO V.
PESOS (g) DE PLANTAS DE MAÍZ A LOS 70 Y 30 DÍAS DE DESARROLLO EN LAS CUATRO
CONDICIONES ESTUDIADAS, BIOMASA Y PÉRDIDA DE HUMEDAD (%)
70 días
S1
S2
S3
S4
Peso –fresco total (g)
10.19 ± 2.65
b
4.94 ± 1.91
a
3.34 ± 1.17
a
2.35 ± 1.29
a
Peso-seco total (g)
1.85 ± 0.54
a
0.92 ± 0.33
ab
0.57 ± 0.17
b
0.43 ± 0.22
a
% biomasa
18.08 ± 1.31
ab
19.04 ± 2.65
b
17.63 ± 2.11
a
18.43 ± 1.98
b
Pérdida H
2
0 %
81.92 ± 1.31
c
80.96 ± 2.65
b
82.37 ± 2.11
a
81.57 ± 1.98
b
Peso- fresco raíz
4.50 ± 0.98
ab
2.49 ± 0.88
ab
2.24 ± 0.81
b
1.74 ± 1.07
a
Peso- seco raíz
0.79 ± 0.20
b
0.42 ± 0.14
a
0.33 ± 0.09
b
0.26 ± 0.15
ab
% biomasa
17.49 ± 2.39
a
17.27 ± 1.47
a
15.15 ± 2.00
a
15.11 ± 2.18
b
Pérdida H
2
0 %
82.51 ± 2.39
a
82.73 ± 1.47
a
84.85 ± 2.00
a
84.89 ± 2.18
a
Peso- fresco tallo /hojas
5.77 ± 2.12
ac
2.76 ± 1.14
c
1.10 ± 0.45
ab
0.68 ± 0.30
a
Peso- seco tallo /hojas
1.07 ± 0.35
b
0.50 ± 0.19
ab
0.24 ± 0.09
a
0.16 ± 0.07
a
% biomasa
18.94 ± 2.53
a
18.36 ± 1.88
a
23.68 ± 6.57
a
24.22 ± 3.43
b
Pérdida H
2
0 %
81.06 ± 2.53
a
81.64 ± 1.88
a
76.32 ± 6.57
a
75.78 ± 3.43
b
Hojas vegetativas
6
± 0.75
b
6
± 1.2
b
5
± 0.35
a
5
± 0.85
a
30 días
Peso –fresco Total g
3.31 ± 0.89
b
2.79 ± 0.75
a
1.45 ± 0.66
b
1.10 ± 0.63
a
Peso-seco total g
1.01 ± 0.35
ab
0.9
± 0.39
a
0.41 ± 0.22
a
0.42 ± 0.14
b
% biomasa
30.55 ± 6.18
a
32.01 ± 8.72
b
27.21 ± 2.77
a
41.50 ± 10.94
a
Perdida H
2
0 %
69.45 ± 6.18
a
67.98 ± 8.72
b
72.79 ± 2.77
b
58.50 ± 10.94
ab
Hojas vegetativas
3
± 0.25ns
3
± 0.2ns
3
± 0ns
3
± 0.2ns
abc
= Medias en una columna con diferente letra son estadísticamente diferentes (p<0.05) ns: no signiFcativo. Se
presentan la media y desviación estándar (media ± DS), para 30 días n= 4; para 70 días: n=9
Fig. 2.
Crecimiento de plantas de maíz a 70 días de desarrollo
S1
S2
S3
S4
0
20
40
60
Condición
Crecimiento cm
Crecimiento de maíz (
Zea mays
L.) en 70 días
Esther Aurora Ruiz Huerta y María Aurora Armienta Hernández
114
evaluados en las unidades S1 y S2, a diferencia de
las medidas en las unidades experimentales S3 y
S4 con valores más altos en S4 para la mayoría de
los metaloides y metales pesados analizados. En las
plantas se observó la mayor acumulación en raíces de
30 días en la unidad experimental S3. Las concentra-
ciones de metales y metaloides tóxicos en las plantas
presentaron el siguiente orden: Zn> Pb> Cu> Cd>
As en raíz y parte aérea. La acumulación de metales
y metaloides tóxicos en los diferentes órganos de las
plantas de maíz se presentó en el siguiente orden:
raíz> parte aérea
Los factores de translocación y de bioconcen-
tración fueron generalmente bajos para todos los
elementos. Sin embargo, en las plantas de 30 y 70
días los FT de Cd y Zn se encontraron ligeramente
elevados para los suelos de siembra y el As presentó
un mayor FT en todos los sustratos para plantas de
70 días, lo que indica su acumulación y transferencia
de la raíz a la parte aérea.
El patrón de comportamiento en el desarrollo de las
plantas de maíz respondió a las diferentes distancias en
relación a los residuos mineros y las concentraciones
de los contaminantes en los suelos. Las plantas creci-
das en los tratamientos: suelo muy cercano a los jales
(S3) y jales (S4) presentaron mayor acumulación de
metales en raíz y en parte aérea y sufrieron afectacio-
nes en su desarrollo normal en altura y biomasa. La
disminución en el desarrollo del maíz que se re±ejará
en su productividad constituye un impacto signi²ca-
tivo para los pequeños agricultores del área.
Los resultados señalan la relevancia de reali-
zar evaluaciones epidemiológicas en la zona que
considere al maíz entre las fuentes de exposición a
metales pesados (principalmente plomo). Otra reco-
mendación sería evaluar la parte comestible de esta
planta (granos).
Por otro lado, a pesar de que ya existen normas
para proteger el ambiente de este tipo de residuos,
particularmente la NOM-141-SEMARNAT-2003,
es importante efectuar estudios como el que aquí se
presenta pues se genera información especí²ca de
lugares impactados durante muchos años (previos a
la entrada en vigor de las normas pertinentes) como
lo es el jal “El fraile” en Taxco, Gro. Entre las al-
ternativas que pueden investigarse para sanear estos
sitios sería el control del drenaje ácido así como la
introducción de especies de plantas acumuladoras y
tolerantes endémicas en zonas consideradas de alto
riesgo ecológico.
La información generada por esta investigación
debería ser considerada por las autoridades para
promover que se realicen pruebas similares en otras
zonas mineras, evitar los cultivos que pudieran afec-
tar a los animales y al hombre, así como fomentar
el desarrollo de otro tipo de actividades económicas
en dichas zonas.
AGRADECIMIENTOS
Los autores agradecen el apoyo otorgado por el
laboratorio de Química Analítica del Instituto de
Geofísica de la UNAM y a N. Ceniceros, A. Aguayo
y O. Cruz por su asistencia en el procesamiento de las
muestras, así como a la responsable del invernadero
Mónica Rangel, por el uso de las instalaciones.
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