INTRODUCCIÓN

La contaminación ambiental por metales pesados se produce principalmente por un mal manejo de los desechos de la minería (^{Covarrubias y Peña-Cabriales 2017}). En el caso particular de la minería del oro a pequeña escala (MOAPE), el Hg se utiliza de forma clandestina e inadecuada (^{Ramírez-Morales et al. 2019}). El Hg es un metal pesado volátil que se encuentra presente de manera natural en el suelo a bajas concentraciones (entre 0.01 y 0.2 mg/kg; ^{Adriano 2001}), pero su consumo en la MOAPE (1.0 a 2.0 g de Hg por gramo de oro producido) contribuye en gran medida al aumento de la concentración y circulación de este metal en la biosfera (^{Swain et al. 2007}). El Hg es un xenobiótico, porque todas sus formas químicas son exógenas al metabolismo de los seres vivos, y se encuentra catalogado conjuntamente con el plomo, cadmio, arsénico y cromo, como uno de los metales más tóxicos (^{Wu et al. 2018}). Ninguna de las formas químicas del Hg es inocua; una vez en el ambiente, el Hgº se oxida a Hg iónico, el cual se deposita eficientemente en el suelo y/o agua y es posteriormente convertido en metilmercurio (MeHg) por bacterias anaeróbicas (^{Le Jeune et al. 2012}). El MeHg es altamente tóxico y posee un alto poder de biomagnificación en las tramas tróficas (^{Hutchison y Atwood 2003}), de allí la importancia de desarrollo de biotecnologías para disminuir la concentración de Hg en suelos y aguas.

Concentraciones mayores a 5 mg/kg de Hg son muy tóxicas para la mayoría de las plantas (^{Kabata-Pendias y Pendias 2010}). La toxicidad, acumulación y distribución del Hg en los distintos órganos vegetales puede variar entre especies de plantas expuestas a concentraciones similares del metal (^{Patra y Sharma 2000}). Las plantas tolerantes e hiperacumuladoras son las únicas que pueden almacenar altas concentraciones de metales en raíces y vástagos sin presentar signos de toxicidad (^{Kramer 2010}), pero los umbrales para el Hg aún no se encuentran claramente establecidos (^{Liu et al. 2020}).

Las plantas hiperacumuladoras son las más demandadas en tecnologías de fitorremediación, una técnica ecológica de bajo costo para la absorción e inmovilización de contaminantes en suelos y/o aguas en la cual se utilizan plantas o algas (^{Raskin et al. 1997}).

La eficiencia de una planta para los diferentes tipos de fitorremediación (fitodegradación, fitofiltración, fitoextracción, fitoestabilización o fitovolatilización) depende principalmente de la tolerancia y productividad de cada especie y de la concentración del xenobiótico (^{Nedjimi 2021}). Para catalogar una planta como hiperacumuladora se utilizan índices como el factor de bioacumulación (FBA = concentración del metal en vástago/concentración del metal en el suelo) (^{Brooks 1998}) y el factor de translocación (FT = concentración del metal en el vástago/concentración del metal en la raíz) (^{Conesa et al. 2006}), los cuales deben estar por encima de 1.0. Además, la biomasa del vástago no debe disminuir notablemente ante la exposición al metal.

Lantana camara L. es una especie de la familia Verbenaceae originaria de las regiones tropicales y templadas de Centroamérica y Sudamérica y ha sido introducida/naturalizada como planta ornamental en la mayoría de los países del mundo (^{Day et al. 2003}). Aunque se encuentra entre las 100 especies exóticas invasoras más dañinas a nivel global (^{Sharma et al. 2005}), L. camara es considerada una de las plantas más importantes para la investigación fitoquímica, ya que produce cantidades óptimas de metabolitos potencialmente útiles para el descubrimiento de nuevas drogas y con distintas actividades biológicas (^{Verma 2018}). El éxito ecológico de L. camara, se debe principalmente a cuatro factores: alta capacidad para rebrotar luego del fuego y el pastoreo, productividad sostenida en suelos empobrecidos, buena atracción de polinizadores y dispersores y alelopatía (^{Negi et al. 2019}).

En numerosas investigaciones, L. camara ha sido catalogada como una especie promisoria para la fitoremediación de metales. Su cultivo con enmiendas orgánicas disminuyó el contenido de Pb en suelos entre 45 y 88 % y aumentó el recuento de bacterias resistentes a metales pesados, mostrando potencial para la fitoextracción y para la fitoestabilización (^{Jusselme et al. 2013}, ^{Alaribe y Agamuthu 2015}). Desde 2016 hubo un incremento en el interés por la tolerancia a metales de esta especie en distintos países. En India, se observó una alta capacidad para la fitoextracción de Fe, Mn, Cu, Pb, Cr, Ni y Cd en plantas colonizadoras naturales de un vertedero de cenizas (^{Pandey et al. 2016}). En Jordania, cayos cultivados de esta especie sobrevivieron al 100 % luego de ser expuestos al Pb, Cr y Cd (^{Tahtamouni et al. 2020}). En China, L. camara también exhibió hiperacumulación, mantenimiento de biomasa y ausencia de daños foliares ante la exposición a Cd (^{Liu et al. 2019}), así como almacenaje en paredes celulares y fitodegradación de Pb, Zn y Cd (^{Xie et al. 2021}). En relaves mineros de Ghana, el factor de bioacumulación del vástago para Zn, Cu, Ti y As fue de 3.0, 1.0, 0.6 y 0.03, respectivamente (^{Mensah et al. 2021}). En Tanzania, la concentración de Cd en raíces alcanzó niveles de hiperacumulación (68.61 mg/kg) en plantas de L. camara que colonizaron naturalmente pasivos ambientales de minas de oro (^{Kahangwa et al. 2021}).

De acuerdo con lo anteriormente expuesto, L. camara ha sido caracterizada principalmente con relación a su respuesta al Zn, Ni, Cu, Pb, Cd, Cr, Ti y As, pero no hay información respecto a su potencial de fitorremediación de Hg. Con la finalidad de profundizar en la caracterización de L. camara como planta promisoria para la fitorremedación, se evaluó la relación entre bioacumulación y volatilización de Hg en plantas, ante concentraciones bajas y altas de Hg inorgánico (HgCl₂). El objetivo de este estudio fue evaluar la efectividad de L. camara para bioacumular, translocar y volatilizar Hg, en suelos contaminados artificialmente.

MATERIALES Y MÉTODOS

Aclimatación de plantas y establecimiento de contaminación artificial con Hg

Individuos adultos de L. camara con altura promedio de 15 cm y cinco meses de edad, previamente cultivados en macetas con suelo y arena estéril en relación 1:1, fueron contaminadas con Hg en forma de HgCl₂ diluido en solución Hoagland, de acuerdo con los siguientes tratamientos: 1) riego con alto nivel de Hg: 8.0 mg/L; 2) riego con bajo nivel de Hg: 1.0 mg/L, y 3) riego con solución Hoagland: 0.0 mg/L de Hg (plantas libres de Hg, tratamiento testigo). Se utilizaron macetas con suelo solo (sin planta) como t de volatilización del suelo, tanto en alta como en baja concentración de mercurio. Los tratamientos y números de réplicas por tratamiento se muestran en la figura 1a. En la aplicación del riego con el tratamiento correspondiente se mantuvo el suelo a capacidad de campo con la finalidad de garantizar la disponiblidad de la solucion Hoagland con y sin Hg durante todo el experimento. La pérdida de solución por lixiviación se minimizó mediante el control del peso de las macetas para mantener el suelo a capacidad de campo. Las características físicas y químicas del suelo utilizado fueron las siguientes (mg/kg): Hg total y soluble < 0.1, P total = 743.6, P soluble = 10.6, N total = 391.8. El pH fue moderadamente ácido (5.53). El experimento se llevó a cabo en un invernadero con valores promedio de temperatura del aire de 24 ºC, humedad relativa del aire de 75 % y 16 horas de luz.

Fig. 1 Diseño experimental y sistema de volatilización. (a) Tratamientos y número de réplicas del experimento. Testigo: riego con solución Hoagland con 0.0 mg/L de Hg (plantas libres de mercurio). Alto Hg: nivel alto de Hg, riego con 8.0 mg/L de HgCl₂. Bajo Hg: nivel bajo de Hg, riego con 1.0 mg/L de HgCl₂. (b) Compartimientos del sistema de volatilización: (1) motor aireador para acuario, (2) cámara de volatilización acrílica hermética para lavado de gases de 35.34 L con uno de los tratamientos y (3) solución trampa oxidante (color morado) de KMnO₄ al 5 % disuelto en 2NH₂SO₄ 1 M. Las flechas muestran la dirección del flujo de aire. 

Mediciones de volatilización de Hg en suelos y plantas

Después de dos meses de riego con los distintos tratamientos, las macetas plantadas (tratamientos suelo-planta) y no plantadas (tratamientos suelo) fueron colocadas individualmente dentro de cámaras acrílicas herméticas para lavado de gases de 35.34 L, construidas de acuerdo con ^{Moreno et al. (2005)} con algunas modificaciones (Figs. 1b y 2). En estas cámaras se capturó el Hgº volatilizado mediante un sistema de flujo de aire continuo aplicado a la cámara (3.6 L/min). Luego de circular por la cámara, el aire ingresaba a una solución trampa oxidante de 50 mL de KMnO₄ al 5 % disuelto en 2NH₂SO₄ 1M. Se recolectaron 10 mL de solución trampa cada 24 h, iniciando a las 08:00 horas y reemplazando la solución trampa a las 08:00 horas del día siguiente para medir la siguiente réplica. Este procedimiento se realizó una vez para cada réplica de cada tratamiento. Las soluciones trampa fueron refrigeradas a 4 ºC hasta la cuantificación del Hg por espectroscopia de absorción atómica. La volatilización de Hg de las plantas de cada tratamiento fue calculada mediante la relación:

Volatilización de la planta=volatilización total planta+suelo-volatilización del suelo  (1)

Fig. 2 Cámaras de volatilización con el sistema de flujo continuo de aire conducido a una solución trampa captadora del mercurio elemental. El estanco o sellado de las cámaras acrílicas se reforzó añadiendo petrolato a las juntas de las tapas y adicionando una base y un marco sujetador de madera unidos por cordeles. 

RESULTADOS

Los resultados mostraron que el peso seco de las plantas expuestas a baja y alta concentración de Hg no varió significativamente respecto al tratamiento testigo sin Hg (Cuadro I). Tampoco se observaron cambios evidentes de estrés en sus hojas (i.e., necrosis) durante los dos meses de duración del experimento. El efecto de los dos tratamientos sobre la concentración de Hg en la raíz fue mayor que el observado en el tallo y las hojas (Cuadro II). La concentración de Hg en raíces y hojas aumentó de dos a tres veces, mientras que en el tallo aumentó 11 veces con el incremento de la concentración de Hg (Cuadro II).

El factor de translocación fue de 0.3 cuando las plantas estuvieron expuestas a la menor concentración de Hg y 0.5 cuando se expusieron a la mayor concentración (Cuadro III). En el tratamiento de baja concentración de Hg, el factor de bioacumulación del vástago fue de 23.9 y el de la raíz de 130, mientras que en el tratamiento con la concentración alta de Hg se observaron factores de bioacumulación de 15.6 y 34.7 en vástago y raíz, respectivamente (Cuadro III). El factor de bioacumulación de la raíz fue el único índice para el cual se observó una diferencia estadísticamente significativa entre los tratamientos con los niveles alto y bajo de Hg (Cuadro III).

Los valores de volatilización de Hg de una planta completa (µg de Hg/planta completa/día) en los tratamientos con los niveles alto y bajo de Hg, no fueron estadísticamente distintos y se encontraron dentro del rango de 17.4 y 35.6 µg de Hg/planta completa/día (Cuadro IV). Por otro lado, los valores de volatilización por gramo de planta (µg de Hg/g de planta/día) fueron significativamente mayores en el tratamiento con el nivel alto de Hg, siendo de 7.1 µg la cantidad de Hg que podría emitirse a la atmosfera por cada gramo de planta en un día, si la planta fuera expuesta a 8.0 mg/L de Hg en la solución del suelo (Cuadro IV).

DISCUSIÓN

La concentración de Hg en los órganos vegetativos de L. camara mostró el siguiente patrón: raíz > hojas > tallo. Esta relación es respaldada por un FT < 1, el cual indica una menor efectividad para transferir el metal desde la raíz al vástago. A pesar de tener una baja eficiencia de translocación, L. camara tiene un FBA > 1 en el tallo y en la raíz. Además, el FBA fue dos veces más alto en la raíz respecto al tallo en el tratamiento con el nivel alto de Hg, lo cual indica que la raíz es el órgano que acumula más mercurio. Al comparar estos resultados con la literatura, se observa que L. camara supera la concentración de Hg en raíz reportada para fitorremediadoras potenciales de este metal como Erato polymnioides (3.56 mg/kg de Hg; ^{Chamba et al. 2017}) o Jatropha curcas (5.98 mg/kg de Hg; ^{Marrugo-Negrete et al. 2016}). Esta diferencia podría deberse a que las plantas de L. camara estuvieron expuestas de manera constante al Hg en la solución del suelo, mientras que E. polymnioides y J. curcas provinieron de suelos de MOAPE contaminados de forma heterogénea con Hg. Por otro lado, Crupina vulgaris, una planta presente en una mina antigua de cinabrio altamente contaminada (1709 mg/kg de Hg en el suelo), contenía 160 mg/kg de Hg en la raíz (^{Fernández-Martínez et al. 2015}), un valor más cercano al reportado en el presente estudio para L. camara (130.1 y 277.8 mg/kg en los tratamientos con los niveles bajo y alto de Hg, respectivamente).

Con base en los criterios disponibles para caracterizar la hiperacumulación de Hg en L. camara, esta especie cumple con dos de ellos: i) acumula y tolera la toxicidad del Hg sin necrosis, clorosis ni reducción de la biomasa y ii) presenta un FBA > 1 en el vástago. El tercer criterio correspondería a una concentración alta en el vástago, pero este umbral no se encuentra claramente establecido para el Hg (^{Liu et al. 2020}). Luego de 60 días de exposición continual al Hg, L. camara alcanzó una concentración total de 402.9 mg/kg, con un 30 % en el vástago y un 70 % en la raíz. Las plantas que han sido caracterizadas con potencial para la fitorremediación de Hg son mayormente hierbas, y la única reportada con un FBA > 1 es Axonopus compressus en una región minera del sur de Ecuador (Liu et al. 2020). De acuerdo con los resultados del presente estudio, L. camara podría considerarse una fitoestabilizadora potencial de Hg por su tendencia a acumular una mayor proporción de Hg en raíces, como se ha reportado en esta misma especie para Cr, Ni, Cd (^{Sahoo 2017}), Pb (^{Arathi et al. 2021}) y metaloides xenobióticos como el As (^{Kahangwa et al. 2021}). Por otro lado, para otras 46 especies catalogadas como acumuladoras potenciales de Hg, la concentración en vástago siempre fue mayor que en raíz (Liu et al. 2020). ^{Greger et al. (2005)} reportaron mayores concentraciones de mercurio en los tejidos aéreos respecto a la raíz en Trifolium repens L., Triticum aestivum L., Beta vulgaris L., Brassica napus L., Salix viminalis L. y Pisum sativum L.

La fitovolatilización o capacidad de transpirar contaminantes es un criterio muy importante para caracterizar plantas promisorias para la fitorremediación del Hg. En este estudio, L. camara volatilizó una mayor cantidad de Hgº (35.6 µg de Hg/planta completa/día, con 8.0 mg/kg de Hg en la solución del suelo) que la reportada para otras especies como Brasica juncea (5.0 µg de Hg/planta completa/día, con 1.3-4.5 mg/kg de Hg en suelo) y Zea mays (2.4 µg de Hg/planta completa/día, con 4 mg/kg de Hg en suelo) (^{Moreno et al. 2005}, ^{Yu et al. 2010}). Estas diferencias podrían deberse a condiciones experimentales distintas, ya que en nuestro estudio L. camara estuvo expuesta de manera continua al Hg en la solución del suelo por riego, mientras que en los ensayos con Z. mays y B. juncea se utilizó suelo previamente contaminado artificialmente y suelo proveniente de una mina, respectivamente.

^{Leonard et al. (1998)} utilizaron un sistema de intercambio de gases para evaluar el balance de Hg acumulado y volatilizado en cinco especies de plantas y estimaron que aproximadamente el 70 % del total de Hg incorporado por las raíces llegó a la atmósfera por volatilización. Para tener un balance del Hg durante los 60 días del experimento con L. camara, a continuación estimamos el balance del Hg acumulado y volatilizado. Si L. camara volatilizó la cantidad diaria de Hg reportada en nuestro estudio (7.1 µg Hg/g de planta/día), la cantidad volatilizada de Hg durante los 60 días del experimento sería de 426 µg de Hg/g planta. En ese mismo periodo de tiempo, la planta acumuló 402.9 µg de Hg/g planta. Considerando estas estimaciones, estaríamos ante un escenario en que la concentración de Hg volatilizado y acumulado es muy cercana. De igual manera, en el tratamiento de baja concentración de Hg se proyecta un escenario similar (se volatilizarían 174 µg de Hg/g planta, mientras que se acumularían 163.1 µg de Hg/g planta). Es posible que L. camara no volatilizara la misma cantidad de Hg por día durante todo el experimento y nuestra proyección esté sobrestimada; aun así, partiendo de un enfoque conservador, esta planta debería utilizarse en estrategias de fitorremediación en las cuales sea posible recuperar el Hg volatilizado.

Una de las propuestas para la fitorremediación de suelos contaminados con Hg es obtener plantas nativas o transgénicas con alta capacidad de volatilizar Hg en una forma menos tóxica para el ambiente. De acuerdo con nuestros resultados, L. camara tiene la capacidad de descontaminar un suelo mediante dos estrategias: fitoestabilización y fitovolatilización. Además, el Hg transferido por L. camara a la atmósfera llegaría a ésta como Hgº, una de las formas menos tóxicas del elemento. Aunque el Hgº que llega a la atmósfera evitaría la contaminación de aguas y su conversión en MeHg por la vida silvestre, contribuiría a la concentración atmosférica del metal. Por ello, una tecnología de fitorremediación basada en L. camara requiere un análisis de su impacto en la región antes de implementarse.

CONCLUSIONES

L. camara ha llamado la atención en los últimos años debido a su potencial para la fitorremediación de metales pesados en diferentes regiones del mundo. En este estudio se presenta evidencia de que L. camara acumula mayor cantidad de Hg en las raíces, seguido por las hojas y el tallo, sin mostrar cambios morfológicos indicativos de toxicidad tras ser expuesta a 8.0 mg/kg de Hg en la solución del suelo. Los índices de bioacumulación > 1 indican un alto potencial de acumulación, especialmente en las raíces. La concentración máxima de Hg observada por peso seco de planta fue de 402.9 mg/kg, de los cuales aproximadamente la mitad se bioacumuló en las raíces. Además, se observó que la cantidad de Hgº volatilizada por esta especie fue similar a la cantidad acumulada por la planta durante el mismo periodo de tiempo. Si bien L. camara tiene una alta capacidad de adaptación a áreas perturbadas por la minería, se requiere más investigación sobre su capacidad de fitovolatilización en diferentes tipos de suelos nativos con contaminación multimetálica. El presente estudio amplía el conocimiento sobre la respuesta de L. camara a metales pesados y resalta la importancia de incluir la fitovolatilización en la caracterización del potencial de plantas promisorias para la fitorremediación.