TECNOLÓGICO NACIONAL DE MÉXICO
Instituto Tecnológico de Torreón
TECNOLÓGICO NACIONAL DE MÉXICO
INSTITUTO TECNOLÓGICO DE TORREÓN
DIVISIÓN DE ESTUDIOS DE POSGRADO E INVESTIGACIÓN
PROGRAMA DE MAESTRÍA EN CIENCIAS EN SUELOS
EFECTIVIDAD DEL QUITOSANO PARA LA QUELATACIÓN
DE ARSÉNICO (As) DE DOS FLUVISOLES
PROVENIENTES DE LA COMARCA LAGUNERA DE
COAHUILA
Tesis que presenta:
KARLA JANETH MARTÍNEZ MACÍAS
Como requisito parcial para obtener el grado de:
MAESTRA EN CIENCIAS EN SUELOS
Director de tesis:
M.C. LETICIA ALFARO HERNÁNDEZ
Torreón, Coahuila, México.
Diciembre, 2018
ii
COMITÉ PARTICULAR DE TESIS
Tesis elaborada bajo la supervisión del comité particular de tesis, la cual ha sido
aprobada y aceptada como requisito parcial para obtener el grado de:
MAESTRO EN CIENCIAS EN SUELOS
COMITÉ PARTICULAR
DIRECTOR
M.C. LETICIA ALFARO HERNÁNDEZ
CO-DIRECTOR
DR. MIGUEL ÁNGEL SEGURA CASTRUITA
ASESOR
DR. JORGE ARNALDO OROZCO VIDAL
ASESOR
M.C. GUILLERMO HERNÁNDEZ ORDAZ
Torreón, Coahuila, México. Diciembre de 2018
iii
AGRADECIMIENTOS
Al Consejo Nacional De Ciencia y Tecnología
(CONACyT), por el apoyo financiero que me otorgó estos dos
años, ya que sin su ayuda no hubiera podido realizar mis
estudios de posgrado.
A mi comité de tesis, Dr. Miguel Ángel Segura Castruita,
Dr. Jorge Arnaldo Orozco Vidal, M.C. Guillermo Hernández
Ordaz y M.C. Leticia Alfaro Hernández; ya que gracias a ellos
pude estructurar y realizar el trabajo con el que hoy día me título,
además de enseñarme que puedo llegar hasta donde me lo
proponga.
A cada uno de los profesores que tuve en estos dos
años, por transmitirme sus conocimientos y brindarme su apoyo
cuando lo necesitaba.
A mis compañeros de clase, Dulce, Natividad, Jesús y
Guadalupe; por el apoyo, la convivencia, ya que cada una de las
aventuras vividas durante nuestro estudio de posgrado, siempre
quedarán como hermosos recuerdos en mi mente.
iv
DEDICATORIA
A Dios, por permitirme continuar mis estudios y ayudarme
a subir un peldaño más en el camino del conocimiento, por
cuidarme de todo mal, estar conmigo en todo momento y darme
fuerzas cuando siento que ya no puedo más.
A mi mamá, Sra. María Guadalupe Macias Carrillo, ya
que en cada una de las etapas de mi formación ha estado
siempre apoyándome y dándome ánimos para salir adelante.
A mis hermanos, Nelly y Carlos, y mis sobrinos Katia y
Santiago, ya que ellos siempre le han dado un toque de alegría a
mi vida y me apoyan cuando lo he necesitado.
A todas y cada una de estas personas que, siempre
estuvieron conmigo, que me apoyaron, ayudaron, que me
brindaron su amistad, cariño y comprensión, en estos dos años
de estudio, en especial para ti…
v
ÍNDICE DE CONTENIDO
COMITÉ PARTICULAR DE TESIS ........................................................................ ii
AGRADECIMIENTOS ........................................................................................... iii
DEDICATORIA ..................................................................................................... iv
ÍNDICE DE CONTENIDO ..................................................................................... v
ÍNDICE DE CUADROS ........................................................................................ vii
ÍNDICE DE FIGURAS ......................................................................................... viii
RESUMEN ............................................................................................................ ix
SUMMARY ........................................................................................................... x
I. INTRODUCCIÓN ........................................................................................... 1
1.1. Objetivo ...................................................................................................... 5
1.1.1. Objetivos particulares .............................................................................. 5
1.2. Hipótesis ..................................................................................................... 6
II. REVISIÓN DE LITERATURA ........................................................................ 7
2.1. El suelo ....................................................................................................... 7
2.2 Fases del suelo ........................................................................................... 9
2.2.1 El agua y la solución del suelo ............................................................... 10
2.3. Contaminación en el suelo ....................................................................... 12
2.4. Metales y metaloides ................................................................................ 13
2.4.1. Toxicidad por metales pesados ............................................................. 15
2.4.2 Arsénico.................................................................................................. 17
2.5. Estrés ambiental ....................................................................................... 23
2.5.1. Respuesta de las plantas al estrés provocado por As y otros metales .. 26
2.6. Remediación de suelos ............................................................................ 29
2.6.1. Extracción/ fitoextracción de metales pesados ...................................... 31
2.6.2. Quelación .............................................................................................. 33
vi
III. MATERIALES Y MÉTODOS ......................................................................... 38
3.1 Área de estudio ......................................................................................... 38
3.2 Origen del material experimental ............................................................... 39
3.2.1 Acondicionamiento del quitosano ........................................................... 43
3.2.2 Determinación de la cantidad de quitosano ............................................ 44
3.3 Diseño experimental .................................................................................. 46
3.4 Análisis Estadístico .................................................................................... 47
IV. RESULTADOS Y DISCUSIONES ................................................................. 48
4.1 Efecto del quitosano .................................................................................. 49
V. CONCLUSIONES .......................................................................................... 54
VI. LITERATURA CITADA ................................................................................. 55
vii
ÍNDICE DE CUADROS
Página
Cuadro 1. Categoría de los diferentes elementos traza. 15
Cuadro 2. Niveles de toxicidad de diferentes elementos traza. 17
Cuadro 3. Concentración de arsénico en los minerales más
comunes.
18
Cuadro 4. Estructura, toxicidad y propiedades químicas de
algunas especies de As de importancia ambiental
20
Cuadro 5. Tipos de estrés en las plantas causados por
factores ambientales, fisiológicos y bioquímicos.
24
Cuadro 6. Clasificación taxonómica del Litopenaeus
vannamei.
36
Cuadro 7. Características físicas y químicas de los suelos de
estudio.
42
Cuadro 8. Diseño experimental aleatorizado. 46
Cuadro 9. Arsénico disponible en un Fluvisol eutri-háplico
(Fresno del Norte) después de agregar quitosano a
diferentes pH.
49
Cuadro 10. Arsénico disponible en un Fluvisol calci-arídico (La
Concha) después de agregar quitosano a diferentes
pH.
50
viii
ÍNDICE DE FIGURAS Página
Figura 1 Esquema de las fases del suelo. 9
Figura 2 Fases del intercambio entre la fase sólida y líquida
del suelo.
11
Figura 3. a) Especies de As (V) en función de pH. 21
Figura 3. b) Especies de As (III) en función del pH. 21
Figura 4. Diagrama Eh-pH de especies acuosas de As en el
sistema As-O2-H2O a 25 °C y 1 bar de presión total
22
Figura 5. Diagrama de las fases del estrés vegetal donde se
muestra cómo actúa la planta en cada una de estas
fases.
26
Figura 6. Rutas simplástica y apoplástica. 27
Figura 7. Representación de estrategias de fitorremediación. 31
Figura 8. Estructura química del quitosano. 34
Figura 9. Ciclo de producción de Litopenaeus vannamei. 37
Figura 10. Localización de los sitios de muestreo. 38
Figura 11. Ejido Fresno del Norte. Sitio de muestreo. 40
Figura 12. Ejido La Concha. Sitio de muestreo. 41
Figura 13. Quitosano en estado natural. 44
Figura 14. Concentración de As en el suelo Fresno. 51
Figura 15. Concentración de As en el suelo de La Concha. 51
Figura 16. Efectos principales de los tratamientos y los suelos
que se estudiaron en el As disponible.
53
ix
RESUMEN
El objetivo de esta investigación fue evaluar la capacidad del quitosano (Q) [β-(1-
4) D-glucosamina y N-acetil-D-glucosamina] con pH ácido y neutro en la
disminución de la concentración de Arsénico (As) disponible en dos Aridisoles de
la Comarca Lagunera. A un Fluvisol eutri-háplico y un Fluvisol calci-arídico con
altos contenidos de As se le agregaron diferentes formas de Q (sin Q, Q sin tratar,
Q a pH 5.0 y Q a pH 7.0) mismos que constituyeron los tratamientos, con cuatro
repeticiones, por lo que se tuvieron 16 unidades experimentales por suelo, que se
distribuyeron en un diseño experimental completamente al azar. Cada unidad
experimental consistió de 500 g de suelo que se colocaron en una bolsa de
plástico, a la cual se le añadió un fertilizante fosfatado para aumentar la
disponibilidad del As y se dejó reposar por 24 horas. Al cumplirse el tiempo de
reposo, se agregaron a cada bolsa 0.063g de Q del tratamiento correspondiente y
su respectiva réplica, dejándolas en incubación durante 48 h a una temperatura
de 25 °C. A los suelos de tratamientos y réplicas se les determinó el contenido de
As disponible por el método de espectrofotometría de absorción atómica con
generación de hidruros. Los datos obtenidos se sometieron a un análisis de
varianza y una prueba de medias de Tukey (P≤0.05). Los resultados demostraron
que en ambos suelos, el Q pH 5 fue el que mayor cantidad de As disponible
adsorbió (640%). Lo que representa una alternativa de recuperación de suelos
contaminados con As.
Palabras clave: arseniatos, metaloides, contaminación, quitosan.o
x
SUMMARY
The objective of this investigation was to evaluate the capacity of chitosan (Q) [β-
(1→4)-D-glucosamine (deacetylated unit) and N-acetyl-D-glucosamine (acetylated
unit)] with acidic and neutral pH in the reduction of the concentration of Arsenic
(As) available in two Aridisoles of the Comarca Lagunera. To a Eutri-háplico
Fluvisol and to a calcid-arid Fluvisol with high contents of As were added different
forms of Q (without Q, without Q, Q at pH 5.0 and Q at pH 7.0) which constituted
the treatments with four repetitions, so that there were 16 experimental units per
soli, which were distributed in a completely randomized experimental design. Each
experimental unit consisted of 500 g of soil that were placed in a plastic bag, to
which a phosphate fertilizer was added to increase the availability of As and
allowed to stand for 24 hours. At the end of the resting time, 0.063g of Q of the
corresponding treatment and its respective replica were added to each bag, leaving
them in incubation for 48 h at a temperature of 25 °C. In each treatments and
replicas soils, the content of As available by the atomic absorption
spectrophotometry method with hydride generation was determined. The data
obtained were subjected to an analysis of variance and a means test of Tukey
(P≤0.05). The results showed that in both soils that the Q pH 5 had greater amount
of As available adsorbed (640%). What represents an alternative of recovery of
soils contaminated with As.
Index words: arsenates, metalloids, pollution, chitosan.
1
I. INTRODUCCIÓN
El suelo es un cuerpo natural tridimensional formado por la progresiva alteración
física y química de un material original o roca madre a lo largo del tiempo, bajo
unas condiciones climáticas y topográficas determinadas y sometido a la
actividad de organismos vivos (Ortíz-Silla, 2015). Después de su formación, su
equilibrio se puede romper debido al uso que se le dé, por lo que existe una
modificación negativa denominada contaminación (Galán y Romero, 2008;
Miralles, 2006), entre la que se encuentra la provocada por metaloides y metales
pesados, que son elementos químicos que presentan una densidad igual o
superior a 5 g cm-3 y que no pueden ser degradados o destruidos fácilmente de
forma natural o biológica ya que no tienen funciones metabólicas específicas
para los seres vivos (Navarro-Aviñó et al., 2007; Prieto et al., 2009).
Las concentraciones anormales de metales y metaloides en los suelos pueden
deberse básicamente a causas naturales o antropogénicas, (Carbonell-
Barrachina et al., 2007; Moreno-Jiménez, 2010; Hernández et al., 2013) y
representan un riesgo para la salud del hombre y los ecosistemas debido a su
2
toxicidad y tendencia a bioacumularse en diferentes cultivos (Navarro-Aviñó et al.,
2007; Prieto et al., 2009; Martí et al., 2011).
La Comarca Lagunera ubicada en el centro de México, es sin duda una de las
regiones más prósperas de México ya que se encuentra en los primeros sitios de
exportación de oro, plata, y materiales no ferrosos, y ocupa el primer lugar en la
producción de leche, carne de aves y forrajes (Cervantes y Franco, 2007; García-
Salazar y Mora-Flores, 2008; SAGARPA, 2010).
El desarrollo de estas actividades agropecuarias e industriales junto con el
material parental, que se se caracteriza por presentar contenidos de arsénico de
fácil disolución y transporte (Zavala-Martínez, 2012; Rivera, 2016), ha provocado
que desde 1963 se reporten elevadas concentraciones de arsénico en el suelo,
agua potable y agua subterránea en la Región Lagurera, teniendo 3.69 mg kg-1
de As edáfico en 2013, 0.12 mg L-1 en agua potable y hasta 0.718 mg L-1 en agua
subterránea en 2016 (Rangel et al., 2014; Armienta, 2016; Vargas-González et
al., 2016; Rodríguez et al., 2017).
I. Introducción
3
Actualmente se utilizan diferentes tecnologías para la remediación de suelos las
cuales se clasifican en tratamientos térmicos, físico-químicos y biológicos, dentro
del cual se encuentra el uso de quelatos (Cartaya et al., 2011). Un quelato es un
compuesto químico en el que una molécula orgánica rodea y se enlaza por varios
puntos a un ion metálico, de manera que lo protege de cualquier acción desde el
exterior evitando su hidrólisis y precipitación (Perea et al., 2010). Algunos de los
materiales quelatantes son los biopolímeros, compuestos de alto peso molecular,
entre los que se encuentra el quitosano, uno de los pocos polisacáridos catiónicos
naturales, soluble en medios ácidos o soluciones neutras, además de ser
extensivamente estudiado por ser biodegradable, biocompatible, hidrofílico, no
tóxico y anti-fúngico (Navarro et al., 2010; Cardona-Trujillo y Padilla-Quintero,
2012; Ravelo, 2012).
Montero-Álvarez et al. (2010) indicaron que el As en agua fue adsorbido por
quitosano en pH neutro y ácido. Sin embargo, existe escasa información acerca
de quelación de As con quitosano en el suelo. El suelo desde el punto de vista
físico, se considera como un sistema trifásico, formado de sólidos, líquidos y
gases; la parte líquida se conoce como solución del suelo (SS), integrada de agua
con diferentes iones que se encuentran disponibles dentro de los poros del suelo
(Brady y Weil, 2008). Por otra parte, la aplicación de fósforo en forma de
fertilizante, afecta la concentración de As en la solución del suelo e incrementa la
I. Introducción
4
disponibilidad de este elemento para las plantas (Wijnhoven et al., 2006). Al
considerar la efectividad del quitosano en la remoción de As en agua, y la
presencia de la SS, permite deducir que el quitosano podría adsorber As
disponible de la SS siempre y cuando el quitosano tuviera un pH ácido, debido a
las condiciones de alcalinidad de los suelos de la Comarca Lagunera. No
obstante, la información relacionada con éste tema es poca.
I. Introducción
5
1.1. Objetivo
Determinar la capacidad del quitosano con diferentes tratamientos para quelatar
As disponible en dos Fluvisoles de una región árida de Coahuila.
1.1.1. Objetivos particulares
Elaborar perlas de quitosano en pH de 5 y 7
Determinar y comparar la concentración de As disponible en dos Fluvisoles
de una región árida de Coahuila con diferentes tratamientos
I. Introducción
6
1.2. Hipótesis
El quitosano con pH ácido que se adiciona a Fluvisoles cultivados de una región
árida, reduce la concentración de As disponible en estos suelos.
I. Introducción
7
II. REVISIÓN DE LITERATURA
2.1. El suelo
El suelo es un cuerpo natural tridimensional, viviente y dinámico, formado por la
progresiva alteración física y química de un material original o roca madre a lo
largo del tiempo, es parte integral del ecosistema terrestre y microbiano, varía
gradualmente en el espacio geográf ico, formando complejos patrones por la
interrelación de múltiples factores ambientales y funciones naturales forzadas
(Segura-Castruita, 2014).
La formación del suelo es un largo proceso en el que intervienen el clima, los
seres vivos y la roca más superficial de la litosfera, en el cual la roca es
meteorizada para posteriormente fragmentarse y mezclarse con diferentes restos
orgánicos, lo cual con el paso del tiempo terminan por formar lo que comúnmente
se conoce como suelo (Silva-Arroyave y Correa-Restrepo, 2009).
8
Cotidianamente consideramos que el suelo es el lugar de soporte donde el
hombre construye sus moradas creando ciudades; en el caso del medio rural,
suponemos que es donde crecen las plantas y cohabitan los animales, pero este
concepto limita el uso y aprovechamiento que se le da al suelo, pues se le
considera únicamente como el límite inferior de la atmósfera y, por lo tanto, no se
toma en cuenta que también debe ser preservado para futuras generaciones
(Acosta, 2008).
El suelo es un recurso viviente, dinámico y no renovable, cuya condición y
funcionamiento es vital para la producción de alimentos, y para el mantenimiento
de la calidad ambiental local, regional y global (Cerón et al., 2005). Para
considerarse ideal, éste debe contener cuatro componentes en proporciones bien
definidas: material mineral (45%) que es producto de la meteorización del material
parental, materia orgánica (5%) que son los materiales orgánicos que caen en la
superficie, aire (25%), agua (25%) (Acosta, 2008).
El suelo desempeña funciones de gran importancia para el sustento de la vida en
este planeta, actúa como medio filtrante, amortiguador y transformador, es hábitat
de miles de organismos, el escenario donde ocurren los ciclos biogeoquímicos,
además es el medio donde se llevan a cabo la mayoría de las actividades
II. Revisión de literatura
9
humanas, sirviendo de soporte físico y de infraestructura para la agricultura,
actividades forestales, recreativas, y agropecuarias, además la socioeconómica
como vivienda, industria y carreteras (Volke et al., 2005).
2.2. Fases del suelo
Los suelos están conformados por tres fases: sólida, líquida y gaseosa (Sposito,
1981). La fase sólida está formada por las partículas minerales del suelo
(incluyendo la capa sólida adsorbida); la líquida por el agua (libre,
específicamente), aunque en el suelo pueden existir otros líquidos de menor
trascendencia y la fase gaseosa comprende sobre todo el aire, pero pueden estar
presentes otros gases (vapores sulfurosos, anhídrido carbónico…). Las fases
líquida y gaseosa del suelo suelen comprenderse en el volumen de vacíos (Vv),
mientras que la fase sólida constituye el volumen de sólidos (Vs) (Duque-Escobar
y Escobar-Potes, 2016).
Figura 1. Esquema de las fases del suelo. Fuente: Jordán, (2006).
II. Revisión de literatura
10
2.2.1. El agua y la solución del suelo
Según la Real Academia Española, el agua (del latín aqua) es una “sustancia
líquida, inodora, insípida, en pequeña cantidad incolora y verdosa o azulada en
grandes masas, formada por la combinación de un átomo de oxígeno y dos de
hidrógeno que permiten establecer puentes de hidrógeno entre moléculas
adyacentes (Félez, 2009).
El agua posee propiedades únicas que la hacen esencial para la vida; es un
material flexible: un solvente extraordinario, un reactivo ideal en muchos procesos
metabólicos; tiene una gran capacidad calorífica y tiene la propiedad de
expandirse cuando se congela, además con su movimiento puede modelar el
paisaje y afectar el clima (Fernández, 2012).
Se ha estimado que existen alrededor de 1 400 millones de kilómetros cúbicos de
agua en el planeta, en donde los océanos dan cuenta de casi el 97.5% del agua
del planeta y únicamente un 2.5% es agua dulce localizados principalmente en
los ríos, lagos, glaciares, mantos de hielo y acuíferos (SEMARNAT, 2013). Los
glaciares, la nieve y el hielo de los cascos polares representan casi el 80% del
agua dulce, el agua subterránea 19% y el agua de superficie accesible
II. Revisión de literatura
11
rápidamente sólo el 1%, que se encuentra principalmente en lagos (52%) y
humedales (38%) (Fernández, 2012).
La solución del suelo es el componente acuoso del suelo con una humedad
equivalente a la capacidad de campo; químicamente es una solución diluida de
electrolitos y compuestos orgánicos hidrosolubles y en equilibrio con algunos
componentes sólidos y gaseosos (Narváez-Ortiz et al., 2015; Zapata, 2002).
La Figura 2 muestra las distintas fases del intercambio continuo de iones entre las
fases sólida y líquida del suelo, y en función de su disponibilidad, los iones pueden
encontrarse formando parte de la capa difusa asociada a la superficie de las
arcillas o en disolución (Jordán, 2006).
Figura 2. Fases del intercabio entre la fase sólida y líquida del suelo.
Fuente: Jordán (2006).
La dinámica del agua en el suelo, y a través de la pendiente, juega un papel
fundamental en la disponibilidad de agua en el suelo y la distribución de los
II. Revisión de literatura
12
nutrientes ya que define la tasa de ocurrencia de procesos microbiológicos y de
crecimiento vegetal, gobierna la transpiración, afecta la recarga de acuíferos
subterráneos y controla la escorrentía superficial, (Hincapié y Tobón, 2012).
2.3. Contaminación en el suelo
La presencia en los suelos de concentraciones nocivas de algunos elementos
químicos y compuestos es un tipo especial de degradación que se denomina
contaminación (Galán y Romero, 2008). En los últimos años se han podido
apreciar diversas fuentes de contaminación clasificadas como endógena y
exógena que, con el paso del tiempo, tienden a provocar la alteración del suelo.
La contaminación endógena se refiere a la contaminación natural, como la
recepción de contaminantes por lluvia ácida o erupciones volcánicas, y a la
contaminación que naturalmente sucede dentro de los suelos producida por
microorganimos o los minerales de las rocas, mientras que la contaminación
exógena se refiere a la provocada por la actividad antropogénica como la minería
y la agricultura (Balderas-Plata et al., 2003; Atilio, 2009).
Existen diversos contaminantes que afectan la fertilidad y estabilidad del suelo, y
destacan por su importancia los pesticidas, fertilizantes químicos, metales y
metaloides, entre otros que, llegan al suelo básicamente por actividades naturales
II. Revisión de literatura
13
y antropogénicas como la industria, la minería y la fundición (Danza, 2001; Prieto
et al., 2009).
2.4. Metales y metaloides
El término de metal pesado se refiere a cualquier elemento químico metálico que
tiene una densidad alta (> 4.5 g cm-3) y puede ser tóxico o venenoso en
concentraciones, incluso, muy bajas. Los metales pesados, se encuentran
generalmente como componentes naturales de la corteza terrestre, en forma de
minerales, sales u otros compuestos (Prieto et al., 2009).
Puga et al. (2006) comentan que la distribución de los metales pesados en los
perfiles del suelo, así como su disponibilidad está controlada por parámetros
como propiedades intrínsecas del metal y por las características del suelo; ambos
pueden ser esenciales para aumentar o reducir la toxicidad de los metales. Los
metaloides o semimetales tienen propiedades que son intermedias entre los
metales y los no metales, pero generalmente se diferencian en que los metaloides
son semiconductores antes que conductores (UNAM, 2012).
II. Revisión de literatura
14
La tabla periódica incluye unos 70 elementos metálicos y de ellos 59 son
considerados “metales pesados”, con peso atómico mayor que el hierro (Fe)
(55.85 g/mol). Con esta precisión se excluirán metales con pesos atómicos
menores que el del Fe y que con frecuencia pueden ser metales contaminantes
como el vanadio (V), manganeso (Mn) y cromo (Cr) y a otros que realmente no
son metales como el arsénico (As), flúor (F) y fósforo (P); por ello resulta mejor
hablar de contaminación por “elementos traza” (Galán y Romero, 2008).
Los elementos traza más abundantes en los suelos pueden clasificarse en cinco
categorías: cationes, metales negativos, oxidantes, halogenuros y
organocomplejos, esto de acuerdo con la forma química en que se encuentran en
las soluciones del suelo (Cuadro 1).
De todos los elementos traza encontrados en el suelo, hay 17 entre los que se
encuentra el arsénico, cadmio, cobre, plomo, entre otros, que se consideran como
muy tóxicos y a la vez fácilmente disponibles en muchos suelos en
concentraciones que sobrepasan los niveles de toxicidad (Galán y Romero,
2008).
II. Revisión de literatura
15
Cuadro 1. Categoría de los diferentes elementos traza.
Categoría Elementos
Cationes Ag+, Cd+2, Co+2, Cr+3, Cu+2, Hg+2, Ni+2, Pb+2, Zn+2
Metales nativos Hg, V
Oxidantes AsO4-3, CrO4
-2, MnO-2, HSeO3-, SeO4
-2
Halogenuros F, Cl, Br, I
Organocomplejos Ag, As, Hg, Se, Te, Tl
Fuente: Galán y Romero (2008).
2.4.1. Toxicidad por metales pesados
Los metales pesados, en su calidad de contaminantes ambientales, tienen como
característica en común el producir toxicidad cuando sus concentraciones en
organismos vivos sobrepasan ciertos niveles críticos (Ochoa et al., 1992). La
peligrosidad de éstos es mayor al no ser química ni biológicamente degradables.
Una vez emitidos, pueden permanecer en el ambiente durante varios años;
además, su concentración en los seres vivos aumenta a medida que son ingeridos
por otros, por lo que la ingesta de plantas o animales contaminados puede
provocar síntomas de intoxicación y daños a la salud (Balderas-Plata et al., 2003)
por ejemplo, perturbación de la biosíntesis de hemoglobina y anemia, incremento
II. Revisión de literatura
16
de la presión sanguínea, daño a los riñones, daño al cerebro, entre otros (Wright,
2003).
La acumulación de metales pesados como iones libres, pueden tener acción
directa sobre los seres vivos lo que 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 (sulfhidrilo) de las proteínas, causando daños
irreversibles en los diferentes organismos (Prieto et al., 2009), además el exceso
de éstos puede estimular la formación de especies reactivas de oxígeno,
resultando en estrés oxidativo (Vidal, 2009).
El Plomo (Pb), el Arsénico (As), el Cadmio (Cd), el Zinc (Zn) entre otros metales
pesados pueden ser absorbidos por las plantas (Rodríguez-Ortíz et al., 2006)
hasta concentrarse en sus tejidos a niveles tóxicos.
II. Revisión de literatura
17
Cuadro 2. Niveles de toxicidad de diferentes elementos traza.
Elemento Rango normal Concentración Anormal - - - - - - - - - - - mg kg-1 - - - - - - - - - - - - - - - - -
As <5-40 hasta 2,500
Cd <1-2 hasta 30
Cu 2-60 hasta 2,000
Mo <1-5 10-100
Ni 2-100 hasta 8,000
Pb 10-150 >10,000
Se <1-2 hasta 500
Zn 25-200 >10,000
Fuente: Galán y Romero (2008).
2.4.2. Arsénico
El arsénico (As), un metaloide ampliamente distribuido en rocas, suelos, agua y
aire, es un contaminante ambiental tóxico y relativamente generalizado
(Hernández et al., 2013). El contenido de As en suelos es, por lo general, entre 5
y 10 mg kg-1 y es constituyente principal de más de 200 minerales, además se
encuentra en concentraciones variables formando parte de otros minerales como
se muestra en el Cuadro 3 (Bundschuh et al., 2008).
II. Revisión de literatura
18
Cuadro 3. Concentración de arsénico en los minerales más comunes.
Mineral As mg kg-1 Mineral As mg kg-1
Sulfuros
Óxidos
Fosfato
Pirita
Pirrotina
Galena
Esfalerita
Calcopirita
Hematitas
Óxidos de Fe
Magnetita
Oxihidroxido
de Fe (III)
Apatita
100-77,000
5-100
5-10,000
5-17,000
10-5,000
Hasta 160
Hasta
2,000
2.7-41
Hasta
76,000
<1-1,000
Silicatos
Carbonato
Sulfatos
Cuarzo
Feldespato
Biotita
Anfibol
Calcita
Dolomita
Siderita
Yeso/
anhidrita
Barita
Jarosita
0.4-1.3
<0.1-2.1
1.4
1.1-2.3
1-8
<3
<3
<1-6
<1-12
34-1,000
Fuente: Lillo (2005).
II. Revisión de literatura
19
Los suelos en muchas zonas del mundo, incluido México, han sido contaminados
con éste por las actividades mineras, la fundición de minerales, la quema de
carbón, el uso de pesticidas basados en As o el riego de cultivos con agua
contaminada (Drlicová et al., 2013).
La fitodisponibilidad o movilidad en suelo de las especies solubles, toxicidad y
biodisponibilidad del As son afectadas por la forma química que este presenta; en
general, las especies inorgánicas (arsenito, As (III) y arseniato, As (V)), se
consideran más tóxicas que las especies orgánicas (ácido dimetilarsínico DMA y
ácido monometilarsónico, MMA) (Rosas, 2015).
El arsenito es 70 veces más tóxico que las especies metiladas y 10 veces más
tóxico que el arseniato, el cual es poco soluble en agua y, por tanto, menos
biodisponible (Rangel et al., 2014). El estado de oxidación del arsénico, y por
tanto su movilidad, están controlados fundamentalmente por las condiciones de
óxido reducción y pH, de hecho, éste es un elemento singular entre los metaloides
pesados y elementos formadores de oxianiones por su sensibilidad a movilizarse
en diferentes valores de pH, por ejemplo, el As (V) no se encuentra disponible en
pH de 6.5 pero por encima y por debajo de este valor si, mientas que el As (III)
comienza a estar disponible a partir de un valor de pH 7, disminuye en pH 9 y
II. Revisión de literatura
20
vuelve a estar disponible encima de éste como se muestra en las Figuras 3a y 3b
(Lillo, 2005).
Cuadro 4. Estructura, toxicidad y propiedades químicas de algunas especies de
As de importancia ambiental.
Especie de Estructura pK LD (g/Kg) Respuesta Genotoxicidad
Arsénico química genotóxica (µg/mL) in vitro (mm/L)
As (III)
As (V)
MMA
DMA
9.3
0.014,0.034
0.020,0.041
0.7-1.8,0.7
0.7-2.6,3.3
1-2
10-14
2,500-5,000
10,000
>300
>1,000
>3,000
>300
2.2
7.0
11.5
.
3.6
8.2
1.8
6.1
Fuente: Rosas (2015).
II. Revisión de literatura
21
Figura 3. a) Especies de As (V) en función de pH, b) Especies de As (III) en función
del pH. Fuente: Lillo (2005).
II. Revisión de literatura
22
Figura 4. Diagrama Eh-pH de especies acuosas de As en el sistema As-O2-H2O
(Oxido arsénico en solución acuosa) a 25°C y 1 bar de presión total.
Fuente: Lillo (2005).
La persistencia del arsénico está controlada por la capacidad de adsorción del
suelo y por las pérdidas que se puedan producir tanto por lavado o lixiviación
como por volatilización. La capacidad de adsorción de un suelo está afectada por
su textura, contenido en sesquióxidos y por la presencia de otros elementos que
puedan interferir en el proceso de adsorción (Carbonell-Barrachina et al., 2007).
II. Revisión de literatura
23
2.5. Estrés ambiental
El estrés se identifica como una desviación significativa de las condiciones
óptimas para la vida que ocasiona cambios en todos los niveles funcionales de
los organismos, dicho de otra manera, es el conjunto de respuestas bioquímicas
o fisiológicas que definen un estado particular del organismo diferente al
observado bajo un rango de condiciones óptimas (Basurto et al., 2008).
El estrés ambiental representa una fuerte restricción para el aumento de la
productividad de los cultivos y el aprovechamiento de los recursos naturales; se
estima que solamente un 10% de la superficie de la tierra arable se encuentra
libre de algún tipo de estrés (Benavides-Mendoza et al., 2002). En el Cuadro 5 se
puede observar los diferentes factores que provocan un estrés en las plantas, en
donde podemos ver que el causado por metales y metaloides se encuentra
incluido dentro del estrés ambiental.
II. Revisión de literatura
24
Cuadro 5. Tipos de estrés en las plantas causados por factores ambientales, fisiológicos y bioquímicos.
Fuente: Basurto et al. (2008).
Tipos de estrés
Ambiental
Fisiológico
Bioquímico
Estrés hídrico Por temperatura Por irradiación
Por radiación UV Por salinidad Estrés nutrimental
Por toxicidad de metales pesados
Estrés hormonal Respuestas estomáticas
Tasas de asimilación de CO2 Tasas de foto respiración
Cambios en las estructuras celulares
Por factores abióticos Por factores bióticos
Síntesis de polioles Genes de resistencia
Acumulación de metabolitos nitrogenados
Choque oxidativo
Absorción y compartimentalización de iones
Cambios en la permeabilidad del agua
Resistencia sistemática adquirida (SAR)
Resistencia sistemática inducida (RSI)
Plantas transgénicas con mayor resistencia al estrés oxidativo
Bases transgénicas resistentes a oxidación
Aumento del fenotipo resistente al estrés oxidativo
II. Revisión de literatura
25
En las respuestas de los vegetales hacia el estrés pueden distinguirse cuatro
fases García-Vargas (2006) y Núñez et al., (2009) (Figura 5): 1) fase de
respuesta, 2) fase de restitución, 3) fase final y 4) fase de regeneración. En la fase
1 los vegetales responden con una disminución en una o varias funciones
fisiológicas por lo que su vitalidad disminuye, en la fase 2 la síntesis de proteínas
y metabolitos de estrés, los procesos de reparación y las adaptaciones, no solo
conducirán a una restitución de las funciones fisiológicas previas sino que también
inducirán a un endurecimiento de las plantas estableciendo nuevos estándares
fisiológicos, lo que significa un nuevo estadio óptimo fisiológico bajo las nuevas
condiciones ambientales.
La fase 3 aparece tras una situación de estrés a largo plazo o cuando hay una
sobrecarga de los mecanismos que permiten sobreponerse al estrés, lo que
provoca una pérdida progresiva de capacidades fisiológicas y vitalidad lo que
causa daños y finalmente la muerte celular. Por último en la fase 4, si
desaparecen los agentes estresantes, se definen nuevos estándares fisiológicos
que serán alcanzados por la planta (García-Vargas, 2006; Núñez et al., 2009).
II. Revisión de literatura
26
Figura 5. Diagrama de las fases del estrés vegetal donde se muestra cómo actúa
la planta en cada una de estas fases. Modificado por Martínez-Macias (2017).
2.5.1. Respuesta de las plantas al estrés provocado por As y otros metales
Algunos metales como el Mn+2, el Fe+3, el Zn+2 o el Cu+2 son esenciales para el
desarrollo normal de las plantas ya que son componentes estructurales y/o
catalíticos de proteínas y enzimas. Algunos otros metales, como el Cr+3, V, Ti, Co
y Se, a pesar de no ser esenciales, son beneficiosos, sin embargo, la actividad
humana libera grandes cantidades de metales al suelo como Al+3, Cd+2, Hg+2, As+3
o Pb+2, que resultan ser tóxicas para las plantas (García-Vargas, 2006; Mejía,
2011).
II. Revisión de literatura
27
Actualmente, se conoce poco sobre los mecanismos de absorción de los metales
pesados por las membranas vegetales, sin embargo, se sabe que por difusión,
flujo de masa e intercambio catiónico, los metales alcanzan fácilmente la raíz para
seguir la ruta apoplástica (por los espacios intracelulares) o la ruta simplástica (a
través del citoplasma de las células). Este órgano constituye la entrada principal
de metal pesado en plantas superiores (Mejía, 2011: (Zeiger y Taiz, 2006).
Figura 6. Rutas simplástica y apoplástica. Fuente: Zeiger y Taiz (2006).
Una vez en el interior de la raíz, y por tanto en el tejido vegetal, los metales causan
daños a través de distintos mecanismos: bloquean los grupos funcionales de
moléculas de importancia biológica, como enzimas, poli nucleótidos o sistemas
de transporte de iones; desplazan o sustituyen iones de metales esenciales de
II. Revisión de literatura
28
biomoléculas y unidades celulares funcionales; desnaturalizan e inactivan
enzimas; rompen la integridad de membrana de células y orgánulos celulares y/o
promoviendo la generación de especies reactivas que causan estrés oxidativo
(Morón, 2013).
La absorción de metales por la planta aumenta al incrementarse la concentración
total de metales en suelos, luego de alcanzar un valor máximo o umbral, la planta
no responde a las concentraciones , cabe destacar que este umbral es diferente
para cada especie vegetal en función de sus estrategias para tolerar elevadas
concentraciones de metales en suelos (Cabezas et al., 2004).
Las plantas se encuentran expuestas al As presente tanto en el agua de riego
como en el suelo. Las formas inorgánicas son absorbidas a través de diferentes
transportadores y son transformadas y movilizadas a otros tejidos de la planta.
Varios estudios han reportado que el As afecta el crecimiento y la germinación de
las plantas, causa estrés oxidativo, disminuye la absorción de fósforo, produce
inhibición en la elongación radicular y enzimática , una disminución tanto en la
proliferación celular como en la producción de biomasa y destrucción de la
clorofila en él follaje; también se observa una disminución en el número de hojas,
II. Revisión de literatura
29
diversos cambios morfológicos y alteración de la fotosíntesis (SAG, 2005;
Carbonell-Barrachina et al., 2007; Rodríguez et al., 2016).
Las respuestas provocadas por otros metales son, por ejemplo, la reducción en
la fotosíntesis, absorción de agua y absorción de nutrientes cuando existe un
exceso de Cadmio (Cd), la toxicidad por Zinc (Zn) causa clorosis en las hojas
jóvenes y puede dar lugar a deficiencias de Manganeso (Mn) y Cobre (Cu) en
brotes de plantas, el exceso de Cu en el suelo juega un papel citotóxico, induce
estrés y causa daños a las plantas además de generar estrés oxidativo y especies
de Oxígeno reactivo (ROS), altos niveles de Mercurio (Hg) pueden inducir
lesiones visibles y trastornos fisiológicos en las plantas mientras que los efectos
tóxicos del cromo (Cr) actúan sobre el crecimiento y desarrollo de la planta, entre
otros efectos que produce el exceso de metales en el suelo sobre la planta
(Yadav, 2010).
2.6. Remediación de suelos
Generalmente la recuperación de suelos mediante el uso de métodos
“tradicionales” es generalmente rápida pero al mismo tiempo cara (Bernal et al.,
2007). Estas metodologías pueden realizarse “in situ” (tratando el suelo en su
lugar) o “ex situ” (tratamiento del suelo fuera de su lugar). Por otro lado las
II. Revisión de literatura
30
técnicas biológicas o de biorremediación, utilizan métodos y técnicas de procesos
naturales para acelerar estos procesos de recuperación de suelos y sedimentos
contaminados.
La fitorremediación de suelos contaminados, se basa en el uso conjunto de
plantas metalofitas (acumuladoras), y técnicas agronómicas para eliminar, retener
o disminuir la toxicidad de los contaminantes en el suelo (Ortega et al., 2010).
Este grupo de tecnologías que usan plantas para la remediación de suelos tienen
un gran número de ventajas, especialmente, la económica y el aspecto agradable;
no utilizan reactivos químicos peligrosos, entre otros. Estas fitotecnologías se
pueden aplicar tanto a contaminantes orgánicos como inorgánicos, presente en
sustrato sólido, liquido o en el aire; se distinguen diferentes técnicas de
remediación de suelos y son: fitoextracción, fitoestabilización, fitoinmovilización,
fitovolatilización, fitodegradación, rizofiltración (Carpena et al., 2007).
II. Revisión de literatura
31
Figura 7. Representación de estrategias de fitorremediación.
Fuente: Favas et al., 2014.
2.6.1. Extracción/ fitoextracción de metales pesados
La capacidad de las plantas para bioacumular metales y otros posibles
contaminantes varía según la especie vegetal y la naturaleza de los
II. Revisión de literatura
32
contaminantes (Mejía, 2011). El uso de especies de plantas que extraen el metal
del suelo por absorción vegetal, acumulándolo en su biomasa aérea, es conocido
como la fitoextracción.
Esta técnica se dividen en dos tipos: I).-Fitoextracción natural y II).- Fitoextracción
inducida. La fitoextracción natural por lo general se usa plantas
hiperacumuladoras; es decir que naturalmente absorben los metales de suelo sin
acción un compuesto químico (Kidd et al., 2007; Mitch, 2002; Ortiz et al., 2009).
La fitoextracción inducida se basa en la adicción al suelo de sustancias químicas
quelantes capaces de solubilizar los metales y provocar su absorción por las
plantas (Diez, 2009). Por lo general, se usa ácido etilendiaminotetraacético
(EDTA) para inducir la fitoextracción porque tiene una alta eficiencia en la
extracción de muchos metales. Aunque el EDTA es muy efectivo para inmovilizar
metales en el suelo; el EDTA y el complejo EDTA metal pesado puede ser tóxico
para la planta y los microorganismos sólidos y puede también persistir en el
ambiente y por su baja biodegradabilidad (Luo et al., 2005). Esta tecnología se
aplica principalmente con suelos contaminados con Cd, cobalto (Co), Cr, níquel
(Ni), Hg, Pb, Se, Zn (Alegría, 2013).
II. Revisión de literatura
33
2.6.2. Quelación
A nivel citoplasmático, la quelación prima en el papel de la retención de metales
pesados, ya sea para direccionamiento o reserva, mediante el uso de péptidos o
proteínas que se encuentran al interior de la célula (Aguirre et al., 2011). La planta
utiliza este mecanismo de complejación en el interior de la célula para detoxificar
(amortiguar) los metales pesados, uniéndose a ellos para formar complejos,
quedando el metal inmerso en una interacción química electrónicamente
equilibrada (acomplejado); sin embargo éste se encuentra dentro del
metabolismo vegetal, debido a que no se ha eliminado del citoplasma celular y
por ello, sigue siendo potencialmente tóxico.
Los metales pesados muestran gran afinidad por determinados grupos
funcionales como principales ligandos, como grupos sulfhidrilo, radicales amino,
fosfato, carboxilo e hidroxilo. Los ligandos que utiliza son básicamente
aminoácidos y ácidos orgánicos, y más específicamente, dos clases de péptidos:
fitoquelatinas y metalotioneinas (Mejía, 2011).
II. Revisión de literatura
34
2.5.1.1. Quitosano. El quitosano, también llamado chitosán (del griego χιτών
“coraza”), es un polisacárido lineal compuesto de cadenas distribuidas
aleatoriamente de β-(1-4) D-glucosamina (unidades desacetiladas) y N-acetil-D-
glucosamina (unidad acetilatada) que proviene fundamentalmente de la
desacetilación de los grupos acetamida de la quitina, que es un polímero natural
de amplia distribución en la naturaleza, presentes en los exoesqueletos de
artrópodos, zooplancton marinos, formando parte de la pared celular de algunas
familias de hongos y levaduras así como en las alas y cutículas de algunas
especies de insectos (Montero-Álvarez et al., 2010; Ravelo, 2012).
Figura 8. Estructura química del quitosano. Fuente: Ravelo (2012).
El quitosano es biodegradable, biocompatible y no tóxico, por lo que es una
sustancia ecológica. Dado que los grupos amino libres en el quitosano pueden
II. Revisión de literatura
35
servir como sitios de unión de coordinación para metales, algunos informes en la
literatura han demostrado la alta interacción de quitosano con diversos iones
metálicos, lo cual es un mecanismo complejo que implica la quelación de estos
iones en soluciones cercanas a la neutra, el intercambio iónico y la adsorción
(Chiing-Chang y Ying-Chien, 2006; Montero-Álvarez et al., 2010).
Moreno et al., (2012) realizarón un análisis económico en el cual determinaron
que el uso del quitosano en la agricultura es una técnica efectiva y
económicamente viable ya que el Valor Actual Neto es positivo implicando la
obtención de ganancias por encima de la rentabilidad y la Tasa de Rentabilidad
Interna es mayor que la tasa de interés aplicada.
2.5.1.2. Camarón Blanco (Litopenaeus vannamei). El camarón blanco
pertenece a la familia Penaeidae, es una especie tropical con una distribución
natural que abarca desde la costa Este del Océano Pacífico y el Norte de México,
hasta el Norte de Perú; presenta cuerpo subcilíndrico, alargado, comprimido con
abdomen o cuerpo (pleón) mas largo que el cefalotórax o cabeza (cefalón y
pereión), esta recubierto exteriormente por un exoesqueleto o caparazón (cáscara
o tegumento quitinoso) y termina en una nadadera caudal constituida por un par
de urópodos y el telson o cola (Lara-Espinoza et al., 2012; Valdés, 2007).
II. Revisión de literatura
36
Cuadro 6. Clasificación taxonómica del Litopenaeus vannamei.
Fuente: Pérez-Farante y Kensley (1997).
El camarón blanco se cultiva en México con una superficie abierta del 95% que
se encuentra en los estados de Sonora, Sinaloa y Nayarit (Anaya-Rosas y Bückle-
Ramírez, 2012). En la Figura 9 se muestra el ciclo de producción de Litopenaeus
vannamei (FAO, 2017):
Clasificación taxonómica
Phylum Arthropoda
Clase Malacostraca
Orden Decápoda
Suborden Dendobranchiata
Superfamilia Penaeoidea
Familia Penaeidae
Género Litopenaeus
Especie Vannamaí
II. Revisión de literatura
37
Figura 9. Ciclo de producción de Litopenaeus vannamei. Fuente: FAO (2017).
II. Revisión de literatura
38
III. MATERIALES Y MÉTODOS
3.1 Área de estudio
El trabajo de campo se realizó en dos municipios de la Comarca Lagunera de
Coahuila, y en las instalaciones del Instituto Tecnológico de Torreón (Figura 10)
durante los meses de enero a agosto 2018, que se encuentra en la carretera
Torreón – San Pedro km 7.5 ejido Ana; que se localiza entre los 25° 36’ 46.52’’ y
25° 77’ 26.06’’ N, y los 103° 22’ 27.95’’ y 103° 28’ 36.58’’ W.
Figura 10. Localización de los sitios de muestreo
39
El clima de la región es un Bw (h’) hw (e), que corresponde a un seco desértico
cálido con régimen de lluvias en verano y oscilación extrema (Rosales-Serrano et
al., 2015) con rangos de temperatura que van desde los 4° hasta más de 30 °C,
y precipitación media anual de 250 mm concentrada de junio a septiembre (INEGI,
2017). La flora está compuesta de matorral desértico con especies características
como mezquite, huizache, palmas y gobernadora; siendo la fauna de lagartijas,
liebres, coyotes y víboras (Ontiveros-Arzaga, 2010).
Las formaciones geológicas datan del Paleozoico al reciente aluvión cuaternario,
se compone tanto de depósitos sedimentarios (calizas, dolomitas, yeso, arenas
arcillosas y conglomerados) como de rocas ígneas (depósitos volcánicos y
granito) conteniendo entre 5 y 25 ppm de As (Mejía-González et al., 2014). Los
tipos de suelo que existen en la región son Xerosol, Fluvisol, Litosol, Yermosol y
Solonchak en donde el uso potencial de suelos es pecuario, agrícola y área
urbana (INEGI, 2009a; INEGI, 2009b).
3.2. Origen del material experimental
Las muestras de suelo superficial fueron colectadas en el ejido Fresno del Norte
(25°46'36.0"N 103°16'48.9"W) (Figura 11), ubicado en el municipio de Francisco
I. Madero y en el ejido la Concha (25°38'06.2"N 103°22'55.3"W) (Figura 12),
III. Materiales y métodos
40
municipio de Torreón Coahuila. Los suelos se clasificaron como un Fluvisol eutri-
háplico (Fresno del Norte) y Fluvisol calci-arídico (La Concha), y se seleccionaron
porque se reportaron con altos contenidos de arsénico disponible después de
agregarse un fertilizante fosfatado (3.69 y 4.88 mg kg-1 respectivamente)
(Hernández et al., 2013).
Figura 11. Ejido Fresno del Norte (Fluvisol eutri-háplico). Sitio de muestreo.
III. Materiales y métodos
41
Figura 12. Ejido La Concha (Fluvisol calci-arídico). Sitio de muestreo.
Un total de 15 submuestras de suelo de la capa superficial de los sitios
mencionado fueron colectados, cada submuestra fue de aproximadamente 20 kg
de peso, para obtener una muestra compuesta, siguiendo las normas NMX-AA-
132-SCFI-2016 y NOM-021-SEMARNAT-2000 (SEMARNAT, 2002; NMX-AA-
132-SCFI-2016).
Al suelo de la muestra compuesta se le determinaron características físicas y
químicas como análisis mecánico de partículas, densidad aparente (Da),
III. Materiales y métodos
42
constantes de humedad (capacidad de campo y punto de marchitamiento
permanente), capacidad de intercambio catiónico (CIC), materia orgánica (MO) P
disponible, As disponible, pH y conductividad eléctrica (CE) como se muestran en
los Cuadros 7 y 8; de acuerdo a los procedimientos de la Norma NOM-021-
SEMARNAT-2002 (SEMARNAT, 2002).
Cuadro 7. Características físicas y químicas de los suelos de estudio.
Característica Fluvisol eutri-háplico Fluvisol calci-arídico
Arena (%) 19.9 66.2
Limo (%) 58 13.4
Acilla (%) 22.1 20.4
Clase textural Franco limoso Franco arenoso
Da (g cm-3) 1.59 1.43
CC 22.1 18.3
MO (%) 1.28 2.00
CIC (cmol(+) kg-1) 16.33 18.5
pH 8.4 8.14
CE (dS m-1) 0.50 2.13
As (mg kg-1) 0.30 0.34
III. Materiales y métodos
43
Una vez que se tuvieron los análisis se procedió a separar suelo de la muestra
compuesta en 16 bolsas de plástico para cada suelo, teniendo un total de 32
bolsas, donde se colocarón 500 g de suelo en cada una, posteriormente se
adicionaron 50 mL de una solución de fósforo a 200 ppm, con el fin de simular la
fertilización con fósforo y se dejaron en incubación durante 48 hrs a una
temperatura constante de 30 °C (Hernández et al., 2013).
3.2.1. Acondicionamiento del quitosano
El quitosano que se utilizó provenía del Laboratorio de Biopolímeros de la
Universidad Autónoma Metropolitana, el cual tiene un grado de desacetilización
del 87.2%, con forma de hojuelas de color beige (Figura 13) y que fue enviado por
la Dra. Keiko Shirai Matsumoto.
El acondicionamiento del quitosano, se realizó al disolver 4g de quitosano en 100
mL de solución de ácido acético al 1 M. Posteriormente se filtró y transfirió por
goteo sobre 500 mL de NaOH 1 M con una agitación moderada. La solución
alcalina resultante se agitó 12 horas con una plancha de agitación Heidolph
Unimax 1010 y finalmente el quitosano acondicionado en forma de perlas se
enjuagó varias veces con agua destilada hasta llegar a pH neutro, mientras que,
para llegar a pH 5, se agregó poco a poco H2SO4 al 0.5 M. Las perlas con el pH
III. Materiales y métodos
44
deseado medido con el medidor de pH y temperatura pHep 4 de Hanna (HI
98127), se almacenaron en agua y para usarse se colocaron en una estufa
Memert modelo 100-800 a 105° C hasta peso constante para eliminar el agua
(Montero-Álvarez et al., 2010).
Figura 13. Quitosano en estado natural.
3.2.2. Determinación de la cantidad de quitosano
De acuerdo con Montero-Álvarez et al. (2010), una cantidad de 0.250 g de perlas
de quitosano se utilizaron para 500 mL de agua, con la cual se removió un 87.61%
de As. Para poder aplicarlo en el suelo, se recordo que la parte líquida del suelo
III. Materiales y métodos
45
está representada por la solución del suelo, parte en la que se encuentran
cationes y aniones disponibles, si esto es así, entonces el As disponible se
encontrariá en esta parte del suelo; de tal manera que al obtener la cantidad de
solución de suelo que se podría encontrar en los suelo y con la referencia de la
cantidad de As disponible que se ha reportado en estos suelos después de
agragar un fertilizante fosfatado, se podría estimar la cantidad de quitosano que
se agregaría a los suelos.
Para lograr lo anterior, se estimó la porosidad de los suelo, con lo que se obtuvo
la cantidad de solución de suelo que podría llenar a los poros en 500 gr de suelo
que ya se encontraba en la incubadora. La cantidad de solución de suelo de los
suelos en estudio fue de 126 mL para el suelo del Fresno del Norte y 113 mL para
el suelo de la Concha.
Posteriormente se estableció una relación entre la cantidad de As removido en
agua y la cantidad de As que se pretendió remover. Debido a que, al momento de
agregar P la cantidad de As puede aumentar hasta 600% en el suelo de la Concha
y 200% en el suelo del Fresno del Norte; por lo tanto, para remover 1.5 mg Kg-1
de As ó 0.75 mg L-1 (el cual fue el inicial en ambos suelos) fue necesario agregar
0.063 g de perlas de quitosano.
III. Materiales y métodos
46
Asimismo, a los suelos de tratamientos y réplicas se les determinó el contenido
de As disponible por el método de espectrofotometría de absorción atómica con
generación de hidruros (AAS-GH) en un equipo GBC modelo XplorAA.
3.3. Diseño experimental
Para conocer la influencia de la adición de quitosano con diferente pH en la
adsorción de As en ambos suelos, se aplicó el quitosano en diferentes cantidades
y formas, como se indica a continuación: el diseño exprimental que se utilizó para
ambos suelos fue un completamente aleatorio, donde el quitosano en diferentes
condiciones (sin quitosano, quitosano sin tratar, quitosano con pH 5 y quitosano
con pH 7) representaron los tratamientos; mismos que tuvieron 4 réplicas,
teniendo un total de 16 unidades experimentales para cada suelo.
Cuadro 8. Diseño experimental aleatorizado.
Fluvisol eutri-háplico Fluvisol calci-arídico
T1 R4 T2 R4 T3 R1 T2 R1 T4 R2 T4 R4 T2 R3 T1 R3
T2 R2 T4 R1 T4 R2 T3 R4 T2 R4 T3 R1 T1 R1 T3 R2
T3 R2 T3 R3 T1 R1 T1 R3 T3 R1 T1 R2 T4 R1 T4 R3
T4 R3 T1 R2 T2 R3 T4 R4 T1 R4 T2 R2 T3 R2 T2 R3
III. Materiales y métodos
47
T1= Sin adición de quitosano con 4 réplicas
T2=Quitosano sin tratar 4 réplicas
T3= Quitosano con pH de 5 con 4 réplicas
T4= Quitosano con pH de 7 con 4 réplicas
3.4. Análisis Estadístico
El análisis estadístico se desarrolló con ayuda del software estadístico Minitab 17,
para la cual se realizó un análisis de varianza para determinar si la disminución
del As disponible en la solución del suelo fue igual en los tratamientos con Q, y
un análisis de efectos principales de la adición de quitosano en cada suelo
(Yescas et al., 2015); así como una prueba de separación de medias por Tukey
con P≤0.05 para cada suelo.
III. Materiales y métodos
48
IV. RESULTADOS Y DISCUSIONES
La concentración de As disponible en los suelos de estudio, antes de agregar el
fertilizante fosfatado, fue similar (0.30 mg kg-1) al reportado por Hernández et al.
(2013). En cambio, después de agregar el fertilizante fosfatado a los suelos se
presentaron diferencias entre ellos. En el suelo del Fresno el As disponible se
incrementó hasta 0.37 mg kg-1 (Cuadro 9), mientras que en el suelo de la Concha
el aumento fue de 0.49 mg kg-1 (Cuadro 10). Jaurixje et al. (2013) mencionan que
las diferentes actividades agrícolas modifican las características físico-químicas y
biológicas, como es el caso de la fertilización, aunque este comportamiento está
principalmente influenciado por las partículas minerales del suelo como arcillas,
carbonatos y óxidos de hierro presentes en los suelos. Los suelos de la región
Lagunera presentan diferentes concentraciones de arsénico e incluso tienen
diferente respuesta a la adición de fertilizantes fosfatados, lo cual se relacionó con
la presencia de carbonatos de calcio (Hernández et al., 2013).
49
4.1. Efecto del quitosano
El Q tuvo un efecto significativo (P≤0.05) en la concentración de As,
independientemente de la forma y característica química que se haya agregado,
ya que se detectó una disminución en la concentración del As disponible en
ambos suelos (Cuadros 10 y 11). El As disponible de los suelos en el tratamiento
3 (QpH5), tanto en el suelo del Fresno del Norte como en el suelo de la Concha,
presentó la menor concentración (0.05 mg kg-1 y 0.10 mg kg-1, respectivamente);
es decir, QpH5 adsorbió un 640.0% y un 390% del As disponible que se presentó
en los suelos después de fertilizar con fósforo y sin Q.
Cuadro 9. Arsénico disponible en un Fluvisol eutri-háplico (Fresno del Norte) después de agregar quitosano a diferentes pH.
Tmto Característica As disponible
mg kg-1
Cambio en concentración
%
1 Sin Q 0.37 d -
2 Q sin tratar 0.26 b 42.3
3 QpH5 0.05 a 640.0
4 QpH7 0.32 c 15.6
IV. Resultados y discusión
50
Cuadro 10. Arsénico disponible en un Fluvisol calci-arídico (La Concha) después
de agregar quitosano a diferentes pH.
Estos resultados se pueden deber al pH ácido del tratamiento QpH5, ya que a ese
pH los grupos amino libres en el Q actúan como sitios de unión de coordinación
para metales y metaloides, lo cual es un mecanismo complejo que implica la
quelación de estos iones en soluciones cercanas a la neutra, el intercambio iónico
y la adsorción (Chiing-Chang y Ying-Chien, 2006; Montero et al., 2010). En este
sentido, al considerar el pH de la solución del suelo (ligeramente alcalino (Cuadro
7), dónde se encontraban los iones arseniato y la presencia de un agente del Q
con pH ácido, el As disponible se adsorbió a este polisacárido, razón por la cual
disminuyo la concentración del ion en el suelo. Situación que no ocurrió en el resto
de los tratamientos, puesto que los tratamientos Q sin tratar y Q pH 7
(correspondientes a los tratamientos 2 y 4) la concentración del As disponible
podría considerarse intermedia (Figuras 14 y 15); que contrastaron con el
Tmto Característica As disponible
mg kg-1
Cambio en concentración
%
1 Sin Q 0.49 c -
2 Q sin tratar 0.31 b 58.0
3 QpH5 0.10 a 390.0
4 QpH7 0.31 b 58.0
IV. Resultados y discusión
51
tratamiento que no tuvo quitosano. Comportamiento que fue similar en ambos
suelos.
Figura 14. Concentración de As en el suelo Fresno
Figura 15. Concentración de As en el suelo de La Concha
IV. Resultados y discusión
52
El As disponible en los suelos fue diferente; no obstante, se observa que para
ambos suelos el tratamiento que obtuvo una menor concentración de As
disponible fue el tratamiento 3, correspondiente al QpH5 (Figura 16). Este
comportamiento se puede deber a que la fracción de grupos amino protonados
se incrementa a pH ácido, por lo que aumenta la afinidad por los aniones
arseniatos (Dambies et al. 2002), como lo reafirmó Wang et al. (2016) al reportar
que la eficiencia del quitosano se incrementa a un pH de 5.5.
El efecto diferencial del quitosano en cada uno de los suelos se debió
principalmente a las características físicas y químicas de los suelos, como lo
muestra la Figura de efectos principales, donde el suelo de la Concha presentó
una concentración promedio de As disponible (0.32 mg kg-1) mayor que 0.22 mg
kg-1 del suelo del Fresno del Norte. Este mismo análisis resalta el efecto de los
diferentes tratamientos de quitosano en los suelos, donde el As disponible en los
suelos con el tratamiento tres, como se ha mencionado anteriormente, presentó
la menor concentración de este metaloide en la solución del suelo.
Aunque es importante resaltar que la concentración de As disponible en el suelo
de la Concha (0.10 mg kg-1) fue mayor que el As disponible (0.05 mg kg-1) de
Fresno del Norte. De acuerdo con Hernández et al. (2013), el suelo de la concha
IV. Resultados y discusión
53
tiene una mayor cantidad de carbonatos de calcio y concluyeron que este
compuesto estaba relacionado con la presencia de As disponible en esos suelos
e incluso indicaron que la concentración de As disponible se incrementó alrededor
de un 600%. Si se recuerda que a los dos suelos se les agregó la misma cantidad
de quitosano, es probable que al suelo de la Concha se haya tenido que agregar
una mayor cantidad de este compuesto, (debido a que la concentración inicial de
As fue mayor en este suelo) ya que lo adicionado posiblemente no adsorbió una
la suficiente cantidad de este contaminante y por lo tanto no disminuyó el As
disponible; es decir, se tuvo que considerar la cantidad de As disponible después
de agregar el P para hacer la estimación del quitosano a agregar.
Figura 16. Efectos principales de los tratamientos y los suelos que se estudiaron
en el As disponible.
IV. Resultados y discusión
54
V. CONCLUSIONES
El quitosano tratado a un pH 5 (ácido) que se adicionó a un Fluviso eutri-háplico
y a un Fluvisol calci-arídico en una región árida de Coahuila, cultivados y
fertilizados con fósforo, redujo la concentración de As disponible de la solución
del suelo en un 640% y 390% respectivamente, siendo el tratamiento con mejor
resultado . Por lo tanto, el quitosano con pH ácido representa una alternativa para
la recuperación de suelos contaminados con As. No obstante, su eficacia estará
en función de la concentración del As disponible después de agregar fósforo como
fertilizante. Por lo anterior se sugiere realizar más investigación al respecto para
comprobar la efectividad de este material en la recuperación de otros suelos de
regiones áridas, comprobar la cantidad adecuada de quitosano a adicionar,
comparar otras combinaciones y/o tratamientos con quitosano; asimismo,
determinar la estabilidad de la quelación Q-As ante la degradación natural de éste,
y que no represente un contaminante potencial para los suelos recuperados.
55
VI. LITERATURA CITADA
Acosta, C. 2008. El suelo agrícola, un ser vivo. Narraciones de la Ciencia. Inventio 55-59
Aguirre, W., Fischer, G., y Miranda, D. 2011. Tolerancia a metales pesados a través del
uso de micorrizas arbusculares en plantas cultivadas. Revista Colombiana de
Ciencias Hortícolas 5(1): 141-153.
Alegría, J.R. 5 de junio de 2013. Biotecnología y biorremediación. Conferencia. Sitio web:
http://www.redicces.org.sv/jspui/bitstream/10972/2429/1/biotecnologia%20y%20bi
oremediacion.pdf (Consulta: septiembre 13, 2017).
Anaya-Rosas, R. E., y Bückle-Ramírez, L. F. 2012. Cultivo de Litopenaeus vannamei
(BOONE, 1931) en un sistema con agua de mar recirculada, como alternativa a los
cultivos semi-intensivos tradicionales. Revista de Ciencias Biológicas y de la Salud
14 (3), 16-24.
Armienta H. 2016. Procesos geológicos y contaminación de aguas subterráneas en
México. Instituto de Geofísica, UNAM.
https://www.gob.mx/cms/uploads/attachment/file/197304/26_8_Procesos_Geologi
cos_y_Contaminacion_de_aguas_Subterraneas_en_Mexico.pdf (Consulta: mayo
04, 2018).
Atilio E. 2009. Contaminación. Catamarca. Obtenido de ISSN: 1852-3013
Balderas-Plata, M. Á.; Cajuste, L. J., Lugo-de la Fuente, J. A., y Vázquez-Alarcón, A.
2003. Suelos agrícolas contaminados por metales pesados provenientes de
depósitos de vehículos de desecho. Terra Latinoamericana 21(4): 449-459.
56
Basurto, M.; Nuñez, A.; Pérez, R., y Hernández, O. 2008. Fisiología del estrés ambiental
en plantas. Syntesis (48) 1:5.
Benavides-Mendoza, A., Ramírez-Rodríguez, H., Robledo-Torres, V., Maiti, R., Cornejo-
Oviedo, E., Hernández-Dávila, J., Ramírez-Mezquitic, J. G. 2002. Ecofisiología y
bioquímica del estrés en las plantas. Departamento de Horticultura de la UAAAN.
228 p.
Bernal, M. P., Clemente, R., Vázquez, S., y Walker, D. J. 2007. Aplicaciones de la
fitorremediación a los suelos contaminados por metales pesados en Aznalcóllar.
Ecosistemas 2: 68-82.
Brady, N.C., Weil, R.R. 2008. The Nature and Properties of Soils. 14th ed. Upper
Saddle River: New Jersey, Pearson Prentice Hall. 1071 p.
Bundschuh, J., Pérez-Carrera, A., y Litter, M. 2008. Iberoarsen. Distribución del arsénico
en las regiones ibérica e iberoamericana. CYTED. Colombia. 251 p.
Cabezas, J., Alonso, J., Pastor, J., Sastre-Conde, I., y Lobo, M. 2004. Absorción y
acumulación de metales pesados en tres especies vegetales en suelos
enmendados con lodos de depuradora. Enviromental Biotechnology and
Engineering. 6 (8):1-13.
Carbonell-Barrachina, A. A., Burló-Carbonell, F. M., y Mataix-Beneyto, J. J. 1995.
Arsénico en el sistema suelo-planta. Espagrafic. Alicante. España. 20 p.
Cardona-Trujillo, V., y Padilla-Quintero, B. C. 2012. Preparación y caracterización físico-
química y estructural de un gel conductor a base de quitosano. Tesis profesional.
Universidad del Valle. Santiago de Calli. 54 p.
Carpena, R. O., y Bernal, M. P. 2007. Claves de la fitorremediación: fitotecnologías para
la recuperación de suelos. Ecosistemas, 16(2), 1-3.
Cartaya O.E.: Reynaldo I.; Peniche C., y Garrido M.L. 2011. Empleo de polímeros
naturales como alternativa para la remediación de suelos contaminados por
metales pesados. Revista Internacional de Contaminación Ambiental. 27 (1):41-46
VI. Literatura
citada
57
Cerón, L.; Muñoz, M., y Marina, L. 2005. Enzimas del suelo: indicadores de salud y
calidad. Acta Biológica Colombiana 10(1): 5-17.
Cervantes R., M. C., y Franco González, A. M. 2007. Diagnóstico ambiental de La
Comarca Lagunera. UNAM. México. Sitio web:
http://observatoriogeograficoamericalatina.org.mx/egal11/Procesosambientales/Im
pactoambiental/22.pdf (Consulta: diciembre 06, 2017).
Chiing-Chang, C., y Ying-Chien, C. 2006. Arsenic Removal Using a Biopolymer Chitosan
Sorbent. Journal of Environmental Science and Health Part A, (41), 645-658.
Dambies, L., Vincent, T., y Guibal, E. 2002. Treatment of arsenic containing solutions
using chitosan derivatives: uptake mechanism and sorption performances. Water
Research. 36(15): 3699-3710.
Danza, F. 2001. Contaminación por plomo. Informe elaborado por la Comisión de Salud
Ocupacional del Sindicato Médico del Uruguay. Sitio web:
http://www.smu.org.uy/sindicales/resoluciones/informes/plomo-0501.html
(Consulta: septiembre 13, 2017).
Diez Lázaro, F. J. 2009. Fitocolección de suelos contaminados con metales pesados:
Evaluación de plantas tolerantes y optimización del proceso mediante prácticas
agronómicas. Tesis doctoral. Universidad de Santiago de Compostela:
Universidade. Servizo de Publicacións e Intercambio Científico. ISBN 978-84-9887-
202-6
Drlicová, G.; Vaculík, M.; Matejkovic, P., y Lux, A. 2013. Bioavailability and Toxicity of
Arsenic in Maize (Zea mays L.) Grown in Contaminated Soils. Bull Environ Contam
Toxicol (91): 235–239.
Duque-Escobar, G., y Escobar-Potes, C. E. 2016. Geomecánica. 2. Relaciones
granulométricas y de volumen en un suelo. Universidad Nacional de Colombia. 142
p.
VI. Literatura
citada
58
Food and Agriculture Organization (FAO). 2017. Penaeus vannamei (Boone, 1931).
http://www.fao.org/fishery/culturedspecies/Penaeus_vannamei/es (Consulta:
agosto 04, 2017).
Favas, Paulo J.C.; Pratas, João; Varun, Mayank; D’Souza, Rohan and Manoj S. Paul.
2014. Phytoremediation of Soils Contaminated with Metals and Metalloids at Mining
Areas: Potential of Native Flora, Environmental Risk Assessment of Soil
Contamination, Dr. Maria C. Hernández Soriano (Ed.), InTech, Available from:
https://www.intechopen.com/books/environmental-risk-assessment-of-soil-
contamination/phytoremediation-of-soils-contaminated-with-metals-and-
metalloids-at-mining-areas-potential-of-nativ (Consulta: mayo 21, 2018).
Félez Santafé, M. 2009. Situación actual del estado de la depuración biológica.
Explicación de los métodos y sus fundamentos. Capítulo 1. El Agua, 1
Fernández Cirelli, A. 2012. El agua: un rescurso escencial. Química Viva 11(3), 147-170.
Buenos Aires, Argentina
Galán Huertos, E., y Romero Baena, A. 2008. Contaminación de suelos por metales
pesados. Revista de la Sociedad Española de Mineralogía 10: 48-60.
García Salazar, J. A., y Mora Flores, J. S. 2008. Tarifas y consumo de agua en el sector
residencial de la Comarca Lagunera. Región y Sociedad, 20(42): 119-132
García Vargas, D. 2006. Efectos fisiológicos y compartimentación radicular en plantas de
Zea mays L. expuestas a la toxicidad por plomo. Tesis doctoral. Universidad
Autónoma de Barcelona. España. 129 p.
Hernández Ordaz, G., Segura Castruita, M. A., Álvarez González Pico, L. C., Aldaco
Nuncio, R. A., Fortis Hernández, M., y González Cervantes, G. 2013.
Comportamiento del arsénico en suelos de la Región Lagunera, México. Sociedad
Mexicana de la Ciencia del Suelo, A.C., Terra Latinoamericana 31(4): 295-303.
Hincapié Gómez, E., y Conrado Tobón, M. 2012. Soil Water Dynamics in Andisols
Under Hillslope Conditions. Revista Facultad Nacional de Agronomía Medellín.
65(2), 6765-6777. Colombia
VI. Literatura
citada
59
Instituto Nacional de Estadística y Geografía (INEGI). 2009a. Prontuario de información
geográfica municipal de los Estados Unidos Mexicanos. Torreón, Coahuila de
Zaragoza. Clave geoestadística 05035. Torreón, Coahuila, México.
Instituto Nacional de Estadística y Geografía (INEGI). 2009b. Prontuario de información
geográfica municipal de los Estados Unidos Mexicanos. Francisco I. Madero,
Coahuila de Zaragoza. Clave geoestadística 05009. Francisco I. Madero, Coahuila,
México.
Instituto Nacional de Estadística y Geografía (INEGI). 2017. Cuéntame... Información por
entidad. Coahuila. México.
http://www.cuentame.inegi.org.mx/monografias/informacion/coah/territorio/clima.a
spx?tema=me&e=05 (Consulta: abril 25, 2017).
Jaurixje, M., Torres, D., Mendoza, B., Henríquez, M., y Contreras, J. 2013. Propiedades
físicas y químicas del suelo y su relación con la actividad biológica bajo diferentes
manejos en la zona de Quíbor, Estado Lara. Bioagro. 25(1), 47-56.
Jordán López, A. (2006). Manual de Edafología. 143 p. Universidad de Sevilla.
Kidd, P. S.; Becerra, C.; García, M., y Monterroso, C. 2007. Aplicación de plantas
hiperacumuladoras de níquel en la fitoextracción natural: el género Alyssum L.
Ecosistemas, 16(2): 1-18.
Lara-Espinoza, C., Espinosa-Plascencia, A., Noris-Rodríguez, E., y Bermúdez-Almada,
M. (2012). Influencia de los iones minerales en el desarrollo del camarón de cultivo
Litopenaeus Vannamei. Hermosillo, Sonora, México. Industria Acuícola 9 (5): 18-
24.
Lillo, J. 2005. Peligros geoquímicos: arsénico de origen natural en las aguas. Grupo de
Estudios de Minería y Medio Ambiente. Universidad Complutense Madrid. Sitio
web: https://www.ucm.es/data/cont/media/www/pag-15564/Peligros %20geoqu %
C3 %ADmicos%20del%20ars%C3%A9nico %20-%20Javier%20Lillo.pdf
(Consulta: octubre 06, 2017).
VI. Literatura
citada
60
Luo, C.; Shen, Z., y Li, Z. 2005. Enhanced phytoextraction of Cu, Pb, Zn, and CD with
EDTA and EDDS. Journal Chemosphere, 59(1): 1-11.
Martí, L.; Filippini, M. F.; Salcedo, C.; Drovandi, A.; Troilo, S., y Valdés, A. 2011.
Evaluación de metales pesados en suelos de los oasis irrigados de la Provincia de
Mendoza: I. Concentraciones totales de Zn, Pb, Cd y Cu. Revista de la Facultad de
Ciencias Agrarias 43(2): 203-221.
Mejía Domínguez, C. M. 2011. Metales pesados en suelos y plantas: contaminación y
fitotoxicidad. Vicerredoctorado de investigación. Universidad Nacional José
Faustino Sánchez Carreón. Huacho, Perú. Repositorio digital: N° 062-2013-VRI-
UNJFSC. 107 p.
Mejía-González, M. Á., González-Hita, L., Briones-Gallardo, R., Cardona-Benavides, A.,
y Soto-Navarro, P. 2014. Mecanismos que liberan arsénico al agua subterránea de
La Comarca Lagunera, estados de Coahuila y Durango, México. Tecnologías y
Ciencias del Agua. 5(1), 71-82.
Miralles Mellado, I. 2006. Calidad de suelos en amientes calizos mediterráneos: parque
natural de la Sierra María-Los Vélez. Tesis doctoral. Universidad de
Granada.España.
Mitch, M. L. 2002. Phytoextraction of toxic metals: A review of biological mechanisms.
Jounal Enviromental Quality, 31(1): 109-120.
Montero-Álvarez, J.; Paredes-Bautista, M., y Rivera-Morales, M. 2010. Utilización de
quitosana para la remoción de arsénico (As) en agua. Superficies y Vacío (23), 136-
139.
Moreno, A.; Cartaya, O.; González-Peña, D.; Reynaldo, I.; Ramírez, M.A. 2012.
Metodología factible para la obtención de quitosano con fines agrícolas. Revista
Iberoamericana de Polímeros 13 (2): 69-76.
Moreno-Jiménez, E. 2010. Plant-based methods for remediating arsenic-polluted mine
soils in Spain. Tesis doctoral. Universidad Autónoma de Madrid. España. 223 p.
VI. Literatura
citada
61
Morón Monge, H. 2013. Respuesta de las plantas a los contaminantes: la
fitorremediación. Trabajo de Revisión de Fisiología Vegetal y Botánica. Universidad
de Sevilla. doi:10.13140/2.1.1438.0803.
Narváez-Ortiz, W. A., Morales-Díaz, A. B., Benavides-Mendoza, A., y Reyes-Valdés, M.
H. 2015. Dinámica de la composición de la solución del suelo en cultivos del
occidente de México. Revista Mexicana de Ciencias Agrícolas, (12), 2383-2397.
Estado de México, México
Navarro, A.; Manrique, A.; Iparraguirre, E.; Díaz, C.; Jacinto, C.; Cuizano, N., y Llanos, B.
2010. Síntesis y caracterización de quitosano cuaternario nativo y reticulado en
polvo para su aplicación en la adsorción de aniones metálicos. Revista de la
Sociedad Química del Perú 76 (4): 313-321.
Navarro-Aviñó, J.; Aguilar-Alonso, I., y López-Moya, J. 2007. Aspectos bioquímicos y
genéticos de la tolerancia y acumulación de metales pesados en plantas.
Ecosistemas 16(2): 1-17.
Norma Mexicana (NMX). 2016. NMX-AA-132-SCFI-2016 que establece el muestreo de
suelos para la identificación y la cuantificación de metales y metaloides, y manejo
de la muestra. (Cancela a la NMX-AA-132-SCFI-2006)
Núñez Daza, P. M.; Galván Rubio, C.; Martínez Aguado, P.; Miralles Durán, A., y de Cires
Segura, A. 2009. Fisiología Vegetal Ambiental. Estrés nutricional de las plantas.
Sitio web: https://rodas5.us.es/file/964677bf-80be-9135-8064-
2ec958533780/1/estes_nutricional_tex
to_SCORM.zip/files/estres_nutricional_texto.pdf (Consulta: noviembre 07, 2017).
Ochoa, L., Leyton, C., Sans, J., y Pepper, I. 1992. Efecto del plomo sobre el crecimiento
radical de cebolla (Alium cepa L.). Agricultura técnica 52(3): 313-319.
Ontiveros-Arzaga, E. M. 2010. Programa elaboración de casos de éxito de innovación en
el sector agroalimentario. Maíz forrajero: patronato de investigación agropecuaria
de la Laguna A.C. México. Sitio Web:
VI. Literatura
citada
62
https://www.redinnovagro.in/casosexito/14coahuilaforraje.pdf (Consulta: abril 12,
2017).
Ortega Ortiz, H.; Benavides Mendoza, A.; Arteaga Alonso, R., y Zermeño González, A.
2010. Fitorremediación de suelos contaminados con metales pesados.
Departamento de Horticultura de la Universidad Autónoma Agraria Antonio Narro.
México.
Ortiz Cano, H. G., Trejo Calzada, R., Valdez Cepeda, R. D., Arreola Ávila, J. G., Flores
Hernández, A., y López Ariza, B. 2009. Fitoextracción de plomo y cadmio en suelos
contamiandos usando quelite (Amaranthus hybridus L.) y micorrizas. Revista
Chapingo. Series horticultura, 15(2), 161-168.
Ortíz-Silla R. 2015. Síntesis de la evolución del conocimiento en Edafología. Eubacteria
(34): 51-64.
Perea E., Ojeda D.; Hernández A. y Ruíz T., Martínez J. 2010. Utilización de quelatos en
la agricultura. Synthesis (53): 1-5
Perez-Farfante, I., and Kensley, B. 1997. Keys and diagnoses for families and genera.
Penaeoid and sengestoid shrimp and prawns of the world. Memoires du museum
national d histoire naturelle. 233 p.
Prieto Méndez, J.; González Ramírez, C. A.; Román Gutiérrez, A. D., y Prieto García, F.
2009. Contaminación y fitotoxicidad en plantas por metales pesados provenientes
de suelos y agua. Tropical and Subtropical Agroecosystems 10(1): 29-44.
Puga, S.; Sosa, M.; Lebgue, T.; Quintana, C., y Campos, A. 2006. Contaminación por
metales pesados en suelo provocada por la industria minera. Ecología Aplicada,
5(1,2): 149-155.
Rangel Montoya, E. A.; Montañez-Hernández, L. E.; Luevanos-Escareño, M. P., y
Balagurusamy, N. 2014. Impacto del Arsénico en el ambiente y su transformación
por microorganismos. Terra Latinoamericana (33): 103-118.
VI. Literatura
citada
63
Ravelo Polo, B. 2012. Adsorción de boro del agua mediante perlas de quitosano-níquel
y perlas de alginato. Tesis profesional. Universidad Politécnica de Cataluña.
Rivera Carranza, Eduardo. 2016. Afectaciones a la salud por la presencia de arsénico
(arsenicismo) en la Comarca Lagunera. Servicio Geológico Mexicano. Sitio web:
https://www.gob.mx/cms/uploads/attachment/file/197301/26_6_Afectaciones_a_la
_Salud_por_la_Presencia_de_Arsenico_en_la_Comarca_Lagunera.pdf
Rodríguez, M.; Gonçalvez, C.; Fernández-Cirelli, A., y Pérez-Carrera, A. 2016. Efecto del
arsénico sobre plantas forrajeras de importancia pecuaria en la Argentina*.
Investigación Veterinaria 18 (1): 01-08.
Rodríguez Garrido; Segura Castruita; Orozco Vidal; Fortis Hernández; Preciado Rangel;
Olague Ramírez; Yescas Coronado. 2017. Arsénico edáfico y su distribución en el
Distrito de Riego 017: uso de métodos de interpolación. Terra Latinoamericana 35
(1) :19-28
Rodríguez-Ortíz, J.; Valdez-Cepeda, R.; Lara, J.; Rodríguez, H.; Vázquez, R.;
Magallanes-Quintanar, R., y García-Hernández, J. 2006. Soil Nitrogen fertilization
effects on phytoextraction of Cd and Pb by tobacco (Nicotina tabacum L.).
Biorremediation Journal 10: 105-114.
Rosales-Serrano, L. A., Segura-Castruita, M. Á., González-Cervantes, G., Potisek-
Talavera, M. d., Orozco-Vidal, J. A., & Preciado-Rangel, P. 2015. Influencia de los
ácidos fúlvicos sobre la estabilidad de agregados y la raíz de melón en casa
sombra. Interciencia, 40(5): 317-323.
Rosas Castor, J. M. 2015. Estudio de la acumulación y especiación de arsénico en
cultivos de maíz y su riesgo potencial para la salud humana. Tesis doctoral.
Universidad Autónoma de Nuevo León. México.
Servicio Agrícola y Ganadero (SAG). 2005. 5 Suelos y cultivos en relación con metales
pesados. Biblioteca virtual del Gobierno de Chile. Sitio web: http://biblioteca-
digital.sag.gob.cl/documentos/medio_ambiente/criterios_calidad_suelos_aguas_a
gricolas/pdf_suelos/7_suelos_y_cultivos_metales_pesados.pdf
VI. Literatura
citada
64
Secretaria de Agricultura, Ganadería, Desarrollo Rural, Pesca y Alimentación
(SAGARPA). 2010. El suelo y la producción agropecuaria. México. Sitio web:
http://www.sagarpa.gob.mx/desarrolloRural/Documents/El%20suelo%20y%20la%
20produccion%20agropecuaria.pdf (Consulta: febrero 15, 2017).
Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales (SEMARNAT). 2013. Informe de la
situación del medio ambiente en México. Capítulo 6: Agua. Extraído de:
http://apps1.semarnat.gob.mx/dgeia/informe15/tema/pdf/Cap6_Agua.pdf
(Consulta: febrero 20, 2017).
Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales (SEMARNAT). 2000. Norma Oficial
Mexicana NOM-021-SEMARNAT-2000 que establece las especificaciones de
fertilidad, salinidad y clasificación de suelos, estudio, muestro y análisis.
Segura-Castruita, M. A. 2014. Revisión: The soils of México. Boletín de la Sociedad
Geológica Mexicana 66: 223-224.
Silva-Arroyave, S. M., y Correa-Restrepo, F. J. 2009. Análisis de la contaminación del
suelo: revisión de la normativa y posibilidades de la regulación económica. Revista
Semestre Económico (26), 12, 13-34.
Sposito. (1981). The thermodynamics of soil solutions. , 223 p. New York, United States:
Oxford Clarendon Press.
UNAM (Universidad Autónoma de México). 2012. Sitio web. Metales, no metales y
metaloides. Sitio web: http://depa.fquim.unam.mx/QI/contenido/per12.htm.
(Consulta: noviembre 11, 2017).
Valdés, M. 2007. Producción de camarón blanco (Litopenaeus vannamei) "ACUICOLA
EL TEQUESQUITE". Manifestación de Impacto Ambiental. SEMARNAT. Jalisco,
México.
Vargas-González, Gabriela; Álvarez-Reyna, Vicente de Paul; Guigón-López, César;
Cano-Ríos, Pedro; Jiménez-Díaz, Florencio; Vásquez-Arroyo, Jesús y García-
Carrillo, Mario. 2016. Patrón de uso de plaguicidas de alto riesgo en el cultivo de
VI. Literatura
citada
65
melón (Cucumis melo L.) en la Comarca Lagunera. Ecosistemas y recursos
agropecuarios, 3(9), 367-378.
Vidal Álvares, M. 2009. Evaluación de los mecanismos de adsorción y acumulación
intracelular de plomo (Pb+2) en sistemas continuos de fitorremediación con Salvinia
minima. Tesis de Maestría. Instituto de Ecología A.C. México. 99 p.
Volke -Sepúlveda, T.; Velasco-Trejo, J.A.: de la Rosa Pérez, D.A., 2005. Suelos
Contaminados por metales y metaloides: muestreo y alternativas para su
remediación, Secretaria de Medio ambiente y Recursos Naturales, Instituto
Nacional de Ecología, Impreso en México. 144 p.
Wang, X., Liu, Y., & Zheng, J. (2016). Removal of As(III) and As(V) from water by chitosan.
Environmental Science and Pollution Reserch. 23(14), 13789–13801.
Wijnhoven, S., G. van der Velde, R. S. E.W. Leuven, H.J. P. Eijsackers,y A. J. M. Smits.
2006. Metal accumulation risks in regularly flooded and non-flooded parts of
floodplains of the river Rhine: Extractability and exposure through the food chain.
Chemical Ecology..22: 463-477.
Wright, J.2003. Environmental Chemistry. Routledge. Simultaneously published in
Canada, New York and London. 432 p.
Yadav, S. 2010. Heavy metals toxicity in plants: An overview on the role of glutathione
and phyto chelatins in heavy metal stress tolerance of plants. South African Journal
of Botany 76: 167–179.
Yescas, C., Segura-Castruita, M. Á., Álvarez R, V., Montemayor T, J., Orozco V, J., &
Frías R, J. 2015. Rendimiento y calidad de maíz forrajero (Zea mays L.) con
diferentes niveles de riego por goteo subsuperficial y densidad de plantas,
PHYTON. (84), 272-279.
Zapata Hernández, R. D. 2002. Química de los procesos pedogenéticos del suelo.
Medellín, Colombia: 358 p.
VI. Literatura
citada
66
Zavala-Martínez, M. E. 2012. Contaminación por plomo en suelos de Torreón Coah.,
daños a la salud y métodos de eliminación. Tesis profesional. Universidad
Autónoma Agraria Antonio Narro. 45 p.
Zeiger, Eduardo y Taiz Lincoln. 2006 Fisiología vegetal. México: Universital Jaume. 558
p.
VI. Literatura
citada