Evaluación de la capacidad fitoestabilzadora de mercurio por parte de la Cebolla (Allium Cepa L), en cultivos hidropónicos
José Durango-Hernández1, Luis Díaz-Fernández1, José Marrugo-Negrete1, Ángel Cruz-Esquivel1, Germán Enamorado-Montes1
1Universidad de Córdoba, Facultad de Ciencias Básicas, Grupo de Aguas, Química Aplicada y
Ambiental, Carrera 6a No. 76 – 103, Montería, Colombia Email: josedaviddurangoh@gmail.com
Resumen
La presencia de metales pesados en suelos agrícolas y aguas de riego, puede conllevar a su acumulación en las plantas, representando una problemática para el sector agrícola y sobre la salud Humana. En el presente estudio se evaluó la acumulación de Hg en raíz, bulbo y hojas de Allium cepa L. bajo condiciones hidropónicas, por un periodo de 60 días, asimismo, se estimó el riesgo para la salud debido a la ingesta de este alimento. Se emplearon cuatro tratamientos: T0 (agua destilada, 5.52 ± 0,08 ug Hg L-1), T1 (solución nutritiva, 5,22 ± 0,75 ug Hg L-1), T2
(513,88 ± 32,31 ug Hg L-1) y T3 (4787,88 ± 163,98 ug Hg L-1). No se observaron efectos
fitotóxicos (clorosis, truncamiento), ni inhibición en la biomasa de los órganos (raíz, tallo y hoja); sin embargo, la variable longitud de la raíz mostró efectos significativos (p<0,05). Las masas de Hg removidas de la columna de agua fueron 97,96% (T0), 85,72% (T1), 78,88% (T2) y 95,40% (T3) con diferencias estadísticamente significativas (p<0,05). El orden de acumulación de Hg en los diferentes órganos fue raíz > bulbo > hojas. La ingesta diaria de Hg calculada para el bulbo, fue superior a la dosis de referencia (0,0098 mg kg-1 peso corporal dia-1) en los tratamientos T2 y T3,
mientras que para las hojas sólo T3 sobrepasó este umbral. El factor de acumulación fue menor conforme aumentó el nivel de Hg en agua (0,51, 0,82 y 3,67 respectivamente), alcanzando un máximo de 10,37 para T1, una tendencia similar se presentó para el factor de translocación. Se presentaron factores de bioacumulación superiores a 1 para todos los tratamientos (T0 = 113,9; T1 = 137,50; T2 = 872,13; y T3 = 673,27) indicando el potencial fitoestabilizador de Hg de la especie A. cepa.
Palabras clave: Fitoestabilización, Fitorremedición, Mercurio, cebolla
Abstract
Heavy metals presence in agricultural fields and irrigation water could lead to an accumulation in the plant parts and vegetable foods, causing problems in the agricultural sector and a potential human health risk. This study evaluated the Hg
accumulation in root, bulb and leaves of Alliumcepa L. under hydroponics conditions, for a period of 60 days, further, health risk was estimated according with the daily intake. Four treatments T0 (distilled water, 5,52 ±0,08 ug Hg L-1), T1 (Hoagland
solution, 5,22 ±0,75 ug Hg L-1), T2 (distilled water, 513,88 ±32,31 ug Hg L-1) y T3
(distilled water, 4787,88 ±163,98 ug Hg L-1) were employed. Phytotoxic effects
(chlorosis) and biomass inhibition of the plant parts (root, bulb and leaves) were not observed, however, the lengths of the roots for T1 (49,25 ±3,89 cm) achieved a positive development with significant differences (p<0,05). Total Hg mass removal from the water were 97,96% (T0), 85,72% (T1), 78,88% (T2) and 95,40% (T3) with statistically significant differences (p<0,05). Hg accumulation order in the plants parts were root > bulb > leaves. The Hg daily intake for the bulbs were higher than the reference dose (0,0098 mg kg-1 body weight dia-1) in the treatment T2 and T3, meanwhile for the shoots
only T3 exceed the threshold value. The higher concentrations were for the treatments with high Hg levels. The accumulation factor was lower as the concentration of initial water Hg increasing (0,51, 0,82 y 3,67, respectively), reaching a peak of 10.37 for treatment with nutrient solution; similar trends showed the translocation factor. Bioaccumulation factor were higher than 1 for all the treatments, (T0 = 113,9; T1 = 137,50; T2 = 872,13; y T3 = 673,27), showing the Hg phytostabilizer potential of the species A. cepa.
Keywords: mercury, onions, phytoremediation, phytostabilization
I- Introducción
Los metales pesados están presentes naturalmente en los suelos, sin embargo, en los últimos años se ha presentado un aumento debido a diferentes impactos antropogénicos, asociados principalmente a las actividades industriales, agrícolas y a la disposición de todo tipo de residuos (Miranda et al., 2008). La falta de organización y el acelerado desarrollo urbano e industrial, también han contribuido con el aumento de los niveles de metales pesados en el entorno urbano de los países en desarrollo (Ali y Al-Qahtani 2012).
Recientemente, se ha atribuido la contaminación con metales pesados de los suelos agrícolas, al uso excesivo
de fertilizantes y al uso histórico de plaguicidas a base de diferentes metales como mercurio y arsénico, sin embargo, la deposición atmosférica a gran escala puede contribuir en gran medida a explicar los diferentes grados de contaminación (Micó et al. 2006; Liu et al. 2011; Shan et al. 2013; Xu et al. 2014).
especies químicas de este metal han sido establecidas como tóxicas, (Clarkson et al., 2003; Pérez-Vargas et al., 2014).
La absorción de los contaminantes en los vegetales puede estar influenciada por factores como el clima, las deposiciones atmosféricas, las características del agua de riego, concentraciones del metal en el suelo, la naturaleza del suelo sobre el que se cultivan los vegetales y el grado de madurez de las plantas al momento de la cosecha (Ali y Al-Qahtani, 2012). Las plantas han desarrollado mecanismos altamente específicos para absorber, translocar y acumular sustancias, sin embargo, en relación a los metales y metaloides de carácter no esencial, es aceptado que estos mecanismos podrían ser los mismos que usan las plantas para absorber los elementos nutritivos requeridos (Patra y Sharma, 2000). Algunas plantas han mostrado mayor capacidad para resistir y acumular altas concentraciones de metales tóxicos y productos químicos, no obstante, la capacidad de absorción y de acumulación de los contaminantes puede varíar de planta a planta y también de especie a especie dentro de un género (Singh et al, 2003; Vijayarengan y Deepthy, 2014)
En Colombia el cultivo de A. cepa ocupa el segundo puesto dentro de las hortalizas sembradas, con un área de 14.787 ha, destacándose la producción en los departamentos de Cundinamarca, Boyacá y Norte de Santander (DANE 2011), representa un grupo básico en la canasta familiar y su
consumo hace parte esencial en la nutrición alimentaria del país (Agronet, 2009). No obstante, existe una creciente preocupación pues recientes investigaciones demuestran que en Colombia los suelos con vocación agrícola tienen cierto grado de contaminación por metales pesados, como los reportados por Miranda et al. (2008) para la Sabana de Bogotá en el departamento de Cundinamarca, los reportados por Roqueme et al. (2014) en Valles del Sinú y San Jorge, departamento de Córdoba y finalmente los reportados por Macheda-Pulido et al. (2015) para el departamento del Meta. Teniendo en cuenta la gran afinidad de la especie A. cepa por la absorción de metales como el plomo (Soudek et al. 2009) se hace importante evaluar su potencialidad como especie acumuladora de un metal como el mercurio, así como el posible riesgo a la salud asociado a la contaminación de este producto de la canasta familiar.
II- Materiales y Métodos
Sitio de experimentación y montaje El experimento se llevó a cabo entre los meses de diciembre de 2015 y febrero de 2016, en un invernadero dentro de las instalaciones de la Universidad de Córdoba, (8° 47’ 32,0” N, 75° 51’ 41,9” W), con una temperatura ambiente de 27,8 ± 1 °C, y un porcentaje humedad medio de 58 ± 5%.
2,5 cm de diámetro, secos y sin formación de hojas o raíz, fueron obtenidas del mercado local. Los bulbos fueron limpiados eliminando la epidermis seca y removiendo, los restos de tejido y raíces del área radicular, evitando dañar las raíces primordiales. Con el fin de eliminar los restos de tejido, se colocaron los bulbos en agua destilada por 2 horas y dejaron secar (Díaz et al., 2004). Los bulbos fueron cultivados por triplicado en recipientes de 500 mL, se emplearon cuatro tratamientos: T0 (agua destilada, 5.52 ± 0,08 ug Hg L-1), T1 (solución nutritiva,
5,22 ± 0,75 ug Hg L-1), T2 (agua
destilada, 513,88 ± 32,31 ug Hg L-1) y
T3 (4787,88 ± 163,98 ug Hg L-1). El
crecimiento de las raíces y las hojas en los bulbos de cebolla se estimuló colocando los bulbos de modo que sólo sus bases permanecieron sumergidas en cada uno de los tratamientos (Navarrete et al., 1997).
Estimación de la biomasa
Finalizado el experimento las plantas fueron cosechadas, posteriormente divididas en raíz, bulbo, hoja, las cuales fueron pesadas en una balanza analítica modelo OHAUS Corp, Adventure, modelo AP2140, liofilizadas en un equipo Labconco FreeZone 2,5L durante 4 días, pesadas nuevamente y almacenadas en bolsas de papel, Luego fueron maceradas para su análisis.
Análisis de mercurio
El contenido de mercurio total (HgT) en tejidos de las plantas (raíz, bulbo y hoja) fue determinado por espectrofotometría de absorción atómica con vapor frío (analizador Thermo Scientific Serie iCE 3000) previa digestión microondas (Ethos Touch serie 127697 de Milestone) de 0,5g de muestra con una mezcla HNO3/H2O2 (5:2) (Jedrzejczak et al.,
1996). El HgT de las muestras liquidas fue determinado mediante un analizador directo de mercurio modelo DMA-80 marca Milestone. El control de calidad fue realizado con los materiales de referencia certificados SRM 1641d "mercury in water" 1,557 mg kg-1 de la
NIST y CRM 1573a “tomato leaves” de 34 ng g−1 de la NIST. Los porcentajes de recuperación fueron superiores al 97%. El límite de detección para HgT en DMA-80 fue de 1,0 ug kg-1, y para el
HgT determinado por Absorción Atómica fue de 0,14 ug g-1 peso seco,
calculado como la media más 3 veces la desviación estándar de los blancos de laboratorio (Buccolieri et al., 2006).
Factores de translocación (FT), bioconcentración (BCF) y acumulación (AF)
relación de la concentración de metales en los brotes con la que está en las raíces (Zu et al., 2005). El factor de acumulación (AF), calculado como una relación del metal en la parte cosechable de la planta (es decir, los brotes) con la concentración en el medio (Marrugo-Negrete et al, 2016).
Coeficiente de riesgo (HQ)
El riesgo a la salud humana debido a la ingesta de las partes consumibles de A. cepa, se calculó como el coeficiente de riesgo (HQ) propuesto por USEPA (1989), de acuerdo con la ecuación 1.
𝐻𝑄 =𝐷𝐼𝑉×𝐶𝑚𝑒𝑡𝑎𝑙
𝑅𝑓𝐷×𝑊 (ecuación 1)
Donde DIV es la ingesta diaria vegetal en kg día-1; C
metal es la
concentración de metal en la cebolla en mg kg-1; RfD es la dosis de referencia
oral en mg kg-1 de peso corporal día-1; y
W es el peso corporal promedio en kg.
La Encuesta nacional de la situación nutricional en Colombia 2005 (ENSIN), estimó que en promedio un individuo consume 13 g de cebolla por día (ICBF, 2006). Para el peso corporal promedio de un adulto se empleó como referencia 70 kg, valor sugerido por la Organización Mundial de la Salud (WHO, 1993). La RfD se obtuvo a partir de la ingesta semanal tolerable provisional sugerida (ISTP) por El Comité Mixto FAO/OMS de Expertos en Aditivos Alimentarios (JECFA), el cual propone una ISTP de 1 ug kg-1 de peso
corporal (JECFA, 2011)
Análisis estadístico
Los datos de concentración de HgT en agua, raíces, bulbo y hojas se presentan como la media ± desviación estándar de las determinaciones por triplicado.
Se realizó ANOVA de una vía para comparar las medias entre los diferentes niveles de mercurio en las partes de las plantas, las comparaciones múltiples se realizaron mediante el test de Tukey. Para todas las variables se fijó un valor de significancia en p<0,05. Los análisis fueron realizados con el paquete estadístico StatSoft Statistica versión 10 para Windows.
III- Resultados
Crecimiento de las plantas
El desarrollo de las plantas a lo largo del experimento fue normal en todos los tratamientos sin que se observaran efectos tóxicos visibles como clorosis y necrosis en los tejidos de las hojas, derivados de la absorción de Mercurio, de igual forma no se presenta diferencia significativa entre las longitudes de las hojas de cebolla en los diferentes tratamientos a pesar de que T1 obtuvo un mayor crecimiento
comparado con los demás, caso contrario ocurre con las longitudes de las raíces para las cuales si se
presentaron diferencias
primero (tabla 1) mostrando una inhibición en el crecimiento de las raíces hasta un 34 % para T3.
La biomasa para todos los tratamientos no presentó diferencia significativa entre tratamientos P>0.05
lo que indica que el desarrollo en las plantas fue muy similar entre los tratamientos, aun cuando se presenten incrementos en las concentraciones de Hg en los diferentes órganos de la planta.
Tabla 1. Longitudes de las raíces y fronde.
TRATAMIENTO HOJAS (cm) RAÍZ (cm)
T0 54,57 22,17
T1 78,00 46,50
T2 52,50 25,83
T3 51,50 26,50
Remoción de Hg de la columna de agua
Todos los tratamientos evaluados presentaron diferencias significativas (P<0.05) en las concentraciones de Hg en las soluciones finales a excepción de los tratamientos T0 y T1 tabla 2. Las
cantidades en masa de Hg removidas de la columna de agua fueron 97,96% (T0), 85,72% (T1), 78,88% (T2) y 95,40% (T3) con diferencias estadísticamente significativas (p<0,05).
Tabla 2. Concentraciones de Hg finales en las columnasde agua ugL-1
TRATAMIENTO CONC.FINAL Hg (ugL-1)
T0 0,13 ±0,02
T1 0,83 ±0,03
T2 129,50 ±16,80
Efecto de Hg en la biomasa (peso seco)
La biomasa no presentó diferencias significativas entre los tratamientos (p>0,05), para ningún órgano de la planta, indicando que el desarrollo de estas fue muy similar a pesar de las diferencias en las concentraciones de Hg iniciales en la columna de agua.
Acumulación de mercurio en plantas Los resultados obtenidos de este estudio mostraron que las concentraciones de Hg en todos los tratamientos fueron mucho mayores en las raíces seguidas de los bulbos y las hojas, la concentración en estos órganos de las plantas aumenta a medida que aumenta la concentración de Hg (figura 2). La concentración de
Hg en las hojas de todos los tratamientos presentaron diferencias significativas entre ellas (P<0.05), aumentando la concentración de Hg en las hojas a medida que aumentaba la concentración del metal en la solución, con excepción de T0 y T1 que no presentaron diferencia estadística. Por otra parte, no se presentaron diferencias significativas entre las concentraciones de Hg en los bulbos para todos los tratamientos, sin embargo, estas concentraciones fueron aumentando de un tratamiento a otro conforme aumentaba la concentración de mercurio, a diferencia de estos el tratamiento. En las raíces también se encuentran diferencias estadísticas en T3 con un P<0.05 de significancia
respecto a los demás tratamientos.
Figura 2. Concentración de Hg acumulado en los órganos de A. cepa. Letras distintas indican diferencias significativas (p<0,05)
Factores de translocación, bioconcentración y acumulación
Para evaluar la capacidad de la especie A. cepa L de trasferir el Hg desde la raíz hasta las partes aéreas de la planta se calculó el TF. Asimismo, la capacidad para concentrar y acumular el metal en la raíz y en la parte aérea de la planta fue expresada como BCF y AF respectivamente (tabla 3).
Tabla 3. Factores de acumulación (AF), Translocación (TF) y bioconcentración (BCF)
Tratamiento hoja/agua AF bulbo/agua AF raíz/agua BCF hoja/raíz TF bulbo/raíz TF
T0 3,67 ±0,98 13,59 ±1,37 113,89 ±26,67 0,032 ±0,005 0,125 ±0,351
T1 10,37 ±0,78 15,22 ±0,69 137,46 ±106,22 0,111 ±0,091 0,155 ±0,112
T2 0,82 ±0,018 22,55 ±3,03 872,13 ±13,86 0,002 ±0,002 0,043 ±0,366
Se presentaron BCF superiores a 1 para todos los casos, alcanzándose máximos para el tratamiento T2 (más de 800 veces superior a la unidad), esto supone una gran capacidad de esta especie para acumular el metal en este órgano, sin sufrir efectos adversos, al menos para los rangos de concentración evaluados en el presente trabajo. Los AF para el bulbo fueron superiores a los AF calculados para la hoja, alcanzándose medias superiores a la unidad para todos los tratamientos. Los TF no superaron la unidad en ninguno de los tratamientos evaluados, con valores superiores para T1 de 0,111 ±0,091 (TF hoja/raíz) y de 0,155 ±0,112 (TF bulbo/raíz).
Estimación de ingesta diaria de metal (IDM) y del coeficiente de riesgo (HQ)
El IDM y HQ para las hojas y bulbos de Allium cepa en los diferentes tratamientos, se muestra en la tabla 4. Para el bulbo la ingesta diaria de Hg estuvo entre 0,0009 y 0,581 mg, siendo mayor en los tratamientos T2 y T3, en donde la exposición a Hg fue mayor. Por su parte, para la hoja los valores de ingesta diaria de Hg fueron menores, encontrándose entre 0,0002 y 0,0311 mg, con los mayores valores similarmente para los tratamientos T2 y T3. El HQ alcanzó valores críticos para el bulbo con los tratamientos T2 y T3, superando ampliamente la unidad, mientras que para las hojas esto solamente se presentó en el tratamiento T3.
Tabla 4. IDM (mg día-1) y HQ en muestras de hojas y bulbos de cebolla. DR es la
Dosis de referencia de ingesta diaria de Hg, para un adulto de 70 kg de peso
TRATAMIENTO IDM DR HQ
Bulbo Hoja Bulbo-Hoja Bulbo Hoja
T0 0.0009 0.0002 0.0098 0.099 0.027
T1 0.0010 0.0006 0.0098 0.10 0,067
T2 0.15 0.0052 0.0098 15.3 0.053
T3 0.581 0.0311 0.0098 59.2 3.1
Discusión
Efecto de Hg en la biomasa
Los resultados obtenidos en el presente estudio muestran una gran capacidad de tolerancia de la especie Allium cepa L, tras una exposición a diferentes niveles de Hg bajo condiciones de hidroponía, esto fue evidenciado dado que no se presentaron diferencias significativas
que tardó cuatro meses, no se observaron síntomas de toxicidad tras la adición de estos metales pesados. Por otro lado, la biofortificación de suelos con Zn en cultivos de cebolla en estudios realizados por Almendros et al., (2015) muestran que la biomasa de cebolla para todos los tratamientos con Zn fue más altos que los de los tratamientos control. No hay reducciones en la biomasa vegetal asociada con el aumento de las dosis aplicadas y la aplicación de Zn a los suelos resulta con un aumento de la concentración de Zn en la cebolla, pero el tamaño de este incremento depende de los fertilizantes de Zn aplicado,Estos fertilizantes se comercializan por varias compañías y tienen concentraciones de Zn (w / w) de 5.0, 3.6, 7.3, 3.0, 7.0, 6.0, 6.9 y 6.0%.
La tolerancia de la especie A. cepa a concentraciones de mercurio por debajo de 5 mg kg-1 se debe
posiblemente a la producción de compuestos complejantes, los cuales ha sido comprobado que se encuentran en el ajo, el cual pertenece al mismo género y es conocido como una fuente de muchos compuestos sulfúricos, que comparten parcialmente rutas metabólicas con fitoquelatinas, tiosulfinato y sulfóxido (Block et al, 1992; Lancaster y Shaw, 1989; Murasugi et al., 1981). Block et al., (1992) afirma que el ajo tiene la
capacidad para producir tiosulfinatos tales como alicina, que contienen grupos tiol. Los grupos SH participan en la unión de metales tóxicos en los complejos tales como fitoquelatinas (Cobbett y Goldsbrough, 2002). Por lo tanto los tiosulfinatos pueden afectar positivamente las vías de desintoxicación de metales tóxicos en el ajo y evitar de esta forma, la inhibición del crecimiento y la reducción de biomasa fenómenos que con frecuencia se observan en las plantas expuestas niveles tóxicos de Hg (Patra y Sharma, 2000). Como sucede con A. stolonifera que produce una biomasa máxima de aproximadamente 1900 mg peso seco sometidas a bajas concentraciones de zinc, disminuyendo su biomasa fuertemente hasta 400 mg peso seco al aumentar la concentración (1800 mg kg -1) del metal en el medio (Bernhard,
2005).
2015). En particular porque las raíces se someten a contacto directo con el contaminante y, por consiguiente sufren daños por la exposición a Hg (Zornoza et al., 2010).
Acumulación de mercurio en plantas Las concentraciones de Hg aumentaron en todos los tejidos de las plantas de A. cepa L al aumentar la concentración del medio, alcanzándose las mayores concentraciones para las raíces seguido de los bulbos y las hojas. Un comportamiento similar se ha reportado para plantas de tomate (Lycopersicon esculentum), las cuales al ser expuestas a cadmio, presentaron un aumento en la acumulación de este metal en los diferentes órganos, esta acumulación también se incrementó cuando se aumentó la dosis de exposición al metal (López-Millan et al., 2009).
Por otra parte, no se presentaron diferencias significativas entre las concentraciones de Hg en los bulbos para todos los tratamientos, sin embargo estas concentraciones fueron aumentando de un tratamiento a otro conforme aumentaba la concentración de mercurio, resultado similar a los obtenidos por Li et al., (2016) sobre el efectos del cadmio en la absorción y translocación de nutrientes en diferente cultivares de cebolleta (Allium fistulosum L.) encontrándose que no hay diferencias significativas (p>0,05) en la acumulación de Cd en el pseudotallo a pesar del cambio en la concentración de Cd en esta parte comestibles de la planta entre los
diversos cultivares en función de su peso fresco.
Las concentraciones de Hg removidas de la columna de agua fueron 97,96% (T0), 85,72% (T1), 78,88% (T2) y 95,40% (T3) con diferencias significativas. Estas diferencias podrían ser atribuidas a diferentes composiciones del medio de crecimiento y a la competencia por otros iones presentes en la solución (Soudek et al., 2011). Tal es el caso de T1, que presenta una composición diferente en el medio de crecimiento a los demás tratamientos y una concentración de Hg similar a T0, sin embargo, la capacidad de remover el metal desde la columna de agua difiere entre ambos tratamientos. Las diferencias entre las remociones de Hg de la columna de agua, también pueden ser explicadas por el efecto significativo sobre la longitud de la raíz, el cual es un parámetro que afecta a la capacidad de absorber compuestos por las plantas de su entorno, aceptándose que en cuanto más grande sea el sistema de raíces, se puede producir una mayor absorción del metal (Soudek et al., 2011).
TF y BCF
hacia las partes aéreas, convirtiéndose en una estrategia para establecer el potencial fitoextractor de metales pesados desde un medio contaminado. La especie A. cepa difiere de aquellas que crecen en sitios contaminados con Hg, en las cuales es común observar TF superiores a 1 (Marrugo-Negrete et al, 2016), estas pueden transferir el metal hasta las partes aéreas como un mecanismo de desintoxicación.
Los BCF para A. cepa fueron elevados y superiores a la unidad, no obstante, pueden ser explicados debido a que esta parte de la planta se mantiene en contacto directo con el medio contaminado, pudiendo interactuar con el metal disponible y así acumularse en dicho órgano. Las plantas con una gran capacidad de acumulación del metal en la raíz son consideradas fitoestabilizadoras y pueden emplearse para sitios altamente contaminados donde suele ser una desventaja que el metal se transfiera hasta las partes cosechables (Alkorta et al., 2010).
Ingesta diaria de metal y coeficiente de riesgo
El IDM de T2, y T3 sobrepasó la dosis de referencia de consumo diario de mercurio bulbo, y sólo T3 para las hojas, de acuerdo con la tabla 4. Estos resultados representan un riesgo a la salud de consumidores de este vegetal, especialmente de bulbo, la cual es la parte de la cebolla de mayor absorción y consumo. En un estudio realizado por Zheng et al., (2007) sobre la ingesta
diaria de Hg en vegetales (tomate, zanahoria, aji), determinaron una ingesta de 0.00009 mg dia-1 en 200 g de
vegetal fresco, nuestros resultados superan 23555 veces esta concentración en el bulbo de T3 y 2.2 veces en la hoja de T0, tratamientos que registraron la máxima y menor concentración de Hg respectivamente. Por otro lado, Lemos et al., (2012) estudiaron la ingesta diaria de Hg mediante consumo de arroz en poblaciones brasileras, registrando una ingesta de 0.000022 mg dia-1 de Hg por
86 gramos de consumo diario por habitante, estas concentraciones de Hg están muy por debajo de las mostradas en este estudio.
Aunque estos resultados indican un alto riesgo a la salud por exposición vía consumo de cebolla (bulbo-hojas), se debe tener en cuenta que estos datos pertenecen a un escenario controlado de los parámetros analizados, sin embargo estos resultados sugieren revisar la inocuidad de alimentos afectados por intensa contaminación por mercurio mediante el sistema de riego hídrico.
IV- Conclusiones
La inclusión de vegetales en la dieta resulta en una práctica recomendable, no obstante, debido a la incorporación de diversos contaminantes en el ambiente, y bien en las granjas agrícolas, puede presentarse una contaminación del producto vegetal resultando en un riesgo potencial para la salud humana. En este estudio, la especie A. cepa, o cebolla de bulbo, fue sometida a diferentes escenarios de contaminación con Hg, transfiriéndose niveles que suponen un riesgo para la salud humana en la parte comestible de este vegetal. Se permite mostrar la gran capacidad de la especie a interactuar con un contaminante prioritario como el mercurio, principalmente las raíces, órgano donde se presenta la mayor acumulación, no obstante cierta cantidad del metal puede transferirse hasta los bulbos y hojas, siendo mayor conforme aumenta la disponibilidad del mercurio en el medio.
V- Referencias
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