Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción plantas -
microorganismos rizosféricos
Kenne Marcel Rico Fragozo
Universidad Nacional de Colombia
Facultad de Medicina Maestría en Toxicología Bogotá D.C., Colombia
2017
Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción plantas -
microorganismos rizosféricos
Kenne Marcel Rico Fragozo
Trabajo presentado como requisito parcial para obtener el título de: Magister en Toxicología
Director Hermann Restrepo Díaz
Codirectoras
Nancy Patiño Reyes
Diana Carolina Chaves Silva
Universidad Nacional de Colombia Facultad de Medicina
Maestría en Toxicología Bogotá D.C., Colombia
2017
Dedico este trabajo a mis padres, hermana, familiares y amigos
que estuvieron siempre con su apoyo incondicional en cada una de las etapas
de este trabajo de investigación, fueron muchos los obstáculos recorridos en el camino,
pero con la ayuda de Dios se pudo sobre pasar cada uno de ellos.
Muchas gracias a todos.
Agradecimientos
Agradezco al profesor Hermann Restrepo Díaz director de este trabajo de investigación
de la Facultad de Ciencias Agrarias, a las codirectoras Nancy Patiño reyes, Diana
Carolina Chaves Silva de la Facultad de Medicina, a la Doctora Claudia Carvajar, a la
Doctora Alba Rodriguez Pulido, a Luz Adriana Ruiz Pérez de la Secretaría Distrital de
Salud de Bogotá, a Alefsis David Sanchéz y a todos los que hicieron posible el desarrollo
de esta investigación por su apoyo incondicional.
Muchas gracias.
Resumen y Abstract VII
Resumen
El plomo es un elemento metálico tóxico que se encuentra presente en el suelo y en el
agua de forma natural en concentraciones trazas. Su explotación a escala industrial ha
llevado al aumento de su concentración en el ambiente y tomado por las plantas para
luego pasar a organismos superiores como el ser humano a través del consumo directo o
mediante la cadena trófica (IARC, 1980; FAO, 2011).
Este trabajo evaluó el efecto agudo y crónico del plomo sobre semillas, plantas de acelga,
lechuga y Pseudomonas fluorescens como microorganismo rizosférico en diferentes dosis
de exposición, fundamentadas en las normas legales vigentes de Colombia para simular
en condiciones controladas el efecto tóxico y bioacumulación del plomo en un
agroecosistema hortícola durante 45 días.
En esta investigación se observaron efectos tóxicos agudos y crónicos sobre semillas,
plantas de acelga, lechuga en los diferentes experimentos de exposición, causando
efectos tóxicos sobre la germinación y crecimiento de semillas mostrando disminución de
la longitud de hipocótilo, radícula y un porcentaje de germinación inferior al 90%, en la
dosis de 0,2 mg·L-1 en acelga, mientras que, en semillas de lechuga no se observaron tales
diferencias.
En el experimento de exposición crónica a plomo en condiciones controladas, se observó
el efecto tóxico nocivo sobre el crecimiento de las plantas de ambas especies, así como
también en el crecimiento de Pseudomonas fluorescens. La exposición crónica a plomo causó
disminución de la biomasa vegetal en todas las dosis de exposición a plomo con respecto al
control, así como también, bioacumulación del metal en el tejido vegetal de las plantas
expuestas al finalizar los experimentos. En condiciones de hidroponía el plomo en hoja
bioacumulado en hoja para acelga y lechuga fue de 0,7; 1,1 mg∙kg-1 Pb, mientras que, en
condiciones de invernadero los valores de plomo fueron de 0,60; 0,66 mg∙kg-1 Pb en acelga
para los tratamientos con fertilización con quelatos y sin quelatos, y en lechuga de 0,2; 0,4
mg∙kg-1 Pb en los mismos tratamientos, respectivamente. También, se observaron efectos
tóxicos sobre el crecimiento de las bacterias (Pseudomonas fluorescens) a los 30 y 45 días de
exposición con disminución del diámetro de las colonias y retraso en su crecimiento.
Palabras claves: Agroecosistema, cadena trófica, fitotoxicidad, exposición aguda,
exposición crónica, plomo, Pseudomonas fluorescens.
VIII Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
Abstract
Lead is a toxic metallic element that is present in soil and water naturally in trace
concentrations. Its exploitation on an industrial scale has led to an increase in its
concentration in the environment and taken by the plants to later pass to higher
organisms such as the human being through direct consumption or through the trophic
chain (IARC, 1980, FAO, 2011).
This work evaluated the acute and chronic effects of lead on seeds, Swiss chard, lettuce
and Pseudomonas fluorescens as a rhizospheric microorganism in different exposure
doses, based on the current Colombian legal regulations for simulating the toxic effect
and bioaccumulation of lead under controlled conditions. in a horticultural agroecosystem
for 45 days.
In this research, acute and chronic toxic effects were observed on seeds, Swiss chard
plants and lettuce in the different exposure experiments, causing toxic effects on
germination and seed growth, showing a decrease in hypocotyl length, radicle and a
lower percentage of germination. to 90%, in the dose of 0,2 mg·L-1 in chard, while, in
lettuce seeds, no such differences were observed.
In the experiment of chronic exposure to lead under controlled conditions, the noxious
toxic effect on the growth of the plants of both species was observed, as well as the
growth of Pseudomonas fluorescens. Chronic exposure to lead caused a decrease in
plant biomass in all doses of lead exposure with respect to control, as well as
bioaccumulation of the metal in the plant tissue of the plants exposed at the end of the
experiments. In hydroponic conditions, the lead in bioaccumulated leaves in leaf for chard
and lettuce was 0,7; 1,1 mg∙kg-1 Pb, while, under greenhouse conditions, the lead values
were 0,60; 0,66 mg∙kg-1 Pb in Swiss chard for treatments with chelated and chelate-free
treatments, and in 0,2 lettuce; 0,4 mg∙kg-1 Pb in the same treatments, respectively. Also,
toxic effects on the growth of the bacteria (Pseudomonas fluorescens) were observed at
30 and 45 days of exposure with decrease in the diameter of the colonies and delay in
their growth.
Keywords: Agroecosystem, trophic chain, phytotoxicity, acute exposure, chronic
exposure, lead, Pseudomonas fluorescens.
Contenido IX
Contenido
Pág. Resumen y Abstract .................................................................................................... VIIII
Lista de figuras ............................................................................................................... XI
Lista de tablas .............................................................................................................. XIII
Introducción .................................................................................................................... 1
1. Planteamiento del problema .................................................................................... 5
2. Justificación ............................................................................................................. 7
3. Pregunta de investigación ....................................................................................... 9
4. Marco teórico .......................................................................................................... 11
4.1. Hortalizas en Colombia ........................................................................................ 11
4.2. Producción de hortalizas en Colombia ................................................................. 12
4.2.1 Acelga (Beta vulgaris) ..................................................................................... 13
4.2.2. Valor nutricional de la acelga .......................................................................... 14
4.2.3. Lechuga (Lactuca sativa L.) ............................................................................ 15
4.2.4. Valor nutricional de la lechuga ........................................................................ 15
4.3. Contaminantes en la agricultura ........................................................................... 16
4.3.1. Quelatos en la agricultura ............................................................................... 17
4.3.2. Metales contaminantes en suelos agrícolas ................................................... 18
4.4. Plomo en el Agroecosistema ................................................................................ 19
4.4.1. Toxicidad del plomo en plantas ...................................................................... 21
4.4.2. Plomo y las bacterias del suelo ...................................................................... 22
4.4.3. Plomo y su efecto en los seres humanos ....................................................... 24
4.5. Límites máximos permisibles de plomo en agua de riego y hortalizas en Colombia.
................................................................................................................................... 26
4.6. Riesgo tóxico por consumo de hortalizas con plomo. ........................................... 27
5. Objetivos ................................................................................................................. 29
5.1. Objetivo General .................................................................................................. 29
X Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la
interacción plantas - microorganismos rizosféricos
5.2. Objetivos específicos ............................................................................................ 29
6. Materiales y métodos ..............................................................................................31
6.1. Experimento 1: Evaluación de la exposición aguda a plomo en semillas de acelga
y lechuga. .................................................................................................................... 32
6.2 Experimento 2 (a) Evaluación de la exposición crónica a plomo en plantas de acelga y
lechuga en medio hidropónico ........................................................................................... 33
6.3. Experimento 2 (b). Evaluación de la exposición crónica a plomo en plantas de
acelga, lechuga y Pseudomonas fluorescens en condiciones de invernadero. ............ 35
6.4. Experimento 3. Evaluación de la exposición crónica a plomo en bacterias. .......... 39
6.5. Diseño estadístico ................................................................................................ 41
7. Resultados ..............................................................................................................43
7.1. Evaluación de la exposición aguda a plomo en semillas .............................................. 43
7.2. Evaluación de la exposición crónica a plomo en plantas de acelga y lechuga bajo
condiciones de hidroponía ........................................................................................... 45
7.3. Evaluación de la exposición crónica a plomo en plantas de acelga y lechuga, bajo
condiciones de invernadero. ........................................................................................ 49
8. Discusión .................................................................................................................57
9. Conclusiones y recomendaciones ........................................................................65
9.1 Conclusiones ......................................................................................................... 65
9.2 Recomendaciones ................................................................................................. 66
Bibliografía .....................................................................................................................69
Contenido XI
Lista de figuras
Pág.
Figura 4.1. Superficie cosechada de acelga (Beta vulgaris) (A) y lechuga
(Lactuca sativa L.) (B) en los principales departamentos productores de
Colombia durante el periodo 2007 -2014
Figura 4.2. Ciclo del plomo en el agroecosistema
Figura 4.3. Efecto de la exposición a plomo en bacterias nativas asociadas a
plantas Arroz en Montería, Córdoba, Colombia
Figura 4.4. Inhibición de la hemoglobina por exposición a plomo
Figura 6.1. Experimentos desarrollados para la evaluación de la exposición
aguda y crónica a diferentes concentraciones de plomo en plantas de acelga
(cv común) y lechuga (cv crispa)
Figura 6.2. Fundamento de las diferentes dosis de plomo utilizadas en los
experimentos de exposición aguda y crónica
Figura 6.3. Evaluación de la exposición aguda a plomo en semillas de acelga
y lechuga durante 120 horas
Figura 6.4. Establecimiento del experimento de exposición crónica a plomo en
solución nutritiva (Hidroponía)
Figura 6.5. Establecimiento del experimento de exposición crónica a plomo
en invernadero
Figura 6.6. Curva de calibración para plomo en equipo de EAA ICE 3300
Figura 6.7. Digestión, filtrado de material vegetal y lectura en equipo de EAA
Figura 6.8. Rizósfera (área de influencia de la raíz de las plantas) para
la determinación de la población de Pseudomonas fluorescens en las dosis
0,025; 0,05; 0,1; 0,2 mg·L-1 Pb
Figura 6.9. Recuento y determinación de Pseudomonas fluorescens. (a)
Colonias bacterianas aisladas (b) bacilos cortos Gram negativos (c) Siembra
en medio King B (d) Fluorescencia en cámara oscura y luz UV
13
20
24
25
31
32
33
34
36
37
38
39
40
XII Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la
interacción plantas - microorganismos rizosféricos
Figura 6.10. Toma de lectura de pH en suelo expuesto a plomo
Figura 7.1. Efecto de la exposición aguda de cinco concentraciones de plomo
(0,0; 0,025; 0,05; 0,1; 0,2 mg∙L-1) sobre la longitud del hipocótilo (A) y radícula
(B), en plántulas de acelga (cv. común) y lechuga (cv. crispa) durante 120 horas
Figura 7.2. Concentración de plomo bioacumulado en hojas (A), raíces (B), de
plantas de acelga y lechugas cultivadas en un medio hidropónico.
Figura 7.3. Contenido en µg de Pb bioacumulado en hojas (A), en raíces (B), y
total (C) en plantas de acelga y lechuga cultivadas en medio hidropónico
Figura 7.4. Concentración de plomo bioacumulado en acelga y lechuga en hoja
(A, B), raíz (C, D)
Figura 7.5. Contenido de plomo (µg) bioacumulado en plantas de acelga y
lechuga en hoja (A, D), raíz (B, E), total (C, F)
Figura 7.6. Concentración de plomo al término del experimento de exposición
crónica en invernadero
Figura 7.7. Valores de pH a los 15, 30 y 45 (DIT) sin adición y con adición de
quelatos
Figura 7.8. Efecto del plomo sobre el crecimiento de las colonias bacterianas
de Pseudomonas fluorescens en la dosis de exposición de 0,025; 0,05; 0,1; 0,2
mg∙L-1 Pb y testigo
41
44
46
48
51
52
53
54
56
Contenido XIII
Lista de tablas
Pág.
Tabla 4.1. Clasificación de hortalizas por grupos según su clima, partes
comestibles o duración del ciclo de cultivo en Colombia
Tabla 4.2. Resumen de la producción nacional de hortalizas en los años, 2014-
2015
Tabla 4.3. Valor nutricional de la acelga
Tabla 4.4. Valor nutricional de la lechuga
Tabla 4.5. Procesos metabólicos y enzimas afectadas por la exposición a
plomo en plantas
Tabla 4.6. Efectos tóxicos del plomo de acuerdo a su concentración en sangre
Tabla 4.7. Consumo por persona de acelga y lechuga en el departamento de
Cundinamarca
Tabla 6.3. Ajuste para linealidad del equipo EAA, ICE 3300
Tabla 7.1. Porcentaje de germinación de semillas de acelga y lechuga expuestas
de manera aguda a diferentes dosis de plomo
Tabla 7.2. Biomasa total de plantas de acelga y lechuga expuestas a plomo bajo
condiciones de hidroponía
Tabla 7.3. Efecto de la exposición crónica a plomo y tipo de fertilizante sobre la
biomasa de las plantas cultivadas bajo condiciones de invernadero
Tabla 7.4. Efecto de la exposición crónica a plomo y tipo de fertilizante sobre la
biomasa de las plantas cultivadas bajo condiciones de invernadero
Tabla7.5. Efecto del plomo sobre la biomasa de Pseudomonas fluorescens
11
12
14
15
22
26
27
37
43
45
49
53
53
Introducción
La producción de hortalizas en Colombia se desarrolla principalmente en los
departamentos de Cundinamarca, Boyacá, Nariño y Cauca, siendo el departamento de
Cundinamarca el mayor productor (Ministerio de Agricultura de Colombia, 2014). Dentro
de las hortalizas de hojas, las acelgas y lechugas son altamente apreciadas por aportar
cantidades importantes de agua, minerales y vitaminas en porciones diarias de entre 100
y 250 gramos, además de, ser recomendadas por nutricionistas por su bajo contenido
carbohidratos, colesterol y grasas trans (Moreiras, 2013).
El sistema de producción de hortalizas en el país, está expuesto a factores
contaminantes como metales tóxicos provenientes del agua del riego (Miranda, et al.
2008). La sabana del occidente del departamento de Cundinamarca es una de las
mayores zonas productora de hortalizas del país. Sin embargo, se encuentra irrigada por
uno de los ríos más contaminados del país con una importante carga orgánica e
inorgánica proveniente de toda la actividad doméstica e industrial de la ciudad de Bogotá
(Ministerio de agricultura, 2014). Estudios realizados por Miranda et al, (2008); Fischer et
al., (2008) han reportado la presencia de metales tóxicos como Pb, Cd, As y Hg en el
agua que posiblemente puede utilizarse en el riego de cultivos de consumo directo en
humanos.
El agroecosistema está conformado por plantas y otros organismos como los
microorganismos del suelo, que ayudan al mantenimiento y equilibrio de los suelos.
Metales tóxicos presente en el suelo pueden afectar a dicha comunidad, causando en
ellos cambios en su biomasa, en su crecimiento y desarrollo (Zhenli, 2005; Liu et al,
2017). Debido a que, metales como el plomo no poseen función metabólica específica en
el ecosistema, pueden perdurar causando bioacumulación en el suelo y en los
organismos expuestos como animales y plantas (Schwertfeger et al, 2013). El plomo
tiene carga positiva, lo que favorece para formar complejos con las diferentes moléculas
del suelo con cargas negativas como las arcillas, que a su vez, y con base en su
2 Introducción
contenido podrían dejarlo disponible para las plantas, que luego lo transportarían a
diferentes órganos mediante mecanismos de transporte como la vía simplástica y
apoplástica (Barceló, 2005; Chen et al, 2015; Thakur et al, 2016).
No obstante, el plomo puede llegar al organismo de los seres humanos por vía oral
cuando consume alimentos de tipo vegetal y animal que lo han acumulado y cuyo origen
puede estar relacionado con altos niveles de concentración y disponibilidad en los suelos
(Al-Selah et al, 2017). Un consumo continuo de alimentos con plomo incluso en bajas
concentraciones, puede traer consecuencias nocivas para la salud del ser humano a
mediano y largo plazo (Bradberry et al, 2014). El plomo al ser ingerido mediante la
alimentación llega inicialmente al torrente sanguíneo, luego al tejido adiposo y órganos
como el cerebro, riñón, entre otros para depositarse en los huesos como su reservorio
final (Cameán et al, 2006; Repetto, 2009).
El efecto tóxico a la exposición continua a plomo en los seres humanos se observa
principalmente en niños y específicamente en su salud mental, limitando su capacidad de
aprendizaje, en adultos puede causar aumento en la presión arterial, infertilidad y
anemia, entre otras consecuencias (Costa et al, 2004; ATSRD, 2005; Orisakwe et al,
2012). La tasa de absorción en niños es mayor que en adultos con aproximadamente el
65 % del total de la exposición, mientras que, en adultos la tasa de absorción puede
llegar hasta el 10% (Repetto, 2009).
Debido a las consecuencias de la exposición a plomo en vegetales que son consumidos
por los seres humanos, se han establecido normas en el ámbito nacional e internacional
como la resolución 4506 de 2013 del Ministerio de Salud de Colombia y codex
alimentarius, lo cual establece el límite máximo permisible de plomo en los vegetales de
consumo humano de 0,3 mg∙kg-1 Pb en peso fresco.
Sin embargo, en Colombia existen normas para el uso y vertimiento de agua en sistemas
de alcantarillado como la resolución 0631 de 2015 del Ministerio de Medio Ambiente y
desarrollo Sostenible, así como el Acuerdo CAR 043 de 2006 de la Corporación
Autónoma Regional de Cundinamarca – CAR para el logro de metas en el año 2020 en el
uso de agua para riego y uso agrícola y el decreto 1584 de 1984 del ministerio de
Agricultura de la Republica de Colombia.
Introducción 3
El presente trabajo de investigación fue desarrollado para determinar el efecto de la
exposición y bioacumulación de plomo en las diferentes dosis de exposición (0,0; 0,025;
0,05; 0,1 y 0,2 mg∙L-1) permitidas en las normas nacionales para vertimiento y exposición
en plantas de interés agronómico como acelga (cv. común) y lechuga (cv. crispa), así
como también, observar el efecto en las poblaciones de microorganismos importantes
para el equilibrio en el agroecosistema y promotores del crecimiento vegetal como
Pseudomonas fluorescens.
1. Planteamiento del problema
Según la Organización Mundial de la Salud (OMS) y la Organización de las Naciones
Unidas para la Agricultura y la Alimentación (FAO), el consumo de hortalizas en la
población mundial es deficiente, muchas enfermedades se han atribuido a la falta del
consumo de vitaminas y micronutrientes esenciales presentes en los vegetales. Por lo
tanto, fomentar el consumo de hortalizas alrededor de cinco a diez porciones al día indica
la OMS/FAO que puede ayudar a prevenir enfermedades congénitas (OMS/FAO, 2003).
Las hortalizas de hoja como acelga y lechuga aportan una gran cantidad de nutrientes
como vitamina C, hierro, fibra, vitamina A entre otros; estas son altamente consumidas y
cultivadas en Colombia (Cámara de Comercio de Bogotá, 2015), según la Encuesta
Nacional Agropecuaria (ENA) (2014) y la Dirección Nacional de Estadísticas de Colombia
(DANE) (2014-2015), el departamento de Cundinamarca es el mayor productor de
hortalizas en el país con una participación del total nacional del 98,08% en el año 2014.
Sin embargo, la OMS/FAO y codex aliemntarius han hecho énfasis en la seguridad e
inocuidad de los alimentos, debido a los efectos a la salud que pueden causar por la
exposición a sustancias nocivas presentes en ellos (OMS/FAO, 2003).
La presencia de contaminantes metálicos en el agua de riego en los sistemas agrícolas
de producción, puede ser un factor de riesgo para la salud de los consumidores de
vegetales cultivados, ya que, pueden ser bioacumulados por las plantas y animales para
posteriormente pasar a los seres humanos a través de la alimentación (Khan et al, 2015;
Smolders et al, 2015).
El plomo ha sido considerado como el metal más importante de exposición toxicológica
(Villarejo, 2006; Azario, 2014) debido a su fácil manipulación y bajo punto de fusión ha
sido utilizado en la fabricación de herramientas, armas, utensilios de cocina, tuberías,
aditivos para pinturas, baterías, fotografía, cosméticos entre otros, lo que lo ha
6 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
constituido como la principal fuente de exposición a los seres humanos (Al-Selah et al,
2017).
Este metal está presente en el ambiente de manera natural en concentraciones traza
(Cooper et al, 2017), sin embargo, se encuentra en altas concentraciones debido a la
actividad antropogénica. Este metal no participa en los procesos metabólicos y
bioquímicos de los seres vivos, por lo cual su tendencia es acumularse en los diferentes
órganos y tejidos de las plantas y animales (Guo et al, 2013; Cao et al, 2015).
El consumo de vegetales contaminados con plomo puede causar a largo plazo efectos
nocivos principalmente en niños, y causar efectos como retraso en el crecimiento,
disminución de la capacidad intelectual y en adultos efectos como el aumento de la
presión arterial, efectos en la reproducción entre otras consecuencias (Orisakwe, et al,
2012). Por lo tanto, la exposición de plomo tanto en vegetales de consumo directo en
humanos como las hortalizas y forrajes para consumo animal a través del agua de riego
debe tener especial atención, debido a que, sustancias toxicas pueden tener como
reservorio final al ser humano.
2. Justificación
La exposición a bajas concentraciones de elementos tóxicos en el agua de riego en
plantas de consumo directo como acelga (Beta vulgaris) y lechuga (Lactuca sativa L.)
puede ser un factor de riesgo de exposición, dado a la bioacumulación de metales en sus
tejidos que luego pueden pasar a los seres humano mediante la alimentación (Miranda et
al, 2008).
La producción de alimentos libre de sustancias tóxicas debe tener relevancia en los
sistemas de salud pública de cada país, dado que, elementos nocivos provenientes de
las industrias pueden llegar a los sistemas de producción agrícola como pecuarios para
finalmente llegar a la cadena alimenticia de los seres humanos. No obstante, se hace
referencia de manera significativa al uso de Buenas Prácticas Agrícolas (BPA) en los
sistemas de producción de alimentos debido a la importancia de una alimentación segura
y un ambiente sano.
A pesar de que en Colombia se regula el vertimiento y uso agrícola de sustancias tóxicas
proveniente de la actividad agroindustrial, minera, farmaceuta, calzado, joyería entre
otras a través de la resolusión 0631 de 2015 del Ministerio de Ambiente y el acuerdo
CAR 043 de 2006, aún existen dudas sobre el vertimiento y la exposición de sustancias
químicas tóxicas como el plomo en los seres vivos, dado que, son pocos los estudios
realizados en el país a lo referente.
Con esta investigación se busca evaluar el efecto tóxico generado por la exposición a
plomo en un sistema de producción hortícola con plantas de alto consumo en el país
como la acelga y la lechuga para estimar los efectos tóxicos y concentración
bioacumulable en el tejido vegetal, además de, ser un punto de referencia para nuevos
estudios de exposición a metales de interés toxicológico en plantas destinadas al
consumo humano en Colombia.
3. Pregunta de investigación
¿Cuál es el efecto del plomo en un agroecosistema y los factores que favorecen su
bioacumulación en acelga y lechuga?
4. Marco teórico
Las hortalizas son aquellas plantas herbáceas que se cultivan para el consumo humano
sin requerir un proceso de transformación y que en general pueden ser consumidas
frescas o cocinadas (FAO, 2011). Las hortalizas constituyen una fuente importante de
agua, minerales, fibra y vitaminas, favoreciendo el buen funcionamiento y equilibrio del
organismo humano (Ministerio de Agricultura, 2014). La mayor parte de las hortalizas son
hipocalóricas, es decir, aportan poco valor calórico y la mayoría de ellas no superan las 50
calorías por 100 gramos. En este sentido, todas estas propiedades hace que sea recomendable
el consumo diario de una ración de 100 y 250 gramos (FAO, 2011; Moreira, 2013).
4.1. Hortalizas en Colombia
En Colombia, según el Ministerio de Agricultura (2014), las hortalizas pueden clasificarse
de acuerdo al clima donde se cultivan, partes comestibles y duración de su cultivo. En la
tabla 4.1 se muestra la clasificación de las hortalizas.
Tabla 4.1. Clasificación de hortalizas por grupos según su clima, partes comestibles o
duración del ciclo de cultivo en Colombia.
Clasificación por clima Clasificación por partes
comestibles Clasificación por
duración de cultivo
Clima cálido (0-1000 msnm): ají, berenjena, melón y tomate.
Peciolos u hojas: Acelgas, apio, cebolla larga, col,
espinacas, lechugas, repollo y cilantro.
Perennes: Alcachofa, cebolla larga, espárrago y
ruibarbo.
Clima medio (1000-1800 msnm): cebolla de bulbo, habichuela, lechuga, pepino cohombro, pimentón, repollo y tomate.
Flor: Alcachofa, brócoli y coliflor
Anuales: Arracacha
Clima frio (1800-2800 msnm): Acelga, apio, arveja, brócoli, cebollas, col, coliflor, espinaca, lechuga, rábano, remolacha, repollo, alcachofas, coles, habas, y zanahorias.
Fruto: Ají, pimentón, berenjena, tomate, pepino,
ahuyama, calabacín.
Semestrales: Ajo, apio, cebolla de bulbo, puerro,
tomate, y zanahoria.
Vaina y semilla: Arveja,
habichuela, y habas
Uno a tres meses: Acelga, espinaca, lechuga, rábano
y cilantro.
Raíz: Arracacha, nabo, rábano,
y remolacha.
Fuente: Ministerio de Agricultura de Colombia, 2014
12 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
4.2. Producción de hortalizas en Colombia
La producción de hortalizas en Colombia durante los años 2014 y 2015 según el
Departamento Nacional de Estadísticas (DANE) y la Encuesta Nacional Agropecuaria
(ENA) fue alrededor de 1,296.908 y 1,137.585 Ton, respectivamente, lo que indica una
participación de 12% en 2014 y 10,5% en 2015 del total de la producción agrícola
nacional. Con respecto a las hortalizas de hoja, su participación en el total nacional fue
de 49,5 % y 56,2 % en 2014 y 2015, respectivamente (Tabla 4.2).
Tabla 4.2. Resumen de la producción nacional de hortalizas en los años, 2014 - 2015
(1) Ahuyama, berenjena, calabaza, melón, papa sidra, pepino cohombro, pimentón
(2) Acelga, cilantro, col, espinaca, lechuga, perejil, repollo
(3) Rábano, remolacha
(4) Brócoli, coliflor
(5) Ajo
(6) Esparrago, puerro
Fuente: DANE – ENA 2014 – 2015
HORTALIZAS
AÑO 2014 PARTICIPACIÓN % AÑO 2015 PARTICIPACIÓN %
1,296,908
12
1,137.585
10,5
Hortalizas de fruto (1)
153032
36,2
106116,1
29,6
Hortalizas de hoja(2)
209411,1
49,5
201173
56,2
Hortalizas de raíz (3)
23102,7 5,5 12817,8 3,6
Hortalizas de flor (4)
23851 5,6 27287,3 7,6
Hortalizas de bulbo(5)
12295 2,9 10431 2,9
Hortalizas de tallo (6)
1190,3 0,3 425 0,1
Marco teórico 13
Figura 4.1 (A) Superficie cosechada de acelga (Beta vulgaris) y (B) lechuga (Lactuca
sativa L) en los principales departamentos productores de Colombia durante el periodo
2007 – 2014.
Una de las principales hortalizas de hoja cultivadas en el país por su preferencia
gastronómica y propiedades organolépticas son la acelga y la lechuga. En el año 2014 el
área cosechada de acelga fue de 58 ha, mientras que, para lechuga la superficie
ocupada fue de 2,621 ha, en el departamento de Cundinamarca, siendo una de las
hortalizas de hoja mayormente cultivada y cosechada en el país (Figura 5.1, A y B)
(Ministerio de Agricultura, 2014).
Fuente: Ministerio de Agricultura, 2014
4.2.1 Acelga (Beta vulgaris)
Las acelgas son originarias de Asia y han sido cultivadas por las árabes desde el año
800 A.C (Costa et al, 2003). Su cultivo es tradicional en las regiones costeras de Europa
y norte de África con costas en el mar Mediterráneo. La acelga es una planta herbácea
de la familia de las quenopodiáceas, con hojas de color verde brillante y peciolos blancos
y carnosos, llamados pencas. La parte comestible de la acelga es la hoja, el peciolo y la
nerviación central (Costa et al, 2003). El número de variedades cultivadas es escaso y su
clasificación se establece en función de su color y tamaño de sus hojas (Costa et al,
2003).
A
B A
14 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
4.2.2. Valor nutricional de la acelga
La acelga es una fuente importante de vitaminas y de minerales como la vitamina A, C,
además de yodo, hierro y magnesio, posee alto valor nutricional pero bajo valor calórico y
constituye una excelente fuente de fibra. Las acelgas son recomendadas por su alto
contenido de calcio en la dieta de personas mayores, niños, mujeres embarazadas y
deportistas (Moreira, 2013). Sin embargo, está contraindicada en personas propensas a
padecer cálculos renales. En la tabla 5.3 se muestra el aporte nutricional en raciones de
entre 100 y 250 gramos.
Tabla 4.3. Valor nutricional de la acelga.
Aporte nutricional de la acelga en porciones de 100 y 250 gramos
Ración de 100 g Ración de 250 g Recomendación
día-hombres
Recomendación día-
mujeres
Energía (kcal) 41 72 3 2,3
Proteína (g) 2 3,5 54 41
Lípidos totales 0,4 0,7 100-117 77-89
AG saturados 0,03 0,12 23-27 18-20
AG mono insaturados 0,04 0,07 67 51
AG poliinsaturados 0,07 0,12 17 13
C18:2 linoleíco _ _ 10 8
Colesterol 0 _ menor a 300 menor a 230
Hidratos de carbono 4,5 7,9 375-413 288-316
Fibra (g) 5,6 9,8 mayor a 35 mayor a 25
Agua (g) 87,5 153 2,5 2,000
Calcio (mg) 113 198 1 1,000
Hierro (mg) 3 5.3 10 18
Yodo (µg) 35 61,3 140 110
Magnesio (mg) 71 124 350 330
Zinc (mg) 0,02 0 15 15
Sodio (mg) 147 257 menor a 2000 menor a 2.000
Potasio (mg) 550 963 3,5 3,5
Fósforo (mg) 40 70 700 700
Selenio (µg) 0,9 1,6 70 55
Tiamina (mg) 0,07 0,12 1,2 0,9
Riboflavina (mg) 0,06 0,11 1,8 1,4
Adaptado de: Moreira, 2013
Marco teórico 15
4.2.3. Lechuga (Lactuca sativa L.)
La lechuga es una herbácea anual que pertenece a la familia Compositae y corresponde
a la especie Lactuca sativa, presenta gran variedad genética debido a que existen
diferentes tipos de especies caracterizados por sus tipos de hojas. La lechuga tiene su
origen en las regiones templadas de Europa, Asia y América del norte y fue domesticada
por los egipcios en el 4500 A.C (García, 2013).
Las lechugas se clasifican en diferentes especies en las que encuentran las de hoja
sueltas, Lactuca sativa cv. Crispa, que poseen hojas de borde irregularmente recortado,
su ciclo es corto entre 55 a 75 días aproximadamente, lechugas de cabeza, Lactuca
sativa L cv. Capitata (L) Janchen que presentan hojas lisas, orbiculares y de textura
suave o mantecosa con hojas internas que forman un cogollo al envolver las hojas más
jóvenes que pueden o no formar una cabeza (Cámara de Comercio de Bogotá - CCB,
2015).
4.2.4. Valor nutricional de la lechuga
La lechuga es fuente importante de vitaminas y minerales, rica en calcio, hierro y
vitamina A, por su bajo valor calórico proporciona poca energía, proteína, ácido
ascórbico, tiamina, riboflavina y niacina. En la tabla 5.4 se muestra el aporte nutricional
por cada 100 gramos.
Tabla 4.4. Valor nutricional de la lechuga
Aporte nutricional de la lechuga en porciones de 100 gramos
Componente Cantidad aportada en 100
gramos Componente
Cantidad aportada en 100
gramos
Agua 88,9 Riboflavina 0,0006
Proteína 8,4 Carbohidratos 20,1
Calcio 0,4 Tiamina 0,0003
Fósforo 0,14 Grasa 1,3
Hierro 0,0075 Vitamina A 1,155 UI
Niacina 0,0013
Fuente: Programa de apoyo agrícola y agroindustrial, Cámara de Comercio de Bogotá -
CCB, 2015
16 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
4.3. Contaminantes en la agricultura
La producción de hortalizas en Colombia se ha caracterizado por la alta incidencia de
plagas, la degradación del medio ambiente y mal manejo de los suelos, que en su
conjunto ha influido negativamente en los rendimientos y la calidad de la producción
(Miranda et al., 2008; Ministerio de Agricultura, 2014). La presencia de contaminantes en
los alimentos potencialmente tóxicos para la salud de los seres humanos, proviene en su
mayoría del uso del agua contaminada con sustancias tóxicas provenientes de la
actividad industrial (Cooper et al, 2017).
La utilización de agua contaminada, podría ser una fuente de introducción de
contaminantes en la agricultura, dado que, sustancias potencialmente tóxicas podrían ser
transmitidas a sus consumidores mediante la cadena trófica o consumo directo (Thakur
et al, 2016; Al-Saleh et al, 2017).
El uso de agua contaminada para el riego de cultivos como las hortalizas en la sabana de
Bogotá, podría representar un riesgo para la salud de los seres humanos, dado que, las
plantas pueden incorporar en sus tejidos contaminantes como metales altamente tóxicos
para la salud provenientes de la actividad industrial (Corporación Autónoma Regional de
Cundinamarca - CAR, 2010; Ministerio de Agricultura, 2014).
La contaminación del suelo y por ende en la agricultura puede definirse como la
concentración de elementos o sustancias químicas a partir se producen efectos
desfavorables en la actividad biológica (Arroyabe et al, 2009). El suelo actúa como un
sumidero en el que los contaminantes se filtran o se transforman, dado que, por su
actividad biológica es considerado un depurador natural de los contaminantes.
Dependiendo del volumen y toxicidad de los contaminantes se puede presentar
sobresaturación y excesiva acumulación de sustancias químicas en el suelo, causando
degradación del mismo y por consiguiente contaminación (FAO, 2015, 2030 – Agricultura
Mundial hacia los años 2015/2030). Entre los poluentes más comunes se encuentran:
Pesticidas
Elementos inorgánicos
Marco teórico 17
Desechos orgánicos
Sales
Lluvia ácida
Entre otros
Dentro de los pesticidas se consideran los insecticidas, fungicidas, herbicidas,
nematicidas de la cual algunos no pueden ser biodegradados y persisten en el suelo o el
agua (DDT, organofosforados, carbamatos, entre otros). Dentro de los elementos
inorgánicos se pueden se encuentran principalmente los mestales como cadmio (Cd),
Niquel (Ni), Mercurio (Hg), Molibdeno (Mb), Boro (B), Cobre (Cu), Zinc (Zn) debido a que
están adsorbidos o en forma intercambiable y están disponibles para las plantas
(Mackenzie et al, 2005).
La salinidad por su parte, es un contaminante de origen agrícola dado por la calidad del
agua de riego, la lluvia ácida se debe a la oxidación del N y S principalmente cuando se
forma ácido nítrico y ácido sulfúrico en la atmósfera. También el exceso de NO3 y PO4 es
un contaminante en la agricultura debido a que, puede causar efectos como la
eutrofización en el agua (Mackenzie et al, 2005).
4.3.1. Quelatos en la agricultura
La bioacumulación de metales en el tejido comestible de las plantas, también puede ser
favorecida por algunas prácticas agrícolas como la adición de quelatos sintéticos (EDTA)
incorporados a la fertilización convencional. Los quelatos favorecen la toma de elementos
menores del suelo necesarios para la nutrición de las plantas como hierro (Fe), Magnesio
(Mg), Cobre (Cu) entre otros (Lee, et al, 2014; Naghipour et al, 2016) mejorando la
apariencia de las plantas y su desarrollo. Sin embargo, la adición de quelatos junto con
un pH moderadamente ácido podría favorecer la absorción y transporte de elementos
hacía las hojas de las plantas (Jarvis et al, 2002; Perea, 2010).
Los quelatos son compuestos químicos que al reemplazar las moléculas de agua
(Ligando) en los metales forman una estructura compleja en anillo que se denomina
quelatación (Brown et al, 2013). La quelatación es la habilidad que posee un compuesto
18 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
para formar una nueva sustancia con propiedades químicas diferentes a las del metal
original (Jez et al, 2016).
Algunos ligando más importantes son ácido cítrico, ácido málico, ácido tartárico, ácido
glucónico, ácido láctico, el ácido acético, el ácido Nitrilo-Tri-Acético (NTA), ácido Etilen-
Diamino-Tetra-Acético (EDTA) y ácido Tri-Poli- Fosfórico (TPPA), entre otros (Jez et al,
2016). Sólo los metales con una valencia igual o superior a +2 forman quelatos en
presencia de ligando, pero, iones metálicos con valencia +1 no forman quelatos sino
sales con el ligando en forma de anión o complejo sin estructura de anillo siendo soluble
o insoluble en agua (Naghipour et al, 2016). No obstante, los quelatos podrían favorecer
no solo la toma de elementos esenciales para la nutrición de las plantas, sino que también,
podrían favorecer la toma de metales potencialmente tóxicos para la el funcionamiento de
los seres vivos.
4.3.2. Metales contaminantes en suelos agrícolas
La contaminación por metales del agua subterránea, superficial y suelo constituye un
problema generalizado y representa una amenaza para las plantas, animales y seres
humanos (Zhao et al, 2016). Algunos metales considerados tóxicos para los seres vivos
como mercurio (Hg), Cadmio (Cd), Arsénico (As), Cromo (Cr), Talio (Tl) y Plomo (Pb)
entre otros, se encuentran en el suelo de manera natural en concentraciones trazas
formando parte de componentes naturales de la corteza terrestre en forma mineral como
las sales, sin embargo, han aumentado su concentración en el ambiente debido a su
explotación (Zhenli, 2005; Cooper et al, 2017).
La concentración de estos metales en el ambiente puede llegar a incrementarse
mediante la actividad industrial de las ciudades causando efectos tóxicos nocivos a la
salud de los organismos expuestos (Smolders et al, 2015). Su baja movilidad e
inexistente requerimiento en las funciones metabólicas de los seres vivos puede llevar a
su bioacumulación en los suelos, debido a, su imposibilidad de ser degradados o
distribuidos en la naturaleza de manera simple en los sistemas biológicos (Cooper et al,
2017).
Marco teórico 19
Los metales adicionados a los suelos se redistribuyen lentamente entre los componentes
de la fase sólida como arcilla, limo, arena pudiendo ser inmovilizados y acumulados para
posteriormente ser tomados por las plantas (Abollino et al., 2002; Han et al., 2003).
La exposición a plomo en el agua de riego en sistemas de producción de hortalizas en la
sabana de Bogotá podría constituir un importante problema salud pública, dado que,
hortalizas de hoja como acelga y lechuga cultivadas con agua de riego contaminada
podrían ser fuente de exposición a seres humanos mediante la alimentación, dado que,
las plantas poseen la habilidad de acumular en sus tejidos en concentraciones trazas del
metal. En el departamento de Cundinamarca el consumo de hortalizas como la mencionadas
anteriormente, el consumo según el Perfil Nacional de consumo de Frutas y Verduras de
Colombia (2013), es de aproximadamente de 18 a 20 gramos diarios por persona para acelga
y lechuga respectivamente (Miranda et al, 2008; Corporación Autónoma Regional de
Cundinamarca, 2010,).
4.4. Plomo en el Agroecosistema
El plomo es probablemente el primer metal extraído por el hombre desde la antigüedad y
su uso generalizado ha llevado a una extensa contaminación del suelo, desde 7000 a.C
ya era utilizado por los egipcios en cerámicas (Steinnes, 2013). El plomo está presente
de forma abundante en el ambiente y por consiguiente en la cadena trófica, siendo
prácticamente el metal de mayor interés toxicológico (Villarejo, 2006; Smolders et al,
2015). La utilización de plomo en la fabricación de contenedores de alimentos, vidrios,
baterías, aditivo pinturas, proceso de manufactura, además de, su presencia en red
doméstica de agua potable antigua lo han convertido en un metal de alto riesgo de
exposición tóxica para seres humanos (Roberts et al, 2014; Cooper et al, 2017).
El plomo es un elemento metálico que pertenece al grupo 14 de la tabla periódica, posee
dos estados de oxidación Pb (II) y Pb (IV) (IUPAC), y un bajo punto de fusión (324°C)
que ha permitido ser usado en la fabricación números elementos (Lu et al, 2017).
Las vías frecuentes de mayor exposición a plomo en los humanos pueden ser, la vía
digestiva y la respiratoria, sin embargo, existen otras formas de exposición como la
20 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
cutánea (Azario, 2014). En la Figura 5.2 se muestra el ciclo del plomo y sus principales
fuentes de exposición.
Figura 4.2. Ciclo del plomo en el agroecosistema
Tomado de: Villarejo, 2006
El plomo así como otros elementos metálicos como Cr, Cd, Ni entre otros, no son
considerados elementos esenciales para las plantas y animales incluido el ser humano,
pero podría llegar a ser tóxico en altas concentraciones (Hamels et al, 2014) causando
efectos negativos sobre el crecimiento y desarrollo en las plantas (Sharma, 2005; Cheyns
et al, 2012). En este sentido, al no tener una función metabólica específica en los
sistemas dentro de los procesos metabólicos de las plantas, puede ser tomado y
bioacumulado en bajas concentraciones (Cooper et al., 2017).
Los efectos tóxicos generados en las plantas por metales, depende en gran medida de la
concentración y el tiempo de exposición (Norton, et al, 2014). En altas concentraciones
se pueden generar efectos tóxicos agudos como inhibición de la germinación de semillas
y muerte celular (Alpizar, 2012), mientras que, la exposición a bajas concentraciones por
Marco teórico 21
un periodo de tiempo determinado puede causar la disminución de la biomasa vegetal,
disminución del crecimiento de tallo, hojas y raíces (Sobrero et al., 2008; Schwertfeger et
al, 2013).
4.4.1. Toxicidad del plomo en plantas
La toxicidad en las plantas causada por metales se manifiesta principalmente en suelos
ácidos afectando principalmente el crecimiento, la formación de raíces laterales y
secundarias (Tian et al, 2014). La absorción de metales por las plantas, se realiza
mediante flujo de masa e intercambio catiónico en las raíces (Abollino et al, 2005;
Azimzadeh et al, 2014).
Las raíces poseen cargas negativas y al unirse al espacio de la rizósfera con cargas
positivas del plomo, forman una interface de equilibrio lo que facilita su transporte por vía
apoplástica y simplástica (Azimzadeh et al, 2014).
Luego que el plomo ingresa a la planta, el mecanismo de toxicidad generado inhibe el
flujo de electrones de la cadena de transporte del ciclo de Calvin, causando que se
requiera mayor energía lumínica para llevar a cabo reacciones metabólicas normales en
la planta (Malar et al, 2014). Como consecuencia de lo mencionado, el aparato
fotosintético transfiere energía a los aceptores de electrones disponibles en los
cloroplastos cuyo producto final es el anión superóxido que forma finalmente peróxido de
hidrogeno (H2O2), causando finalmente la muerte celular (Malar et al, 2014; Cheyns et al,
2012).
También, el plomo inhibe el voltaje medio de la actividad de los canales de calcio
causando trasporte competitivo con el calcio, además de, inhibir la actividad enzimática
con los grupos sulfhídrilos (-SH) presente en el centro activo de los enzimas,
desestabilizando la estructura terciaria y por consiguiente la formación de nuevas
reacciones metabólicas (Malar et al, 2014).
En la tabla 4.5 se muestran los procesos metabólicos y los enzimas afectados por
exposición a plomo en plantas expuestas.
22 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
Tabla 4.5. Procesos metabólicos y enzimas afectadas por la exposición a plomo en plantas.
PROCESOS METABÓLICOS ENZIMAS EFECTO
Síntesis de clorofila alfa amino levulinato deshidrogenasa
-
Fijación de CO2 Ribulosa -1,5 bisfosfáto -
Ciclo de Calvin
Fosfoenol piruvato carboxilasa
-
Gliceraldehído 3-fosfato deshidrogenasa
-
Vía pentosa fosfato Ribulosa 5-fosfato kinasa -
Glucosa 6 fosfato deshidrogenasa
-
Asimilación de N2 Nitrato reductasa -
Glutamina sintetasa -
Enzimas nucleolíticas Deoxyribonucleasa +
Ribonucleasa +
Hidrolisis de proteínas Proteasa +
Fosfohidrolasa Alcalina fosfatasa +
Acido fosfatasa +
Metabolismo de glucosa
alfa amilasa -
ATP sintetasa -
ATPasa -
Metabolismo antioxidativo
Catalasa -
Glucol peroxidasa +
Ascorbato oxidasa +
Ascorbato peroxidasa +
Adaptado y modificado de, Sharma et al., 2005.
Signo (+) incremento de la actividad, signo (-) decrecimiento de la actividad enzimática.
Los síntomas de toxicidad visibles en las plantas expuestas, pueden dividirse en
síntomas no específicos y específicos. Los síntomas visuales no específicos consisten en
una inhibición de germinación de semillas, crecimiento de la raíz, reducción del área
foliar, clorosis y aparición de manchas pardo rojizas fenólicas en tallos, peciolos, hojas y
necrosis foliar (Burton et al., 1994). Los síntomas específicos consisten en la disminución
del porcentaje e índice de germinación, disminución de la longitud de la radícula y
disminución del peso seco de las raíces y hojas (Burton et al, 1994; Mishra, 1998).
4.4.2. Plomo y las bacterias del suelo
Son muchos los microorganismos que habitan en el suelo, algunos son de vida libre y
otros que viven en simbiosis con las plantas en interacción mutualista para el intercambio
Marco teórico 23
de nutrientes (Esitken et al, 2010). Los microorganismos de vida libre llamados
diazótrofos son aquellos que no se asocian físicamente con las raíces de las plantas, sin
embargo, mantienen una relación mutualista para el intercambio de nutrientes (Watson et
al, 2017).
Pseudomonas fluorescens son bacterias Gram negativas de vida libre o diazótrofas que
se encuentran en el suelo de forma natural junto con diferentes poblaciones de
microorganismos (Godino et al, 2016). Estas bacterias están relacionadas con la
producción de fitohormonas como las auxinas y giberelinas que favorecen el crecimiento
de las plantas, de ahí su nombre como bacterias promotoras del crecimiento vegetal o
PGPB (Biocontrol-PGPB-Plant Growth Promoting Bacteria) (Fischer et al, 2013).
Algunos metales como el plomo interfieren en la ecología y el equilibrio del suelo,
afectando la actividad de los microorganismos y por consiguiente el rendimiento de las
plantas (Luo et al, 2014; Zheng et al, 2017). Algunos estudios han reportado el efecto
nocivo de los metales sobre las propiedades del suelo (pH, CIC, materia orgánica entre
otros), el crecimiento de las plantas y finalmente en la calidad de los alimentos (Pontoni
et al, 2016). Los indicadores de la calidad del suelo pueden ser observados por las
actividades microbianas (Parelho et al, 2016). Algunos estudios han demostrado que los
microorganismos del suelo son más sensibles a la mayoría de los metales que los
animales o las plantas que crecen en el mismo suelo, lo que los hace considerablemente
indicadores tempranos de contaminación (Colin et al, 2012).
La actividad de los microorganismos del suelo depende en gran medida de muchos
factores como la disponibilidad de elementos como el nitrógeno, pH, contenido de
materia orgánica, sin embargo, la presencia de metales tóxicos afectan negativamente
procesos como la nitrificación, solubilización de fósforo inorgánico, importantes para el
mantenimiento y equilibrio de los suelos (Zheng et al, 2017). El incremento del contenido
de metales tóxicos en el suelo puede causar efectos sobre las bacterias saprófitas,
nitrificantes y de vida libre, causando disminución de la biomasa microbiana (Guo et al,
2013). Algunos metales considerados tóxicos pueden causar efectos nocivos en los
microorganismos como inhibición de la elongación celular e inhibición de la división
celular lo que termina finalmente en el retraso del crecimiento de la bacteria y cambios en
la morfología celular (Liu et al, 2017).
24 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
En estudios realizados por Pérez et al, 2015 en experimentos con bacterias endófitas en
plantas de arroz en el Municipio de Montería - Córdoba, Colombia, encontró que
bacterias nativas del suelo y asociadas en las raíces de las plantas cómo Pseudomonas
pútida (M1 Tfm) y Burkhorderia cepacea (M2Tf733) disminuyeron su crecimiento al aumento
de la concentración de plomo en solución. Figura 5.3.
4.4.3. Plomo y su efecto en los seres humanos
La contaminación por metales es una preocupación a nivel mundial, dado que, no son
biodegradables y poseen una vida media extendida (Khan et al, 2015; Thakur et al, 2016)
y tienden a acumularse con el tiempo, se biomagnifican y en última instancia representan
una amenaza potencial para la salud humana (Tchounwou et al, 2012). La exposición
incluso a bajos niveles de plomo se ha asociado con efectos neurológicos,
inmunológicos, cardiovasculares, renales y/o reproductivos (Wang et al, 2013).
Los efectos de la exposición a plomo en seres humanos pueden también clasificarse en
agudos y crónicos (Goyer et al, 2001). Entre los efectos agudos sobre seres humanos
encontramos náuseas, vómitos, encefalopatía con cefaleas, convulsiones, ataxia, letargo,
mientras que la exposición crónica causa anemia, dolor abdominal, nefropatía, alteración
en las articulaciones de pies y muñecas, encefalopatía, aumento de la presión arterial y
disminución del volumen de los espermatozoides en el hombre y en mujeres
embarazadas puede generar el nacimiento de niños prematuros (Soghoian et al, 2008).
Figura 4.3. Efecto de la exposición a plomo en bacterias nativas asociadas a plantas de
arroz, Montería, Córdoba, Colombia
Marco teórico 25
La primera manifestación toxicológica del plomo es la anemia, debido que, impide la
formación de hemoglobina en bajas concentraciones y en dosis elevadas puede generar
manifestaciones neurológicas y encefalopatías (Bradberry, 2014). La toxicidad del plomo
se manifiesta en la inhibición de las enzimas AAL sintetasa, AAL dehidratasa y
hemosintasa y como resultado final es la inhibición de la formación de la hemoglobina.
En este sentido, los metabolitos resultantes AAL (Ácido amino-levulínico), PBG
(Porfobilinógeno) y PPIX (Protoporfirina) son eliminados por la orina y pueden servir
como indicadores de exposición a plomo o bioamarcadores.
En la figura 4.3 se muestra el proceso de inhibición de la formación de la hemoglobina
por exposición a plomo en seres humanos.
Figura 4.4. Inhibición de la hemoglobina por exposición a plomo.
Tomado de: Bradberry, 2014
Los órganos susceptibles a daño por exposición aguda a plomo son: el sistema nervioso
central en desarrollo y maduro, sistema hematológico y el sistema cardiovascular.
Mientras que, en exposiciones crónicas el plomo afecta los sistemas gastrointestinal,
renal, neuromuscular y hematopoyético (ATSRD, 2005; Flora, 2008).
26 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
La concentración de plomo en sangre indica una exposición reciente en comparación con
la concentración de plomo en hueso que indica una exposición en el tiempo (Bradberry,
2014). La concentración en sangre por debajo de 10 μg∙dL-1 ha sido considerada
aceptable, sin embargo, debido a su carácter acumulativo, ninguna dosis de exposición
es considerada como segura y sus efectos causados a largo plazo (Villarejo, 2006; Flora,
2008; JECFA/WHO, 2013).
En la tabla 4.6 se muestra el efecto del plomo de acuerdo con su concentración en
sangre.
Tabla 4.6. Efectos tóxicos del plomo de acuerdo a su concentración en sangre.
CONC. SANGRE EFECTOS POBLACIÓN
> 40 µg·dL-1
ANEMIA NIÑOS
> 50 µg·dL-1
ANEMIA ADULTOS
> 50-60 µg·dL-1
DISFUNCION ENCEFÁLICA NIÑOS
> 60-70 µg·dL-1
DISFUNCION ENCEFÁLICA ADULTOS
> 60-70 µg·dL-1
ENCEFALOPATÍAS NIÑOS
> 80 µg·dL-1
ENCEFALOPATÍAS ADULTOS
Adaptado de: Villarejo, 2006
4.5. Límites máximos permisibles de plomo en agua de riego y hortalizas en Colombia.
Los alimentos son una fuente importante de contaminación por metales en la población
en general (Kabata, 2000; Orisakwe, et al, 2012) y son considerados la principal fuente
de exposición directa seguida de la ambiental, dado que, metales como el plomo se
absorben directamente por las mucosas y el tracto digestivo, siendo esta última donde se
obtiene mayor tasa de absorción (Vega, 1990; Subset, 2003; Ma, 2002; Patrick, 2006).
En consecuencia, entidades de salud gubernamentales, Ministerios y organizaciones
internacionales han establecido límites máximos permisibles de exposición a diferentes
contaminantes tóxicos en los alimentos, en el agua potable y el agua para riego de
cultivos (Ministerio de Agricultura, 1984; CAR, 2010). En Colombia se ha establecido
Marco teórico 27
como límite máximo permisible el contenido de plomo de 0,3 mg∙kg-1 de peso fresco en
hortalizas de consumo directo en humanos en la resolución 4506 del 30 de octubre de
2013 por el Ministerio de Salud y Protección Social y otras sustancias consideradas
tóxicas en los alimentos, así como también, se ha tomado como partida la Organización
de las Naciones Unidas para la Agricultura y la alimentación (FAO) y la Organización
Mundial de la Salud (OMS) en el Codex alimentarius (CX/FAC 00/24, Diciembre de
1999).
También, ha sido establecido el contenido de plomo en el agua de riego para cultivos y
vertimiento puntual a cuerpos de agua y alcantarillado en el acuerdo 043 de 2006 de la
Corporación Autónoma Regional de Cundinamarca (CAR) y la resolución 0631 de 2015
del Ministerio de Medio Ambiente y Desarrollo Sostenible de la República de Colombia de
0,1 y 0,2 mg∙L-1 de plomo, respectivamente.
4.6. Riesgo tóxico por consumo de hortalizas con plomo.
Según el Perfil Nacional de Consumo de Frutas y Verduras de Colombia (PNCFV) 2013,
el consumo promedio de acelga y lechuga en el departamento de Cundinamarca es de
aproximadamente 20 gramos por persona al día (Tabla 4.7).
Tabla 4.7. Consumo por persona de acelga y lechuga en el departamento de
Cundinamarca
Tomado de: Perfil Nacional de Consumo de Frutas y Verduras de Colombia, 2013.
Para la identificación de la peligrosidad de una sustancia se requieren datos básicos que
permitan evaluar los efectos tóxicos (peligrosidad y relación dosis-respuesta) con ello se
CONSUMO PROMEDIO POR PERSONA EN
CUNDINAMARCA
HORTALIZA
ACELGA LECHUGA
20 g día·persona-1
18 g día·persona-1
28 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
pueden clasificar y decidir sobre sus restricciones de uso y límites máximos permitidos
(Cameán, 2006).
Para evaluar los riesgos tóxicos en humanos de una sustancia se requieren datos que
permitan, a) evaluar la exposición real del riesgo como consecuencia del uso de la
sustancia, b) la relación dosis respuesta para el establecimiento del nivel de efecto
adverso observable (Cameán, 2006). Para la estimación del riesgo tóxico por ingesta de
plomo, se emplea la Dosis de Referencia (DREF) en alimentos según la FAO – JECFA
(Joint FAO/ WHO Expert Committee on Food Additives) 2011.
entona
entoa alPesocorpor
FPFEiónconcentracconsumoExposicion
lim
1lim
***
Ecuación
(1)
Donde, exposición es igual a la sumatoria del consumo (gramos diarios), concentración
(en mg·kg-1 del contaminante), FE, factor de exposición (1), FP, factor de procesamiento
(1), dividido entre el peso corporal del individuo, donde se estima en promedio 60
kilogramos para adultos.
Según la DREF la dosis máxima sugerida para plomo, es de 25 µg·kg-1 de peso corporal
semanal, equivalente a 3,5 µg·kg-1 día. Sin embargo, en su última norma la FAO-JECFA,
2013 no recomienda ninguna concentración de plomo como segura en los alimentos
debido a su carácter acumulativo. Una ingesta de plomo en adultos entre 0,02 a 3 µg·kg-1
de peso corporal/día y de 0,03 a 9 µg·kg-1 en niños de peso corporal/día podría generar
efectos nocivos a la salud (Cameán, 2006; Repetto, 2006).
5. Objetivos
5.1. Objetivo General
Evaluar el efecto y la bioacumulación del plomo en plantas de acelga (cv común) y
lechuga (cv crispa) y su efecto generado en el crecimiento de microorganismos
rizosféricos (Pseudomonas fluorescens).
5.2. Objetivos específicos
Determinar la influencia de la exposición aguda a plomo sobre la germinación y
elongación de radícula e hipocótilo en semillas de acelga (cv común) y lechuga (cv
crispa).
Cuantificar el efecto de la exposición crónica sobre el crecimiento y bioacumulación
de plomo en plantas de acelga (cv común) y lechuga (cv crispa) bajo condiciones
controladas.
Evaluar el uso de microorganismos rizosféricos (Pseudomonas fluorescens) como
bioindicador a la exposición crónica a plomo en un agroecosistema hortícola.
6. Materiales y métodos
Con el propósito de dar cumplimiento a los objetivos propuestos en el presente estudio,
se desarrolló en el laboratorio de Malherbología de la Facultad de Ciencias Agrarias de la
Universidad Nacional de Colombia tres experimentos de exposición a plomo, los cuales
son relacionados en la figura 6.1. También, en la figura 6.2 se fundamenta el uso de las
diferentes dosis de plomo utilizadas en los ensayos.
Figura 6.1. Experimentos desarrollados para la evaluación de la exposición aguda y
crónica en diferentes dosis de exposición a plomo en plantas de acelga (cv común) y
lechuga (cv crispa).
Invernadero
Evaluación de la exposición
aguda a plomo
Semillas de acelga y
lechuga
Evaluación de la exposición
crónica a plomo
Hidroponía
Recuento de
bacterias
1 2
EVALUACIÓN DE LA EXPOSICIÓN A PLOMO EN PLANTAS
DE ACELGA Y LECHUGA
3
Determinación de la bioacumulación
de plomo en hoja y raíz de plantas de
acelga y lechuga
32 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
Figura 6.2. Fundamento de las diferentes dosis de plomo utilizadas en los experimentos
de exposición aguda y crónica.
6.1. Experimento 1: Evaluación de la exposición aguda a plomo en semillas de acelga y lechuga.
En el presente experimento, se utilizaron semillas certificadas de acelgas (cv. común) y
lechuga (cv. crispa) con un porcentaje de germinación del 90% y pureza del 99%
proveniente de casa comercial con lote número 00210054, 39774647 para acelga y
lechuga respectivamente (Fercon, Colombia). Se utilizaron 20 semillas para cada especie
de plantas con tres réplicas por dosis de exposición en cajas Petri de 100 mm de
diámetro y papel filtro (2W, Sigma-Aldrich, Co, USA) para un total de 300 semillas por
ensayo. Las semillas contenidas en las cajas Petri fueron impregnadas con 4 ml
aproximadamente de solución de nitrato de plomo Pb (NO3)2 (Panreac, Darmstadt,
ACUERDO CAR –
CUNDINAMARCA 043 DE 17
OCT DE 2006 – “POR EL
CUAL SE ESTABLECEN LOS
OBJETIVOS DE CALIDAD
DEL AGUA A LOGRAR EN
EL AÑO 2020”
RESOLUCIÓN 0631 DE 17
MARZO DE 2015 DE MINISTERIO
DE AMBIENTE Y DESARROLLO
SOSTENIBLE “DÓNDE SE
ESTABLACEN LOS
PARÁMETROS Y LÍMITES
PERMISIBLES PARA
VERTIMIENTO”
Dosis 0,2 mg.L
-1
Parámetros físico químico y sus
valores máximos permisibles en
los vertimientos puntuales
provenientes de Agroindustria,
Minería, Alimentos y Bebidas
entre otros.
Dosis 0,025 mg.L
-1
Concentración en
promedio rio Bogotá,
basados en los
reportes CAR en los
diferentes tramos
del rio.
Dosis 0,05 mg.L
-1
Condiciones ideales
para el año 2020 de
acuerdo con los
recursos para el
desarrollo
económico.
Dosis 0,1 mg.L
-1
Clasificación de usos
del agua de la cuenca
del río Bogotá. Clase
IV. Uso agrícola con
restricciones y
pecuario.
Como tratamiento control se usó agua proveniente del
acueducto con una concentración de plomo de 0,78 µg.L
-1.
Materiales y métodos 33
Alemania) para cada una de las dosis establecidas (Figura 7.3 a). Posteriormente, fueron
colocadas en cámara de germinación (BD 115, Binder, Alemania) a una temperatura de
22°C ± 2 durante 120 horas (Figura 7.3 b), siguiendo la metodología de Sobrero, et al.
2008. Después del tiempo de exposición, fue tomado el porcentaje de germinación
mediante el conteo directo, toma de lectura de la longitud de hipocótilo y radícula
(Micrómetro, DIGITAL CALIPER 0-150 MM, USA) (Figura 6.3 c, d).
Figura 6.3. Evaluación de la exposición aguda a plomo en semillas de acelga y lechuga
durante 120 horas.
a) Montaje de ensayo de exposición aguda b) Incubación a 22°C ± 2
c) Germinación de semillas d) Lectura de la elongación de hipocótilo y radícula
6.2 Experimento 2 (a) Evaluación de la exposición crónica a plomo en plantas de acelga y lechuga en medio hidropónico
Este experimento fue llevado a cabo en el laboratorio de Fisiología de Cultivos de la
Facultad de Ciencias Agrarias de la Universidad Nacional de Colombia ubicado en la
ciudad de Bogotá a una altura de 2556 msnm, (4°35’56’’ y 74°04’51’’) durante 60 días
34 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
(marzo a mayo de 2016). Para la realización de este experimento se utilizaron un total de
120 plántulas por duplicado de acelga (cv común) y lechuga (cv crispa) con
aproximadamente 30 días de germinadas proveniente de vivero de un mismo lote de
plántulas, cada dosis de exposición incluido el control contenía 12 plántulas, tanto para
acelga y lechuga (12 plántulas x 5 tratamientos). Este experimento tuvo una duración
total de 60 días, iniciando a los 15 días después del periodo de aclimatación y/o
adaptación de las plantas al nuevo medio de crecimiento.
Las condiciones de crecimiento de las plántulas en el laboratorio fueron: Temperatura
promedio de 22°C, humedad relativa de 60 a 80% fotoperiodo artificial con lámparas de
luz incandescente de 12 h y con una radiación fotosintética activa de 800 µmol m2∙s-1.
Las plantas fueron evaluadas en un sistema de hidroponía flotante con recipientes de
vidrio de 80 L de capacidad (Figura 6.4).
Figura 6.4. Establecimiento del experimento de exposición crónica a plomo en solución
nutritiva (Hidroponía).
Las plántulas fueron fertilizadas tomando la recomendación de la casa comercial de 0,5
ml·L-1 de solución. La solución de hidropónica para el crecimiento de las plántulas (Nutri-
Ponic, Walco S.A., Bogotá D.C., Colombia) contenía: Nitrógeno nítrico, 40,3 g∙L-1, Nitrógeno
amoniacal, 4 g∙L-1; P asimilable (P2O5), 20,4 g∙L-1; K soluble (K2O), 50,6 g∙L-1; 28,8 g∙L-1 Ca;
11,4 g∙L-1 Mg; 1,0 g∙L-1 S; 1120 mg∙L-1 Fe; 112 mg∙L-1 Mn; 12,0 mg ∙L-1 Cu; 26,4 mg∙L-1 Zn;
106 mg∙L-1 B; 1,2 mg∙L-1 Mo y 0,36 mg∙L-1 conductividad eléctrica (C.E) de 2,0 mmhos∙cm-3 y
un pH de 5.8.
Materiales y métodos 35
El sustrato líquido de cada una de las piscinas fue reemplazado cada 15 días con la
finalidad de mantener tiempos exactos de exposición al contaminante y teniendo en
cuenta el desarrollo de los cultivos seleccionados. Se mantuvo un volumen aproximado
de 10 L de solución nutritiva y la dosis de plomo establecida para cada tratamiento, el
cual contó con cuatro repeticiones (planta experimental) como unidad de muestreo para
cada tratamiento incluido el testigo.
Luego, se determinó el peso seco de cada unidad experimental a los 15, 30 y 45 días
mediante el uso de la balanza analítica (100 A XE Series, Denver, USA) realizando
muestreo destructivo hasta terminar el ensayo. El experimento tuvo una duración de 60
días, iniciando a los 15 después del proceso de aclimatación. Para la recolección de los
datos se tomaron 4 plantas para cada punto de muestreo (15, 30 y 45 DIT) después de la
exposición a plomo en cada uno de los tratamientos incluido el testigo, tomando cada
planta como una unidad experimental.
6.3. Experimento 2 (b). Evaluación de la exposición crónica a plomo en plantas de acelga, lechuga y Pseudomonas fluorescens en condiciones de invernadero.
Este ensayo se desarrolló en el invernadero de la Facultad de Ciencias Agrarias de la
Universidad Nacional de Colombia sede Bogotá a una altura de 2,556 msnm, ubicado a
4° 35’56’’LN y 74°04’51’’LO, entre los meses de febrero y abril de 2016. Al igual que en el
experimento anterior, este ensayo tuvo una duración total de 60 días, iniciando 15 días
después del periodo de adaptación de las plantas al nuevo medio de crecimiento. Las
condiciones ambientales del invernadero durante el ensayo fueron: Temperatura diurna
de 25°C, humedad relativa de 60% y fotoperiodo natural de 12 horas. En este ensayo, se
utilizaron un total de 180 plántulas, 90 de acelga y 90 de lechuga correspondiente a
variedades común y crispa, respectivamente. Cada tratamiento incluido el testigo contó
con tres plántulas modificando la metodología empleada por Miranda et al, 2008.
Estás plántulas fueron adquiridas en vivero con aproximadamente 30 días de germinadas
provenientes de un mismo lote, las cuales fueron trasplantadas en macetas de 500 ml
36 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
con suelo de textura franco-limoso proveniente de casa comercial (ANASAC, Colombia)
con una concentración inicial de plomo de 5,00 mg∙kg-1 (Figura 6.5).
Los tratamientos de fertilización y exposición crónica a plomo fueron establecidos
después de un periodo de aclimatación de 15 días. Las plántulas de acelga (cv común) y
lechuga (cv crispa) fueron divididas en dos grupos según los tratamientos de fertilización
con elementos menores. Las dosis establecidas de los fertilizantes para la nutrición de
las plantas fueron tomadas por recomendación de la casa comercial de los fertilizantes
mayores (Triple 15), elementos menores y quelatos. El primer grupo (90 plántulas)
consistió de plántulas de ambas especies fertilizadas con elementos menores (Boro,
Cobre, Manganeso, Zinc), sin quelatos (Micromate, Colinagro, Colombia). El segundo
grupo (90 plántulas) consistió de plántulas de ambas especies fertilizadas con
microelementos en forma quelatada con EDTA (Cosmoquel, Cosmoagro, Colombia). La
dosis usada en ambos fertilizantes de elementos menores y en forma quelatada fue de
0.16 gramos·maceta-1 (Dosis tomada de la casa comercial)
Figura 6.5. Establecimiento del experimento de exposición crónica a plomo en invernadero
Adicionalmente, todas las plantas fueron fertilizadas con triple quince (Fertilizante
convencional) en una composición de 15% N-P-K (Fertilika, Ferricompuestos Ltda.,
Colombia) a una dosis de 0,5 gamos por planta (Tomada de la ficha casa comercial para
hortalizas). Después de la fertilización, ambas especies de plantas fueron irrigadas tres
veces por semana con 50 ml de la dosis de exposición a plomo para cada tratamiento en
el agua de riego, la cual contó con tres repeticiones para cada tratamiento incluido el
testigo tomando a cada planta como unidad experimental (Figura 6.5).
Materiales y métodos 37
Se tomaron 3 plantas de cada uno de los tratamientos en cada punto de muestreo (15,
30 y 45 DIT) con fertilización convencional y fertilización con quelatos.
Determinación de la concentración de plomo bioacumulado en el tejido vegetal y
en suelo en el experimento 2.
La determinación de plomo bioacumulado en las plantas de acelga y lechuga se llevó a
cabo mediante el equipo de Espectroscopia de Absorción Atómica (EAA) con horno de
grafito (Thermo ICE 3000, Thermo Fisher Scientific, USA) en el laboratorio de Toxicología
de la Facultad de Medicina de la Universidad Nacional de Colombia sede Bogotá
utilizando el método AOAC 999.10. El fundamento del método analítico consistió en la
lectura de la radiación generada por el metal excitado en la lámpara de plomo de cátodo
hueco en el equipo de EAA mediante el software SOLAAR ® del equipo Thermo ICE
3400. La determinación de plomo se realizó a una longitud de onda de 217 nanómetros
(nm) con un rango de trabajo de 2,5 a 50 µg·L-1. Se realizó curva de calibración para
ajustar la linealidad del equipo en una concentración de 2,5 – 10 – 20 y 50 µg·L-1 de
plomo y se obtuvo finalmente un R2 de 0,993 (Tabla 6.3 - Figura 6.6).
Tabla 6.3. Ajuste para la linealidad del equipo EAA, ICE 3300
Soluciones para la calibración
Concentración estándar de calibración (µg·L
-1)
Promedio absorbancias
Blanco 0,0 0,0023
Estándar 1 2,5 0,0939
Estándar 2 10 0,2365
Estándar 3 20 0,5967
Estándar 4 50 1,2839
Figura 6.6. Curva de calibración para plomo en equipo de EAA ICE 3300.
38 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
Procedimiento
Se tomaron un total de 210 muestras vegetales expuestas a plomo de cada uno de los
tratamientos incluyendo el testigo y se procedió a secar a cada planta como unidad
experimental en horno de secado (BD 115, Binder, Alemania) a 70° Celsius durante 72 horas
(Figura 7.7. a) para luego macerar y pesar. Luego, se pesaron 0,5 gramos tanto de suelo
como del material vegetal seco y macerado en balanza analítica (100 A XE Series, Denver,
USA), después se adicionaron 5 ml de ácido nítrico HNO3 al 65% Suprapur (Merck, Millipore,
Alemania) y 2 ml de peróxido de hidrogeno H2O2 (EMSURE, Alemania) en tubo de
polipropileno de 50 ml (Falcon, Corning Life Sciences, USA) para su digestión en equipo
digestor microondas (MARS 6, CEM, USA) durante 40 minutos a una temperatura de 90°
Celsius (Figura 7.7. b). Luego, fue filtrado mediante embudo de polipropileno y papel filtro
(2W, Sigma-Aldrich, Co, USA) todas las muestras digeridas (Figura 6.7. c) para lectura en
equipo (EAA) Thermo ICE 3300 (Figura 6.7. d).
Figura 6.7. Digestión, filtrado de material vegetal y lectura en equipo de EAA.
Preparación de la muestra
Absorb
ancia
s
Concentración µg·L-1
a) Macerado y triturado del material vegetal b) Digestión en microondas
Materiales y métodos 39
Se tomó 1 ml de la muestra digerida la cual se dispensó en un balón aforado de 10 ml,
luego, se adicionó 500 µL de modificador de matriz Mg (NO3)2 al 5%, y se llevó a volumen
con agua destilada des ionizada (Tipo 1), siguiendo la metodología AOAC 999.10. Las
muestras así preparadas fueron inyectadas en el EAA para lectura.
Lectura e interpretación
El valor de absorbancia arrojado por el equipo para cada una de las muestras se
interpoló en la curva de calibración para determinar el valor de la concentración de plomo
correspondiente. El software del equipo realiza el cálculo estimando la curva de
calibración estableciendo la concentración del plomo en µg·L-1 (Figura 6.6).
6.4. Experimento 3. Evaluación de la exposición crónica a plomo en bacterias.
La evaluación del crecimiento y biomasa de Pseudomonas fluorescens fue evaluado a
los 0, 15, 30 y 45 días del inicio de la exposición a plomo siguiendo la metodología de
Alonso et al., 2008. Se tomaron 10 gramos de suelo rizosférico (área de influencia de la
raíz) de cada una de las plantas expuestas a plomo en las diferentes dosis (Figura 6.8 a
y b).
Figura 6.8. Rizósfera (área de influencia de la raíz de las plantas) para la determinación
de la población de Pseudomonas fluorescens en las dosis 0,025; 0,05; 0,1; 0,2 mg·L-1 Pb
c) Filtrado del material vegetal y suelo d) Lectura en equipo EAA
40 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
a) Suelo rizosférico b) Suelo para diluciones seriadas
Posteriormente se tomaron 10 gramos de suelo rizosférico expuesto en los distintos
tratamientos y se adicionaron a 90 ml de agua destilada tipo 1 para la realización de diluciones
seriadas en tubos de ensayo (Pyrex, Alemania). Luego, se realizó siembra masiva vertiendo
0,5 µL de la dilución (1:10) en medio de cultivo en Agar nutritivo (Merck, Millipore, Alemania)
para su posterior incubación en cámara de crecimiento a una temperatura de 28° Celsius (ED
115/E2, Binder, Alemania) durante 72 h (Figura 7.9 a) Luego, se realizó tinción Gram y
observación directa en microscopio óptico (Alphashot 2, Nikkon, Japón) en objetivo 100x
(Figura 7.9 b). Posteriormente, se realizó siembra masiva por agotamiento con asa bacteriana
en agar King B (Pseudomonas Agar Base, Mast group, USA) para la observación
fluorescencia en cámara oscura y luz UV (figura 6.9 c, d). Se determinó el diámetro bacteriano
mediante la toma del diámetro de las colonias (Micrometro, DIGITAL CALIPER 0-150 MM,
USA).
Figura 6.9. Recuento y determinación de Pseudomonas fluorescens. (a) Colonias bacterianas
en ufc·g-1 de suelo (b) bacilos cortos Gram negativos (c) Siembra en medio King B (d)
Fluorescencia en cámara oscura y luz UV.
(a) Colonias aisladas de Pseudomonas fluorescens (b) Observación de bacilos cortos Gram negativos
Materiales y métodos 41
(c) Siembra en placa en medio de cultivo King B (d) Producción de fluorescencia bajo luz UV
Por otro lado, la toma de lectura del pH del suelo expuesto a plomo en el experimento de
exposición crónica (Experimento 2, Invernadero), fue tomada mediante lectura en
pHmetro (OAKTON Instruments, PC 700, USA) a los 15, 30 y 45 días de exposición en
solución 1:1, 10 gramos de suelo fueron disueltos en 10 ml de agua destilada por
triplicado de cada uno de los tratamientos de exposición, siguiendo el método de pasta
de saturación de Andrades et al, 2015 (Figura 6-10).
Figura 6-10. Toma de lectura de pH al suelo expuesto a plomo.
6.5. Diseño estadístico
El estudio realizado en esta investigación fue de tipo experimental, ya que se
manipularon los sujetos de estudio, en este caso como se explica en la metodología
desde la germinación hasta la cosecha.
42 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
El diseño estadístico fue completamente aleatorizado aplicando análisis de varianza y
arreglo factorial con contrastes polinómicos, así como Test de Tukey para determinar las
diferencias de medias de cada uno de los tratamientos. Se emplearon valores de P ≤
0,05; 0,01 y 0,001. Los datos generados por el equipo EAA – HG se captaron con el
software SOLAAR marca Thermo®. Para la tabulación de los datos del contenido de
plomo en las muestras vegetales analizadas, se utilizó Microsoft Office Excel 2010.
Para el tratamiento de los datos se utilizó un software Statistix 9.0 (Analytical Software,
Tallahassee, FL, EUA), y la elaboración de los gráficos se realizó mediante el software
Sigma Plot 12.0 (Systat Software, Inc, Poland).
7. Resultados
7.1. Evaluación de la exposición aguda a plomo en semillas
En la tabla 7.1. Se observaron diferencias estadísticas significativas únicamente en
semillas de acelga (cv. común). En semillas de acelga el porcentaje de germinación
disminuyó al incrementarse la concentración de plomo, observándose menor germinación
(73%) en la dosis de exposición de 0,2 mg∙L-1 con respecto al testigo. En semillas de
lechuga, la germinación no fue afectada por los diferentes tratamientos de exposición a
plomo y no se observaron tales diferencias.
Tabla 7.1. Porcentaje de germinación de semillas de acelga y lechuga expuestas de
manera aguda a diferentes dosis de plomo.
Porcentaje de germinación (%)
Dosis de
exposición a Pb ACELGA DE LECHUGA DE
(mg∙L-1
Pb)
0,000 91,66 ± 2,89 95,00 ± 5,00
0,025 86,66 ± 2,89 91,66 ± 2,89
0,050 88,33 ± 2,89 91,66 ± 2,89
0,100 88,33 ± 5,77 91,66 ± 2,89
0,200 73,33 ± 2,89 90 ± 5,00
1Significancia L**
NS
2CV
(%) 4,26 4,21
1NS y L**: No significativo y Lineal a P ≤ 0,01.
2Coeficiente de variación
DE: Desviación Estándar
Cada valor corresponde a la media ± la desviación estándar.
44 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
El crecimiento del hipocótilo fue afectado por la exposición aguda en las semillas de
acelga, evidenciándose disminución de su longitud con respecto al testigo. En lechuga no
fueron observados diferencias estadísticamente significativas (Figura 8.1 A).
El crecimiento de radícula en ambas especies fue afectado negativamente por la
exposición a plomo en los tratamientos, donde se observó menor longitud en la dosis de
0,2 mg∙L-1 en ambas especies (figura 7.1 B).
Figura 7.1. Efecto de la exposición aguda de cinco concentraciones de plomo (0,0;
0,025; 0,05; 0,1; 0,2 mg∙L-1) sobre la longitud del hipocótilo (A) y radícula (B), en plántulas
de acelga (cv. común) y lechuga (cv. crispa) durante 120 horas
Longitu
d d
e h
ipocótil
o (
cm
)
0
1
2
3
4
5ACELGA
LECHUGA
Dosis de exposición aguda a Pb (mg.L-1
)
0 0.025 0.05 0.1 0.2
Longitu
d d
e r
adíc
ula
(cm
)
0
1
2
3
4
5ACELGA
LECHUGA
A
B
CV:8.43
NS
L**,C*
CV: 10.89
CV:6.69
L***, C**
CV:12.65L*
CV: Coeficiente de variación. L y C: lineal y cubica. *,** y *** significancia a P 0,05; 0,01 y
0,001, respectivamente.
Hipocótilo
Radícula
Resultados 45
7.2. Evaluación de la exposición crónica a plomo en plantas de acelga y lechuga bajo condiciones de hidroponía
La tabla 7.2 muestra el peso seco o biomasa total de las plantas de acelga y lechuga que
fueron expuestas a plomo en solución nutritiva (Hidroponía). De manera general fueron
observados diferencias estadísticas a los 30 y 45 DIT. En las plantas de acelga se
observó una respuesta lineal negativa, con un peso seco (1,0 g) en la dosis de
exposición de 0,2 mg∙L-1 con respecto a las plantas control (1,84 g), a los 30 DIT. A los
45 DIT también se observó una tendencia similar a la descrita anteriormente, con
disminución de la biomasa vegetal en todas las dosis de exposición a plomo con respecto
al testigo. En cuanto a las plántulas de lechuga, solo a los 15 DIT fueron observadas
diferencias entre los tratamientos y a los 30 y 45 DIT tales diferencias no se mantuvieron.
Tabla 7.2. Biomasa total de plantas de acelga y lechuga expuestas a plomo bajo
condiciones de hidroponía.
Peso seco total de plantas (g)
Días de inicio de los tratamientos (DIT)
ACELGA
(mg·L-1
Pb) 15 DE 30 DE 45 DE
0,000 0,3 ± 0,10 1,84 ± 0,61 7,9 ± 1,50
0,025 0,21 ± 0,03 1,56 ± 0,30 5,45 ± 1,16
0,050 0,22 ± 0,07 1,53 ± 0,29 4,7 ± 1,62
0,100 0,22 ± 0,04 1,3 ± 0,18 3,86 ± 2,21 0,200 0,23 ± 0,03 1,0 ± 0,65 3,18 ± 1,40
SIGNIFICANCIA NS L* L**
CV (%)1 26,55 31,02 32,33
LECHUGA
(mg·L-1
Pb) 15 DE 30 DE 45 DE
0,000 0,21 ± 0,02 1,52 ± 0,29 3,88 ± 0,54 0,025 0,16 ± 0,03 1,19 ± 0,39 3,62 ± 1,66
0,050 0,20 ± 0,02 1,22 ± 0,49 3,47 ± 0,56
0,100 0,26 ± 0,04 1,34 ± 0,12 3,44 ± 0,67 0,200 0,25 ± 0,05 1,39 ± 0,15 3,37 ± 0,66
SIGNIFICANCIA2 L*, C* NS NS
CV (%) 17,27 24,36 25,98 1CV: coeficiente de variación
2NS y L, C: No significativo. Lineal, cuadrático. *, ** Significativamente diferente en los
niveles de probabilidad 0,05 y 0,01 respectivamente.
Cada valor corresponde a la media de cada tratamiento ± Desviación Estándar (DE).
46 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
En la figura 7.2 se muestra la concentración de plomo bioacumulado en hoja y raíz de las
plantas de acelga y lechuga después de la exposición crónica a plomo en medio
hidropónico. En ambas especies de plantas, la concentración foliar de plomo fue
favorecida por los tratamientos tanto en hojas como raíces.
En la dosis de exposición de 0,1 mg∙L-1 se observó la mayor concentración de plomo
foliar al término del experimento, con valores de 0,7 y 1,1 mg∙kg-1 tanto para acelga como
lechuga, respectivamente (Figura 8.2 A). Sin embargo, la concentración de plomo en las
raíces fue mayor en comparación con la parte aérea de ambas especies de plantas con
valores de 12 mg∙kg-1 en acelga en la dosis de 0,05 mg∙L-1, mientras que, en lechuga la
máxima concentración de plomo acumulado tuvo lugar en la dosis de 0,1 mg∙L-1 con un
valor de 11 mg∙kg-1 de plomo (Figura 7.2 B).
Figura 7.2. Concentración de plomo bioacumulado en hojas (A), raíces (B), de plantas de
acelga y lechugas cultivadas en un medio hidropónico.
Con
cent
raci
ón d
e P
b en
hoj
a (m
g. k
g-1)
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
ACELGA
LECHUGA
0 0.025 0.05 0.1 0.2
Con
cent
raci
ón d
e P
b en
raí
z (m
g. k
g-1)
0
2
4
6
8
10
12ACELGA
LECHUGA
A
B
L***,Q**,C**
L***,Q***,C***
L***,Q***,C***
L***,Q***,C***
CV:4.55
CV:8.47
CV:3.23
CV:4.19
Concentraciones de Pb en la solución de hidroponía (mg.L-1)
CV: Coeficiente de variación. L, Q y C: Lineal, cuadrático y cúbico. *, **, *** Significante
en niveles de probabilidad de ≤ 0,05; 0,01 y 0,001, respectivamente.
Hoja
Raíz
Resultados 47
En la figura 7.3 se observa el contenido de plomo (µg) en los diferentes órganos de las
plantas de acelga y lechuga que fueron expuestas. De manera general se observó una
respuesta lineal positiva (P≤ 0,05) sobre el contenido en función de los tratamientos en
ambas especies de plantas. La bioacumulación fue mayor en la parte aérea en plantas
de lechuga que en plantas acelga (Figura 7-3 A).
En la dosis de 0,2 mg∙L-1, el contenido de plomo en hojas de lechugas fue de 2,83 µg,
mientras que, en acelga fue de alrededor de 2,35 µg, mostrando mayor contenido de
plomo acumulado en lechugas. Sin embargo, el plomo contenido en las raíces fue
mayor en las plantas de acelgas que en las plantas de lechuga, con un valor de 5,31
µg en la dosis de 0,05 mg∙L-1 y de 3,34 µg en la dosis de 0,1 mg∙L-1 en lechuga
(Figura 7.3 B).
Finalmente, el contenido total de plomo en ambas especies plantas fue similar a lo
encontrado en las raíces, mostrando mayor bioacumulación del metal en las plantas
de acelga con respecto a las plantas de lechuga, con valores de 7,02 y 4,44 µg de Pb
en la dosis de exposición de 0,05 mg∙L-1 tanto para acelga y lechuga,
respectivamente. (Figura 7.3 C).
48 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
Figura 7.3. Contenido en µg de Pb bioacumulado en hojas (A), en raíces (B), y total (C)
en plantas de acelga y lechuga cultivadas en medio hidropónico. C
onte
nid
o d
e P
b e
n h
oja
g)
0
2
4
6
8 ACELGA
LECHUGA
Conte
nid
o d
e P
b e
n r
aíz
g)
0
2
4
6
8ACELGA
LECHUGA
0 0.025 0.05 0.1 0.2
Conte
nid
o tota
l de P
b
g)
0
2
4
6
8ACELGA
LECHUGA
A
B
C
L*
L**,Q***,C**
L***,Q***,C**
L**,Q**,C**
L***,Q**,C*
CV: 67.48
CV: 27.32L**
CV:21.86
CV:18.15
CV:28.91
CV:17.73
Concentraciones de Pb en solución de hidroponía (mg.L-1)
L, Q y C: Lineal, cuadrático y cúbico. *, **, *** Significante en niveles de probabilidad de
0,05; 0,01 y 0,001, respectivamente.
Hoja
Raíz
Total
Resultados 49
7.3. Evaluación de la exposición crónica a plomo en plantas de acelga y lechuga, bajo condiciones de invernadero.
En la tabla 8.3 se muestran los valores de la biomasa vegetal de las plantas de acelga
expuestas a plomo en el agua de riego. En general se observó una respuesta lineal
negativa sobre el peso seco y/o biomasa total de las plantas.
Se observó reducción de la biomasa cuando se aumentó la concentración de plomo en el
agua de riego en todos los tratamientos, sin embargo, sólo se encontraron diferencias a
los 15 y 45 DIT. El testigo presentó mayor biomasa comparado con las plantas que
fueron irrigadas con diferentes dosis de plomo en todos los puntos de muestreo (15, 30,
45 DIT). Sin embargo, a los 30 DIT no se evidenció diferencias con respecto al testigo
(Tabla 7.3). La utilización de quelatos en la fertilización sólo fue estadísticamente
significativa a los 30 DIT, donde se observaron valores de 2,44 g y 1,55 g. Finalmente no
se observaron diferencias en la interacción del plomo con los quelatos (Pb x Q).
Tabla 7.3. Efecto de la exposición crónica a plomo y tipo de fertilizante sobre la biomasa
de plantas de acelga cultivadas bajo condiciones de invernadero.
Peso seco total (g) de plantas de acelga
Concentración de Pb en el agua de riego
DIAS DE EXPOSICIÓN A PLOMO
15 DE 30 DE 45 DE
(mg∙L-1
)
0,000 0,3 ± 0,04 2,07 ± 0,56 5,26 ± 0,83
0,025 0,16 ± 0,05 1,90 ± 0,51 4,59 ± 1,10
0,050 0,18 ± 0,04 2,37 ± 0,79 4,33 ± 0,41
0,100 0,17 ± 0,06 1,76 ± 0,69 3,96 ± 0,89 0,200 0,19 ± 0,05 1,88 ± 0,81 3,55 ± 0,87
2SIGNIFICANCIA L**, Q**
NS
L**
Quelatos
Con 0,20 ± 0,06 2,44 ± 0,40 4,45 1,14 Sin 0,19 ± 0,07 1,55 ± 0,58 4,22 0,83
Significancia NS L*** NS 3Pb x Q NS NS NS
1CV 24,25 25,72 21,49
1 CV: coeficiente de variación, cada valor corresponde a media de cada tratamiento
2 NS: no significante. L, Q: Lineal, Cuadrático. *,**,***: Significante en niveles de
probabilidad de 0,05; 0,01; 0,001, respectivamente.
3 Interacción entre concentración de Pb y tipo de fertilizante. DE: Desviación Estándar
50 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
En las plantas de lechuga no se evidenciaron diferencias en la biomasa después de la
exposición a plomo en el agua de riego, así como tampoco se evidenciaron diferencias
estadísticas entre las dosis de exposición a plomo y la adición de agente quelante (Pb x
Q) (Tabla 7.4).
Tabla 7.4. Efecto de la exposición crónica a plomo y tipo de fertilizante sobre la biomasa
total de plantas de lechuga cultivadas bajo condiciones de invernadero.
Peso seco total (g) de plantas de lechuga
Concentración de Pb en el agua de riego
DIAS DE EXPOSICIÓN A PLOMO
15 DE 30 DE 45 DE
(mg∙L-1
)
0,000 0,30 ± 0,22 1,62 ± 0,34 4,08 ± 0,50
0,025 0,19 ± 0,07 1,49 ± 0,14 4,01 ± 0,71
0,050 0,20 ± 0,08 1,33 ± 0,17 3,77 ± 0,69
0,100 0,31 ± 0,22 1,50 ± 0,13 3,44 ± 0,74
0,200 0,18 ± 0,04 1,33 ± 0,17 3,11 ± 0,70
2SIGNIFICANCIA NS
NS
NS
Quelatos
Con 0,21 ± 0,20 1,51 ± 0,18 3,66 ± 0,68
Sin 0,26 ± 0,07 1,39 ± 0,25 3,7 ± 0,79
Significancia NS NS NS 3Pb x Q NS NS NS
1CV 63,78 13,1 20.12
1 CV: coeficiente de variación, cada valor corresponde a la media de cada tratamiento ±
la desviación estándar
2 NS: no significante.
3 Interacción entre concentración de Pb y tipo de fertilizante
DE: Desviación Estándar
El efecto de la exposición crónica a plomo en el agua de riego junto con la aplicación
edáfica de elementos menores en forma quelatada en la fertilización se muestra en la
figura 7.4. En general, la utilización de quelatos (EDTA-menores) favoreció la
bioacumulación de plomo foliar en ambas especies de plantas.
Resultados 51
Los valores máximos de plomo fueron hallados en la dosis de exposición de 0,1 mg∙L-1 en
ambas especies de plantas, con valores de 0,66 y 0,60 mg∙kg-1 para acelga y de 0,4 y 0,2
mg∙kg-1 para lechuga en la fertilización con y sin quelatos, respectivamente (Figura 8.4 A y, B).
En las raíces, por el contrario, los valores máximos de plomo se encontraron en la dosis
de 0,2 mg∙L-1 en las plantas que no tuvieron fertilización con quelatos (Figura 7.4, C y D).
Figura 7.4. Concentración de plomo bioacumulado en acelga y lechuga en hoja (A, B), raíz (C, D)
CV: Coeficiente de variación. L, Q, C: Lineal, cuadrático y cúbico *,**,***: Significativo en
niveles de probabilidad de 0,05; 0,01; 0,001, respectivamente.
El contenido (µg) de plomo hallado en los diferentes órganos de las plantas, presentó
tendencias similares a las encontradas en la concentración foliar y radicular descrita
anteriormente (Figura 8.5). En ambas especies, el mayor contenido de plomo foliar
también estuvo bajo una fertilización con quelatos en la dosis de 0,1 mg∙L-1 de plomo.
Mientras que, en las raíces se observó mayor contenido en las plantas sin adición
Hoja
Raíz
52 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
quelatos en la fertilización, mostrando mayor tendencia acumulativa del metal en las plantas
de acelga (Figura 8.5 A y D; B y E). Por otro lado, el contenido total de plomo mostró mayor
tendencia acumulativa en la dosis de exposición de 0,1 mg·L-1 (Figura 7.5 C, F).
Figura 7.5. Contenido de plomo (µg) bioacumulado en plantas de acelga y lechuga en
hoja (A, D), raíz (B, E), total (C, F).
CV: Coeficiente de variación. L, Q, C: Lineal, cuadrático, cúbico. *,**,***: Significativo en
los niveles de probabilidad 0,05; 0,01 y 0,001.
La concentración de plomo retenido por las partículas del suelo al término del
experimento de exposición crónica en invernadero se muestra en la figura 7.6. El suelo
Hoja
Raíz
Total
Resultados 53
tratado sin quelatos presentó menor concentración de plomo en comparación con el
suelo tratado con quelatos encontrándose valores de 4,9 y 6,4 mg∙kg-1 en las dosis de 0,0
y 0,2 mg∙L-1. Mientras que, en suelos con adición de quelatos se encontraron valores de
5,8 y 6,5 mg∙kg-1 en las mismas dosis de exposición, mostrando que utilización de
quelatos favoreció la acumulación de plomo en el suelo a través del tiempo.
Figura 7.6. Concentración de plomo al término del experimento de exposición crónica en
invernadero
0,000 0,025 0,050 0,100 0,200
Concentr
ació
n d
e P
b e
n s
uelo
(m
g. k
g-1
)
4.8
5.0
5.2
5.4
5.6
5.8
6.0
6.2
6.4
6.6 SUELO CON QUELATOS
SUELO SIN QUELATOS
L***,Q**
CV: 2.64
L**,Q¨**
CV:4.30
Concentraciones de Pb en el agua de riego (mg.L-1)
L, Q: Lineal, cuadrático. *,**,*** Significante en niveles de probabilidad de ≤ 0,05; 0;01 y
0,001, respectivamente.
El comportamiento del pH del suelo durante el experimento de exposición crónica a
plomo en invernadero se muestra en la figura 8.7. En general, se observó una reducción
del pH en ambos tipos de suelos tratados con quelatos y sin quelatos a los 15, 30 y 45
DIT. Se observó aumento de la acidez del suelo al incrementarse la dosis de exposición
a plomo en el agua de riego tanto en los suelos tratados con quelatos y sin quelatos.
A los 15 DIT, se encontró un pH de 5,7 y 5,8 en la dosis de exposición de 0,0 mg∙L-1, sin
embargo, en la dosis de 0,2 mg∙L-1 se observó reducción del pH con valores de 5,2 y 5,4
en suelos con y sin quelatos, respectivamente (Figura 8.7 A). A los 30 DIT, se observó la
misma tendencia con ganancia de acidez en ambos casos con valores de 5,6; 5,5 y de
54 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
4,8; 4,4 en las mismas dosis de exposición. A los 45 DIT se observaron tendencias
similares de acidez a los obtenidos en los muestreos anteriores (Figura 8.7 B, C).
Figura 7.7. Valores de pH a los 15 (A), 30 (B( y 45 (C) (DIT) sin adición y con adición de quelatos
CV: coeficiente de variación. L, Q, C: Lineal, cuadrático, cúbico. *,**,***. Significante en
niveles de probabilidad de 0,05; 0,01 y 0,001, respectivamente.
15 DIT
30 DIT
45 DIT
Resultados 55
En cuanto al efecto del plomo sobre el crecimiento de Pseudomonas fluorescens en el
experimento de la exposición crónica en invernadero se resume en la tabla 8.5.
No se observó diferencia estadística significativa en el diámetro de las colonias
bacterianas a los 0 y 15 DIT de exposición a plomo con respecto al testigo (0,0 mg∙L-1).
Sin embargo, se observó una tendencia lineal negativa a los 30 y 45 DIT, con un valor de
0,63; 0,55 en la dosis de 0,0 mg·L-1 y de 0,61; 0,36 en las dosis de exposición de 0,2
mg∙L-1 de plomo, mostrando disminución del diámetro bacteriano con respecto al testigo.
En cuanto a la utilización de quelatos, solo se observaron diferencias a los 45 DIT de
exposición al metal (Tabla 7.5).
Tabla 7.5. Efecto del plomo sobre el crecimiento de Pseudomonas fluorescens
LOGARITMO (LOG10) DEL DIAMETRO DE COLONIAS
Concentración de Pb en el agua
de riego
DÍAS DE RECUENTO
0 DE 15 DE 30 DE 45 DE
(mg∙L-1
)
0,000 0,62 ± 0,01 0,60 ± 0,04 0,63 ± 0,02 0,61 ± 0,02
0,025 0,62 ± 0,01 0,62 ± 0,01 0,59 ± 0,02 0,60 ± 0,03
0,050 0,62 ± 0,01 0,59 ± 0,02 0,61 ± 0,02 0,61 ± 0,02
0,100 0,62 ± 0,01 0,60 ± 0,02 0,59 ± 0,02 0,58 ± 0,04
0,200 0,62 ± 0,01 0,59 ± 0,03 0,55 ± 0,03 0,36 ± 0,28
1SIGNIFICANCIA NS
NS
L**
L***
Quelatos
Con 0,62 ± 0,01 0,60 ± 0,03 0,60 ± 0,03 0,49 ± 0,20
Sin 0,62 ± 0,02 0,60 ± 0,02 0,59 ± 0,04 0,61 ± 0,01
Significancia NS NS NS L*** 3Pb x Q NS NS NS ***
2CV 3,39 5
4,3 7,33
1NS: No significativo. L: Lineal. **,***: Significativo en los niveles de probabilidad ≤ 0,05;
0,001.
2CV: Coeficiente de variación
3Interacción entre concentración de Pb y tipo de fertilizante
DE: Desviación Estándar
56 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
Cada valor corresponde a la media de cada uno de los tratamientos ± la desviación
estándar.
En la figura 7.8 se observa el efecto del plomo sobre el diámetro de las colonias
bacterianas de Pseudomonas fluorescens en la dosis de exposición de 0,025; 0,005; 0,1
y 0,2 mg∙L-1 de plomo con respecto al testigo. En la imagen se observa disminución en el
diámetro de las colonias bacterianas en la dosis de exposición 0,2 mg·L-1 Pb con
respecto a las demás dosis de exposición, mostrando visiblemente efecto tóxico nocivo
sobre las bacterias.
Figura 7.8. Efecto del plomo sobre el crecimiento de las colonias bacterianas de
Pseudomonas fluorescens en la dosis de exposición de 0,025; 0,05; 0,1; 0,2 mg∙L-1 Pb y
testigo.
8. Discusión
Según la Agencia de Protección Ambiental Americana (EPA), la investigación con
semillas para la evaluación de la toxicidad de sustancias químicas representa un
indicador de contaminación ambiental importante para el análisis de exposición de
sustancias tóxicas en el ambiente (Sobrero et al, 2008).
(Cooper et al, 2017).
Según Malar et al, 2014 el plomo inhibe el voltaje de la actividad de los canales de
calcio mediante transporte competitivo lo cual puede inhibir la proliferación celular y
causar apoptosis. El plomo puede causar inhibición de la actividad enzimática e
interacción con los grupos sulfhídrilos causando disminución del ATP en las
mitocondrias y por consiguiente desacoplamiento de la fosforilación oxidativa, lo que
afecta directamente a la fotosíntesis e inhibe el desarrollo de nuevos tejidos de la
nueva planta (Cheyns et al, 2012). Lo que indica el efecto del plomo sobre el
crecimiento y elongación de nuevos tejidos de la nueva planta, en la exposición
aguda sobre semillas.
Estudios sobre la exposición de Pb (NO3)2 sobre el células radiculares en Allium cepa
L. mostraron alteraciones en la forma del núcleo y descomposición del material
genético nuclear en las células, mostrando destrucción de los microtúbulos del huso
mitótico, además de, causar c-mitosis caracterizada por el bloqueo celular en
prometofase, lo que induce a la inhibición del crecimiento de la raíz de las plantas
(Chen et al, 2015). La inhibición del crecimiento radicular e hipocótilo bajo toxicidad
por plomo en plántulas de acelga y lechuga puede ser resultado del efecto causado
por el plomo en la división celular (Chen et al, 2015).
58 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
Por otro lado, los efectos de la exposición crónica a plomo en los experimentos de
hidroponía e invernadero se observó sobre la biomasa vegetal de las plantas de
acelga y lechuga en cada uno de los muestreos (Tablas 8.2; 8.3). De manera general
se pudo observar que el plomo causó efectos tóxicos a los 30 y 45 DIT sobre la
biomasa vegetal de las plantas, observándose diferencias estadísticas en cada uno
de los tratamientos de exposición a plomo en hidroponía, mientras que, en lechuga,
sólo se observaron efectos a los 15 después del inicio de la exposic ión.
Lo anterior podría indicar que, uno los síntomas específicos de exposición a plomo en
plantas se caracteriza por la reducción del peso seco de las raíces y parte aérea,
dado que, el plomo causa disminución del contenido proteico en los tejidos y
alteración en la composición de lípidos (Chyens et al, 2012; Cao et al, 2015). En
investigaciones con plantas de P. vulgaris y Z. mays expuestas a plomo, se
observaron cambios en la concentración de glucolípidos como monogalactosil y
diacilgliceroles responsables del aumento de la masa vegetal (Hu, et al, 2015). Sin
embargo, la disminución del peso seco en plantas expuestas a plomo presenta
variabilidad dependiendo de la especie. En plantas de Platango major se observó
disminución del peso seco, sin embargo, en Z. mays se observó un aparente
aumento del peso seco con incremento de la síntesis de polisacáridos en la pared
celular (Hu et al, 2015), lo que nos indica que, el efecto de plomo va ligado
directamente a la especie de plantas expuestas y en este caso el plomo afectó tanto a
las acelgas como a las lechugas después de la exposición.
En las figuras 8.2 y 8.4 se muestra la bioacumulación de plomo en el tejido vegetal de
las plantas expuestas en los ensayos de hidroponía e invernadero. De manera
general se observó que a mayor dosis de exposición mayor concentración del metal
en el tejido de ambas especies de plantas. Sin embargo, la mayor bioacumulación del
plomo se presentó en raíces con un valor de 12 mg·kg -1. Esto puede deberse a que,
el plomo se mueve predominantemente dentro del apoplasto de la raíz en una forma
radial a través del córtex y se acumula cerca de la endodermis formando depósitos de
precipitación como carbonato de plomo en la pared celular (Sharma et al, 2005; Ali, et
al, 2013).
Discusión 59
La endodermis también actúa como una barrera parcial al movimiento del plomo entre
la raíz y la parte aérea, siendo la banda de Caspari el factor limitante que restringe el
transporte del plomo (Tian et al, 2014). En ensayos realizados con plantas de Oryza
sativa L. los niveles de localización de plomo acumulado fueron de 1,7 a 3,3 mayor en
las raíces que en la parte aérea, dado que, el transporte del plomo hacia otros
órganos es limitado por la endodermis en la raíz (Sharma et al, 2005; Tian et al,
2014). De manera general la concentración de plomo en las plantas de acelga y
lechuga que fueron expuestas en los experimentos de hidroponía e invernadero tuvo
mayor bioacumulación en las raíces que en las hojas de ambas especies plantas
(Figura 8.2 y 8.4).
Por otro lado, aunque la absorción del plomo está limitada por la endodermis en la raíz, la
utilización de quelatos sintéticos en la fertilización puede favorecer la toma de metales
del suelo a través de las raíces de las plantas (Ferreyroa et al, 2014). En la figura 8.4 y
8.5 se observa la bioacumulación del plomo con adición de quelatos en el tejido vegetal
en mg·kg-1 y en µg de plomo en las plantas expuestas en el experimento de invernadero.
Se observó que las plantas de acelga y lechuga que fueron tratadas con quelato sintético
(EDTA), acumularon el metal en mayor concentración en hojas en comparación con las
plantas que no fueron tratadas con quelatos. La adición de quelatos sintéticos al suelo
como H-EDTA o EDTA aunque no es una práctica común en la agricultura, son utilizados
por los agricultores cuando se han identificado deficiencias nutricionales en el suelo de
elementos menores en el suelo como Fe, Cu, Mg, Mn importantes para la nutrición
vegetal.
La adición de quelatos al suelo junto con un pH bajo, impide la retención del plomo en
la pared celular y permite su absorción y translocación hacia la parte aérea de las
plantas (Jarvis et al, 2002). Los mecanismos de defensa de las plantas impiden que
partículas grandes como el plomo no puedan cruzar fácilmente la banda de Caspari
debido a su tamaño, carga y unión a los grupos carboxilos del ácido galacturónico de
la pared celular. Sin embargo, cuando el metal forma el complejo con los quelatos, la
solubilidad aumenta y el tamaño de las partículas disminuye haciéndose invisible a
los mecanismos de defensa de las plantas, tales como la unión a la pared celular y la
precipitación con fosfatos (Lee et al, 2014). Algunos experimentos de quelación han
reportado que la concentración del plomo en la parte aérea de las plantas podría ser
60 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
incrementada en 1% (P/P) en la biomasa seca de la parte aérea de las plantas por
adición de un agente quelante en un suelo contaminado (Epelde et al, 2008;
Mühlbachova, 2011).
En cuanto al plomo acumulado y el pH en el suelo luego de la exposición crónica a
plomo en el ensayo de exposicón crónica en condicioines controladas en
invernadero se pudo observar de manera general, que la concentración de plomo
retenido fue mayor en el suelo con adición de quelatos que en el suelo sin
quelatos. Esto puede deberse a que, el plomo está clasificado como un ácido débil
de Lewis dado que es una sustancia que no contiene oxigeno y se comporta como
un ácido y es capaz de aceptar electrones mediante la formación de enlaces
covalentes (Naghipour et al, 2016) causando eventualmente acidificación del
suelo. El plomo está estrechamente ligado a la materia orgánica o material
coloidal del suelo como precipitado por su carga electroquímica y elementos
sinteticos como EDTA podrían reterner el metal en el suelo y aumentar su
concentración (Kim, et al, 2003; Finzgar et al, 2007).
Blaylock et al, 1997 ha reportado que en un suelo con un pH de entre 5,5 y 7,5 la
solubilidad del plomo aumenta y está controlada por fosfatos o precipitados de
carbonatos en el suelo lo que lo hace poco disponible y propenso a la acumulación.
Nikasar et al, 2005 en ensayos con columnas y plantas de trigo demostró que la
adsorción del plomo en el suelo aumenta al incrementar el pH y disminuye cuando
cuando aumenta la temperatura y la velocidad de flujo de la solución, concluyendo
que la retención del plomo en el suelo está ligada a la acidéz y a la presencia de la
materia orgánica.
En la tabla 8.5 se describe el efecto de la exposición crónica a plomo sobre las
colonias de Pseudomonas fluorescens tomadas del suelo rizosferico de las plantas
expuestas en el ensayo de exposición crónica de invernadero. Se encontraron
diferencias estadisticas en el diámetro de las colonias bacterianas a los 30 y 45 días
después de iniciado los tratamientos (DIT), evidenciandose disminución en el
crecimiento bacteriano al aumento de la dosis de exposición (Figura 8.8).
Discusión 61
Los microorganismos constituyen una herramienta fundamental en la investigación
de contaminantes ambientales, dado que, pueden ser indicadores de
contaminación ambiental por su alta sensibilidad a los cambios del ambiente (Liu
et al, 2017). Algunos estudios han reportado disminución tanto de la diversidad
como de la actividad de los microorganismos en el suelo como la respiración y la
biomasa microbiana. Estos factores pueden ser indices importantes para la
evaluación de contaminación ambiental basados en estandares internacionales
como la ISO, 2002; ISO, 1997 (Bond-Lamberty et al, 2010; Muñoz et al, 2012).
Eisenia fetida es el microorganismo que generalemte es usado para los ensayos
de toxicidad en el laboratorio debido a su facil crecimiento y alta sensibilidad a
elementos de contaminación como metales OECD, 1984 (Jusselme et al. 2012).
No obstante, el efecto tóxico causado por metales se ve reflejado sobre la
respiración y el mecanismo celular de transformación de la materia orgánica en el
suelo (Liu et al, 2017).
Algunos microorganismos como Arthrobacter, Azospirillium, Azotobacter, Bacillus,
Pseudomonas sp son llamados promotores del crecimiento vegetal y biocontroladores
(PGPB) dado a sus beneficios en el crecimiento de las plantas y mecanismos de
fijación de nitrógeno atmosférico, solubilización de fosfato inorgánico y mineralización
de la materia orgánica ente otros (Esitken et al, 2010; Pantoni et al, 2016), sin
embargo, la exposición a metales como Cadmio, Cromo, Plomo entre otros, causa
disminución en el número y tamaño de las cepas bacterianas e inhibición del
crecimiento.
Los efectos tóxicos causados por metales generalmente se dan sobre la respiración
celular y el ADN causando efectos genotóxicos en la sustitución de nucleótidos en el
material genético causando finalmente mutagenicidad (Azario, 2014). Por lo tanto, el
efecto del plomo sobre Pesudomonas fluorescens en el alcance esta investigación se
pudo observar efectos tóxicos nocivos sobre de las colonias, ocasionando
disminución del crecimiento e inhibición del diámetro de las colonias en la dosis de
exposición de 0,2 mg·L-1 de plomo, mostrando que, a mayor concentración de
exposición mayor el efecto tóxico sobre las bacterias (Figura 8.8).
62 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
Finalmente, los diferentes ensayos de exposición a plomo de manera aguda y crónica
tanto en semillas como en hidroponía e invernadero, mostraron efectos nocivos
causados por la exposición a plomo en plantas de acelga y lechuga, así como
bioacumulación en el tejido vegetal y efectos sobre crecimiento de colonias de
Pseudomonas fluorescens. Los efectos nocivos del plomo se observan de manera
proporcional al aumento de la dosis de exposición, mostrando efectos visibles en las
plantas, así como también, efectos en las bacterias.
Se pudo determinar que existieron efectos tóxicos nocivos en la dosis de 0,2 mg·L -1
de plomo sobre la biomasa de las plantas evaluadas en los experimentos de
hidroponía e invernadero, así como, efectos sobre el crecimiento bacteriano en la
misma dosis de exposición. Se observó que la utilización de quelatos sintéticos en la
fertilización podría facilitar la toma del plomo hacia la parte aérea de las plantas y
aumentar su concentración con respecto a las raíces. Sin embargo, aunque la
endodermis representa una barrera de entrada del plomo, el uso de quelatos
sintéticos en prácticas agrícolas convencionales podría favorecer la bioacumulación
de metales tóxicos nocivos en las hojas de las plantas representando una fuente de
exposición a los seres humanos.
Se pudo determinar con la exposición a plomo en los diferentes experimentos que, las
plantas de lechuga son menos susceptibles a los efectos tóxicos causados por este
metal que las plantas de acelga coincidiendo con los resultados obtenidos por
Miranda et al, (2008).
Las plantas han desarrollado mecanismos altamente específicos para absorber,
traslocar y acumular nutrientes, sin embargo, algunos metales y metaloides que no
son esenciales para las plantas son absorbidos, traslocados y acumulados en las
plantas, debido que, presentan un comportamiento electroquímico similar a los de los
elementos requeridos por las plantas (Lasat, 2000).
Discusión 63
En estudios realizados por Hoyos et al, 2014 demuestran que las plantas de Brassica
oloreacea subsp. Capitata regadas con diferentes dosis de plomo y cadmio (0, 150 y
300 mg·L-1) demostraron mediante el método de absorción atómica que las plantas
bioacumularon en mayor concentración los metales en la máxima concentración de
exposición, mostrando una relación direccional ascendente con las soluciones
concentradas de los diferentes tratamientos.
Cabezas et al, 2004 demostraron que plantas de tres especies vegetales Vicia sativa
L. (Veza), Hordeum vulgare (Cebada) y Helianthus annuus L. (Girasol) que fueron
sembradas en suelos enmendados con lodos de una depuradora en condiciones de
invernadero, las concentraciones totales de Cu, Zn, Cr y Pb se incrementaron
linealmente en parte aérea de las tres especies vegetales, demostrando que las
plantas pueden tomar del suelo y traslocar metales hacia las hojas y frutos y que
pueden entrar a la cadena alimenticia.
Las plantas capaces de absorber y acumular metales por encima del límite máximo
permisible que otras especies de plantas en un mismo suelo se le denominan
hiperacumuladoras y se encuentran principalmente en suelos que son ricos en
metales por condiciones geoquímicas naturales o contaminación antropogénica
(Moral et al, 1994). Las plantas hiperacumuladoras generalmente tienen poca
bioamasa debido que, ellas utilizan más energía en los mecanismos necesarios para
adaptarse a las altas concentraciones del metal en sus tejidos (Kabata-pendias,
2000), no obstante, la capacidad de las plantas de tomar y bioacumular metales y
otros posibles contaminantes a través de las raíces depende en gran medida de la
especie vegetal y la naturaleza de los contaminantes.
Finalmente, dado que el plomo es un metal que representa alto riesgo para la salud
del ser humano, se puede estimar el riesgo tóxico por ingesta del metal en proporción
a la concentración y consumo del alimento en el tiempo. Sin embargo, los efectos
nocivos por consumo están relacionados con la edad y el peso corporal de cada
individuo entre otras variables intrínsecas de cada organismo. Los efectos tóxicos del
plomo pueden generar a largo plazo problemas de salud y es necesario realizar de
64 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
manera constante investigaciones sobre las dosis de exposición de metales como el
plomo en plantas que podrían estar expuestas al agua de riego y suelo contaminados
con plomo.
9. Conclusiones y recomendaciones
9.1 Conclusiones
La exposición aguda a plomo causó efectos tóxicos sobre la germinación de semillas y el
crecimiento de las plántulas de acelga y lechuga evidenciándose disminución en la
formación y crecimiento de nuevos tejidos en la plántula, mostrando reducción de la
germinación y crecimiento a mayor concentración de exposición.
El efecto tóxico del plomo en las plantas expuestas de cada uno de los experimentos de
exposición crónica, se evidenció mediante la reducción de la bioamasa vegetal en cada
uno de las dosis de exposición con respecto al testigo. Los efectos observados en las
plantas evaluadas pueden ser de manera creciente a medida que se aumenta la
concentración de exposición. Sin embargo, el crecimiento vegetal también puede ser
afectado por las propiedades físico-químicas del suelo como el pH, contenido de materia
orgánica entre otros, que pueden facilitar la retención y disponibilidad de cationes como
el plomo en el suelo.
La adición de quelatos en la fertilización aunque no es una práctica común, se utiliza
cuando existen deficiencias de elementos menores en el suelo como hierro, Manganeso,
Cobre entre otros fundamentales para la nutrición de las plantas, sin embargo, se
evidenció que la adición de estas sustancias a los fertilizantes puede favorecer la toma
de otros elementos potencialmente tóxicos como cationes de metales como el plomo,
debido a su valencia positiva son fácilmente fijados y transportados a los tejidos de las
plantas.
Se identificaron microorganismos rizosféricos como Pseudomonas fluorescens que
cumplen un papel esencial con las plantas en la rizosféra, debido a la producción de
fitohormonas de crecimiento vegetal, mantenimiento, reciclaje y equilibrio del
66 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
agroecosistema. Se pudo observar disminución del crecimiento y proliferación de las
colonias bacterianas después de la exposición a plomo. Lo que indica que el plomo
causa efectos tóxicos no solo a plantas de consumo humano, sino que también, a
organismos con baja complejidad orgánica.
Hortalizas como acelga y lechuga pueden tomar el plomo a través de las raíces y
transportarlo a tejidos comestibles como las hojas donde se acumulará y que finalmente
será tomado por el ser humano mediante la alimentación. No obstante, ninguna
concentración de plomo puede considerarse como segura, debido a que la ingesta de
manera continua de plomo contenida en los vegetales incluso a bajas concentraciones
puede causar efectos nocivos a la salud de los seres humanos a mediano y largo plazo.
Finalmente, la estimación de las concentraciones de plomo y sus efectos tóxicos puede
ser evaluada mediante bioensayos con semillas y organismos con baja complejidad
orgánica para estimar las concentraciones de vertimiento y exposición. También, metales
como el plomo contenido en el tejido vegetal puede determinarse mediante el empleo de
el método analítico recomendado por la AOAC la cual emplea la técnica analítica de
Espectroscopia de Absorción Atómica con horno de grafito lo cual determina
concentraciones trazas del metal.
9.2 Recomendaciones
Se recomienda realizar un control de calidad de los recursos naturales utilizados como el
agua y el suelo, así como también, establecer buenas prácticas agrícolas en el cultivo de
hortalizas, debido a que elementos metálicos contenidos en ellos pueden estar presentes
en bajas concentraciones y ser tomados por las plantas a través de la raíz.
Se deben realizar análisis del contenido de metales del suelo, para la posterior utilización
de quelatos en la agricultura, ya que la aplicación de estos agentes quelantes pueden
facilitar la toma de metales por las plantas y transportarlo a tejidos como las hojas y
raíces, que luego pasarían finalmente al ser humano mediante el consumo directo e
indirecto.
Conclusiones y Recomendaciones 67
Adicionalmente se recomienda el uso de microorganismos como bacterias de baja
complejidad orgánica para la evaluación de dosis de exposición a sustancias tóxicas
como el plomo entre otros, ya que debido a su baja complejidad orgánica, pueden ser
bioindicadores de contaminación ambiental.
Se deben realizar investigaciones complementarias de exposición al plomo y otros
metales con nuevas especies de plantas destinados a consumo humano para determinar
la concentración bioacumulable y compararla con los límites máximos permitidos por la
normatividad colombiana.
Bibliografía
AOAC Official Method 999.10. (2002). Lead, Cadmium, Zinc, Copper, and Iron in
Food Atomic Absorption spectrophotometry after Microwave Digestion. First Action
1999.
Abollino, O., Aceto, M., Malandrino, M., Mentaste, E., Sarzanini, C. and Barberis, R.
(2002). Distribution and Mobility of Metals in Contaminated Sites. Chemometric
Investigation of Pollutant Profiles. Environmental Pollution, 119: 177.
Alemeida, S M Julio. (1994). M.A.M Reis and J. T. Carrondo. Nitrite Inhibition of
Denitrification by Pseudomonas fluorescens. Lab. Eng. Biochemistry. Monte da
caparica. Portugal.
Ali, B. Wang, B. Ali, S. Ghani, M.A. Hayat, M.T. Yang, C. Xu, L. Zhou, W.J. (2013). 5-
Aminolevulinic acid ameliorates the Growth, photosynthetic gas exchange capacity,
and ultrastructural changes under cadmium stress in Brassica napus L. J. Plant
Growth Regul. 32, 604–614.
Agency for Toxic Substance and Disease Registry (ATSRD) (2005). Toxicological
Profile for Lead, U.S. Department of Health and Humans Services, Public Health
Service, Centers for Diseases Control, Atlanta, GA.
Andrades, R. Aramendía, A. Masaguer, A. (2015). Prácticas de edafología: Métodos
didácticos para el análisis de suelos. Universidad de la Rioja. España.
Alpizar, G. Cruz, G. (2012). Evaluación de la toxicidad de cadmio en las semillas de
huizache yóndiro (acasia farmesiana) recolectadas en jales mineros. Universidad de
Guanajuato. México.
70 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
Alonso, L. Poveda, J. (2008). Estudio comparativo en técnicas de recuento rápido en
el mercado y placas petriflim para el análisis de alimentos. Pontificia Universidad
javeriana. Bogotá D.C.
Arnold, R., Di Christina, T. y Hoffman, M. R. (1988). Reductive dissolution of Fe (III)
oxides by Pseudomonas sp 200. Biotechnol. Bioeng. 32:1081-1096.
Arroyabe, S. Correa, F. (2009). Análisis de la contaminación del suelo: Revisión de la
normativa y posibilidades de regulación económica. Universidad de Medellín.
Azario, R. (2014). Análisis de la toxicidad de metales contaminantes sobre el
crecimiento de E. coli: efecto de Cromo, Plomo y Cadmio en solución. Universidad
Nacional del Litoral. Uruguay.
Azimzadeh, Y., Shirvani, M., Shariatmadari, H., (2014). Green manure and overlapped
Rhizosphere effects on Pb chemical forms in soil and plant Uptake in Maize/Canola
intercrop Systems: a Rhizobox study. Soil Sediment Contam. Int. J. 23, 677–690.
Blaylock, MJ. Salt, DE. (1997). Enchanced accumulation of Pb in Indian mustrad by
solid-applied chelatin agents. Environ. Sci Technol. 31 860-865.
Barceló, J. LLugany, M. Lombini, A. Poschenrieder, C. (2005). Plant nutrition for food
security, human health and enviromental protections. 634-635. Tsinghua University
press. Beiging. China
Burtón, K.W.; Morgan, E.; Roig, A. (1994). The influence of heavy metal son the
growth of sitka-spruce in south Wales forests. Plant Soil. 78:271-282.
Bond-Lamberty, B. Thomson, A. (2010). Temperature-associated increases in the
global soil respiration record. Nature 464, 579-582.
Bradberry SM, Wilkinson JM, Ferner RE. (2014). Systemic toxicity related to metal hip
prostheses. Clin Toxicol 52: 837-47.
Bibliografía 71
Brown, L. Seaton, K. Mohseni, R. Vasiliev, A. (2013). Immobilization of heavy metals
on pillared montmorillonite with a grafted chelate ligand. Journal of Hazardous
Materials 261 - 181– 187.
Cabezas, J. Alonso, J. Pastor, J. Sastre, I. Lobo, M. Absorción y acumulación de
metales pesados en tres especies vegetales en suelos enmendados con lodos de
depuradora. Enviromental Engineering IMEBE-012. México.
Camean, A. Repetto, M. (2006). Toxicología Alimentaria. España. Pág. 123-124.
Cao, D. Shi, X. Xie, P. Zhang, H. Deng, J. (2015). Effects of lead on tolerance,
bioaccumulation, and antioxidative de- fense system of green algae, Cladophora.
Ecotoxicology and Environmental Safety 112 (2015) 231–237.
Corporación Autónoma Regional de Cundinamarca (CAR) Acuerdo 043. (2006).
Cooper, Z. Bringolf, R. Cooper R. Loftis, K. Bryan, A. Martin, A. (2017). Heavy metal
bioaccumulation in two passerines with differing migration strategies. Science of the
Total Environment 592 (2017) 25–32
Costa LG, Aschner M, Vitalone A, Syversen T, Soldin PO (2003). Developmental
neuropathology of environmental agents. Annu Rev Pharmacol Toxicol; 44:87-110.
Colin V L, Villegas L B, Abate C M. (2012). Indigenous microorganisms as potential
bioremediators for environments contaminated with heavy metals. International
Biodeterioration & Biodegradation, 69, 28–37.
Cheyns, K. Peeters, S. Delcourt, D. Erik Smolders. (2012). Lead phytotoxicity in soils
and nutrient solutions is related to lead induced phosphorus deficiency. Environmental
Pollution 164 (2012) 242-247.
72 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
Chen, M. ei Zhang, L. Li, J. Jia He, X. Chi Cai, J. (2015). Bioaccumulation
andtolerance characteristics of a submerged plant (Ceratophyllum demersum L.)
exposed toxic metal lead. EcotoxicologyandEnvironmentalSafety122(2015)313–321
Departamento Nacional de Estadísticas de Colombia, DANE. (2014). Mnisterio de
Agricultura de Colombia.
Encuesta Nacional Agropecuaria, ENA. (2014). Ministerio de Agricultura de Colombia.
Esitken, A. Yildiz, H. Ercisli, S. Donmez, M. Turan, M. Gunes, A. (2010). Effects of
plant growth promoting bacteria (PGPB) on yield, growth and nutrient contents of
organically grown strawberry. Scientia Horticulturae. 124 62–66
Epelde, L. Hernández-All, J. Becerrilb, J.M. Blancoa, F. Garbisu, C. (2008). Effects of
chelates on plants and soil microbial community: comparison of EDTA and EDDS for
lead phytoextraction. Sci. Total Environ. 401, 21–28.
Flora SJS, Mittal M, Mehta A (2008). Heavy metal induced oxidative stress & its
possible reversal by chelation therapy. Indian J Med Res;128: 501-23.
Ferreyroa, G. M. Lagorio, G. Trinelli, M. Lavado, M. Molina, F. (2017). Lead effects on
Brassica napus photosynthetic organs. Ecotoxicology and Environmental Safety 140
(2017) 123–130.
Fischer, G. Carranza, C. Miranda, D. (2008). Calidad del agua de riego en la sabana
de Bogotá. Universidad Nacional de Colombia. Bogotá D.C.
Fischer, S. Príncipe, A. Alvarez, F. Cordero, P. Castro, M. Godino, A. (2013). Fighting
plant diseases through the application of Bacillus and Pseudomonas strains. In: Aroca
R, editor. Symbiotic endophytes, soil biol., vol. 37. Berlin: Springer. p. 165-93.
Bibliografía 73
Finzgar, D. Leštan (2007). Multi-step leaching of Pb and Zn contaminated soils with
EDTA. Chemosphere 66 824–832.
García, I. and Dorronsoro, C. (2005). Contaminación por Metales Pesados. En
Tecnología de Suelos. Universidad de Granada. Departamento de Edafología y
Química Agrícola.
Garza A, Chávez H, Vega R, Soto E. (2005). Mecanismos celulares y moleculares de
la neurotoxicidad por plomo. Salud Mental; 28:48-58.
Goyer RA, Clarsksom WT.Toxic effects of metals (2001). En: Klaassen CD editor.
Casarett and Doull’s Toxicology. The basic Science of poisons. New York: McGraw-
Hill; 811-67.
Godino, A. Príncipe, A. Fischer. (2016). A deficiency in PGPR Pseudomonas
fluorescens SF39a affects bacteriocin production and bacterial fitness in the wheat
rhizosphere. Research in Microbiology 167 (2016) 178-189.
Guo, Y.B., Hong, F., Chong, C., Jia, C.J., Fan, X., Ying, L. (2013). Heavy metal
concentrations in soil and agricultural products near an industrial district. Pol. J.
Environ. Stud. 22, 1357-1362
Han, F.X., Banin, A., Kingery, W.L., Triplett, G.B., Zhou, L.X., Zheng, S. J. and Ding,
W.X. (2003). New Approach to Studies of Heavy Metal Redistribution in Soil.
Advances in Environmental Research, 8: 113-120
Hamels, F., Maleve, J., Sonnet, P., Kleja, D.B., Smolders, E., 2014. Phytotoxicity of
trace metals in spiked and field-contaminated soils: linking extractable metals with
toxicity. Environ. Toxicol. Chem. 33, 2479–2487.
Hu, R., Sunc,K., Suc, X., Pana, Y., Zhanga, Y., Wanga, X. (2015). Physiological
responses and tolerancemechanismstoPbintwoxerophils: Salsola passerina Bunge
and Chenopodium album L. J.Hazard.Mater.205-206,131–138.
74 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
Huang, wj. Grunes, DL. Kochian, LV. (1994). Voltage dependent Ca++ influx into rigth-
side-out plasmamembrane vesicle isolated from wheat root: Characteristic of a
piruvate Ca++ Channel. Proc. Nalt. Acad. Sci. USA 91: 3473-3477.
Hoyos, M. Guerrero, A. (2014). Bioaccumulation of lead and cadmio in Brassica
oloreacea subsp.capitata (L.) Metzg. And raphanus sativus L. Facultad de ciencias
Biológicas, Universidad Nacional de Trujillo. Perú.
IARC (1980). Monograph on the evaluation of carcinogenic risck of the chemical to
man, vol 23. World Health Organization, lyon, France.
Al-Selah, Iman. Abduljabbar, M. (2017). Heavy metal bioaccumulation in two
passerines with differing migration strategies. Environmental Health Program, King
Faisal Specialist Hospital & Research Centre, PO Box: 3354, Riyadh 11211, Saudi
Arabia
Jarvis, S.Leung, DWN. 2002. Chelated lead transport in pinus radiata: an
ultrastructural study. Envoront. Exp. Bot. 48:21-32.
Jez, E. Lestan, D. (2016). EDTA retention and emissions from remediated soil.
Chemosphere 151 (2016) 202e209
Jusselme, M. Poly, F. Miambi, E. Mora, P. Blouin, M. Pando, A. Rouland, C. (2012).
Effect of earthworms on plant Lantana camara Pb-uptake and on bacterial
communities in root-adhering soil. Sci. Total Environ. 416, 200-207.
Khan, A., Khan, S., Khan, M.A., Qamar, Z., Waqas, M., (2015). The uptake and
bioaccumulation of heavy metals by food plants, their effects on plants nutrients, and
associated health risk: a review. Environ. Sci. Pollut. Res. Int. 22, 13772–13799.
Kim, Y. Lee, S.K. Ong (2003). Factors affecting EDTA extraction of lead from lead
contaminated soils, Chemosphere 51 845–853.
Bibliografía 75
Kabata-Pendias, A. (2000). Trace elements in soils and plants. Third Edition. CRC
Press, Inc. Boca Raton. USA. pp. 365, 413.
Lasat, MM. 2000.The use of plant for the removal of toxic metals from contamited soil.
American Associations for the advancement of science, Enviromental Science and
Engeniering Fellow. 33 p.
Lee, S-Z.; Chang, L.; Yang, H-H.; Chen, C-M.; M-C. (1998) Absortions Characteristics
of lead onto soils. J. Haz. Mat. 63:37-49.
Lee, J. Sung, K. (2014). Effects of chelates on soil microbial properties, plant growth
and heavy metal accumulation in plants. Ecological Engineering 73. 386–394.
Liu, G. Ling, S. Zhan, X. Lin, Z. Zhang, W. Lin, K. (2017). Interaction effects and
mechanism of Pb pollution and soil microorganism in the presence of earthworm.
Chemosphere 173 (2017) 227-234.
Luo W, Rudo A. Corneils A M, Gestel V. (2014). Determining the bioavailability and
toxicity of lead contamination to earthworms requires using a combination of
physicochemical and biological methods. Environmental Pollution, 185, 1–9.
Lu, X. Ninga, X. Leec, P. Shihb, K. Wang, F. Zeng, E. (2017). Transformation of
hazardous lead into lead ferrite ceramics: Crystal structures and their role in lead
leaching. Journal of Hazardous Materials 336 (2017) 139–145
Ma, Q.; Rengel, Z.; KUO, J. (2002). Aluminium toxicity in rye (Secale cereale): Root
growth and dynamics of cytoplasmic cytoplasmic calcium in intact root tips. Annals of
Botany Company.
Malar, S. Manikandan, R. Favas, P. Sahi, S. Venkatachalam, P (2014). Effect of lead
on phytotoxicity, growth, biochemical alterations and its role on genomic template
stability in Sesbania grandiflora: A potential plant for phytoremediation. Ecotoxicology
and Environmental Safety 108249–257.
Mackenzie, L. (2005). Ingeniería y Ciencias ambientales. 1ra edición, Ed. McGraw-
Hill, pág. 77.
Mishra, A. Choudhari, MA. (1998). Amelioration of lead and mercury effects on
germination and rice seedling growth by antioxidants. Biol. Plant. 41: 469-473.
Miranda, D. Carranza C. Rojas A. Jeréz C. Fischer G. Zurita J. Acumulación de
metales pesados en suelo y plantas de cuatro cultivos horticulas, regados con agua
de rio bogotá. (2008). Universidad nacional de Colombia, facultad de agronomía.
76 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
Ministerio de Agricultura (2014). Decreto 1594, Usos del agua y residuos líquidos,
Santa Fe de Bogotá, DC, Colombia, 1984.
Moreiras (2013). Acelgas frescas. Consenso de la sociedad española de nutrición
comunitaria.
Moral, R. Palacios, G. Gómez, I. Navarro, J. Mataix, J. (1994). Distributions and
accumulation of heavy metals (Cd, Ni, and Cr) in tomato plant. Fresenius
Enviromental Bulletin. 3:95-399.
Moolenar W. Heavy Metal Balances, Part II. (1999). Management of Cadmium,
Copper, Lead, and Zinc in european-Agroecosistem. Rotterdam. Netherlands.
Muñoz, A. Ruiz, E. Abriouel, H. Gálvez, A. Ezzouhri, L. Lairini, K. Espínola, F. (2012).
Heavy metal tolerance of microorganisms isolated from wastewaters: Identification
and evaluation of its potential for biosorption. Chemical Engineering Journal, 210,
325–332.
Mühlbachova, G. (2011). Soil microbial activities and heavy metal mobility in longterm
contaminated soils after addition of EDTA and EDDS. Ecol. Eng. 37, 1064–1071.
Naghipour, D. Gharibi, H. Taghavi, K. Jaafari, Jalil. (2016). Influence of EDTA and
NTA on heavy metal extraction from sandy-loam contaminated soils. Journal of
Environmental Chemical Engineering 4 (2016) 3512–3518.
Nishioka, H. (1975). Mutagenic activities of metal-compounds in bacteria. Mut. Res.
31:185-189.
Nikazar, M. Afshari, N. (2005). Eliminación de metales pesados Pb (II), Cd(II) Cr(VI)
de disoluciones acuosas por adsorción por adsorción con residuos sólidos agrícolas
(Paja y salvado de trigo). En afinidad LXII, 518, julio agosto.
Bibliografía 77
Norton, G.J., Williams, P.N., Adomako, E.E., Price, A.H., Zhu, Y., Zhao, F.J., McGrath,
S., Deacon, C.M., Villada, A., Sommella, A., Lu, Y., Ming, L., De Silva, P.M.,
Brammer, H., Dasgupta, T., Islam, M.R., Meharg, A.A., 2014. Lead in rice: analysis of
baseline lead levels in market and field collected rice grains. Sci. Total Environ. 485 (-
486), 428–434.
Oyaizu H, Komagata K. (1983). Grouping of Pseudomonas species on the basis of
cellular fatty acid composition and the quinone system with special reference to the
existence of 3–hydroxy fatty acids. J. Gen. Appl. Microbiol.; 29:17-40.
Orisakwe, O.E., Nduka, J.K., Amadi, C.N., Dike, D.O., Bede, O., (2012). Heavy metals
health risk assessment for population via consumption of food crops and fruits in
Owerri, South Eastern, Nigeria. Chem. Cent. J. 6, 77.
Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura, (FAO).
2005 - 2011.
Patrick, L. (2006). Lead toxicity part II: the role of free radical damage and the use of
antioxidants in the pathology and treatment of lead toxicity. Altern. Med. Rev. 11, 114–
127.
Pérez, A. Barraza, Z. Martínez, D. (2015). Identificación de bacterias endófitas
resistentes a plomo, aísladas de plantas de arroz. Agron. Mesoam. 26(2):267-276.
Pontoni, L. Hullebusch, D. Fabbricino, M. Esposito, G. Pirozzi, F. (2016). Assessment
of trace heavy metals dynamics during the interaction of aqueous solutions with the
artificial OECD soil: Evaluation of the effect of soil organic matter content and colloidal
mobilization. Chemosphere, 163, 382–39.
Parelho C, Rodrigues A S, Barreto M C, Ferreira N G C, Garcia P. 2016. Assessing
microbial activities in metal contaminated agricultural volcanic soils - An integrative
approach. Ecotoxicology and Environmental Safety, 129, 242–249.
78 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
Perea, E. Ojeda, D. Hernandez, A. Ruíz, T. Martínez. J. (2010). Utilización de
quelatos en la agricultura. Facultad de Ciencias Agrotecnológicas/Universidad
Autónoma de Chihuahua. México.
Plan Nacional de Consumo de Frutas y Verduras de Colombia (PNCFV) (2013).
Ramírez A. (2005). El cuadro clínico de la intoxicación ocupacional por plomo. Anales
de la Facultad de Medicina 66: 57-70.
Repetto, M; Repetto, G. (2009). Toxicología Fundamental. Vol 1 (4ª edición). Madrid:
Ediciones Díaz de Santos.
Roberts, A. Boylen, Ch. Nierzwicki-Bauer, S. (2014). Effects ofleadaccumulationonthe
Azolla caroliniana–Anabaena association. Ecotoxicology and Environmental Safety
102 (2014) 100–104
Sierra, M. Rosa, C.E.V., Radetski, C.M. (1999). Usevof plant tests in the evaluation of
textile effluentvtoxicity. Ecotoxicology Environmental Research, 2:56-61.
Sanin, Helena (1998). Acumulación del plomo en hueso y sus efectos para la salud.
Salud pública Mex; 40:359-368
Seregin, IV. Ivaniov, VB. (2001). Physiological aspect of cadmiun and lead toxic
effects on higher plants. Russ. J. Plant Physiol. 48: 606-630.
Sharma, P.; Dubey, R.S. (2005) Lead toxicity in plants. Plant Fisiol 17: 5-52
Smolders, E. Oorts K. Peteers S. Lanno, R. Cheyns, K. (2015). Toxicity in lead salt
spiked soils to plants, invertebrates and microbial processes Unraveling effects of
acidification, salt stress and ageing reactions. Science of the Total Environment 536
(2015) 223–231.
Steinnes, E., (2013). Lead. In: Alloway, B.J. (Ed.) vol. 22. Springer Link, pp. 395–409.
Bibliografía 79
Schwertfeger, D.M., Hendershot, W.H. (2013). Toxicity and metal bioaccumulation in
Hordeum vulgare exposed to leached and nonleached copper amended soils.
Environ. Toxicol. Chem. 32, 1800–1809.
Subset, R. (2003). Selection of an adsorbent for Lead removal from drinking water by
a point-of-use treatment device, Water Research. 37, 4904-4912.
Soghoian, S. y Sinert, R. (2008). Toxicity, Heavy Metals. eMedicine [On-line
information]. http://emedicine.medscape.com/article/814960-overview. Acceso:
27/10/16.
Sobrero y Ronco (2008). Ensayo de toxicidad aguda con semillas de lechuga Lactuca
sativa L. Universidad Nacional de La Plata, Argentina, Centro de Investigaciones
sobre el Medio Ambiente (CIMA).
Thakur, S., Singh, L., Wahid, Z.A., Siddiqui, M.F., Atnaw, S.M., Din, M.F., (2016).
Plantdriven removal of heavy metals from soil: uptake, translocation, tolerance
mechanism, challenges, and future perspectives. Environ. Monit. Assess. 188, 206.
Toscano CD, Guilarte RT. (2005) Lead neurotoxicity: from exposure to molecular
effects. Brain Res Rev; 49:529-54.
Tian, T., Ali, B., Qin, Y., Malik, Z., Gill, R.A., Ali, S., Zhou, W., (2014). Alleviation of
lead toxicity by 5-Aminolevulinic acid is related to elevated growth, photosynthesis,
and suppressed ultrastructural damages in oilseed rape. BioMed. Res. Int. 2014, 1–
11.
Tchounwou, P.B., Yedjou, C.G., Patlolla, A.K., Sutton, D.J. (2012). Heavy metal
toxicity and the environment. EXS 101, 133–164.
Valdivia Melinda M. (2005) Intoxicación por plomo. Rev. Soc. Per. Med. Inter. 18(1)
80 Evaluación de rasgos fitotóxicos y bioacumulación de plomo en acelgas (Beta vulgaris) y lechugas (Lactuca sativa L.) y su efecto generado en la interacción
plantas - microorganismos rizosféricos
Vega M.C Adela Contreras R.2; M.C. Ernesto Ríos L.3; Ing. Nella Marchetti P; Milena
Agurto. (1990). Exposición al plomo y sus efectos en la salud infantil. Rev. Chil.
Pediatr. 61 (3); 154-160.
Villarejo, A. (2006). Ecotoxicología y acción toxicológica del plomo. An. R. Acad. Nac.
Farm., 72: 409-422.
Villeda-Hernández J, Barroso-Moguel R, Méndez-Armenta M, Nava-Ruíz C, Huerta-
Romero R, Rios C. (2001). Enhanced brain regional lipid peroxidation in developing
rats exposed to low level lead acetate. Brain Res Bull; 55:247-51.
Wang, Q.R., Cui, Y.S., Liu, X.M., Dong, Y.T. and Christie, P. 2003. Soil Contamination
and plant Uptake of Heavy Metals Polluted sites in China. Journal of Environmental
Geochemistry and Health 38:823-838.
Wang, B., Du, Y., (2013). Cadmium and its neurotoxic effects. Oxid. Med. Cell.
Longev. 2013, 898034.
Watson, T. Nelson, L. Neilsen, D. Neilsen, G. Forge, T. (2017). Soil amendments
influence Pratylenchus penetrans populations, beneficial rhizosphere microorganisms,
and growth of newly planted sweet cherry. Applied Soil Ecology 117–118 (2017) 212–
220.
Xiaoe Y. Ying Feng, Zhenli He. (2005). Molecular Mecanism of Heavy
hyperaccumulations and phytoremediation. Indian River Research and Education
Center, University of Florida. USA.
Zhao, M. Zhang, Ch. Zeng, G. Huang, D. Cheng, M. (2016). Toxicity and
bioaccumulation of heavy metals in Phanerochaete chrysosporium. Trans. Nonferrous
Met. Soc. China 26(2016) 1410−1418.
Zhenli L. Xiaoe E. Stofella (2005). Trace elements in agroecosistem and impacts
on the enviroment. University of Florida, Institute of Food and Agricultural Sciences.
USA.
Zheng, H. Li, Ch. Ning, LI. Bin, L. Nan, M. Meng, W. Shi-bao, CH. (2017). Toxicity
threshold of lead (Pb) to nitrifying microorganisms in soils determined by substrate-
Bibliografía 81
induced nitrification assay and prediction model. Journal of Integrative Agriculture
16(8): 1832–1840