FACTIBILIDAD DE FITOESTABILIZACIÓN DE ANTIMONIO EN SUELOS CONTAMINADOS CON JALES DE ZIMAPÁN, HIDALGO

Ruiz Villalobos Carlos Eduardo1, Beltrán Villavicencio Margarita1, Armienta Hernández María Aurora2, Labastida Núñez Israel1*

1 Universidad Autónoma Metropolitana, Unidad Azcapotzalco, Departamento de Energía 2 Universidad Nacional Autónoma de México, Instituto de Geofísica, Laboratorio de Química Analítica.

*iln@correo.azc.uam.mx Resumen En este estudio se evaluó el crecimiento de una mezcla de pastos (Faestuca Rubra, Cynodon Dactylon, Lolium Multiflorum y Pennisetum sp.), en distintos sustratos conformados por: suelos contaminados con jales nativos de Zimapán, Hidalgo, suelo testigo alejado de la zona de influencia de los jales y los jales mismos, formando particularmente sustratos con diferentes concentraciones de antimonio. Se analizó la factibilidad de asimilarlo para utilizar dicha mezcla como especie fitoestabilizadora. Los jales presentaron concentraciones de antimonio de 310 a 413 mg/kg, así como características fisicoquímicas no desfavorables para el desarrollo vegetal, tales como pH de 7.43, así como un alto contenido de nitrógeno, trazas de potasio y un contenido medio de fósforo. Se monitoreó el crecimiento de la raíz y la parte aérea de los pastos en cada sustrato, para posteriormente realizar la determinación de Sb. Se registraron las siguientes concentraciones de antimonio en mg/kg para la parte aérea y para la raíz respectivamente: para el crecimiento de pasto en jales puros de 139 y 883, en sustrato con 20% de jales y 80% de suelo de 22.11 y 10.04, en sustrato con 50% de jales y 50% de suelo de 36.40 y 23, finalmente para el crecimiento en suelo testigo de 17.30 y 0.96. Como procedimiento final, se realizó el cálculo de los índices de translocación, los cuales indicaron un potencial uso de la mezcla de pastos para fitoestabilizar al antimonio directamente en los jales. Palabras clave: Antimonio, fitoestabilización, índices de translocación, jales mineros. Introducción Uno de los problemas de mayor preocupación para el sector minero son los residuos comúnmente llamados jales, que se generan durante el procesamiento de minerales. Estos residuos constituyen hasta el 85% del material procesado (Moreno, 2009), por lo cual, la cantidad de jales que se envían a las presas de disposición final es de miles de toneladas. En el caso de los residuos de una mina, la peligrosidad está relacionada con la toxicidad, la cual se debe a la presencia de elementos potencialmente tóxicos (EPT), que en su mayoría son metales. Los EPT más comúnmente presentes en los jales de minas mexicanas son: plomo, cadmio, zinc, arsénico y selenio (Gutiérrez et al., 2007). En México existen distintos distritos mineros, entre ellos el de Zimapán, Hidalgo. En este sitio se encuentran depósitos de Pb, Ag y Zn, por lo que es común encontrar minerales como pirita, pirrotita, esfalerita, galena, calcopirita, arsenopirita y sulfosales de plomo y antimonio (Villaseñor et al., 1987; Armienta et al., 2007). La mineralogía en este distrito, que comprende las minas El Carrizal y el Monte entre otras, está constituida principalmente por galena (PbS), esfalerita (ZnS), pirita (FeS2), calcopirita (CuFeS2), arsenopirita (FeAsS), pirrotita (Fe1-xS), bornita (Cu5FeS4), estibina (Sb2S3) y boulangerita (Pb5Sb4S11). En la chimenea Las Ánimas se han reportado Ca(SiO3), andradita Ca3Fe2(SiO3)2, diópsida (CaMg(SiO3)2), idocrasa [Ca5[Al(OH,F)]Al2(SiO4)5], piroxeno-manganeso SiO3(FeMn), salita [CaFe(SiO3)2], magnetita (Fe3O4), scheelita Ca(WO4), galenobismutina (PbSBi2S3), cuarzo (SiO2), calcita (CaCO3) y sulfosales de plomo meneghinita (PbSSb2S), jamesonita (FePb4Sb6S14),

freibergita [(AgCu)10(CuPbZnHgFe)2(AsSb)4S13], pirargirita (Ag3SbS3), proustita (Ag3AsS3) y bindheimita [Pb2Sb2O6(O,OH)] (Villaseñor et al., 1987). Diversos minerales que son extraídos en Zimapán contienen Sb, por ejemplo: la estibina (Sb2S3), conocida también como antimonita y la boulangerita (Pb5Sb4S11). En la corteza terrestre, la abundancia de Sb es baja y, a excepción de sedimentos arcillosos que contienen arriba de 2 ppm, no excede de 1 ppm. El Sb usualmente se encuentra con la valencia de +3 y ocasionalmente en +5, mostrando comportamiento anfótero. Las reacciones del Sb no han sido del todo conocidas; sin embargo, la ocurrencia común de este elemento en aguas, sus concentraciones en los suelos y su relación con los hidróxidos de hierro, indican una relativa alta movilidad en el ambiente (Kabata-Pendias y Pendias, 1992). Los procesos de erosión de los jales representan un riesgo que puede causar daños importantes al ambiente como: i) la estabilidad estructural de los jales puede estar seriamente afectada por procesos intensos de erosión hídrica causando en algunos casos colapsos de material y con ello la dispersión de elementos potencialmente tóxicos contenidos en los jales. ii) la generación de drenaje ácido y el transporte en solución de metales hacia cuerpos de agua. iii) transporte de partículas mediante viento y su posterior depósito en ambientes más susceptibles. Este último proceso es dominante en las zonas áridas y semi-áridas (Gutiérrez, 2005). El transporte de los jales origina la contaminación de suelos, por lo que tienen que tomarse medidas de remediación de los mismos. La remediación de cada suelo contaminado

representa un caso particular debido a las condiciones del mismo, las características climáticas, el tipo de contaminante y las causas que originaron la contaminación. Entre las estrategias de remediación se encuentra la biorremediación, que es el uso de bacterias, hongos, plantas, para eliminar o neutralizar contaminantes que provocan desequilibrio en el ambiente (Glazer y Nikaido, 1995). En esta técnica se emplean mezclas de ciertos microorganismos o plantas capaces de degradar o acumular sustancias contaminantes tales como metales pesados y compuestos orgánicos derivados de petróleo o sintéticos. Básicamente, los procesos de biorremediación pueden ocurrir por remediación microbiana y fitorremediación. La fitorremediación se define como el uso de vegetación y la microbiota asociada para el tratamiento de suelos, sedimentos y aguas contaminadas. Para el primer caso, frecuentemente se hace uso de la fitoestabilización; que consiste en el empleo de plantas para inmovilizar contaminantes mediante la adsorción y acumulación en raíces o precipitación provocada por la presencia de exudados en la zona de la rizósfera (EPA, 2000). Este mecanismo conduce a la estabilización física de los suelos a través de una reducción en la movilidad, toxicidad y/o biodisponibilidad de los contaminantes. Es efectiva en suelos de textura fina con alto contenido de materia orgánica (Padmayathiamma y Li, 2007). Las plantas usadas con este fin deben ser especies no comestibles o especies en las que la translocación de metales a los tejidos aéreos sea mínima, de tal forma que puedan ser consumidas por animales o humanos (Volke-Sepúlveda et al., 2005). La relación entre la concentración del metal en la planta y con respecto a la concentración en el suelo viene dada por los índices de traslocación (Mendez y Maier, 2008). En el presente trabajo se evaluó la factibilidad de utilizar una mezcla de pastos conformada por Faestuca Rubra, Cynodon Dactylon, Lolium Multiflorum y Pennisetum sp, para fitoestabilizar Sb directamente en jales y en suelos contaminados con los mismos en la zona minera de Zimapán, Hidalgo. Metodología Para realizar la siembra de las semillas de pasto utilizadas, se prepararon mezclas a diferentes porcentajes entre suelo y jales (llamados sustratos): 1) 80% suelo-20% jales, 2) 50% suelo-50% jales, 3) 100% suelo de la zona no influenciada por las actividades mineras (testigo positivo), 4) 100% jales (testigo negativo). Cada condición experimental se realizó con cuatro réplicas en rizotrones, al final se separó la parte aérea de la planta y la raíz. Estos estudios se realizaron en un invernadero. Caracterización fisicoquímica de los sustratos: Los suelos y los jales que se utilizaron en este estudio son nativos de la zona; los jales con contenido de antimonio fueron proporcionados por el Laboratorio de Química Analítica del Instituto de Geofísica de la UNAM. La caracterización se realizó según la NOM-021-SEMARNAT-2000, que establece las especificaciones de fertilidad, salinidad y clasificación de los suelos. Los parámetros determinados fueron: textura (método bouyoucus), pH, densidad real, densidad aparente, espacio poroso, materia orgánica y nutrientes (N, K, P). Aunque los jales no se consideran suelos, debido a que fueron

utilizados como sustrato, también fueron caracterizados de acuerdo con la norma mencionada. Pruebas de viabilidad de las semillas de pasto: Las pruebas de viabilidad se realizaron según el protocolo de la OCDE 208 (Terrestrial Plant Test: Seedling Emergence and Seedling Growth), para evaluar si las semillas son aptas para la experimentación y determinar el porcentaje de germinación en agua sin estar en contacto con el sustrato contaminado. Las semillas se colocaron en un semillero con una cama de agua dentro de una incubadora (OCDE, 2006), a temperatura y humedad relativa promedio de 22.5 °C y 58.5% respectivamente, monitoreadas con el dispositivo Data Logger EL-USB-2+. Pruebas de germinación en los sustratos de prueba: Las semillas se colocaron en contacto con el sustrato de ensayo (contaminado) y se evaluaron los efectos a 21 días después de que hubo un 50% de germinación de las plántulas en el grupo control. Los puntos finales medidos fueron la evaluación visual de la germinación de las plántulas, las mediciones de biomasa, altura, y los efectos negativos en diferentes partes de la planta. Una vez obtenido este porcentaje de crecimiento, se extrajeron las plantas completamente, separando la parte aérea de la raíz y se dejaron secar a temperatura ambiente por un lapso de 15 días aproximadamente hasta llegar a peso constante, medido en una balanza analítica (OHAUS Analytic Plus) con una precisión de ±0.0001 g. Los experimentos se desarrollaron por cuadruplicado. Determinación de la concentración de Sb en los sustratos y en la planta: El método consistió en tomar cada muestra vegetal (raíz y parte aérea por separado) y realizar una digestión abierta durante 2 h en una parrilla a 70°C con una mezcla ácida de 8 mL de HNO3 y 2 mL de HClO4. Para la determinación de la concentración inicial de antimonio en los sustratos, se realizó una digestión en medio ácido de acuerdo con el protocolo de la NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004, con una mezcla de ácidos HNO3 y HCl, utilizando calentamiento por microondas (CEM Mars X). La determinación de la concentración de antimonio se llevó a cabo por absorción atómica (Perkin Elmer Analyst 100). Evaluación de la factibilidad de la fitoestabilización con los índices de translocación: Se considera que las plantas con alto coeficiente de bioacumulación BAC (mayor que 1) son adecuados para la fitoextracción; aquellas con un alto factor de bioconcentración (BCF) (mayor que 1) y bajo factor de traslocación (TF) (menor que 1) tienen potencial para fitoestabilización (Yoon et al., 2006). Los respectivos valores se determinaron a partir de las concentraciones obtenidas de Sb. Respecto a procedimientos reportados en previos estudios (Vamerali et al., 2010), los factores se calcularon de la siguiente manera:

sueloenSbdeiónConcentracaéreaparteenSbdeiónConcentracBAC (1)

sueloenSbdeiónConcentracraízenSbdeiónConcentracBCF (2)

raízenSbdeiónConcentracaéreaparteenSbdeiónConcentracTF (3)

Resultados y discusión Caracterización fisicoquímica de los sustratos: Los resultados de la caracterización fisicoquímica se muestran en la Tabla 1. Tabla 1. Resultados de la caracterización fisicoquímica de

los sustratos

El valor de textura obtenido para los jales es franco-arenoso. Para el suelo testigo la clase textural es franco, característico del sitio semidesértico con predominancia de limos y arenas. Con los valores obtenidos de pH (7.49 para suelo testigo y 7.43 para los jales) y de acuerdo con la NOM-021-SEMARNAT-2000, se clasifican como medianamente alcalinos. Esto se considera normal debido a que el suelo de esta zona se clasifica como semidesértico, por lo que presenta una acumulación de sales solubles y carbonatos (Fuentes, 1971). La densidad real depende de la composición del suelo, en los jales puede ser mayor debido a la cantidad de minerales que contiene, variando de 2.5 a 2.7 g/cm3, notando que el valor obtenido para los jales utilizados para la experimentación fue de 2.6 g/cm3, mientras que en el suelo se obtuvo un valor de 2.09 g/cm3, por lo que ambos se encuentran dentro del intervalo reportado en la literatura; sin embargo, la mayor densidad de los jales fue atribuida a la mineralogía. A su vez, la densidad aparente depende de la textura del suelo, de su espacio poroso, de la composición orgánica y mineral, variando entre los 1.1 y 1.9 g/cm3 (Reyes, 1996). Dado el intervalo anterior, y tras haber obtenido valores de 1.12 g/cm3 en suelos y 1.7 g/cm3 en jales, ambos se encontraron dentro del intervalo reportado en la literatura.

En cuanto al espacio poroso, fue de 46.41% para suelo testigo y 53% para jales. La porosidad en macroporos y microporos es de vital importancia, la macroporosidad es responsable de la aireación y drenaje del suelo, además de ser el espacio en que se desarrollan las raíces y parte de la microporosidad retiene el agua que dispondrán las plantas para su crecimiento (Domínguez y Lazbal, 1995). Los resultados muestran que: en suelo, las partículas se encuentran un poco más compactas, lo cual hace que la fluidez de agua y aire en el medio sea más lenta, pero sin perjudicar en el crecimiento de los pastos, en cambio, en jales las partículas están menos compactas, lo que permite una mayor presencia de poros, que a su vez, facilitan el flujo de agua y aire. Lo anterior descrito, se constató durante el tiempo de riego de la mezcla de pastos en los rizotrones. Según los valores de referencia proporcionados en la NOM-021-SEMARNAT-2000 respecto al contenido de materia orgánica, el porcentaje obtenido en los jales (suelos minerales) se considera muy bajo (1.28%), mientras que en el suelo testigo, el porcentaje obtenido se considera como muy alto (7.42%). Los resultados eran de esperarse, puesto que, a diferencia de los jales, el suelo testigo es un sustrato donde crecen plantas y presenta un índice de fertilidad natural (Reyes, 1996). En cuanto a la presencia de nutrientes, el contenido de nitrógeno es indispensable para la síntesis de proteínas y otros compuestos. En el caso del suelo, la presencia fue a nivel trazas de dicho elemento, pero en caso de jales se obtuvo un alto contenido. El potasio, es importante en síntesis de proteínas y carbohidratos, mejorando la tolerancia de las plantas. Para el suelo, se obtuvo un contenido medio de potasio, y en jales su contenido se clasificó como trazas, pero suficiente para el desarrollo de los pastos. Por último, el fósforo, que es esencial en la nutrición vegetal, en las transformaciones energéticas y reproducción celular. En este caso, el contenido obtenido tanto en suelo, así como en jales, se clasificó como medio, necesario para favorecer el desarrollo de los pastos (Reyes,1996). Pruebas de viabilidad de las semillas de pasto: Esta prueba se realizó con 10 réplicas obteniendo un 100% de germinación de las semillas correspondientes a la mezcla de pastos a los tres días por lo que de acuerdo con el protocolo OCDE 208, se consideraron viables y aptas para realizar la experimentación. Pruebas de germinación en los sustratos de prueba: En esta parte de la experimentación, los resultados fueron favorables, puesto que la germinación de las semillas en los sustratos de prueba a los 21 días de evaluación (OCDE, 2006), se dio en un 100%. En cuanto a las variables importantes de observación que se realizaron durante el crecimiento del pasto, no se observaron efectos fitotóxicos y la supervivencia total fue del 100% durante el estudio (Figura 1). La temperatura registrada

Parámetro Suelo Testigo, Zimapán

Jales

Composición textural

Arcilla 10% Limo 40% Arena 50%

Arcilla 5% Limo 1%

Arena 94% pH (unidades) 7.49 ± 0.03 7.43 ± 0.03 Densidad real (g/cm3)

2.09 ± 0.014 2.6 ± 0.014

Densidad aparente (g/cm3)

1.12 ± 0.02 1.7 ± 0.02

Espacio poroso (%)

46.41 ± 2.1 53 ± 2.1

Materia orgánica (%)

7.42 ± 0.27 1.2769 ± 0.27

Nutrientes (nivel) Nitrógeno= trazas Potasio=medio Fósforo=medio

Nitrógeno=alto Potasio=trazas Fósforo=medio

en promedio fue de 22.5 °C, mientras que la humedad relativa se mantuvo en 58.5% aunque se registraron una temperatura mínima y una humedad relativa por debajo de lo recomendado por la OCDE-208 (2006) no se tuvo impedimento para el desarrollo de los pastos.

Figura 1. Germinación total de las semillas en la imagen a) se muestra una réplica de cada condición experimental, de izquierda a derecha en el siguiente orden: jales, 50% suelo – 50% jales, 80% jales – 20% suelo, y suelo testigo. a) Se muestra la germinación de

todas las réplicas independientemente del sustrato. En la Figura 2 se muestra la longitud total alcanzada de la mezcla de pastos en las distintas condiciones en que fueron sembrados. Aquí, claramente se puede observar que en la parte aérea se obtuvo un crecimiento uniforme, sin influir la condición en que se desarrollaron (de 9.75 cm en jales a 10.7 cm en suelo testigo). En cambio, en la raíz los resultados fueron variables; en las condiciones de suelo 100% y 80% suelo – 20% jales, el crecimiento no fue muy variable (entre 10.8 a 11 cm en promedio de la raíz). En la condición 50% suelo – 50% jales, el crecimiento fue menor en comparación con las dos anteriores (10 cm en promedio de raíz). Por último en la condición jales 100%, el crecimiento resultó ser el de menor longitud (7.7 cm en promedio de raíz).

Figura 2 Longitud de raíces y parte aérea del pasto al final de los

21 días de evaluación

En la Figura 3 se muestra la biomasa en base seca al final de la evaluación, aquí se observa una tendencia de disminución de biomasa seca conforme hay mayor concentración de jales y en consecuencia de Sb.

Figura 3 Biomasa generada en base seca al final de la evaluación

Determinación de la concentración de Sb en los sustratos y en la planta: En la tabla 2 se muestran los resultados obtenidos (en unidades de ppm “mg de Sb/kg sustrato”) a partir de la lectura de absorción atómica realizada a la biomasa obtenida (parte aérea y raíz) y a los sustratos de siembra, que se hicieron por cuatriplicado. La media de los niveles de Sb en suelos de varios países va desde 0.025 hasta 1.04 mg/kg, y el promedio mundial es de 0.67 mg/kg. Su contenido no difiere mucho entre los grupos de suelos, pero se nota una tendencia a concentrarse en Cambisoles (Kabata-Pendias, 2010). Con los resultados obtenidos en la Tabla 2, se observa que el valor promedio de Sb que presentó suelo testigo de la zona de Zimapán entra en el rango antes mencionado (0.65 mg Sb/kg suelo); sin embargo, la concentración obtenida en los jales sobrepasa por mucho el rango máximo, su promedio fue de 361.50±73 mg Sb/kg jales. Cabe mencionar que no se determinaron las concentraciones de Sb en los sustratos al final de la experimentación, debido a que se asumió que debido a la cantidad de biomasa generada y al tiempo de experimentación, no se presentarían cambios sustanciales en la concentración de antimonio de los distintos sustratos. De acuerdo con experimentaciones realizadas con diversas especies vegetales, Kabata-Pendias (2010), indica que una concentración de 7 a 50 mg Sb/kg en el tejido nuevo, es suficiente o normal, mientras que concentraciones de 150 mg Sb/kg en el tejido nuevo, se considera excesivo o tóxico. Según lo anterior, se puede considerar que las concentraciones obtenidas en la mezcla de pastos utilizada directamente en los jales (138.97 mg Sb/kg de biomasa aérea y 883.02 mg Sb/kg de raíz) son tan altas que pueden resultar tóxicas al pasto; sin embargo, éste no presentó signos de toxicidad.

a)

b)

Tabla 2. Concentración promedio de Sb en biomasa y sustrato

*Concentración de Sb correspondiente al inicio de la experimentación Kabata-Pendias (2010), menciona que no existen reportes de toxicidad en plantas causadas por el Sb, lo cual se pudo constatar en la mezcla de pastos desarrollada en diferentes tipos de sustratos, mismas que no presentaron efectos fitotóxicos que pudieran haber propiciado el marchitamiento o la nula germinación de las plantas. Sin embargo, argumenta que se ha demostrado que el Sb en dosis mayores a 1000 mg/kg, reduce significativamente el crecimiento del arroz. Así bien, la concentración promedio encontrada en la biomasa sembrada en los jales en comparación con la del suelo natural, sugiere que los pastos presentan cualidades para desarrollarse en suelos con altas concentraciones de Sb, sin presentar alteraciones en su crecimiento. López (2009), mediante experimentaciones realizadas, reportó en las estructuras de raíces de Asphodeloceae (Asphodelus fistulosus) y Solanaceae (Nicotiana glauca) una concentración de Sb de 447.52 y 286.24 mg/kg respectivamente, en plantas que crecieron en jales de la mina de antimonio de Wadley, San Luis Potosí, México. De hecho plantea que la forma de llevar a cabo la remediación en jales con contenido de antimonio es mediante fitoestabilización. Algunos estudios recientes han reportado especies que pueden fitoestabilizar el antimonio como Salix viminalis, Salix purpurea (Sylvain et al., 2016) y Cistus ladanifer (Santos et al., 2016); sin embargo estas especies no son nativas de América, por lo que la mezcla de pastos podría representar una alternativa de remediación. Índices de translocación: Los índices de translocación indicaron que para las condiciones de siembra correspondientes a: suelo testigo, 80% suelo – 20% jales y 50% suelo – 50% jales, el BCF fue menor a uno y el FT mayor a uno, por lo que la mezcla de pastos no presentó características de especie fitoestabilizadora de Sb. En los suelos contaminados con jales el BAC fue menor a uno, por lo que la mezcla de pastos no presenta características de fitoextractor. No obstante, en los casos anteriores la mezcla presentó tolerancia a la presencia de Sb. En el caso de la siembra directamente en los jales, los coeficientes de BCF y de translocación TF, cumplen la condición de ser mayor a uno y menor a uno respectivamente, por lo que la mezcla de pastos presenta cualidades potenciales para ser fitoestabilizadora de Sb en este sustrato (Yoon et al., 2006). Conclusiones Las semillas de la mezcla de pastos utilizados resultaron ser viables para la realización de la parte experimental, con un total del 100% de semillas germinadas. Respecto a la

germinación en los sustratos de prueba y acorde a lo que indica la OCDE, la prueba resultó ser válida, ya que la germinación fue del 100%. En las cuatro condiciones evaluadas, la generación de biomasa se comportó de manera constante en su crecimiento, por lo que se concluye que las características fisicoquímicas tanto del suelo testigo como de los jales, resultaron ser favorables; ya que no se observaron signos visuales de toxicidad en el pasto durante su desarrollo. Por ello se concluye que la mezcla de pasto presenta tolerancia al Sb presente en los jales y en general a los elementos EPT contenidos en los mismos. Los índices de translocación indicaron que el pasto no es apto para fitoestabilizar el antimonio en los suelos contaminados con jales; sin embargo, con las concentraciones totales de Sb que presentaron los jales en este estudio, mostró características para fitoestabilizarlo cuando es sembrado directamente en los mismos. No obstante, es necesario considerar que en caso de utilizar la mezcla de pastos para mitigar el impacto ambiental de los jales en la zona, se debe evitar la ingesta de estos pastos por la fauna local dada la alta concentración de Sb. Agradecimientos: Agradecimiento a la Secretaría de Educación Pública, Programa para el Desarrollo Profesional Docente, Tipo Superior, Proyecto PRODEP titulado: “Desarrollo de estrategias de prevención y control de la contaminación por metales pesados y metaloides en Zimapán, Hidalgo, para el desarrollo sustentable del ecosistema". Convenio y número de proyecto: 915041 y 22511365. Número de folio asignado al profesor UAM-EXB-175. A Alejandra Aguayo, Nora Ceniceros y Olivia Cruz por su apoyo en las determinaciones analíticas del Sb. Referencias bibliográficas Armienta M.A., Rodríguez C.R., Ongley L.K., Brust H., Morales F., Aguayo A., Cruz O. and Ceniceros N. (2007). Origin and fate in a historic mining area of México. In: Arsenic in soil and groundwater environment. Trace metals and other contaminants in the environment, P. Bhattacharya, A.B., Mukherjee, J. Bundsschuh, R. Zevendhoven, R.H. Loeppert (ed.), Elsevier Science, pp. 473-498. EPA (2000). Introduction to Phytoremediation, Report EPA/600/R-99/107, National Risk Management Research Laboratory. Ohio, United States of America.

Condición Parte aérea (mg Sb/kg)

Raíz (mg Sb/kg)

Sustrato* (mg Sb/kg)

Promedio en suelo 17.30±11.95 0.96±0.85 0.65±0.35 Promedio en 80 % suelo 20% jales

22.11±4.77 10.04±2.76 55.5±47

Promedio en 50% suelo 50% jales

36.37±16 22.97±2.75 183±91

Promedio en jales 138.97±15 883.02±367 361.50±73

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