AMI-114

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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 finalse 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: 
sueloenSbdeiónConcentrac
aéreaparteenSbdeiónConcentracBAC  (1) 
 
sueloenSbdeiónConcentrac
raízenSbdeiónConcentracBCF  (2) 
 
 
raízenSbdeiónConcentrac
aéreaparteenSbdeiónConcentracTF  (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 resultadosfueron 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 translocaciónindicaron 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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