Fitorremediación de un Suelo Contaminado con Plomo por Actividad Industrial (página 2)

Los metales pesados contribuyen fuertemente a la
contaminación ambiental, la cantidad de metales
disponibles en el suelo está en función del pH, el
contenido de arcillas, contenido de materia orgánica, la
capacidad de intercambio catiónico y otras propiedades que
las hacen únicas en términos de manejo de la
contaminación (Sauve et al., 2000). Además
son definidos como elementos con propiedades metálicas
(conductibilidad, ductilidad, etc.), número atómico
mayor de 20, y cuya densidad es mayor a los 5 g cm3.
Se consideran metales pesados el plomo cadmio, cromo,
mercurio, zinc, cobre, plata y arsénico,
constituyen un grupo de gran importancia, ya que algunos son
esenciales para las células, pero en altas concentraciones
pueden resultar tóxicos para los seres vivos, tales como
humanos, organismos del suelo, plantas y animales (Spain et
al., 2003).

Estos contaminantes pueden alcanzar niveles de
concentración que provocan efectos negativos en las
propiedades físicas, químicas y biológicas
como: reducción del contenido de materia orgánica,
disminución de nutrimentos, variación del pH
generando suelos ácidos, amplias fluctuaciones en la
temperatura, efectos adversos en el número, diversidad y
actividad en los microorganismos de la rizósfera,
dificultan el crecimiento de una cubierta vegetal protectora
favoreciendo la aridez, erosión del suelo, y la
dispersión de los contaminantes hacia zonas y
acuíferos adyacentes y como consecuencia aumenta la
vulnerabilidad de la planta al ataque por insectos, plagas y
enfermedades, afectando su desarrollo (Zhang et al.,
2000).

Las principales fuentes de metales pesados son
actividades naturales, como desgastes de cerros, volcanes, que
constituyen una fuente relevante de los metales pesados en el
suelo, así como también actividades
antropogénicas como la industria minera que está
catalogada como una de las actividades industriales más
generadora de metales pesados. En el suelo, los metales pesados,
están presentes como iones libres, compuestos
metálicos solubles, compuestos insolubles como
óxidos, carbonatos e hidróxidos, (Pineda,
2004).

Dentro de los metales pesados hay dos grupos;
oligoelementos o micronutrientes: son los requeridos en
pequeñas cantidades o cantidades traza por plantas y
animales y son necesarios para que los organismos completen su
ciclo vital. Pasado cierto umbral se vuelven
tóxicos.

Como el As, B, Co, Cr, Cu, Mo, Mn, Ni, Fe, Se y Zn y
metales pesados sin función biológica conocida,
cuya presencia en determinadas cantidades en seres vivos lleva
apareja disfunciones en el funcionamiento de sus organismos.
Resultan altamente tóxicos y presentan la propiedad de
acumularse en los organismos vivos, el Cd, Hg, Pb, Sb, Bi, Sn, Tl
(García y Dorronsoro, 2005).

Efecto de los Metales Pesados en el
Suelo

Cuando el contenido de metales pesados en el suelo
alcanzan niveles que rebasan los límites máximos
permitidos causan efectos inmediatos como inhibición del
crecimiento normal y el desarrollo de las plantas, y un disturbio
funcional en otros componentes del ambiente así como la
disminución de las poblaciones microbianas del suelo, el
término que se usa o se emplea es "polución de
suelos" (Martín, 2000).

En el suelo, los metales pesados están presentes
como iones libres, compuestos metálicos solubles,
compuestos insolubles como óxidos, carbonatos e
hidróxidos. Su acción directa sobre los seres vivos
ocurre a través del bloqueo de las actividades
biológicas, es decir, la inactivación
enzimática por la formación de enlaces entre el
metal y los grupos –SH (sulfhidrilos) de las
proteínas, causando daños irreversibles en los
diferentes organismos. La contaminación en suelos por
metales pesados ocurre cuando estos son irrigados con aguas
procedentes de desechos de minas, aguas residuales contaminadas
de parques industriales y municipales y filtraciones de presas de
jales (Wang et al., 1992).

El pH es un factor esencial, para que la mayoría
de los metales tiendan a estar más disponibles en un pH
ácido, excepto As, Mo, Se y Cr, los cuales tienden a estar
más disponibles a pH alcalino es una variable importante
para definir la movilidad del catión, debido a que en
medios con pH moderadamente alto se produce la
precipitación como hidróxidos. En medios muy
alcalinos, pueden nuevamente pasar a la solución como
hidroxicomplejos. La adsorción de los metales pesados
está fuertemente condicionada por el pH del suelo y por
tanto, también su biodisponibilidad de sus compuestos
(Alloway, 1995).

La materia orgánica puede adsorber tan
fuertemente a algunos metales, como es el Cu, que pueden quedar
en forma no disponible por las plantas, motivo por el cual,
algunas plantas crecidas en suelos ricos en materia
orgánica, presentan carencia de elementos como el Cu, Pb y
Zn, eso no significa que los suelos no estén contaminados
ya que las poblaciones microbianas se reducen notablemente. La
textura favorece la entrada e infiltración de la
contaminación de metales pesados en el suelo, por ejemplo
la arcilla tiende a adsorber a los metales pesados, que quedan
retenidos en sus posiciones de cambio, por el contrario los
suelos arenosos carecen de capacidad de fijación de los
metales pesados, los cuales pasan rápidamente al subsuelo
y pueden contaminar los niveles freáticos (Pineda,
2004).

Movilización de Metales Pesados
en el Suelo

La contaminación del suelo por metales pesados
está fundamentalmente relacionada con diferentes tipos de
actividades humanas. Una vez en el suelo, éstos pueden
quedar retenidos en el mismo pero también pueden ser
movilizados en la solución del suelo mediante diferentes
mecanismos biológicos y químicos (Pagnanelli et
al., 2004). Los metales pesados adicionados a los suelos se
redistribuyen y reparten lentamente entre los componentes de la
fase sólida. Dicha redistribución se caracteriza
por una rápida retención inicial y posteriores
reacciones lentas, dependiendo de las especies del metal,
propiedades del suelo, nivel de introducción y tiempo (Han
et al., 2003).

La movilidad relativa de los elementos traza en suelos
es de suma importancia en cuanto a su disponibilidad y su
potencial para lixiviarse de los perfiles del suelo al agua
subterránea y difiere de si su origen es natural o
antrópico y, dentro de este último, al tipo de
fuente antrópica (Burt et al., 2003).

Los factores que influyen en la movilización de
metales pesados en el suelo son: Características del
suelo: pH, potencial redox, composición iónica de
la solución del suelo, capacidad de cambio, presencia de
carbonatos, materia orgánica, textura; naturaleza de la
contaminación: origen de los metales y forma de
deposición y condiciones medioambientales:
acidificación, cambios en las condiciones redox,
variación de temperatura y humedad (Sauquillo et
al., 2003).

En general, los metales pesados incorporados al suelo
pueden seguir cuatro diferentes vías: quedan retenidos en
el suelo, ya sea disueltos en la fase acuosa del suelo, ocupando
sitios de intercambio o específicamente adsorbidos sobre
constituyentes inorgánicos del suelo, asociados con la
materia orgánica del suelo y/o precipitados como
sólidos puros o mixtos; pueden ser absorbidos por las
plantas y así incorporarse a las cadenas tróficas;
pasan a la atmósfera por volatilización y se
movilizan a las aguas superficiales o subterráneas
(García y Dorronsoro, 2005).

Para elucidar el comportamiento de los metales pesados
en los suelos y prevenir riesgos tóxicos potenciales se
requiere la evaluación de la disponibilidad y movilidad de
los mismos (Banat et al., 2005). La toxicidad de los
metales depende no sólo de su concentración, sino
también de su movilidad y reactividad con otros
componentes del ecosistema (Abollino et al.,
2002).

Plomo (Pb)

Se ubica en el grupo IVA (metales) en la tabla
periódica. El Pb es un metal gris azulino que se presenta
en forma natural y en pequeñas cantidades (0.002%) en la
corteza terrestre. Este elemento, es generalmente obtenido de la
galena (PbS), la anglesita (PbSO4) y la curosita (PbCO3). El Pb
es tóxico para el sistema nervioso y se asocia con la
depresión de muchas funciones endócrinas, aunque no
hay evidencia de efectos teratogénicos o
carcinogénicos. El uso más amplio del Pb elemental
es para la fabricación de acumuladores; también es
usado para la fabricación de tetra-etilo de plomo,
pinturas, cerámicas, forros para cables, elementos de
construcción, vidrios especiales, pigmentos, soldadura
suave y municiones ( ATSDR, 2005).

El Pb, en el suelo, se encuentra principalmente en forma
de Pb2+, también es conocido su estado de oxidación
+4. Algunos de los compuestos insolubles son Pb
(OH)2, PbCO3, PbS, PbSO4. La
velocidad de oxidación depende de factores como la
humedad, la temperatura, el pH, el potencial redox, la cantidad
de materia orgánica o la roturación de los suelos
(Guitart, 2005).

Fuentes de Contaminación de Pb en
México

Este elemento es una de las bases de la
civilización tecnológica, ya que infinidad de
industrias lo utilizan como materia prima o como componente
básico de sus productos. Su intenso uso se debe a una
serie de propiedades que lo hacen poco menos que imprescindible
en algún tipo de industrias. Entre estas propiedades las
más importantes son: densidad elevada, punto de
fusión bajo, inercia química entre los
ácidos, ductilidad, muchas de sus sales son corrosivas y
algunas de sus sales son fuertemente toxicas. La
contaminación natural por plomo es pequeña. La
contaminación artificial, es decir aquella procedente de
la actividad humana es grande. Dos son las principales fuentes:
emisiones industriales (fundiciones de hierro, zinc, cobre, y
plomo; fábricas de pinturas, cerámicas,
cristalería, pólvoras y explosivos;
combustión del carbón etc.) y emisiones producidas
por los vehículos.

Actualmente se está restringiendo el contenido de
plomo de las gasolinas, para reducir así las emisiones a
la atmósfera (Seoánez, 1999).

La industria minera, es otra fuente importante de
contaminación, en México ha generado por
décadas una gran cantidad de desechos y sitios
contaminados a lo largo de todo el país. La
excavación de minas, la remoción de minerales y el
proceso y la extracción de metales puede causar
daños ambientales y, en casos extremos, destruir el
ecosistema; por ejemplo, se pueden dañar tierras de
cultivo, favorecer la erosión y contaminar cuerpos de agua
con sales solubles de elementos potencialmente tóxicos
(EPT), como As, Se, Pb, Cd y óxidos de S, entre otros.
Asimismo, el material subterráneo puede generar
volúmenes de residuos hasta ocho veces superiores al
original (Volke et al., 2005).

Problema del Pb en Torreón
Coahuila

En la región lagunera de México se ha
detectado y reportado una alta contaminación de plomo en
el suelo y aire, la presencia de metales pesados y
particularmente plomo genera un grave problema y representa un
gran riesgo dado que las condiciones ambientales de la
región propician suelos secos y fuertes vientos que
generan tolvaneras, las cuales dispersan el suelo y sus
contaminantes en toda la región, provocando riesgos de
salud en la población humana. El problema en la ciudad de
Torreón Coahuila es provocado por el plomo, el cadmio y el
arsénico, tres elementos altamente dañinos para los
humanos. Sin embargo, los estudios, las denuncias y ahora las
acciones que se han realizado en torno a este problema tienen
como actor principal al plomo. Esto no significa que el plomo sea
el más tóxico de los tres elementos –de hecho
ocurre lo contrario- sino a que de los tres es el que ha sido
utilizado por la humanidad más ampliamente y por ende es
el que causa más problemas y más
preocupación en todo el mundo. El envenenamiento por
metales pesados se debe al funcionamiento de la cuarta fundidora
más importante del mundo, propiedad de la
compañía Peñoles, situada en el centro de la
ciudad de Torreón. En otros lugares puede presentarse la
contaminación por plomo pero las fuentes emisoras pueden
ser distintas (Valdés, 1999).

Además de las emisiones, hay un problema muy
grave con las escorias de los procesos de esta planta; desde el
inicio de sus actividades éstas se han ido acumulando en
un montículo conocido localmente como "el cerro negro".
Dicha empresa es la responsable de emitir altos índices de
agentes contaminantes y que a la fecha sigue generando elevados
niveles de plomo y cadmio entre otros contaminantes
dañinos para el medio ambiente y para la salud de adultos
y menores, como parte de los procesos industriales y
metalúrgicos que en esa empresa se desarrollan. Por lo
anterior, es necesario que la intoxicación que se hace
patente en el Municipio de Torreón es grave provocando, en
menores graves e irreversibles daños a su sistema nervioso
central y periférico, pues se sabe que el plomo como
principal causa de intoxicación en Torreón se
absorbe por ingestión o por inhalación, este, al
contacto con la sangre y niveles altos de plomo se puede provocar
encefalopatía e incluso la muerte. Los valores aceptables
de plomo en la sangre, aire y suelo son elevados y sobrepasan los
valores permisibles en normas internacionales. Estas son tan solo
algunas de las graves consecuencias que se generan por las altas
emisiones de contaminantes en el municipio de Torreón, por
lo que nuestra preocupación es eminente frente a los
irreversibles daños ambientales (Cervantes,
2000).

Efecto del Plomo en la
Salud

El plomo es un elemento que no cumple ninguna
función vital en el organismo humano y que resulta
tóxico incluso en pequeñas dosis. Puede afectar a
casi todos los órganos y sistemas en el cuerpo. El
más sensible es el sistema nervioso, tanto en niños
como en adultos. Los efectos del plomo en la salud de los
niños pueden incluir problemas de comportamiento y de
aprendizaje (hiperactividad), crecimiento atrasado, problemas
auditivos, dolores de cabeza y daño al cerebro y al
sistema nervioso central. Los adultos expuestos al plomo pueden
sufrir de problemas reproductivos, presión
sanguínea alta, trastornos digestivos, dolor en los
músculos y en las coyunturas, problemas de memoria y de
concentración y trastornos nerviosos (Matte,
2003).

El plomo se fija a las enzimas y altera la estructura y
función de muchas proteínas, interfiriendo
así con la acción y la finalidad de muchos tipos
diferentes de células del cuerpo. Estos cambios pueden
ocasionar daños permanentes a los órganos en
crecimiento y en desarrollo, en especial al sistema
neurológico de los niños, y es muy difícil
revertir los efectos. Penetra en el cuerpo no sólo por
vía oral, sino también por las vías
respiratorias. Los niños que viven cerca de una
fundición de plomo o una planta manufacturera de
baterías para vehículos corren el gran riesgo de
quedar expuestos a la toxicidad de ese elemento (Buka,
2001).

Plomo en el Medio
Ambiente

Desde hace algunas décadas la importancia del
plomo como contaminante ecotoxicológico ha sido bien
conocida. Así, el impacto de los metales pesados de origen
antropogénico en el medio ambiente, ha sido objeto de
estudio en varias investigaciones. El plomo (Pb) se considera un
contaminante ecotoxicológico ya que su uso provoca
contaminación ambiental y exposición en humanos. La
principal vía de biodisponibilidad son el suelo y el
polvo, donde se concentra y por medio del cual ingresa a los
organismos. El manejo inadecuado de materiales con plomo ha sido
causante de numerosos problemas ambientales en todo el mundo; sin
embargo, no todo el plomo del suelo presenta el mismo grado de
movilidad o biodisponibilidad. La distribución
química del plomo en el suelo depende del pH, de la
mineralogía, textura, materia orgánica así
como de la naturaleza de los compuestos de plomo contaminantes.
El suelo es uno de los mayores reservorios en los cuales se
acumula la contaminación ambiental (Alloway,
1995).

Más del 90% de la contaminación ambiental
producida es retenida en las partículas de suelo y cerca
del 9% es interceptada en los sedimentos acuáticos.
Particularmente, la contaminación de un suelo contaminado
con Pb es de preocupación ya que éste presentan un
alto tiempo de residencia en el suelo, estableciéndose un
equilibrio dinámico con la hidrosfera, atmósfera y
biosfera y de esta forma alterando el ecosistema, incluyendo al
ser humano (Huang, 1999).

En virtud de que los elementos contaminanantes pueden
estar presentes en el suelo de manera natural y en ocasiones en
concentraciones tales que pueden representar un riesgo para la
salud de la población humana o de los ecosistemas, es
importante establecer criterios para determinar la
contaminación antropogénica en suelos y en su caso
las concentraciones de remediación. Existen límites
máximos permisibles para suelos contaminados por
arsénico, berilio, cadmio, cromo hexavalente, mercurio,
níquel, plomo, selenio, talio y/o vanadio. Cuando al menos
una de las concentraciones de estos elementos se encuentre por
arriba de los límites máximos permitidos es
necesario implementar acciones de remediación (Cuadro
1).

Cuadro 1. Límites máximos
permisibles de diferentes contaminantes en el suelo.

Fitorremediación

El concepto de usar plantas para limpiar suelos
contaminados no es nuevo, desde hace 300 años las plantas
fueron propuestas para el uso en el tratamiento de aguas
residuales. En Rusia en los años sesentas se realizaron
investigaciones utilizando plantas para recuperar suelos
contaminados con radionucleótidos. Existen reportes sobre
el empleo de plantas acuáticas en aguas contaminadas con
plomo, cobre, cadmio, hierro y mercurio. La remediación de
la acumulación de metales pesados en suelos utilizando
plantas es también ampliamente reconocida (Ernst,
2000).

La fitorremediación es el uso de plantas para
recuperar suelos contaminados, es una tecnología in
situ no destructiva y de bajo costo y está basada en
la estimulación de microorganismos degradadores. (Merkl
et al., 2004). Consiste en el uso de plantas, sus
microorganismos o enzimas asociadas, así como de la
aplicación de técnicas agronómicas para
degradar, retener o reducir a niveles inofensivos los
contaminantes ambientales a través de procesos que logran
recuperar la matriz o estabilizar al contaminante. Dentro de las
técnicas de restauración de suelos afectados por la
contaminación, la fitorremediación ha adquirido
auge por ser un procedimiento pasivo, estéticamente
agradable, útil para remediar simultáneamente una
gran variedad de contaminantes (Frick et al.,
1999).

En estudios recientes se ha demostrado que la
fitorremediación es una solución prometedora para
la limpieza de sitios contaminados por una variedad de metales,
aunque también tiene una serie de limitaciones (Singh
et al. 2003), además, es un proceso de
descontaminación que involucra el empleo de plantas que
pueden remover, transferir, estabilizar, descomponer y/o degradar
contaminantes de suelo, sedimentos y agua, como solventes,
plaguicidas, hidrocarburos poliaromáticos, metales
pesados, explosivos, elementos radiactivos, fertilizantes, para
hacerlos más biodisponibles para la planta (McGrath et
al., 2001).

La fitorremediación aplicada a
suelos contaminados con elementos o compuestos
inorgánicos, incluye, básicamente, tres mecanismos:
la fitoextracción o fitoacumulación, la
fitoestabilización y la fitovolatilización (Figura
1) (Singh et al., 2003, Prasad y Freitas
2003).

Figura 1. Esquema general de la
descontaminación de iones metálicos en un proceso
natural de fitorremediación

Fuente: Singh et al.,
2003.

Fitoextracción

La fitoextracción debe considerarse como una
tecnología de largo plazo, que puede requerir de varios
ciclos de cultivo para reducir la concentración de los
contaminantes a niveles aceptables. El tiempo requerido depende
de la concentración y tipo de contaminante(s), de la
duración del periodo de crecimiento y de la eficiencia de
remoción de la especie utilizada y puede tomar entre uno y
20 años (Prasad y Freitas, 2003).

Esta técnica se encuentra todavía en su
etapa inicial de investigación y de desarrollo, el
número de pruebas de campo realizadas hasta la fecha es no
obstante pequeña (Brown et al., 2003), y
está surgiendo como un método de
rehabilitación atractivo debido a su simplicidad
además su costo es relativamente bajo.

Entre las metodologías de limpieza para suelos
contaminados por metales pesados, la técnica de
fitoextraccion a través de los tejidos de las plantas,
presenta ventajas ecológicas y económicas. Esta
opción de limpieza depende principalmente, de las
condiciones del suelo y de la planta acumuladora (Pulfort y
Watson, 1993). Para mejorar el proceso de fito-extracción,
la biodisponibilidad del contaminante hacia las raíces
puede facilitarse a través de la adición de agentes
acidificantes, de fertilizantes o quelantes (Prasad y Freitas,
2003).

Plantas Hiperacumuladoras de Metales
Pesados

Todas las plantas poseen un potencial para absorber una
amplia variedad de metales del suelo pero la mayor parte de las
plantas tienden solamente a absorber los que son esenciales para
su supervivencia y desarrollo. Existe una notable
excepción de esta regla de un pequeño grupo de
plantas que pueden tolerar, absorber y translocar altos niveles
de ciertos metales, estas plantas reciben el nombre de
hiperacumuladoras (Chen et al., 2001).

Una definición propone que si una planta contiene
más de 0.1% de Ni, Co, Cu, Cr y Pb o 1% del Zn en sus
hojas sobre una base del peso seco, ésta puede ser llamada
una "hiperacumuladora", independientemente de la
concentración del metal en el suelo (Robinson et
al., 2003).

Las primeras plantas hiperacumuladoras caracterizadas
son miembros de las familias Brasssicaceae y
Fabaceae. El gran interés despertado por las
plantas hiperacumuladoras, especialmente para destoxificar un
ambiente contaminado, obliga también a resolver otros
problemas relativos a otras disciplinas, hace hincapié en
ello y destaca que, cuando se intensifique la
investigación conjunta de diversos campos como
botánica, fisiología vegetal, agronomía,
química y genética, probablemente se inicie un
brillante futuro para la fitorremediación. El entorno de
las plantas hiperacumuladoras revela la necesidad de impulsar
mayores conocimientos multidisciplinarios que aumenten la
rentabilidad y eficacia de dichas plantas: sus aplicaciones son
interesantes en muchas áreas, y particularmente
importantes en la protección del ambiente (Cuadro 2 )
(Lasat, 2002).

Cuadro 2. Número de plantas
hiperacumuladoras de metales en el mundo

Investigaciones sobre la
Fitorremediación

Los pastos son el género más adecuado para
la fitorremediación de formas orgánicas e
inorgánicas de metales, por su hábitat de
crecimiento y adaptabilidad a una variedad de condiciones
edáficas y climáticas (Singh et al. 2003).
En las Asteraceae se ha reportado por ejemplo tolerancia
al plomo en Sonchus oleraceus y se le ha propuesto como
especie fitoremediadora de ambientes contaminados con este metal
(Xiong, 1997).

La especie Thlaspi caurulencens en suelos
contaminados con zinc y cadmio. Logra eliminar más de 8
mg/Kg de cadmio y 200 mg/Kg de zinc, representado estos valores
el 43 y 7 % de estos metales en un suelo agrícola,
respectivamente (Lombi et al., 2001).

El girasol (Helianthus annuus L.) es la especie
que absorbe los metales pesados en mayor cantidad
acumulándose más en sus raíces que en sus
brotes si se cosecha la biomasa entera de la planta, por lo que
se considera una planta hiperacumuladora favorable en la
fitoextracción de Cd, Zn, Pb y elementos radiactivos
(Christie et al., 2004).

Suelos Salinos

El término "salino" se aplica a todos aquellos
suelos cuya conductividad del extracto de saturación es
mayor que 4 mmhos/cm. A 25° C, con un porcentaje de sodio
intercambiable menor a 15%. Generalmente el pH es menor de 8.5.
Casi siempre se reconocen los suelos salinos por la presencia de
sales blancas de sal en su superficie. La salinidad de un suelo
puede ocurrir cuando éste tiene un perfil
característico y plenamente desarrollado, o cuando posee
material edáfico no diferenciado como en el caso de un
aluvión. Las características químicas de los
suelos salinos quedan determinadas principalmente por el tipo y
cantidad de sales presentes. El sodio rara vez representa
más de la mitad del total de los cationes totales solubles
y por lo tanto, no es absorbido en forma importante. Los aniones
principales son el cloruro, el sulfato y a veces el nitrato.
Pueden presentarse también pequeñas cantidades de
bicarbonato, pero invariablemente los carbonatos solubles casi no
se encuentran. Los suelos salinos casi siempre se encuentran
floculados debido a la presencia de un exceso de sales y a la
ausencia de cantidades significantes de sodio intercambiable. En
consecuencia, la permeabilidad es igual o mayor a la de suelos
similares no salinos. (Laboratorio de Salinidad de los E.U.A.
1982).

Se considera que un suelo es salino cuando la
concentración de sales solubles – principalmente cloruros
y sulfatos y, en casos extremos, nitratos de sodio, calcio y
magnesio- en la zona de raíces alcanza niveles demasiado
altos para el crecimiento y producción óptimos de
las plantas. Los suelos salinos se desarrollan preferencialmente
en aquellas regiones donde las lluvias son insuficientes para
recuperar las pérdidas de agua causadas por la
evapotranspiración, condición en la cual se
favorecen los procesos de concentración y
precipitación de minerales en ausencia de un
régimen de lavado también se pueden desarrollar en
condiciones húmedas, bajo condiciones de alta demanda
evaporativa, nivel freático superficial y actividad humana
(García, 2003).

Otra característica de un suelo salino es que en
época de "secas" presentan dureza y costras blancas en la
superficie del mismo lo que trae como consecuencia un efecto
negativo sobre la vegetación y por ende sobre las
poblaciones microbianas en los suelos (Churchman et al.,
1993).

La salinidad de los suelos en algunas de sus
manifestaciones ha sido la causante, en mayor o menor grado, de
la reducción en la capacidad productiva de los suelos de
muchas regiones del mundo. La salinidad es común en las
regiones áridas y semiáridas en donde la
evapotranspiración excede a la precipitación y es
necesario recurrir a la irrigación para satisfacer las
necesidades de agua de los cultivos. Cuando las sales solubles se
concentran en el perfil del suelo y exceden ciertos
límites, se producen condiciones que afectan el
crecimiento normal de las plantas; sus efectos son diversos y la
intensidad de los mismos depende de la cantidad y tipos de sales
predominantes, de factores del suelo, del clima, del
régimen de lavado y del drenaje (García,
2003).

Factores que Contribuyen a la
Formación del Suelo Salino

Los factores que tienen mayor influencia en la
formación de los suelos salinos son: topografía,
actividad biológica, condiciones climáticas,
procesos geomorfológicos de sedimentación,
erosión, redistribución de materiales, así
como cambios en la hidrología superficial y
subterránea, además, los disturbios humanos tales
como: la labranza, el riego con agua de mala calidad y la
fertilización química (Matson, 1997).

Fuentes de Sales Solubles

Las sales solubles del suelo consisten principalmente en
varias proporciones de los cationes de sodio, calcio y magnesio y
de los aniones cloruro y sulfato; y nitrato, se encuentra
generalmente en cantidades menores. La fuente original y en
cierto modo la más directa de la cual provienen las sales
antes mencionadas, son los minerales primarios que se encuentran
en los suelos y en las rocas expuestas de la corteza terrestre.
Los suelos salinos generalmente se encuentran en áreas que
reciben sales de otras localidades, siendo el agua el principal
factor de acarreo. Las aguas actúan como fuente de sales
cuando se usan para riego y pueden también agregar sales
al suelo bajo condiciones naturales, cuando inundan las tierras
bajas o cuando el agua subterránea sube hasta muy cerca de
la superficie (Laboratorio de Salinidad de los E.U.A.
1982).

Todas las formas de salinidad reducen la productividad
de los suelos y afectan la producción de la gran
mayoría de las especies agrícolas de importancia
económica para la producción de alimentos,
combustibles o fibras. Esto hace que sea de mayor importancia un
manejo que considere el uso de practicas económicas que
hagan posible un manejo sostenible; para ello es necesario tener
en cuenta aspectos tales como la respuesta o la capacidad de
adaptación de los cultivos a la salinidad y el uso de
materiales de enmiendas de bajo costo y fácil
consecución tales como residuos o subproductos
industriales o agrarios. Antes de iniciar los procesos de
recuperación es indispensable y prioritario realizar una
caracterización adecuada del problema de sales, y es de
fundamental importancia, la evaluación de la calidad de
agua para riego con una predicción acertada del efecto
posible que su uso pueda causar en el cultivo y en el suelo
(García, 2003).

Efecto de las Sales Sobre los
Suelos

La salinidad en los suelos es un problema para la
agricultura del mundo, siendo el factor que más limita la
productividad de los cultivos (Gouia et al., 1994). Las
sales tienen efectos adversos sobre las propiedades
físicas y químicas, y sobre los procesos
microbiológicos del suelo. Los suelos afectados por sales
representan cerca del 15% de las tierras áridas y
semiáridas del mundo, y además representan 40% de
las tierras irrigadas (Serrano y Gaxiola, 1994).

El efecto de las sales sobre un suelo depende de muchos
factores. Entre los principales se tiene el tipo y cantidad de
arcilla, la fuerza iónica de la solución del suelo
y del tipo de cationes intercambiables presentes en ella. Los
procesos de evapotranspiración mayores que la
precipitación privilegian la concentración
creciente de la solución del suelo y el ascenso de las
sales a la superficie por capilaridad, lo que da lugar a los
parches o calvas salinas en las cuales solo plantas muy
especializadas pueden sobrevivir debido al efecto osmótico
de las sales acumuladas. Entre mayor sea la concentración
de sales más negativo será el potencial
osmótico y menor el potencial del agua del suelo; como el
agua se mueve de aquellas regiones en donde la energía
libre es mayor a las de menor energía libre, en un suelo
salino con poca humedad el movimiento de agua será del
interior de los tejidos vegetales o microbianos hacia el
exterior, lo que implica plasmolisis celular, marchitez y muerte
(García, 2003).

Un exceso de sales solubles en el suelo, sobre todo de
Na, reduce el poder de infiltración, puesto que estas
sales actúan mediante presión osmótica,
frenando la absorción tanto del agua como de otros iones
presentes en el suelo. Como consecuencia de esta reducción
de infiltración, la estructura del suelo se degrada,
disminuyendo considerablemente la capacidad del mismo para
mantener la cubierta vegetal (Seoánez, 1999).

Efecto de las Sales sobre las
Plantas

El efecto más importante que limita la
producción y el crecimiento de las plantas, además
de tener un efecto negativo en la germinación de las
semillas es el estrés salino del ambiente y la
sequía. Estos son los factores más serios, ya que
los efectos de la salinidad afectan a más del 40 % de las
áreas de riego, especialmente en las zonas de mayor
producción en el mundo (Serrano y Gaxiola,
1994).

Los efectos de la salinidad sobre la relación del
agua en la planta, el desbalance nutricional, y la toxicidad de
los iones, son responsables de la inhibición de su
crecimiento y como consecuencia de la disminución de la
productividad (McKenzie y Leshen, 1994).

La planta extrae agua del suelo ejerciendo una fuerza de
absorción mayor que aquella que retiene el agua en el
suelo. Si no puede hacer suficientes ajustes internos y ejercer
suficiente fuerza no puede extraer agua en cantidades apropiadas
para sus necesidades y sufrirá estrés de agua; esto
pasa cuando el suelo se seca demasiado, o cuando se acumulan
sales que reducen su disponibilidad para el cultivo. Si el agua
contiene sales, la planta requiere más energía para
absorber la misma cantidad que cuando está libre de ellas.
El efecto acumulativo trae como consecuencia una reducción
importante en el agua aprovechable para el cultivo a medida que
aumenta la salinidad la reducción del crecimiento,
daño en los tejidos y necrosis son síntomas
típicos del efecto de sales (García,
2003).

La salinidad del medio puede inhibir el crecimiento
vegetal, tanto mediante perturbaciones en el balance de agua,
como mediante la reducción de la turgencia, así
como el agotamiento de la energía requerida para el
metabolismo. Estas perturbaciones pueden estar generadas tanto
por dificultad en la captación o transporte de agua dentro
de la planta, como por efectos tóxicos ocasionados por un
exceso de iones minerales en los tejidos (Ramos,
2000).

Los efectos nocivos de las sales sobre las
células de las plantas tienen dos componentes principales
plantas: el estrés osmótico y la toxicidad de los
iones. El componente osmótico no es específico del
NaCl, es el resultado de la deshidratación y la perdida de
turgencia por los solutos externos. El estrés
osmótico también resulta de la desecación y
además es un componente común de sequía y
estrés salino (Tarafdar y Rao, 1997)

Suelos Sódicos

Poseen más de un 15% de sus sitios de intercambio
ocupados por iones de Na+ , pero son
pobres en sales solubles. Esta combinación da lugar a una
dispersión de los coloides y a un pH por encima de 8.5, la
elevación de pH resulta de la presencia de iones de
Na+ en la solución del suelo,
el ion representa más del 15% del total de los cationes
(Bratos et al., 1986).

Los suelos sódicos son los más
difíciles de restaurar y los que menor probabilidad
ofrecen de compensar el tiempo, el dinero y el esfuerzo
empleados. El problema consiste en que el alto porcentaje de
sodio degrada las condiciones físicas y esta última
dificulta la distribución de la enmienda en el perfil del
suelo. El procesote lavado es extraordinariamente lento debido a
la baja permeabilidad, sin embargo, el esfuerzo de
restauración puede hallarse justificado si existe bastante
diferencia entre el precio de compra de los suelos sódicos
y los que ya son aptos para el cultivo. El drenaje y las
enmiendas son esenciales para la restauración de los
suelos sódicos. (Cepeda, 1991).

El mantenimiento de la estabilidad del suelo es un
factor importante en la agricultura poca estabilidad en los
agregados, dispersión de las arcillas y baja conductividad
hidráulica son problemas que en suelos de regiones
áridas están agravados por condiciones
químicas tales como la acumulación de sales
sódicas. El efecto negativo del porcentaje de sodio
intercambiable (PSI) sobre las propiedades físicas del
suelo depende de varios factores entre lo cuales la presencia de
sales en la solución del suelo, la textura, el tipo de
arcilla y la conductividad eléctrica del agua de riego
(Sumner, 1995).

En estos suelos el sodio, puede provocar consecuencias
indeseables tanto para el suelo como para la planta, desde la
disminución de la conductividad hidráulica del
suelo, hasta el aumento de la presión osmótica de
la solución del suelo, con los consecuentes problemas
asociados a cada cultivo. La respuesta de las plantas al Na
intercambiable varía dependiendo de la especie y de las
condiciones de salinidad y sodicidad la concentración de
Na en la solución del suelo puede alcanzar niveles
desproporcionalmente altos en relación con el K y la
raíz debe enfrentarse a las altas concentraciones de Na y
altos potenciales osmóticos (García,
2003).

El subsuelo de los suelos sódicos es muy
compacto, húmedo y pegajoso; además forma columnas
de suelo con capas redondeadas. La sodicidad o
alcalinización se desarrolla cuando en la solución
del suelo existe una concentración elevada de sales
sódicas capaces de sufrir hidrólisis alcalina, de
tipo carbonato y bicarbonato de sodio. Los suelos sódicos
generalmente mantienen una pobre relación suelo-agua-aire
la cual afecta el crecimiento de las plantas y hace dificultoso
el laboreo del suelo tanto en condiciones de alta humedad como de
sequía. Bajo condiciones de alto pH, exceso de sodio
intercambiable y baja concentración de electrolitos, las
arcillas tienden a dispersarse produciendo costras superficiales
que reducen la infiltración del agua y restringen el
establecimiento y crecimiento de las plantas (Costa et
al., 1999).

La composición salina del agua de riego y las
características del suelo son factores determinantes en la
sodicidad de los suelos, ya que aguas con altos contenidos de
carbonatos de sodio, carbonatos de calcio y magnesio presentan
elevado riesgo de generar sodicidad (Chhabra, 1996). Excesivo
sodio intercambiable en el suelo asociado con pHs mayores de 8,4
afectan las condiciones físicas de los suelos,
perjudicando el movimiento del agua y del aire y consecuentemente
el crecimiento de las plantas (Gupta y Abrol, 1990).

Suelos
Salino-Sódicos

Los suelos salinos sódicos son aquellos suelos
cuyo extracto de saturación tiene una conductividad mayor
de 4 dS/m a 25ºC y un contenido de sodio intercambiable
mayor de 15%. El pH puede ser o no mayor de 8.5. Este tipo de
suelos se forma como resultado de los procesos combinados de
salinización y acumulación de sodio. Siempre que
contengan un exceso de sales, su apariencia y propiedades son
similares a las de suelos salinos (Bratos et al.,
1986).

Este tipo de suelos se forma como resultado de los
procesos combinados de salinización y acumulación
de sodio. Siempre que contengan un exceso de sales, su apariencia
y propiedades son similares a los suelos salinos. Cuando hay
exceso de sales el pH raramente es mayor de 8.5 y las
partículas permanecen floculadas. Si el exceso de sales
solubles es lavado, las propiedades de estos suelos pueden
cambiar notablemente, llegando a ser idénticas a los de
los suelos sódicos. A medida que la concentración
de sales disminuye en la solución, parte del sodio
intercambiable se hidroliza para formar hidróxido de sodio
que a su vez puede cambiar a carbonato de sodio. En cualquier
caso el lavado de un suelo puede hacerlo mucho más
alcalino pH mayor de 8.5, las partículas se dispersan y el
suelo se vuelve desfavorable para la entrada de agua y para las
labores de labranza. El manejo de los suelos salino
sódicos sigue siendo un problema hasta que se elimina el
exceso de sales y de sodio intercambiable de la zona del cultivo
y se restablece las condiciones físicas del suelo
(Laboratorio de Salinidad de los E.U.A. 1982).

Acumulación de Sodio
Intercambiable en los Suelos

Las partículas del suelo absorben y retienen
cationes a consecuencia de las cargas eléctricas que
existen en la superficie. Una vez que los cationes adsorbidos se
han combinado químicamente con las partículas del
suelo, pueden ser reemplazados por otros cationes. Los cationes
de sodio, calcio y magnesio son rápidamente
intercambiables. Otros cationes como el potasio y el amonio
pueden quedar retenidos en determinada posición sobre las
partículas del suelo, de manera que se intercambian con
gran dificulta, diciéndose entonces que se han fijado. El
calcio y el magnesio son los principales cationes que se
encuentran en la solución del suelo. Cuando en estos
suelos se acumula un exceso de sales solubles, generalmente es el
catión sodio el que predomina en la solución del
suelo y, en esta forma, el sodio puede ser el catión
predominante al cual está sujeto el suelo, debido a la
precipitación de los compuestos de calcio y magnesio. A
medida que la solución del suelo se concentra más a
consecuencia de la evapotranspiración del agua y su
absorción por las plantas, los límites de
solubilidad del sulfato y carbonato de magnesio casi siempre se
exceden, por lo cual se precipitan, causando el correspondiente
aumento en las proporciones relativas de sodio. En general,
más de la mitad de los cationes solubles debe ser sodio,
antes de que sean adsorbidas cantidades de importancia por el
complejo de intercambio, sin embargo, en algunas soluciones de
los suelos salinos, prácticamente todos los cationes son
sodio, por lo que es el catión adsorbido predominantemente
(Laboratorio de Salinidad de los

E.U.A. 1982)

MATERIALES Y
MÉTODOS

Características Generales

El experimento se llevó a cabo en el área
experimental del Departamento de Ciencias del Suelo del
Campus principal de la Universidad Autónoma
Agraria "Antonio Narro" (UAAAN), la cual está ubicada en
Buenavista, Saltillo, Coahuila, México, con coordenadas
25º 23" 42"" de latitud norte, 100º 50" 57"" de
longitud oeste y a una altitud de 1742 msnm.

El clima, de acuerdo con la clasificación
climática, el clima es de tipo BS1KX1, que corresponde a
un clima seco, semi-seco templado con lluvias escasas todo el
año, con un porciento de precipitación invernal
mayor de 18 por ciento y una precipitación total anual de
350-500mm. La temperatura media anual es de 17.1° C, con una
precipitación anual de 400 mm y la evaporación
media anual es de 1956 mm la cual es siempre mayor que la
precipitación media anual (Valdés, 1985
).

Figura No. 2. Mapa de localización
del sitio experimental

Materiales

Suelo

El suelo empleado fue colectado en terrenos
de la empresa Met Méx Peñoles,

S.A de C.V de Torreón Coahuila. Contiene menos de
uno por ciento de materia orgánica (M.O) y los valores de
conductividad eléctrica y esta altamente contaminado con
plomo (Cuadro 3).

Acondicionadores

Se utilizaron los siguientes sustratos físicos
para mejorar la estructura del suelo. Estos tienen diverso
origen, son comúnmente utilizados para este
propósito, por sus características físicas y
químicas.

Y Estiércol de bovino Y
Lombricomposta Y Perlita

Y Peat most

Planta

Se utilizó Rye grass como planta hiperacumuladora
por ser de cobertura amplia, la raíz es altamente
ramificada, y pueden dársele varios cortes para de ese
modo poder observar la evolución del elemento
contaminante, además es una planta medianamente tolerante
a las sales.

Metodología

Los parámetros, resultados y
métodos utilizados para analizar física y
químicamente el suelo (cuadro No. 3).

Cuadro 3. Características
físicas y químicas del suelo utilizado.

Procedimiento del
experimento

Para el establecimiento del presente trabajo se
utilizaron 15 macetas de poliuretano, con 900g de suelo cada una.
A las macetas se les colocó en la base un plato de
poliuretano, para evitar la lixiviación del Pb. Se
aplicaron 100g de estiércol, lombricomposta, perlita, peat
most, la siembra se realizó depositando 1.5g de semilla de
pasto Rye Grass por maceta. Durante el desarrollo del mismo se
llevaron a cabo las siguientes prácticas con la finalidad
de que el Rye Grass no este influenciado con otros
factores.

Riegos

Estos se realizaron de forma manual con una regadera,
aplicando el agua adecuada para su desarrollo durante todo el
ciclo del cultivo., evitando de tal manera el exceso de humedad y
así evitar el ataque de patógenos que puedan causar
algún daño.

Fertilización

Se realizó en tres aplicaciones durante el ciclo
del cultivo vía foliar aplicando 1g/lt de Lobi, con 44% de
nitrógeno y 1.5 g/lt de Grofol con 30%
fósforo.

Control de Enfermedades

No se presentaron plagas, por lo que no fue necesario
aplicar insecticidas, pero si se presentaron hongos durante el
desarrollo de los cultivos, que para su control se aplico
fungicida Cercovin a una dosis de 3g/l y Prozycar 1.1g /l en una
aplicación por semana después de haber germinado la
semilla.

Descripción de los
Tratamientos

El trabajo se distribuyó de acuerdo a un
Diseño Experimental Completamente al Azar, con cinco
tratamientos y tres repeticiones. Se efectuó una
comparación numérica de las medias. En el cuadro 3
se presenta la distribución de los
tratamientos.

Cuadro 4. Distribución de los
tratamientos

Variables Evaluadas

Para estudiar el comportamiento de los tratamientos
aplicados se evaluaron las siguientes variables.

Salinidad

Para analizar la evaluación de esta variable, se
realizó antes y al final del ciclo, tomando dos muestras
de cada tratamiento con 100g de suelo c/u al cual se le agregaron
100 ml de agua destilada, se dejó reposar y luego se
tomó la lectura con la ayuda de un conductivímetro
calibrado.

Acumulación de Pb en
Tejido

En esta investigación se consideró como
variable principal la acumulación de Pb en tejido vegetal,
ya que integra tanto el grado de absorción del metal por
las plantas, así como el efecto negativo que las
concentraciones excesivas del metal puede tener sobre la
producción de materia seca. Para el estudio de esta
variable, se realizaron dos cortes uno a los 30 días y el
otro a los 60 después de la germinación de la
planta. Se procedió a colocarlos en bolsas de papel, para
que se secaran, posteriormente se prepararon para el
análisis de Pb.

Porciento de Sodio
Intercambiable

En esta variable, se tomó una muestra de cada
tratamiento y de cada repetición y posteriormente se
analizaron en el laboratorio.

Pb en Suelo

Esta variable, se examinó mediante la
metodología del PROY-NOM-147 SEMARNAT/SSA1-2004,
antes y después de la prueba de fitoextracción. El
cual consistio en tomar 1g de suelo de cada tratamiento y de cada
repetición, se le aplico 10 ml de HNO3, después se
calentó en una parrilla, se filtró y posteriormente
se aforo para tomar la lectura en el espectrofotómetro de
absorción atómica.

RESULTADOS Y
DISCUSIÓN

El propósito inicial del presente trabajo fue
evaluar dos agentes quelatantes en el cultivo del Rye Grass para
ayudar a la extracción de Pb de un suelo contaminado por
actividad industrial intensa y de esta manera llevar a cabo una
fitorremediación con este tipo de planta. El experimento
se estableció, sin embargo, en la superficie del suelo en
la maceta, se presentó una "costra" obscura muy compacta
lo cual provocó disminución en la
germinación y también en el crecimiento del
vegetal.

Por lo anterior, se instaló
nuevamente el experimento pero empleando acondicionadores,
principalmente de origen orgánico para mejorar las
características físicas del suelo y lograr un mejor
desarrollo del cultivo. Al mismo tiempo se inició una
caracterización en cuanto a la salinidad del suelo,
encontrando que, éste además del problema, del Pb
presenta también problemas de salinidad y sodicidad. En
este sentido de la doble problemática encontrada que se
discutirán los resultados.

Salinidad del Suelo

El suelo se caracterizó en lo referente a su
contenido de sales, PSI y pH, en base a los problemas observados
anteriormente.

De acuerdo a los valores determinados en el Cuadro 4, se
clasificó como un suelo salino-sódico ya que tiene
un porcentaje de sodio intercambiable > 15, una conductividad
eléctrica > de 4 dS/m y un pH < de 8.5 (Bratos
et al., 1986). Esto además de la elevada
contaminación con Pb indica una alta complejidad del suelo
y la adaptación de los cultivos en el.

Los valores de CE encontrados en todos los tratamientos
son mayores que el testigo después del experimento lo cual
muestra la influencia de los diferentes materiales en este
parámetro y están de acuerdo al origen de los
mismos comportándose estos de la siguiente manera: S +
Estiércol > S + Lombricomposta >S + Perlita >S +
Peat Most >

Suelo. En el caso de los tratamientos que son
estiércol y lombricomposta, es más claro ya que se
originan de estiércol bovino el cual tiene un alto
contenido de sales.

Con respecto al PSI, en general, se observa un
comportamiento semejante al de las sales, es decir, hay un
aumento en comparación al suelo inicial, en el caso de la
perlita y el peat most, este comportamiento puede deberse a un
lavado de sales durante el tiempo que duró el experimento.
En relación al estiércol y lombricomposta el
aumento de CE y PSI se debe lo más probable a la
adición de estos materiales con características
salinas. De acuerdo con los resultados obtenidos para pH del
suelo no se presenta variaciones importantes en los diferentes
tratamientos, sin embargo, el pH del testigo es mayor debido a la
naturaleza del suelo, y la concentración de las sales. La
sodicidad no produce necesariamente un incremento en el pH,
debido a que existen otros elementos como el Ca y Mg que se
encuentran en altas concentraciones y con otros componentes
salinos del suelo, amortiguan la reacción del suelo,
impidiendo que el pH se eleve por encima de 8.5. (Cuadro
5).

Cuadro 5. Características
químicas medidas a un suelo contaminado con plomo, de
origen industrial.

S: suelo con plomo; E: estiércol de bovino; L:
lombricomposta; P: perlita; PM: peat most

Fitoextración de Pb por el Tejido
Vegetal de Rye Grass

Al suelo que no se le agregó ningún
acondicionador (testigo), presentó la mayor
extracción de Pb (2438.89 &µg/g), esto
posiblemente se debe a que el tratamiento presenta los valores
más bajos de PSI (24) y CE (5.52 dS m) encontrados
después del experimento. Además en este tratamiento
no hay influencia de los acondicionadores orgánicos que de
alguna manera pudieran bloquear la disponibilidad del Pb o tener
una influencia por efecto de mineralización.

Cuando se le adicionó la lombricomposta al suelo
la extracción de Pb fue de 1544.54

&µg/g, debido probablemente a que
mostró valores de PSI (24) y la CE (7.59 dS m) similares
al testigo, aunado al efecto de la lombricomposta que
provocó una mayor disponibilidad de Pb. En el caso de los
suelos donde se agregó perlita y peat most la
extracción de Pb fue de 1104.90 y 558.16 &µg/g.
En donde se puede observar que presentan un PSI mayor que los ya
mencionados. Lo más probable es que estos materiales sobre
todo inertes, utilizados en estos tratamientos faciliten un mayor
lavado de las sales, y el sodio se concentra aumentando por lo
tanto el PSI.

En el suelo donde se adicionó estiércol
fue uno de los valores más bajos junto con el que se le
adicionó peat most en la extracción de Pb (754.31
&µg/g). Con respecto a los demás tratamientos
debido a que en este tratamiento se encuentran los valores
más altos de PSI (34.28) y CE (10.03 dS m).

En general los tratamientos variaron entre 558.16 y
2438.89 &µg/g de Pb extraído lo que denota
disponibilidad del Pb. Cuando se modificaron las
características físicas del suelo por acción
de los tratamientos, también se presentaron problemas en
el desarrollo del cultivo, como lento crecimiento, estrés,
quemaduras en las hojas y puntos de crecimiento. A pesar de esto
el cultivo logro extraer el Pb.

Como se observa en los resultados, en el segundo corte
la fitoextración fue menor en todos los tratamientos, con
valores de 142.23 hasta 692.47 &µg/g de Pb comparados
con el primer corte, esto es debido a la salinidad que se fue
acentuando con el tiempo provocando estrés a la planta,
afectando su capacidad de absorción (Cuadro 6 y figura
3).

Cuadro 6. Fitoextración total de
plomo por el pasto Rye grass en un suelo contaminado de origen
industrial.

S: suelo con plomo; E: estiércol de bovino; L:
lombricomposta; P: perlita; PM: peat most

Figura 3. Fitoextracción total de Pb
por el Rye grass en un suelo contaminado, de origen
industrial.

Contenido de Pb (mg/kg) en Suelo Antes y
Después de la Fitoextracción

Todos los tratamientos en comparación con el
suelo inicial, disminuyo el contenido de Pb en el suelo, lo
anterior se debe a la absorción, lixiviación, y
dilución del metal pesado. Los valores finales de Pb,
sobrepasan los límites máximos permisibles para
suelos contaminados, según el uso del suelo, en este caso
industrial, cuyo límite máximo es de 750 mg/kg. Por
lo que se debe remediar hasta las concentraciones especificas
totales, ya que existe población humana potencialmente
expuesta a este contaminante (PROY-NOM-147 SEMARNAT/SSA1-2004)
(Cuadro 7 y figura 4).

Cuadro 7. Contenido total de Pb
(mg/kg) en el suelo contaminado de origen industrial antes
y después de la fitoextracción.

S: suelo con plomo; E: estiércol de
bovino; L: lombricomposta; P: perlita; PM: peat most

Figura 4. Contenido de Pb en el suelo
contaminado antes y después de la
fitoextracción.

CONCLUSIONES

Y De acuerdo a la concentración de plomo
según la NOM, 147, se concluye que puede ser considerado
como un suelo con severa polución; además de la
alta concentración de Pb, presenta otros problemas como
una CE y un PSI muy elevados.

Y El pasto Rye Grass sirve para extraer
plomo de un suelo salino-sódico contaminado a altas
concentraciones por este metal.

Y Se determinó que el Pb, la CE, y el PSI, bajo
las condiciones experimentales descritas, afectaron
considerablemente el desarrollo de la planta registrándose
el efecto significativamente en el desarrollo de la planta, sin
embargo a pesar de esto se obtuvo una absorción
considerable de plomo.

Y El contenido de plomo en el suelo disminuyo debido a
la absorción, lixiviación y dilución, pero
los resultados finales no entran en los límites
máximos permisibles para suelos contaminados con plomo por
actividad industrial de acuerdo a PROY-NOM-147
SEMARNAT/SSA1-2004.

RECOMENDACIONES

Y Antes de llevar a cabo una fitorremediación de
un suelo es necesario conocer las características
físicas y químicas del mismo, a si como el origen
del contaminante para poder seleccionar especies que se adapten a
las condiciones del suelo a utilizar.

Y Para este suelo se recomienda 1° reemplazar al
sodio intercambiable por calcio (yeso agrícola), 2°
dar un lavado y posteriormente aplicar enmiendas para mejorar la
estructura y la permeabilidad del mismo.

Y Llevar a cabo otra fitorremediación hasta que
los valores de Pb entren en los límites máximos
permisibles y tomar acciones preventivas sobre el suelo para
evitar su dispersión eólica a otras
áreas.

Y Realizar análisis de varios elementos como
arsénico, berilio, cadmio, mercurio, níquel, talio,
selenio y vanadio ya que es un suelo de origen industrial y
posiblemente contenga más de uno de estos
contaminantes.

Y Realizar investigaciones sobre las interacciones
complejas en donde participan la planta, el suelo y los
contaminantes, ya que son múltiples y no son
claras.

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Autor:

Rubén Sierra
Villagrana

Tesis presentada como Requisito Parcial
para la Obtención del Título de: INGENIERO
AGRÍCOLA Y AMBIENTAL

Buenavista, Saltillo, Coahuila,
México.

Diciembre de 2006

Universidad Autónoma Agraria
"Antonio Narro"

División de Ingeniería
Departamento de Ciencias del Suelo