Artículo en PDF
Cómo citar el artículo
Número completo
Más información del artículo
Página de la revista en redalyc.org
Sistema de Información Científica
Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
CONCENTRACIÓN TOTAL Y GEODISPONIBLE DE ELEMENTOS POTENCIALMENTE
TÓXICOS EN SUELOS VOLCÁNICOS CON USO AGRÍCOLA DEL NEVADO DE TOLUCA,
MÉXICO
Germán MARTÍNEZ-ALVA
1
, Margarita Eugenia GUTIÉRREZ-RUIZ
2
,
Ángel Roberto MARTÍNEZ-CAMPOS
1
, Rafael VILLALOBOS-PIETRINI
3
y Tizbe T. ARTEAGA-REYES
1
*
1
Instituto de Ciencias Agropecuarias y Rurales, Universidad Autónoma del Estado de México, El Cerrillo
Piedras Blancas, Toluca, Estado de México, CP 50090, México
2
Facultad de Química, Universidad Nacional Autónoma de México, Ciudad Universitaria, México DF 04510,
México
3
Centro de Ciencias de la Atmósfera, Universidad Nacional Autónoma de México, Ciudad Universitaria, México
DF 04510, México
* Autor de correspondencia: tizbe@hotmail.com
(Recibido junio 2014; aceptado enero 2015)
Palabras clave
:
agroquímicos, contaminantes, estrategias agrícolas
RESUMEN
En el Nevado de Toluca, México el uso indiscriminado de agroquímicos para la pro-
ducción de alimentos ha generado impactos negativos en el suelo, como cambios en
sus propiedades físicas, químicas y bioquímicas, lo que representa un riesgo potencial
para la salud humana y el ambiente. El objetivo del presente estudio fue evaluar la
concentración total y geodisponible de los elementos potencialmente tóxicos (As, Pb,
Cd, Zn, Cu y Fe) en suelos agrícolas del Nevado de Toluca en los que se practica agri-
cultura intensiva, semi-intensiva y tradicional. La evaluación de la concentración de los
elementos potencialmente tóxicos se realizó por espectroscopia de emisión atómica por
plasma de acoplamiento inductivo. En el caso del As, por espectroscopia de absorción
atómica con generación de hidruros. Los resultados indican que en los suelos en los que
se practica agricultura intensiva y semi-intensiva existe una mayor concentración total
(mg/kg) de elementos potencialmente tóxicos que en los suelos en los que se practica
agricultura tradicional. En algunos elementos potencialmente tóxicos se observó un
aumento evidente en su geodisponibilidad (mg/L), no obstante que las concentraciones
en términos absolutos son bajas. El uso no controlado de agroquímicos es un factor de
degradación de los suelos agrícolas del Nevado de Toluca ya que modifca sus propie
-
dades físicas y químicas, principalmente en los que se practica la agricultura intensiva
y semi-intensiva para el cultivo de papa. La adición de agroquímicos ha causado una
Fuerte acidifcación (pH = 2.8 - 4.2) y consecuente intemperismo acelerado de las
arcillas, que ha favorecido la reducción de la capacidad de intercambio catiónico, la
disminución de la materia orgánica y el aumento de la conductividad eléctrica. Por
tanto, los resultados de este estudio evidencian el riesgo ambiental (calidad de suelos)
y a la salud humana en el largo plazo por el abuso de agroquímicos.
Key words
:
agrochemicals
,
contaminants, agricultural strategies
Rev. Int. Contam. Ambie. 31 (2) 113-125, 2015
G. Martínez-Alva
et al.
114
ABSTRACT
The indiscriminate use of agrochemicals for food production in the Nevado de Toluca,
Mexico, has caused negative impacts on the soil, including changes in its physical,
chemical and biochemical properties, which implies a potential risk to human health
and the environment. Therefore, the objective of the current study was to evaluate the
total and geoavailable concentrations of potentially toxic elements (As, Pb, Cd, Zn,
Cu and Fe) in agricultural soils of Nevado de Toluca where intensive, semi-intensive
and traditional agriculture are practised. Inductively coupled plasma atomic emission
spectroscopy was applied to the determination of concentrations of potentially toxic
elements. Determination of total arsenic levels was carried out by hydride generation
atomic absorption spectrometry. Results show that soils where intensive agriculture
and semi-intensive agriculture are practised, total concentration (mg/kg) of potentially
toxic elements is greater than in those soils of traditional agriculture. In some of the
potentially toxic elements it was observed an evident increase of their geoavailability
(mg/L), even though such concentrations are low in absolute terms. The uncontrolled
use of agrochemicals is a factor of degradation in agricultural soils of Nevado de
Toluca since it modifes their physical and chemical properties, mainly in soils where
intensive agriculture and semi-intensive agriculture are practised to cultivate potatoes.
The addition oF agrochemicals has caused a severe acidifcation (pH = 2.8 - 4.2) and
consequently an accelerated weathering of clay, which has favoured the reduction of
the cationic exchange capacity, the decreased organic matter content and the increase
oF electrical conductivity. Hence, the results oF this study demonstrate environmental
(soil quality) and human health risks in the long run due to the abuse of agrochemicals.
INTRODUCCIÓN
El manejo irracional de los recursos naturales y el
manejo inadecuado de los residuos generados por los
diferentes procesos antrópicos están condicionando el
estado de conservación de recursos como el agua y el
suelo (Tchobanoglous
et al.
1998, Doménech 2000).
Esta problemática se ha observado en el Nevado de
Toluca (NT), el cual forma parte del Sistema Nacional
de Áreas Naturales Protegidas de México (CONANP
2008). El NT se localiza en el centro de México y
forma parte del sistema montañoso suroccidental del
Valle de Toluca (CONAGUA 2008). Esta zona se
caracteriza por presentar bosques de alta montaña y
en ellos se ha observado la degradación de la calidad
del aire, de los cuerpos de agua y del suelo, así como
una disminución en la densidad del arbolado, pérdida
de la biodiversidad genética y ecosistémica y prolife-
ración de plagas y enFermedades (CONANP 2008).
Las principales causas que se asocian al dete-
rioro del NT son: el crecimiento de la población
del Valle de Toluca, los cambios de uso del suelo,
la extracción de recursos forestales maderables y
no maderables, el sobrepastoreo y la agricultura
(Franco
et al.
2006). Sin duda alguna, la agricultura
ha generado un mayor impacto en el agua, el suelo
y la atmósfera debido al uso intensivo de agroquí-
micos, en especial plaguicidas y fertilizantes que
contienen elementos potencialmente tóxicos (EPT).
No obstante los agroquímicos proporcionan algunos
elementos que son esenciales para las plantas, en
exceso resultan tóxicos. Por ejemplo, los plaguicidas
contienen oxicloruro e hidróxido de cobre y los fer-
tilizantes proporcionan sulfatos y quelatos de zinc,
hierro, aluminio, manganeso y cobre (Cheng 1990,
Benítez y Bárcenas 1996, Hernández
et al.
2006).
Los plaguicidas son “sustancias o mezclas
de sustancias que tienen la fnalidad de prevenir,
destruir, controlar o repeler plagas, incluidos los
vectores de enfermedades humanas y de animales,
así como las especies no deseadas que dañan o in-
terferen con la producción agropecuaria y Forestal”
(USEPA 2010). Los fertilizantes son sustancias que
incrementan el potencial productivo de los cultivos
debido a la incorporación de nutrimentos para la
plantas (Ferrer 2003). La aplicación controlada de
agroquímicos (plaguicidas y fertilizantes) es una
medida muy aceptada ya que permite aumentar
el potencial productivo de los cultivos (Mansour
2004), razón por la que esta industria se ha de-
sarrollado vertiginosamente. Sin embargo, en la
búsqueda de nuevos productos de este tipo se han
desarrollado compuestos tóxicos persistentes que
están comprometiendo la salud de las personas
expuestas durante la producción y aplicación de
agroquímicos e inclusive de las que consumen los
CONCENTRACIÓN DE EPT EN SUELOS AGRÍCOLAS
115
productos alimenticios obtenidos (Haro
et al.
2002,
Bolognesi 2003, Garry 2004, Waliszewski
et al.
2004, Bull
et al.
2006, Cavallo
et al.
2006, Ismail
et al.
2008). Dichos compuestos al transportarse en
el ambiente pueden convertirse en un factor de con-
taminación del suelo, de cuerpos de agua superfcial
y profunda, de sedimentos y de la atmósfera (Cheng
1990, Bain
et al
. 2000, Armienta
et al.
2001, Jung
2001, Moral
et al
. 2002, Albert 2005, Wong
et al.
2008). El transporte de los elementos que constitu
-
yen a los agroquímicos se debe principalmente a la
infltración o erosión de los suelos, aunque también
pueden movilizarse por transporte atmosférico o por
escurrimiento durante lluvias o riego agrícola (On-
gley 1996, Kishida
et al.
2007, Wong
et al.
2008).
La contaminación de los recursos primarios (agua,
suelo, atmósfera) con agroquímicos (plaguicidas)
que contienen EPT está ampliamente documentada
a nivel internacional. En aguas superfciales destacan
los trabajos de Caldas
et al.
1999, Thurman
et al
.
2000, Golfnopoulos
et al
. 2003, Fytianos
et al
. 2006,
Gilliom 2007, Malla
et al.
2007, Chen
et al.
2008 y
Prieto
et al.
2009. En agua de lluvia los de Coupe
et
al
. 2000 y Dubus
et al
. 2000. En sedimentos los de
Daniels
et al
. 2000, Barakat
et al
. 2002, Hong
et al
.
2008 y Hoai
et al
. 2010. En suelos agrícolas los de
Jung 2001, Fytianos
et al
. 2001, Ho y Egashira 2001,
Moor
et al
. 2001, Ramos-Bello
et al
. 2001 y Davor
2005. Sin embargo, en México son relativamente
escasos los estudios sobre la contaminación de estos
recursos por el uso de plaguicidas y prevalecen los
estudios que se referen a la contaminación de los
recursos por organoclorados (Rueda
et al
. 1997,
Gutiérrez
et al
. 1998, Hernández-Romero
et al
. 2004,
Alegría
et al
. 2006, Ramírez
et al
. 2008).
La problemática más evidente de los agroquími-
cos a base de metales como As, Pb, Cu, Cd, Zn, Fe,
Mg y Mn radica principalmente en que pueden ser
acumulados en los suelos, especialmente en los agrí-
colas que son acondicionados con material orgánico
de diferente origen (Corinne
et al
. 2006). Algunos
de estos metales, por ejemplo el Cu, pueden formar
complejos relativamente solubles con ligantes orgá-
nicos aumentando su geodisponibilidad. En casos
de largos periodos de aplicación en suelos con bajos
contenidos de fosfatos y arcillas se han contamina-
do e inclusive han afectado los cultivos (Cordero
y Ramírez 1979). Cuando se supera la capacidad
de retención de un suelo y pierde su capacidad de
inmovilizar los contaminantes mediante procesos de
adsorción y precipitación, se puede convertir en un
factor de riesgo potencial para cuerpos de agua y en
consecuencia, para la salud humana y la biota (Li y
Shuman 1996, Virkutyte
et al.
2002, Mahler 2003,
García y Dorronsoro 2005, Corinne
et al
. 2006).
Al tomar en cuenta los posibles impactos negati-
vos reportados en estudios previos por el uso inade-
cuado o excesivo de plaguicidas y de los fertilizantes
en suelos agrícolas, se realizó el presente estudio en
el NT donde destaca la aplicación de agroquímicos
que contienen EPT para el cultivo de la papa (
Sola-
num tuberosum
). El objetivo consistió en evaluar la
concentración total y geodisponible de los EPT en
tres tipos de prácticas agrícolas de la zona (agricultura
intensiva, semi-intensiva y tradicional). Según Davor
(2005) las propiedades de cada una son: i) agricul-
tura intensiva (A-I), se caracteriza por el abuso del
uso de los agroquímicos (generalmente se incorpora
más del doble de la dosis señalada en la etiqueta),
por los altos rendimientos productivos, por la nula
incorporación de materia orgánica (MO), por la nula
rotación del cultivo y por el alto laboreo mecanizado,
ii) agricultura semi-intensiva (AS-I), se caracteriza
por el uso de agroquímicos (generalmente se respeta
la dosis señalada en la etiqueta), por los rendimientos
moderados en la producción, por el aporte ocasional
de MO, por la ocasional rotación del cultivo y por el
moderado laboreo mecanizado, iii) agricultura tra-
dicional (A-T), se caracteriza por la nula o casi
nula
incorporación de agroquímicos, por los rendimientos
moderados de la producción (generalmente menores
a los de la AS-I), por el aporte frecuente de MO, por
la rotación de cultivos y por el moderado laboreo con
herramientas de tracción animal o manual.
MATERIALES Y MÉTODOS
Descripción del área de estudio
La extensión del NT es de 46 784 ha, está ubi
-
cado en el sureste del Valle de Toluca, Estado de
México, México dentro de la provincia fsiográfca
denominada Sistema Neovolcánico Transversal entre
las coordenadas geográfcas 18º51’31’’ y 19º19’03’’
de latitud Norte y 99º38’54’’ y 100º09’58’’ de lon
-
gitud Oeste (CONANP 2008). Esta zona incluye los
municipios mexiquenses de Almoloya de Juárez,
Amanalco de Becerra, Calimaya, Coatepec Harinas,
Temascaltepec, Tenango del Valle, Texcaltitlán, To-
luca, Villa Guerrero, Villa Victoria y Zinacantepec
(GEM 2011;
Fig. 1
).
El rasgo geográfco más representativo es el vol
-
cán NT o Xinantécatl, que alcanza una altura máxima
de 4680 msnm. Debido a su geomorFología y a su
rango altitudinal (mayor a 3000 msnm), descienden
numerosos arroyos que contribuyen al origen de las
G. Martínez-Alva
et al.
116
cuencas del río Lerma-Chapala-Santiago al norte
y al oriente, y del río Balsas al sur y al occidente
(CONAGUA 2008). Cerca de 50 arroyos perma
-
nentes descienden del NT en sus cuatro direcciones.
Estos cuerpos de agua albergan una alta biodiversidad
debido a factores como la humedad, la conformación
topográfca del área y el tipo de vegetación que se es
-
tablece a las orillas de los cauces (CONABIO 2004).
De acuerdo con su formación geológica (roca
encajonante “caolinita-pirita”) y a los criterios de
clasifcación FAO-UNESCO, el NT se caracteriza
por tener suelos de tipo Andosol Úmbricos, Rego-
sol Eútricos y Feozem. El clima predominante es
frío en la cima del volcán, semifrío en las laderas
con régimen de lluvias en verano y subhúmedo y
templado con lluvias en verano en los límites infe-
riores. La temperatura media anual oscila entre 2 y
7 ºC y registra precipitaciones entre los 700 y 1000
mm anuales aproximadamente (CONANP 2008).
El principal cultivo en el NT es la papa, cultivo que
en general requiere el uso de agroquímicos de una
amplia naturaleza química (Franco
et al.
2006).
Los valores de fondo que se consideraron en la
discusión son los propuestos por Gutiérrez-Ruiz
et
al
. (2009) que se establecieron para la elaboración
de un Mapa Regional de Valores de Fondo de EPT
en Suelos de México (
Cuadro I
y
II
).
Muestras y análisis de laboratorio
Los sitios de muestreo se ubicaron por medio de
un GPS conforme al sistema que utiliza actualmente
el Instituto Nacional de Estadística, Geografía e In-
formática (INEGI) de México, en coordenadas UTM
- WGS84. Dichos sitios se seleccionaron de acuerdo
con la dirección del viento y del agua, que ±uyen del
norte al sur y son las vías de dispersión de los suelos.
Se muestrearon en total 30 parcelas que se usan
para el cultivo de papa según los criterios propues-
tos por Davor (2005) para la identifcación de la
estrategia agrícola de las parcelas muestreadas.
Villa Victoria
Estado de México
Leyenda
Fuente: Límites estatales, municipales y curvas de nivel,
escala 1:250 000, INEGI (2012)
100º16'0''W
100º5'0''W
99º54'0''W
99º43'0''W
18º50'0''N
19º0'0''N
19º10'0''N
19º20'0''N
19º30'0''N
19º30'0''N
19º20'0''N
19º10'0''N
19º0'0''N
18º50'0''N
Almoloya de Juárez
Toluca
Amanalco
Zinacantepec
Tenango
del Valle
Temascaltepec
05
10
20
30
N
Kilómetros
Coatepec
Harinas
Villa
Guerrero
Calimaya
99º32'0''W
100º16'0''W
100º5'0''W
99º54'0''W
99º43'0''W
99º32'0''W
Límite Nevado de Toluca
Límites estatales
Municipios con presencia
en el Nevado de Toluca
Límites municipales
Texcaltitlán
Fig. 1.
Ubicación del Nevado de Toluca o Xinantécatl
CONCENTRACIÓN DE EPT EN SUELOS AGRÍCOLAS
117
En cada una de las 30 parcelas, se tomaron 10 mues-
tras simples que se mezclaron para formar una única
muestra compuesta por parcela. De esta manera fue-
ron analizadas 30 muestras compuestas, 10 por cada
estrategia agrícola (A-I, AS-I y A-T). Las muestras
de suelo se tomaron en agosto de 2011 siguiendo los
criterios que establece la Norma Mexicana NMX-
AA-132-SCFI-2006 en el horizonte Ap (0-25 cm),
con una pala de punta hecha de aluminio (la cual
era lavada con agua corriente y secada con papel
secante después de la toma de cada muestra para
evitar la contaminación cruzada) en una distribución
de tresbolillo (500 g de muestra aproximadamente).
Las muestras se embalaron en bolsas de plástico
herméticas, se etiquetaron y se transportaron al labo-
ratorio donde se secaron en horno a 90 ºC durante 48 h.
Se retiraron piedras, hojas y otros materiales que no
eran suelo. Se cuartearon y se dividieron en dos partes
iguales: una se resguardó como “retenido original”
y el resto del suelo se utilizó para las evaluaciones.
El suelo a evaluar se molió con un mazo de madera
cubierto con plástico y posteriormente se tamizó
a través de una malla del número 10 (2000 µm)
para los análisis físicos y químicos.
En todas las muestras se determinaron las siguien-
tes propiedades edáfcas: textura (Bouyoucos 1963),
pH en agua en relación suelo-solución 1:2.5 y pH en
KCl (Mc Lean 1982), conductividad eléctrica (CE)
en relación sólido-agua de 1:5, porcentaje de MO
(Walkey y Black 1947) y capacidad de intercambio
catiónico (CIC) por el método de acetato de amonio
(Chapman 1965).
Los análisis de las concentraciones totales y
geodisponibles de los EPT de interés (As, Pb, Cd,
Zn, Cu y Fe, por ser los elementos indicados con
alta frecuencia en las etiquetas de los agroquímicos
empleados en la producción de papa) se realizaron
en el caso del As, por espectroscopia de absorción
atómica con generación de hidruros (AA-GH) y
para los otros elementos (Pb, Cd, Cu, Zn y Fe) por
espectroscopia de emisión atómica por plasma de
acoplamiento inductivo (ICP-AES).
Las concentraciones de referencia que se consi-
deraron para defnir la situación de los EPT en este
estudio son las que establece la Norma Ofcial Mexi
-
cana NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2007.
El procedimiento de digestión ácida se realizó de
acuerdo con lo indicado en la Norma Ofcial Mexi
-
cana NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2007 para la
extracción del elemento total. Se tomaron por cuarteo
aproximadamente 5 g de muestra y se trituraron en
un sistema de molino de bolas de óxido de zirconio.
La muestra molida se pasó por malla 100 (tamaño
de partícula <149 μm). De esta muestra se pesaron
aproximadamente 0.5 g por triplicado dentro de va-
sijas de teFón para microondas. Se preparó un blanco
y un blanco adicionado, también por triplicado. Al
blanco adicionado se le añadieron 0.5 mL de una
disolución estándar de 100 ppm de Ag, Al, As, B,
Ba, Be, Bi, Ca, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Ga, In, K, Li,
Mg, Mn, Na, Ni, Pb, Se, Tl, V y Zn. Posteriormen-
te se adicionaron a cada muestra 10 mL de HNO
3
concentrado. El sistema se dejó abierto durante una
CUADRO I.
VALORES DE FONDO DE LOS SUELOS DE MÉXICO NO AFECTADOS POR
ACTIVIDADES ANTRÓPICAS (CONCENTRACIONES TOTALES)*. CE = CON
-
DUCTIVIDAD ELÉCTRICA, MO = MATERIA ORGÁNICA
pH
CE
(μs/cm)
MO
%
mg/kg
%
As
Pb
Cu
Cd
Zn
Fe
Promedio
7.6
255
3
10
259
23
0
70
1.95
Mediana
7.9
96
2
4.8
244
10
5.4
46
1.55
Mínimo
4.3
4.53
0
4.8
5.3
4.6
5.4
1.8
0.98
Máximo
10.8
36 050
33
287
975
307
25
17
8.68
D. E.
1.0
1603
3
29
87
36
2
141
1.22
*Gutiérrez-Ruiz
et al.
(2009)
CUADRO II.
CONCENTRACIONES DE REFERENCIA DE
ELEMENTOS TOTALES Y GEODISPONI-
BLES POTENCIALMENTE TÓXICOS SEGÚN
LA NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2007 (USO
AGRÍCOLA/RESIDENCIAL/COMERCIAL).
EPT = ELEMENTOS POTENCIALMENTE
TÓXICOS, NR = NO REPORTADO
EPT
As
Pb
Cu
Cd
Zn
% Fe
Totales
(mg/kg)
22*
400*
NR
37*
NR
NR
Geodisponibles
(mg/L)
0.50
0.50
NR
0.10
NR
NR
*Valor máximo reportado
G. Martínez-Alva
et al.
118
hora para permitir que las reacciones entre el ácido
nítrico y los carbonatos de la muestra concluyeran.
De ese modo se evitó la formación de CO
2
durante
la digestión. Se cerraron las vasijas y se colocaron en
un soporte estilo carrusel. En la primera etapa de la
digestión se elevó la temperatura hasta 175
o
C durante
20 min a una potencia de 400 W. La segunda etapa
consistió en mantener la misma temperatura durante
15 min adicionales. Finalmente se dejaron enfriar las
vasijas por 24 h. Una vez terminada la digestión, las
muestras se fltraron con papel Whatman No. 42 y se
aforaron a 100 mL con agua desionizada.
Para la extracción del elemento geodisponible,
las muestras se dejaron a saturación durante 24 h
con agua desionizada, posteriormente se fltraron
y aforaron a 25 mL y se tomó una alícuota de esta
disolución para su análisis espectroscópico.
Los valores de las muestras duplicadas indicaron
que la repetibilidad varía entre 3 y 9 %.
Adicionalmente, se realizó un análisis de varianza
y una prueba de Tukey (P < 0.05) de los EPT por
tipo de agricultura con el paquete estadístico SAS
(SAS, Institute, Inc. 1988), de acuerdo con el diseño
experimental.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Propiedades físicas y químicas
Los resultados de las propiedades físicas (tex-
tura) y químicas que se determinaron en los suelos
agrícolas del NT se presentan en el
cuadro III
y
IV
respectivamente, considerando las tres estrategias de
producción que se practican en la zona de estudio:
A-I, AS-I y A-T.
Los suelos estudiados se clasifcan texturalmen
-
te como francos por su contenido semiequilibrado
de arena, limo y arcilla (FAO 1990). Sin embargo,
debido a la intemperización de las arcillas, especí-
fcamente resultan Franco-arenosos (
Cuadro III
).
Los suelos son eminentemente ácidos (
Cuadro IV
).
Sin embargo, en los que se practica A-I y AS-I (pH=
3.1 en ambos casos) fueron aún más ácidos respecto a
los suelos en los que se practica A-T (pH= 4.0). Estos
valores de acidez son menores que el valor mínimo
reportado como valor de fondo para los suelos de
México que es de pH = 4.3 (
Cuadro I
).
Es importante resaltar que los suelos en los que
se practica A-T presentan un valor de pH de 4.0, el
cual es similar al pH de 4.3 de los suelos más ácidos
no afectados por actividades antrópicas (
Cuadro I
)
y al de otros suelos agrícolas ácidos de zonas vol-
cánicas (Ramos-Hernández y ±lores-Román 2008).
Esto podría indicar que el uso de agroquímicos es el
Factor determinante que está acidifcando los suelos
en los que se practica A-I y AS-I, ya que los sulfatos
de metales que contienen los agroquímicos se hidro-
lizan al liberar protones. Asimismo, cuando la acidez
aumenta, elementos como el Al quedan disponibles lo
cual provoca que este metal forme junto con el agua
(presente en los horizontes superfciales) un complejo
de esfera interna muy estable y el producto de su
hidrólisis es un ácido moderadamente fuerte con pKa
de 4, lo que aumenta claramente la acidez. También
se podría deducir que esta acidez está relacionada
con el origen volcánico de los suelos (andosoles) o
a que esporádicamente reciben agroquímicos que
contienen sulfatos ácidos.
La acidifcación (como en el caso de los suelos en
los que se practica A-I y AS-I), provoca la intempe-
rización acelerada de la arcilla (por la sustitución de
los cationes básicos por protones) y la disminución
de la MO, lo que genera la disminución de la CIC del
recurso, la pérdida de su capacidad de adsorción y
el aumento de la CE, ya que se solubilizan cationes.
Esto sucede especialmente en los suelos en los que se
practica A-I que presentan una triple carga derivada
CUADRO IV.
PARÁMETROS QUÍMICOS DE LOS SUELOS
AGRÍCOLAS DEL NEVADO DE TOLUCA.
CE = CONDUCTIVIDAD ELÉCTRICA,
MO = MATERIA ORGÁNICA, CIC = CA
-
PACIDAD DE INTERCAMBIO CATIÓNI-
CO, A-I = AGRICULTURA INTENSIVA,
AS-I = AGRICULTURA SEMI-INTENSIVA,
A-T = AGRICULTURA TRADICIONAL
Tipo de
agricultura
pH
en agua
pH en
KCl
CE
µS/cm
MO
%
CIC
cmol/kg
Medias
A-I
3.16 a
3.16 a
399 a
1.79 a
20 a
AS-I
A-T
3.16 a
4.06 b
3.20 a
4.16 b
367 a
250 b
7.21 b
9.33 c
23 b
29 c
Letras distintas indican diFerencias signifcativas
CUADRO III.
TEXTURA DE LOS SUELOS AGRÍCOLAS
DEL NEVADO DE TOLUCA.
A-I = AGRICUL
-
TURA INTENSIVA, AS-I = AGRICULTURA
SEMI-INTENSIVA, A-T = AGRICULTURA
TRADICIONAL
Tipo de agricultura
Arena %
Limo %
Arcilla %
A-I
50
25
25
AS-I
A-T
41
39
38
38
21
23
CONCENTRACIÓN DE EPT EN SUELOS AGRÍCOLAS
119
del aporte consistente de cloruros y sulfatos de amonio
y potasio, entre otros. Los valores de CE en los suelos
en los que se practica A-I (399 µS/cm) y AS-I (367 µS/
cm) fueron signiFcativamente más altos que los valo
-
res de los suelos de vocación tradicional (250 µS/cm),
los cuales estuvieron alrededor del valor promedio de
fondo de 255 µS/cm para suelos de México (
Cuadro
I
). Se asume que dicha diferencia se debe a que en
los suelos en los que se practica A-T no se incorporan
agroquímicos que modiFquen su CE.
El porcentaje de MO en los suelos varía signiFca
-
tivamente dependiendo del tipo de agricultura que se
practica (
Cuadro IV
). Los valores más altos correspon-
den a los suelos con prácticas de A-T (MO = 9.33 %),
que se caracterizan por colindar con las zonas bos-
cosas. Los valores intermedios corresponden a los
suelos en los que se practica AS-I (MO = 7.21 %)
y Fnalmente los valores notablemente menores son los
de los suelos que se usan para la A-I (MO = 1.79 %).
La carencia de buenas cantidades de MO en los sue-
los en los que se practica AS-I y A-I evita que los
oxianiones de metales pesados sean reducidos a la
forma trivalente, ya que al carecer de este donador
de electrones (MO) u otros compuestos reductores
inorgánicos asociados, la dinámica global del suelo
es impactada negativamente, sobre todo a nivel de
la movilidad de los micronutrimentos y a la vida
microbiana (Bain 2000).
La arcilla y la MO son las propiedades que más
in±uyen en el valor de la CIC del suelo, de tal forma
que en los suelos más ácidos la degradación de la
arcilla ha provocado una clara disminución de la CIC
(
Cuadro IV
). Se encontraron diferencias signiFca
-
tivas de la CIC entre las estrategias de producción
(A-I, AS-I y A-T); las menores fueron en los suelos
que se usan para la A-T. Dichas diferencias se pueden
deber a la cantidad de agroquímico depositado, a la
condición prevalente de degradación de la arcilla y
al valor de pH asociado. Por otra parte, en todos los
suelos muestreados se identiFcaron pequeñas con
-
centraciones de esmectita cristalizada e illita como
Flosilicato predominante en la fracción arcilla, lo que
se traduce también en una menor CIC.
Concentración total y geodisponible de EPT
En los
cuadros V-X
se presenta la concentración
total y geodisponible de los EPT (As, Pb, Cu, Cd,
Zn y Fe) en los suelos agrícolas del NT de acuerdo
con cada estrategia agrícola que se practica para la
producción de papa (A-I, AS-I o A-T).
Los suelos en los que se practica A-I se carac-
terizan por presentar las mayores concentraciones
totales de todos los EPT considerados en el estudio
respecto a los suelos que se usan para la AS-I y A-T.
Las concentraciones totales de los EPT en los suelos
en los que se practica A-I se encuentran dentro de los
valores de fondo (
Cuadro I
).
Las concentraciones geodisponibles en los suelos
en los que se practica A-I y AS-I son más altas que en
CUADRO V.
CONCENTRACIÓN TOTAL Y GEODISPONI-
BLE DE AS EN SUELOS AGRÍCOLAS DEL
NEVADO DE TOLUCA. A-I = AGRICULTURA
INTENSIVA, AS-I = AGRICULTURA SEMI-
INTENSIVA, A-T = AGRICULTURA TRADI
-
CIONAL
Tipo de agricultura
Total
(mg/kg) medias
Geodisponible
(mg/L) medias
A-I
9.54 a
BLD
AS-I
8.6
1 a
BLD
A-T
BLD
BLD
Letras distintas indican diferencias signiFcativas. BLD = Bajo
el Límite de Detección (total = 4 mg/kg, soluble = 0.05 mg/L),
Valor de fondo geodisponible: As = 0.05 mg/L
CUADRO VI.
CONCENTRACIÓN TOTAL Y GEODISPONI-
BLE DE PB EN SUELOS AGRÍCOLAS DEL
NEVADO DE TOLUCA. A-I = AGRICUL
-
TURA INTENSIVA, AS-I = AGRICULTURA
SEMI-INTENSIVA, A-T = AGRICULTURA
TRADICIONAL
Tipo de agricultura
Total
(mg/kg) medias
Geodisponible
(mg/L) medias
A-I
328
a
0.068
AS-I
263 b
BLD
A-T
BLD
BLD
Literales distintas indican diferencia. BLD = Bajo el Límite de
Detección (total = 200 mg/kg, soluble = 0.05 mg/L), Valor de
fondo geodisponible: Pb = 0.06 mg/L.
CUADRO VII.
CONCENTRACIÓN TOTAL Y GEODISPO-
NIBLE DE CU EN SUELOS AGRÍCOLAS
DEL NEVADO DE TOLUCA. A-I = AGRI
-
CULTURA INTENSIVA, AS-I = AGRICUL
-
TURA SEMI-INTENSIVA, A-T = AGRICUL
-
TURA TRADICIONAL
Tipo de agricultura
Total
(mg/kg) medias
Geodisponible
(mg/L) medias
A-I
49.4 a
0.612
AS-I
17.1 b
BLD
A-T
11.3 b
BLD
Literales distintas indican diferencia. BLD = Bajo el Límite de
Detección (total = no reportado, soluble = 0.04 mg/L), Valor de
fondo geodisponible: Cu = 0.04 mg/L.
G. Martínez-Alva
et al.
120
los que se practica A-T. En los suelos en los que se
practica AS-I, la mayoría de los EPT estuvieron por
debajo del límite de detección de las técnicas analí-
ticas empleadas (AA-GH e ICP-AES). En los suelos
que se usan para la A-T todas las concentraciones
de estos elementos estuvieron por debajo del límite
de detección. Finalmente, en los suelos en los que
se practica A-I, los EPT en su mayoría presentaron
concentraciones geodisponibles que no representan
un riesgo para el ambiente por el momento.
La concentración total de As (
Cuadro V
) que se
encontró en las parcelas que se utilizan para la A-I
y AS-I no es signifcativamente diFerente (9.54 y
8.61 mg/kg, respectivamente) y está dentro de los
valores de fondo. La NOM-147-SEMARNAT/SSA1-
2007, considera como peligrosa una concentración
total de As mayor o igual a 22 mg/kg (valores de
referencia;
Cuadro II
), por lo tanto las concentra-
ciones encontradas no representan un problema en
este momento. No obstante, el As es considerado un
elemento susceptible de acumularse y solubilizarse si
se forman complejos con elementos de intercambio
pasivo como el Al, Se, Mn y Mg (característico de
los andosoles), factor que puede propiciar su acu-
mulación y potencial disponibilidad (Davor 2005).
Lo anterior podría explicar que la concentración
geodisponible de As en las parcelas de A-I, AS-I y
A-T estuviera por debajo del límite de detección, ya
que pudo haber sido captado por las plantas de papa
o estar en los horizontes edáfcos proFundos (o en
la atmósfera) debido a su solubilidad característica.
Las concentraciones totales de Pb (cercanas a los
valores de fondo;
Cuadro VI
), sólo se detectaron
en los suelos que se usan para la A-I y AS-I, como
en el caso del As. No obstante, la concentración
total de Pb Fue signifcativamente diFerente entre la
práctica A-I (328 mg/kg) y la AS-I (263 mg/kg), lo
cual seguramente está provocado por la cantidad de
agroquímicos que se depositan. En los suelos en los
que se practica A-T las concentraciones estuvieron
por debajo del límite de detección.
De acuerdo con la NOM-147-SEMARNAT/SSA1-
2007 (uso agrícola, comercial e industrial;
Cuadro II
)
las concentraciones totales de Pb que se detectaron en
los suelos que se usan para A-I y AS-I no representan
un riesgo a la salud humana o al ecosistema (valor
de referencia 400 mg/kg) ni tampoco en términos de
concentraciones geodisponibles (A-I = 0.068 mg/L;
valor de referencia 0.50 mg/L). Sin embargo, se tiene
que considerar que el efecto acumulativo a largo pla-
zo de los EPT sí podría generar un impacto negativo.
Se infere que estos elementos podrían estar Formando
compuestos de baja solubilidad o estar adsorbidos en
partículas coloidales. Por ejemplo, el As se adsorbe
en oxihidróxidos de Fe y forma complejos de esfera
interna. Los cationes se unen a las arcillas y a la MO
o pueden estar como sulfatos insolubles como es el
caso del Pb.
Es importante resaltar que las concentraciones to-
tales de Pb detectadas en los suelos evaluados pueden
CUADRO X.
CONCENTRACIÓN TOTAL Y GEODISPONI-
BLE DE FE EN SUELOS AGRÍCOLAS DEL
NEVADO DE TOLUCA. A-I = AGRICULTURA
INTENSIVA, AS-I = AGRICULTURA SEMI-
INTENSIVA, A-T = AGRICULTURA TRADI
-
CIONAL
Tipo de agricultura
Total
(%) medias
Geodisponible
(%) medias
A-I
6.46 a
0.583 a
AS-I
3.35 b
0.294 b
A-T
2.34 b
BLD
Literales distintas indican diFerencia. BLD = Bajo el Límite de
Detección (total = no reportado, soluble = 0.25 mg/L), Valor de
Fondo geodisponible: ±e = 0.26 mg/L
CUADRO VIII.
CONCENTRACIÓN TOTAL Y GEODISPONI-
BLE DE CD EN SUELOS AGRÍCOLAS DEL
NEVADO DE TOLUCA. A-I = AGRICUL
-
TURA INTENSIVA, AS-I = AGRICULTURA
SEMI-INTENSIVA, A-T = AGRICULTURA
TRADICIONAL
Tipo de agricultura
Total
(mg/kg) medias
Geodisponible
(mg/L) medias
A-I
3.49 a
BLD
AS-I
2.11 a
BLD
A-T
BLD
BLD
Literales distintas indican diFerencia. BLD = Bajo el Límite de
Detección (total = no reportado, soluble = 0.04 mg/L), Valor de
Fondo geodisponible: Cd = 0.04 mg/L
CUADRO IX.
CONCENTRACIÓN TOTAL Y GEODISPONI-
BLE DE ZN EN SUELOS AGRÍCOLAS DEL
NEVADO DE TOLUCA. A-I = AGRICUL
-
TURA INTENSIVA, AS-I = AGRICULTURA
SEMI-INTENSIVA, A-T = AGRICULTURA
TRADICIONAL
Tipo de agricultura
Total
(mg/kg) medias
Geodisponible
(mg/L) medias
A-I
83.9 a
0.295 a
AS-I
70.3 b
0.191 b
A-T
41.1 c
BLD
Literales distintas indican diFerencia. BLD = Bajo el Límite de
Detección (total = 5 mg/kg, soluble = no reportado), Valor de
Fondo geodisponible: Zn = 0.06 mg/L
CONCENTRACIÓN DE EPT EN SUELOS AGRÍCOLAS
121
ser objeto de discusión técnica, debido a que en los
valores de referencia que reporta la Secretaría del Me-
dio Ambiente y Recursos Naturales (SEMARNAT) se
asume que el suelo presenta características similares
en el país (entidad cerrada). No obstante, el estudio de
Gutiérrez-Ruiz
et al.
(2009) que reporta los valores de
fondo para los suelos de México, considera la diversi-
dad de las características particulares del suelo (entidad
dinámica natural). También es importante resaltar que
los valores de referencia que emite dicha Secretaría se
han modifcado con el tiempo. Por ejemplo, según la
SEMARNAT (2002), 200 mg/kg de Pb representaban
un riesgo para la salud humana (RSH) y 100 mg/kg
representaban un riesgo ecológico (RE), en el caso de
otros EPT como el As y el Cd, 20 mg/kg en ambos
casos representaban RSH y RE. La tendencia ha sido
ampliar la concentración de EPT permisible.
Las concentraciones geodisponibles de Cd (
Cua-
dro VIII
) detectadas en los suelos en los que se
practica A-I y AS-I no representan un problema para
la salud humana o el ambiente ya que se observan por
debajo del límite de detección en todas las parcelas
analizadas. Es común encontrar depósitos encajonados
y encriptados de Cd en suelos de origen volcánico que
difícilmente interactúan con compuestos reductores
(orgánicos o inorgánicos), lo cual limita su dinámica
de interacción y de disponibilidad (Alloway 1995).
A pesar de que las fracciones totales de EPT en
general son bajas, posiblemente dado el alto nivel
de precipitación de la zona (valor promedio anual de
700-1000 mm en el NT), no implica que no represen-
tan un riesgo potencial para la salud humana o el am-
biente. La constante incorporación de agroquímicos
que se observa en la zona, seguramente aumentará
la concentración total de EPT y su disponibilidad
potencial.
Es importante destacar que en el NT, el régimen
de evaporación es 3.9 veces mayor que el de las
precipitaciones. Esto indica que la escorrentía super-
fcial que se Forma en época lluviosa puede ser más
importante que la infltración, por lo que el mayor
riesgo ambiental potencial es la dispersión del drenaje
ácido cargado de EPT hacia los arroyos de la zona
(50 aproximadamente). Sin embargo, se asume que el
drenaje ácido (cargado de EPT) es amortiguado por
los efectos de dilución y por el contacto con sedimen-
tos que contienen arcillas y rocas con cierto carácter
básico. Los estudios realizados por Ávila-Pérez
et
al
. (2007) y Zarazúa (2008) en algunos cuerpos de
agua al interior del NT y en la cuenca alta del Río
Lerma, indican que la calidad del agua superfcial
no ha sido afectada por el drenaje ácido o metales
pesados presentes en los suelos agrícolas.
Las consecuencias esperadas del ±ujo del dre
-
naje ácido (cargado de EPT) en el recurso son: (a)
disminución de la disponibilidad de nutrimentos
(P, Mg
2+
, Ca
2+
) por haber sido intercambiados por
otros cationes como H
+
o Al
3+
, b) oxidación de la
MO, (c) intemperismo acelerado de las arcillas y
liberación de Al
3+
, el cual es muy tóxico para las
plantas, (d) riesgo de toxicidad por los EPT acumu-
lados que en condiciones ácidas pueden llegar a ser
muy móviles, (e) agotamiento de la capacidad de
amortiguamiento del suelo, (f) condiciones perju-
diciales para la puesta en marcha de cultivos y (g)
disminución del crecimiento de plantas y de los
procesos microbiológicos que ocurren en el suelo.
Con esta última consecuencia se perdería el aporte
de nueva MO y del proceso de humifcación, se
limitarían los procesos de nitrifcación que realizan
las bacterias generando a su vez el debilitamiento de
la estructura de los agregados del suelo que favorece
la aireación y el movimiento de agua y se formarían
costras superfciales que aumentan la escorrentía
y disminuyen la lixiviación (Gutiérrez-Ruiz
et al.
2007, 2009).
Los resultados obtenidos en los suelos agrícolas
del NT en los que se practica A-I, AS-I y A-T aportan
evidencias sobre la relación entre la intensidad del
uso de agroquímicos y la acumulación de EPT en el
suelo. La similitud en el comportamiento de los EPT
en los suelos en los que se practica A-I y AS-I se
puede deber a que en ambos casos se abusa del uso
de agroquímicos (particularmente en la A-I). En los
suelos en los que se practica A-I se incorpora la mayor
cantidad de agroquímicos (endosulfan, dimetomorf
y etilén-bis-ditiocarbamato de manganeso y plomo)
por unidad de área (Gutiérrez-Ruiz
et al.
2009). En
los suelos en los que se practica A-T, los valores
son signifcativamente menores. En estos suelos los
EPT también se encuentran en bajas concentraciones
(Cu = 11.3 mg/kg, Cd = debajo del límite de detec
-
ción, Zn = 41.1 mg/kg
y ²e = 2.3 %;
Cuadro VII-X
).
La presencia de Cu y Fe puede estar relacionada a
que esporádicamente los agricultores incorporan
agroquímicos a base de sulFatos de NH
4
, Cu y Fe
con la expectativa de que incrementen el potencial
productivo de sus cultivos. En el caso del Fe no hay
reportes de ftotoxicidad o problemas de salud.
A pesar de que en los suelos en los que se practica
AS-I y A-T las concentraciones de EPT son menores
respecto a los suelos que se usan para la A-I, un in-
cremento en el ingreso o en el poder adquisitivo de
los agricultores podría provocar un cambio (probable-
mente negativo) en las prácticas de manejo agrícola.
Lo anterior se vería re±ejado en un mayor uso de
G. Martínez-Alva
et al.
122
agroquímicos que incrementarían las concentraciones
de EPT y la superfcie agrícola en el NT con mayor
probabilidad de riesgo de contaminación de suelos
junto con los efectos secundarios asociados a dichas
prácticas.
CONCLUSIONES
Los agroquímicos son un factor de degradación
de los suelos agrícolas del NT ya que modifcan sus
propiedades físicas y químicas, principalmente en
los suelos en que se practica la A-I y AS-I para el
cultivo de papa.
En los suelos en donde se practica la A-I y AS-I,
la acidifcación del recurso genera la disminución de
la MO y la CIC, así como el aumento de la CE, lo
que propicia a su vez que se incremente la geodis-
ponibilidad de algunos EPT.
La acidifcación es un proceso que está causando
la inmovilización de nutrimentos esenciales para los
cultivos, especialmente para la papa que requiere
de un pH más alto y de la disponibilidad de P. Por
tanto es urgente encalar los suelos del NT en los que
se practica A-I y AS-I para lograr aumentar el pH
a 4, con lo que se podrá precipitar el Al y evitar el
intemperismo de las arcillas.
Los valores de los EPT obtenidos en los suelos
agrícolas del NT en los que se practica A-I y AS-I no
representan un riesgo ambiental de acuerdo con los
valores de la NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2007.
Sin embargo, podrían ser un problema a largo plazo
debido a la acumulación y a la geodisponibilidad de
estos elementos.
AGRADECIMIENTOS
Al Dr. Francisco Martín Romero y la Dra. Águeda
Elena Ceniceros Gómez, investigadores de los Ins-
titutos de Geología y Geografía de la Universidad
Nacional Autónoma de México (UNAM), respecti-
vamente. Al Laboratorio de Análisis Físicos y Quí-
micos del Ambiente (Q.F.B. Reyna Roldán Armas
y Q. Raquel Domínguez Martínez). Al Laboratorio
de Geoquímica Ambiental (Instituto de Geología-
UNAM) por su colaboración en el procesamiento
de las muestras. A los estudiantes de Ingeniería en
Biotecnología de la Universidad Politécnica del Valle
de Toluca: Gloria Itzel Vigueras Romero, José Adrián
Silis Cano, Mario Alberto Rico Rodríguez, Omar
Avilés Mercado y Joel Bravo Arizmendi. Al CONA-
CyT y a la UAEMéx por las becas otorgadas en los
estudios de doctorado del M. en C. Germán Martínez
Alva. Al Instituto de Ciencias Agropecuarias y Ru-
rales de la UAEMéx y al proyecto “Caracterización
de los residuos sólidos y líquidos derivados de las
actividades agroForestales en el NT”, fnanciamiento
PIFI, clave 3077/2011E.
REFERENCIAS
Albert L. (2005). Panorama de los plaguicidas en México.
Rev. Toxicol. 44, 145-155.
Alegría H.A., Bidleman T.±. y Salvador-±igueroa M.
(2006). Organochlorine pesticides in the ambient air
of Chiapas, Mexico.
Environ. Pollut. 140, 483-491.
Alloway B.J. (1995). Heavy metals in soils. Blackie Aca
-
demic and ProFesional. Nueva York, EUA, 386 pp.
Armienta M.A., Villaseñor G., Rodríguez R., Ongley L.K.
y Mango H. (2001).
The role of arsenic-bearing rocks
in groundwater pollution at Zimapan Valley, Mexico.
Environ Geol. 40, 571-581.
Ávila-Pérez P., Zarazúa G., Carapia-Morales L., Tejeda
S., Díaz-Delgado C. y Barceló-Quintal I. (2007).
Evaluation of heavy metals and elemental composition
of particles in suspended matter of the Upper Course
of the Lerma River. J. Radioanal. Nucl. Chem. 273,
625-633.
Bain J.G., Blowes D.W., Robertson W.D. y Frind E.O.
(2000). Modelling oF sulf oxidation with reactive
transport at a mine drainage site. J. Contam. Hydrol.
41, 23-47.
Barakat A.O., Kim M., Qian Y. y Wade T.L. (2002). Organ-
ochlorine pesticides and PCBs residues in sediments
oF Alexandria Harbour. Egypt. Mar. Pollut. Bull. 44,
1421-1434.
Benítez J.A. y Bárcenas C. (1996). Patrones de uso de los
plaguicidas en la zona costera del Golfo de México. En:
Golfo de México contaminación e impacto ambiental:
diagnóstico y tendencias. (A.V. Botello, G. J. L. Rojas,
J. Benítez. y L. D. Zarate, Eds.). EPOMEX, Campeche,
México, pp. 155-167.
Bolognesi C. (2003). Genotoxicity of pesticides: a review
of human biomonitoring studies. Mutat. Res. 543,
251-272.
Bouyoucos J. (1963). A rapid determination of soil textury.
J. Agric. Sci. 23, 456-459.
Bull S., Fletcher K., Boobis A.R. y Battershill J.M. (2006).
Evidence for genotoxicity of pesticides in pesticide
applicators: a review. Mutag. 21, 93-103.
Caldas E.D., Coelho R.L.C., Souza K.R. y Siba S.C.
(1999). Organochlorine pesticides in water, sediment,
and fsh oF Paranoá Lake oF Brasilia, Brazil.
Bull.
Environ. Contam. Toxicol. 62, 199-206.
CONCENTRACIÓN DE EPT EN SUELOS AGRÍCOLAS
123
Cavallo D., Cinzia L.U., Carelli G., Iavicoli I., Ciervo A.,
Perniconi B., Rondinone B., Gismondi M. e IavicoLi
S. (2006). Occupational exposure in airport personnel
characterization and evaluation of genotoxic and oxi-
dative effects. Toxicol. 223, 26-35.
Chapman H.D. (1965). Diagnostic criteria for plants
and soils. En: Diagnostic criteria for plants and soils.
Agronomy 9
(C.A. Black, Ed.). Am. Soc. Agronomy.
Riverside, California, EUA, pp. 902-904.
Chen J., Liu C., Yang Z. y Wang J. (2008). Residues and
characteristics of organochlorine pesticides in the sur-
face water in the suburb of Beijing. Earth Sci. Front.
15, 242-247.
Cheng H.H. (1990). Pesticides in the soil environments -
An overview. En: Pesticides in the soil environment:
processes, impacts, and modelling. (H. Cheng, Ed.). Soil
Science Society of America, Madison, EUA, pp. 1-5.
CONABIO (2004). Comisión Nacional para el Cono-
cimiento de la Biodiversidad. Regiones Terrestres
Prioritarias de México [en línea]. http://www.conabio.
gob.mx/informacion/metadata/gis/rtp1mgw.xml?_
httpcache=yes&_xsl=/db/metadata/xsl/fgdc_html.
xsl&_indent=no
. 06/05/2014.
CONAGUA (2008). Comisión Nacional del Agua. Es
-
tadísticas del agua en México [en línea]. http://www.
conagua.gob.mx/CONAGUA07/Publicaciones/Publi-
caciones/EAM_2008.pdf
. 06/05/2014.
CONANP (2008). Comisión Nacional de Áreas Naturales
Protegidas. Parques Nacionales [en línea]. http://neva-
dodetoluca.conanp.gob.mx. 06/05/2014
Cordero A. y Ramírez G.F. (1979). Acumulamiento de
cobre en los suelos del PacíFco Sur de Costa Rica y
sus efectos detrimentales en la Agricultura. Agron.
Costarr. 3, 63-78.
Corinne P.R., Fang-Jie Z. y Steve McGrath P. (2006).
Phytotoxicity of nickel in a range of European soils:
In±uence of soil properties, Ni solubility and specia
-
tion. Environ. Pollut. 145, 596-605.
Coupe R.H., Manning M.A., ²oreman W.T., Goolsby D.A.
y Majewski M.S. (2000). Occurrence of pesticides in
rain and air in urban and agricultural areas of Missis-
sippi, Sci. Total Environ. 248, 227-240.
Daniels W. M., House W. A., Rae J. E. y Parker A. (2000).
The distribution of micro-organic contaminants in river
bed sediment cores.
Sci. Total Environ. 253, 81-92.
Davor R. (2005). Heavy metals distribution in agricultural
top soils in urban area. Environ. Geol. 43, 795-805.
Doménech X. (2000). Química ambiental. El impacto
ambiental de los residuos. Miraguano, Madrid, España,
254 pp.
Dubus I.G., Hollis J.M. y Brown C.D. (2000).
Pesticides
in rainfall in Europe. Environ. Pollut. 110, 331-344.
FAO (1990). Soil map of the world (Revised Legend).
Food and Agriculture Organization of the United Na-
tions. Roma, Italia. 23 pp.
Ferrer A. (2003). Intoxicación por plaguicidas. Toxicol.
Clín. 26, 1-5.
²ranco S., Regil H. y Ordoñez J. (2006). Dinámica de
perturbación de las zonas forestales en el Parque Nacional
Nevado de Toluca.
Madera y Bosque 12, 17-28.
Fytianos K., Katsianis G., Triantafyllou P. y Zachariadis
G. (2001). Accumulation of heavy metals in vegetables
grown in an industrial area in relation to soil. Bull. Env.
Contam. Toxicol. 67, 423-427.
²ytianos K., Meesters R. J. W., Schröder H. ²r., Gouliar
-
mou B. y Gantidis N. (2006). Concentration and dis-
tribution of organochlorine pesticides in surface water
and sediments in Lake Volvi (northern Greece). Int. J.
Environ. Anal. Chem. 86, 109-118.
García I. y Dorronsoro C. (2005). Contaminación por
metales pesados. En: Tecnología de Suelos. Univer-
sidad de Granada. Departamento de Edafología y
Química Agrícola, Madrid, España, pp. 145-148. [en
Garry V. F. (2004). Pesticides and children. Toxicol. Appl.
Pharmacol. 198, 152-163.
GEM (2011). Gobierno del Estado de México. Secretaría
de Medio Ambiente. Comisión Estatal de Parques Na-
turales y de la Fauna. Áreas Naturales Protegidas en el
Estado de México. Categorías de las áreas protegidas
eas_naturales_protegidas/categorias_areas_protegidas/
index.htm. 06/05/2014.
Gilliom R.J. (2007). Pesticides in U.S. streams and ground-
water. Environ. Sci. Technol. 41, 3409-3414.
GolFnopoulos S. K., Nikolaou A. D., Kostopoulou M. N.,
Xilourgidis N. K., Vagi M. C. y Lekkas D. T. (2003).
Organochlorine pesticides in the surface waters of
Northern Greece. Chemosphere 50, 507-516.
Gutiérrez G.E., Ríos L. M., Muñoz G.F. y Villaescusa J.C.
(1998). Chlorinated hydrocarbons in marine sediments
of the Baja California (Mexico) - California (USA)
border zone. Mar. Pollut. Bull. 36, 27-31.
Gutiérrez-Ruiz M.E., Ceniceros-Gómez A.E., Luna-
González L., Morales-Manilla L.M., Romero F.,
Martínez-Jardines L.G., Rosas H. y López-Blanco J.
(2009). Elaboración de un Mapa Regional de Valores
de ²ondo de EPT’s en Suelos de México. CONABIO.
²B1283/65002/08.
Gutiérrez-Ruiz M.E., Romero ².M. y González-Hernández
G. (2007). Suelos y sedimentos afectados por la dis-
persión de jales inactivos de sulfuros metálicos en la
zona minera de Santa Bárbara, Chihuahua, México.
Re. Mex. Cien. Geol. 24, 170-184.
Haro G.L., Chaín C.T., Barrón A.R. y Bohórquez L.A.
(2002). Efectos de plaguicidas agroquímicos: PerFl
G. Martínez-Alva
et al.
124
epidemiológico-ocupacional de trabajadores expues-
tos. Rev. Med. IMSS. 40, 19-24.
Hernández A., Hernández P. y Gordillo A. (2006). Manual
para la evaluación de impactos ambientales. INNCIVE,
Madrid, España, 770 pp.
Hernández-Romero A.H., Tovilla-Hernández C., Malo
E.A. y Bello-Mendoza R. (2004). Water quality and
presence of pesticides in a tropical coastal wetland in
southern Mexico. Mar. Pollut. Bull. 48, 1130-1141.
Ho T.L. y Egashira K. (2001). Solid-solution ratio on
extraction of heavy metals by dilute acids from agri-
cultural soils and river-sediments in Hanoi, Vietnam.
Com. Soil Sci. Plant Anal. 32, 643-660.
Hoai P.M., Ngoc N.T., Minh N.H., Viet P.H., Berg M.,
Alder A.C. y Giger W. (2010). Recent levels of or-
ganochlorine pesticides and polychlorinated biphenyls
in sediments of the sewer system in Hanoi, Vietnam.
Environ. Pollut. 158, 913-920.
Hong S.H., Kim U.H., Shim W.J., Oh J.R., Viet P.H. y
Park P.S. (2008). Persistent organochlorine residues
in estuarine and marine sediments from Ha Long
Bay, Hai Phong Bay, and Ba Lat Estuary, Vietnam.
Chemosphere 72, 1193-1202.
Ismail I.B.S., Farihah K. y Khairiah J. (2008). Bioaccu
-
mulation of heavy metals in vegetables from selected
agricultural areas. Bull. Environ. Contam. Toxicol.
74, 320-327.
Jung M.C. (2001). Heavy metal contamination of soils
and waters in and around the Imcheon Au-Ag mine,
Korea. Applied Geochem. 16, 1369-1375.
Kishida M., Imamura K., Maeda Y., Lan T.T.N., Thao
N.T.P. y Viet P.H. (2007). Distribution of persistent
organic pollutants and polycyclic aromatic hydrocar-
bons in sediment samples from Vietnam. J. Health
Sci. 53, 291-301.
Li Z. y Shuman L.M. (1996). Heavy metal movement in
metal contaminated soil pro±les. Soil Sci.161, 656-666.
Mahler R.L. (2003). General overview of nutrition for ±eld
and container crops. En: National proceeding: forest
and conservation nursery associations. (L. E. Riley,
R. K. Dumroese, T. D. Landis.
Eds.). Spring±eld, IL.
Proc. RMRS, Nueva York, EUA, pp. 33-39.
Malla R., Tanaka Y. y Mori K.L. (2007). Short term effect
of sewage irrigation on chemical build up in soils and
vegetables. Toxicol. 5, 67-72.
Mansour S. (2004). Pesticide exposu re-Egyptian scene.
Toxicol. 198, 91-115.
Mc Lean E.O. (1982). Soil pH and lime requirements
.
En: Methods of soil analysis. Part 2. Agronomy 9
(A.L. Page, R.H. Miller, D.R. Keeney, Eds.). Am. Soc.
Agronomy, Madison, EUA, pp. 199-224.
Moor C., Lymberopoulou T. y Dietrich V.J. (2001).
Determination of heavy metals in soils, sediments
and geological materials by ICP-AES and ICP-MS.
Microchim. Acta. 136, 123-128.
Moral R., Gilkes R.J. y Moreno-Caselles J. (2002). A
comparison of extractants for heavy metals in con-
taminated soils from Spain. Commun. Soil Sci. Plant
An. 33, 2781-2791.
Norma Mexicana NMX-AA-132-SCFI-2006. Que esta-
blece el procedimiento para el muestreo de suelos,
para la identi±cación y la cuanti±cación de metales y
metaloides, y manejo de la muestra. Diario O±cial de
la Federación. 14 de enero de 2006.
Norma O±cial Mexicana NOM-147-SEMARNAT/SSA1-
2007. Que establece los criterios para determinar las
concentraciones de remediación de suelos contami-
nados por arsénico, bario, berilio, cadmio, cromo
(vi), mercurio, níquel, plata, plomo, selenio, talio y/o
vanadio y otros. Diario O±cial de la Federación. 2 de
marzo de 2007.
Ongley E.D. (1996). Control of water pollution from
agriculture. FAO Irrigation and drainage paper 55.
Roma, Italia, 111 pp.
Prieto M.J., González R.C.A., Román G.A.D. y Prieto G.F.
(2009). Contaminación y ±totoxicidad en plantas por
metales pesados provenientes de suelos y agua. Tropic.
Subtropic. Agroecos. 10, 29-44.
Ramírez Q.Y., López G.E., Barceló Q.I.D. y Domínguez
E.Z.J. (2008). Caracterización de triazinas en la cuenca
alta del Río Lerma en Estado de México, México
.
Me-
morias. XXXI Congreso Interamericano de Ingeniería
Sanitaria y Ambiental. Santiago de Chile. Chile. 15 al
19 de mayo, 2008. CD-ROM.
Ramos-Bello R., Cajuste L.J., Flores-Román D. y
García-Calderón N.E. (2001). Heavy metals, salts and
sodium in Chinampa soils in Mexico. Agrociencia
35, 385-395.
Ramos-Hernández S. y Flores-Román D. (2008). Com
-
paración de dos fuentes fosfatadas en suelos volcánicos
cultivados con café del soconusco, Chiapas, México.
Agrociencia 42, 391-398.
Rueda L.Q., Botello A.V. y Díaz G.G. (1997). Presencia de
plaguicidas organoclorados en dos sistemas lagunares
del estado de Chiapas, México. Rev. Int. Contam.
Ambie. 13, 55-61.
SAS, INSTITUTE, INC. (1988). SAS user’s guide: Statis
-
tics. Release 6.03. (SAS Institute Incorporation Ed.).
Cary, Carolina del Norte, EUA, 1028 pp.
SEMARNAT (2002). Secretaría de Medio Ambiente y
Recursos Naturales. Límite permisible de metales
pesados en México. Diario O±cial de la Federación.
7 de noviembre de 2002.
Tchobanoglous G., Theisen H. y Vigil S. A. (1998).
Gestión integral de residuos sólidos. McGraw-Hill,
Madrid, España, 1107 pp.
CONCENTRACIÓN DE EPT EN SUELOS AGRÍCOLAS
125
Thurman E.M., Bastian K.C. y Mollhagen T. (2000). Oc-
currence of cotton herbicides and insecticides in playa
lakes of high plains of West Texas. Sci. Total Environ.
248, 189-200.
USEPA (2010). United States Environmental Protection
Agency. Types of Pesticides. United States Envi-
ronmental Protection Agency [en línea]. http://www.
epa.gov/pesticides/about/types.htm. 17/10/2013
Virkutyte J., Sillanpää M. y Latostenmaa P. (2002). Elec-
trokinetic soil remediation- Critical overview. The Sci.
Tot. Environ. 289, 97-121.
Waliszewski S.M., Gómez-Arroyo S., Infanzón R.M., Car-
vajal O., Villalobos-Pietrini R., Trujillo P. y Maxwell
Hart M. (2004). Persistent organochlorine pesticide
levels in bovine fat from México. Food Addit. Contam.
21, 774-780.
Walkey A.L. y Black A. (1947). A rapid determination of
soil organic matter. J. Agric. Sci. 25, 563-568.
Wong F., Alegria H.A., Jantunen L.M., Bidleman T.F.,
Salvador-Figueroa M., Gold-Bouchot G., Ceja-Moreno
V., Waliszewski S.M. e Infanzon R. (2008). Organo
-
chlorine pesticides in soils and air of Southern Mexico:
Chemical pro±les and potential for soil emissions.
Atmos. Environ. 42, 7737-7745.
Zarazúa G. (2008) Evaluación de las contribuciones na
-
turales y antropogénicas de los metales pesados Cr,
Mn, Fe, Cu, Zn y Pb y su distribución en el agua y
sedimento en el Curso Alto del Río Lerma. Tesis de
Doctorado. Centro Interamericano de Recursos del
Agua-Facultad de Ingeniería. Universidad Autónoma
del Estado de México. Toluca, Estado de México,
México, 159 pp.
logo_pie_uaemex.mx