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Introducción
México es un país cuya economía depende en gran parte del petróleo; tiene varias zonas de explotación petrolera. Sin embargo, a partir de la reforma energética se ha despertado el interés por la extracción de hidrocarburos por medio de tecnologías no convencionales como la fracturación hidráulica, para extraer el gas shale. El gas shale es un gas natural que se encuentra encerrado en rocas sedimentarias llamadas lutitas, que se encuentran a grandes profundidades; además, son altamente impermeables, lo que hace casi imposible su extracción (SENER, 2012, p. 20).
En junio de 2013, se reportó que México ocupa el sexto lugar a nivel mundial con 545 billones de pies cúbicos (BPC) de gas shale, técnicamente recuperables (EIA, 2013, p. 27). Con el fin de asegurar la oferta de hidrocarburos y autosuficiencia de gas en el país, aunado al gran potencial prospectivo de energía no convencional en la región, se han realizado trabajos exploratorios con el fin de evaluar y desarrollar los recursos de este tipo de gas, identificando provincias geológicas potenciales para su desarrollo (Euán, 2016, p. 35).
Entre ellas, se encuentra la cuenca de Burgos, que abarca los estados de Coahuila, Nuevo León y Tamaulipas, donde existe vegetación predominante de Matorral Espinoso Tamaulipeco y donde se pueden encontrar una gran variedad de especies nativas como: Acacia farnesiana (L.) Willd “Huizache”, y Ebenopsis ebano (Berl.) “Ébano” (Jiménez et al., 2009, p. 5; García et al., 2007, p. 99).
Esta explotación de gas shale, genera residuos pasivos, como los lodos que contienen contaminantes orgánicos e inorgánicos entre los que se encuentran los metales pesados. Estos lodos suelen ser almacenados en depósitos de confinamiento permeables y al aire libre. Sin embargo, este resguardo no garantiza la ausencia de filtraciones de los lixiviados, y la consecuente contaminación de agua y suelo, afectando el entorno (Harkness et al., 2017, p. 302).
La tendencia mundial está dirigida a reducir la contaminación que se genera, aplicando la efectividad de las tecnologías de biorremediación. La remoción eficiente de algunos compuestos orgánicos en suelos contaminados con hidrocarburos, mediante bioestimulación con la adición de urea y residuos orgánicos, ha sido reportada por distintos autores (García et al., 2011, p. 195; Ikhajiagbe et al., 2011, p. 107; Agamuthu et al., 2013, p. 694).
En la actualidad existen diferentes técnicas utilizadas para la eliminación de metales pesados en suelos. Una de ellas es la fitorremediación, que requiere menor costo e implica tecnología verde, pues utiliza sólo plantas (Pilon-Smits, 2005, p. 15). La fitorremediación depende del mecanismo de absorción iónica de cada especie, según sus características genéticas, fisiológicas, anatómicas y morfológicas (Bernal et al., 2007, p. 1). Uno de los procesos que lleva a cabo este procedimiento es la fitoextracción, que consiste en la capacidad de acumular metales del suelo y transportarlos a las diferentes partes de la planta (Yildirim y Sasmaz, 2016, p. 228). Acacia farnesiana (L.) Will es una planta cuya tasa de fitoextracción de plomo (Pb) tiene diferencias significativas en raíz, tallo y hojas (Landeros-Márquez et al., 2011, p. 11). Para el caso de Ebenopsis ebano (Berl.) Barneby, se tiene nula información sobre la tasa de fitoextracción que pueda tener con algún metal en particular.
Método
Área de estudio
Se recolectaron vainas de árboles maduros de Acacia farnesiana y Ebenopsis ebano en el ejido El Zaus, municipio de Hidalgo, Tamaulipas, México (Fig. 1). Éstas fueron trasladadas al Instituto de Ecología Aplicada (IEA) de la Universidad Autónoma de Tamaulipas, para obtener sus semillas.
Material biológico
Las semillas de mejor tamaño y maduración se seleccionaron y almacenaron en frascos herméticamente sellados a temperatura ambiente, en un sitio seco y oscuro para su posterior uso. Para la germinación de las mismas, fue necesario aplicar escarificación mecánica en el área del micrópilo de manera individual, evitando dañar el embrión.
Establecimiento del experimento en laboratorio
Después de la escarificación, las semillas se lavaron con agua con cloro al 5% durante 5 minutos, esto con el fin de desinfectarlas. Se utilizó el índice de germinación de Zucconi (Varnero et al., 2007, p. 28); se añadieron 13.5 mL de agua desionizada por 1 g de muestra seca de lodo, (se utilizaron 2 muestras de lodos con diferentes características fisicoquímicas), agitando la mezcla durante 30 minutos; después se centrifugó a 4000 rpm durante 10 minutos. Al finalizar, se agregó sobre el papel filtro, que estaba adentro de las cajas Petri.
En cajas Petri con papel filtro se colocaron 10 semillas por separado de Acacia farnesiana y Ebenopsis ebano en 15 y 20 mL de extracto acuoso del lodo residual, respectivamente. Para cada especie se realizaron 5 repeticiones; todas las repeticiones fueron envueltas en papel y posteriormente, se incubaron a 28°C.
Previamente se realizó un análisis de los sustratos por espectroscopia de emisión atómica de inducción por plasma (ICP-OES) para saber las concentraciones iniciales de As, Cd y Zn.
Establecimiento del experimento en invernadero
Las semillas germinadas de ambas especies se trasplantaron en un semillero de unicel de 60 cavidades; se colocaron diez semillas con tres repeticiones por tratamiento (Tabla 1), y cada tres días durante dos semanas se registró el crecimiento de las plántulas. Cuando las plántulas alcanzaron una altura aproximada de 3 cm, se pasaron a macetas de 3 kg utilizadas como unidades experimentales, previamente preparadas con 900 g de sustrato (lodo, suelo y una mezcla de ambos sustratos), acomodadas de manera aleatoria dentro del invernadero del IEA. El suelo se trajo de dos sitios del complejo Santa Anita, en el municipio de Camargo, Tamaulipas. Se colocaron tres plántulas por maceta con tres repeticiones por cada tratamiento. A los tratamientos (T) T1- T4, T7-T10 y T13-T16, se les adicionó 2.03 g de urea para la bioestimulación; mientras que a los T13 y 14 se les adicionaron 33.30 mg de Cd; y a los T15 y T16 20 mg de As (con la finalidad de que tuvieran la misma proporción que los lodos). Durante tres meses, cada semana se midió con una regla la altura de cada plántula.
Tabla 1 Lista de tratamientos.
| Tratamientos | Descripción |
|---|---|
| T1 | T2 + SP1 + U |
| T2 | T2 + SP2 + U |
| T3 | T2 + S + SP1 + U |
| T4 | T2 + S + SP2 + U |
| T5 | T2 |
| T6 | T2 + S |
| T7 | T3 + SP1 + U |
| T8 | T3 + SP2 + U |
| T9 | T3 + S + SP1 + U |
| T10 | T3 + S + SP2 + U |
| T11 | T3 |
| T12 | T3 + S |
| T13 | S + SP1 + Cd + U |
| T14 | S + SP2 + Cd + U |
| T15 | S + SP1 + As + U |
| T16 | S + SP2 + As + U |
| T17 | S + SP1 |
| T18 | S + SP2 |
| T19 | S |
| T20 | T2 + SP1 |
| T21 | T2 + SP2 |
| T22 | T3 + SP1 |
| T23 | T3 + SP2 |
Donde: T= Tipo de lodo; S = Suelo; U = Urea; SP 1 = Huizache; SP 2 = Ébano.
Variables de estudio
Se realizó un muestreo final de los sustratos y plántulas de cada tratamiento para las determinaciones correspondiente a As, Cd, Zn y Nt en plántulas, mientras que para los sustratos se realizaron los análisis de As, Cd, Zn, materia orgánica (MO), Nt, P, K, pH y C.E. Todas estas determinaciones se llevaron a cabo en el laboratorio Salvador Alcalde Blanco de Nutrición Vegetal del Colegio de Postgraduados, Campus Montecillo.
Las muestras de sustrato fueron secadas a temperatura ambiente, maceradas y tamizadas; posteriormente, se pesaron 10 g de muestra y se llevaron a extracción con 20 - 30 mL de ácido dietilenotriaminopentaacético (DTPA) 0.005 M, con agitación constante por 2 h, y se filtraron en papel Watman N° 42. El filtrado se llevó a espectroscopia de emisión atómica de inducción por plasma (ICP-OES Varian modelo 725-ES, Agilent Mulgrave, Australia).
Para el análisis de metales pesados en Acacia farnesiana y Ebenopsis ebano, las muestras de las plántulas se fraccionaron en raíz, y parte aérea (tallo y hojas); posteriormente, fueron secadas a temperatura ambiente por 48 h y se pesaron y molieron. La extracción de los metales se realizó con 2 mL de la mezcla de H2SO4 y HClO4 en relación 2:1 y 1 mL de H2O2, en 0.25 g de cada muestra. Los extractos obtenidos se sometieron a espectroscopia de emisión atómica de inducción por plasma para cuantificar las concentraciones de As, Cd y Zn.
Para los análisis de MO, C.E., pH y Nt se utilizaron: el método de Walkely Black para MO, el conductímetro para la C.E., el potenciómetro para el pH, y el método micro Kjeldahl para Nt en sustratos y tejido vegetal.
Análisis estadístico
El índice de germinación (IG), se determinó mediante la fórmula IG (%) = porcentaje de germinación relativa de las semillas (PRSG) × crecimiento relativo de las raíces (CRRG) (Varnero et al., 2007, p. 28).
Para analizar el IG se utilizaron las pruebas no paramétricas de Wilcoxon y Kruskal-Wallis (Wheater y Cook, 2005; Pohlert, 2014, p. 22), bajo la hipótesis nula de igualdad de medianas. Las diferencias significativas se analizaron con las comparaciones múltiples de rangos de Nemenyi (Wheater y Cook, 2005; Pohlert 2014, p. 22). El nivel de significancia fue P ≤ 0.05 y se utilizó el software R Core Team (2016).
Se realizaron tres análisis multivariados de varianza (MANOVA). El primero fue para las concentraciones de los metales contra los tratamientos en el suelo; el segundo, para cantidades de MO %, C.E., pH y Nt en suelo; y el tercero para las concentraciones de los metales contra los tratamientos en la planta. Después, se analizó por medio de un análisis de varianza de una vía (ANDEVA) para comparación de Tukey y para encontrar las diferencias entre los tratamientos. Además, se determinó la asociación entre las variables (As, Cd y Zn) en suelo y planta, usando el coeficiente de correlación de Pearson, y posteriormente se realizó un análisis de componentes principales (ACP), para discriminar entre los tratamientos sobre la base de las concentraciones de metales As, Cd y Zn. En todos los casos los análisis estadísticos fueron realizados con el software R Core.
Resultados
El número de semillas y el IG se vieron favorecidos debido al tratamiento pre-germinativo por escarificación mecánica en semillas de testa dura (Rivas et al., 2005, p. 441) que obtuvieron hasta 100% de germinación con semillas de este tipo, lo cual coincide con lo obtenido en el número de semillas germinadas para Acacia farnesiana y Ebenopsis ebano (100% y 80% de germinación, respectivamente).
El huizache mostró mayor longitud de raíz y mayor número de semillas germinadas en comparación con el ébano, posiblemente por la diferencia en el tamaño de semillas. Las semillas de Acacia farnesiana son más pequeñas que las de Ebenopsis ebano y por tanto absorben mayor cantidad de agua, lo que permite que la semilla emerja más rápido (Larcher, 2003, p. 533). Los factores como temperatura, humedad y condiciones de luz que son determinantes para la germinación de cualquier semilla (Larcher, 2003, p. 533), no influyeron en la germinación de Acacia farnesiana y Ebenopsis ebano. La temperatura se asocia con el proceso de germinación por afectar el porcentaje de germinación, la tasa de germinación y las reacciones enzimáticas (Probert, 2010, p. 261; Gariola et al., 2011, p. 66); las semillas de ambas especies estuvieron a la misma temperatura. No se observaron diferencias significativas con respecto a los tratamientos (W = 39.5, P = 0.4616); y con respecto al efecto generado por la combinación entre las especies y los tratamientos (SP1T2, SP1T3, SP2T2 y SP2T3) no se encontraron diferencias (X2 = 7.4392, P = 0.05914). Mientras que por especie se observaron diferencias en los índices de germinación (W = 54, P = 0.02374) (Fig. 2).
Donde: SP1= Huizache; SP2 = Ébano; T2 = Lodo 1 (Sitio 1); y T3 = Lodo 2 (Sitio 2).
Fig. 2 Porcentaje de germinación de Acacia farnesiana “Huizache” (Especie 1) y Ebenopsis ebano “Ébano” (Especie 2).
Estas diferencias no se deben a que existió una interdependencia entre los factores ambientales, ya que se trabajó bajo condiciones controladas. La influencia relativa en la germinación estuvo determinada por la edad de la semilla y la composición genética de la misma. Así mismo, el índice de germinación que se obtuvo entre ambas especies se debió a que el sustrato acuoso en el que se pusieron a germinar contenía alguna sustancia inhibidora que influyo más en una especie que en otra.
Emino y Warman (2004, p. 342), reportan que, al utilizar como sustrato lodos residuales de origen urbano, el índice de germinación disminuye por la presencia de Zn. En este estudio el sustrato acuoso utilizado contiene Zn. La morfología de las semillas fue diferente en tamaño y forma, lo que influye en el desarrollo del embrión: Acacia farnesiana tiene una forma ovalada globosa y un tamaño que oscila entre los 0.4-0.5 cm; y Ebenopsis ebano una forma cuadrada globosa y un tamaño que va de 0.8-1.0 cm. Se ha reportado que el tamaño de la semilla influye en la germinación; cuando la semilla es más grande tiende a tener mayor concentración de nutrientes con respecto a las semillas de menor tamaño (Baloch et al., 2001, p. 335; Ayala-Cordero et al., 2004, p. 692).
Se ha reportado que la semilla de Acacia farnesiana contiene grandes reservas de nutrientes, como almidones al rededor del endospermo, lo que permite que una vez iniciado el proceso de germinación la radícula crezca rápidamente (Lancher, 2003, p. 533); esto se observó en el experimento.
Se encontraron diferencias significativas en la concentración de metales (As, Cd y Zn) en los tratamientos (F22,46 = 16.043; P < 0.0001; Wilk’s Lamda=0.0014106; R2=0.6899).
El tratamiento 13 presentó la mayor concentración de As, mientras que para Zn y Cd el mayor contenido se obtuvo en los tratamientos 8 y 13, respectivamente (Fig. 3). Además, se encontró una correlación positiva entre los metales As y Cd (r=0.9999; P < 0.0001) (Fig. 4).
Fig. 3 Análisis de componentes principales basados en la concentración de metales como As, Cd y Zn para discriminar entre tratamientos. La variación explicada por los ejes fue del 94,10%.
Fig. 4 Análisis de componentes principales basados en la concentración de metales como Cd y Zn para discriminar entre tratamientos. La variación explicada por los ejes fue del 75,06%.
Los resultados del análisis de componentes principales ACP (Tabla 2) mostraron una relación entre As y Cd con respecto a los tratamientos 14 y 13 (Fig. 3). Los dos componentes principales (PC1 y PC2) explican la variación total de 94.10% encontrados en los tratamientos. Los tratamientos 13 y 14 mostraron la mayor concentración de metales de Cd y As, mientras que el T8 mostró mayor contenido de Zn (Fig. 4).
Tabla 2 Matriz de correlación de Pearson entre las concentraciones de metales por tratamiento.
| Variable 1 | Variable 2 | Pearson | P valor |
|---|---|---|---|
| As | Cd | 0.9999 | <0.0001 |
| As | Zn | -0.3146 | >0.05 |
| Zn | Cd | -0.3133 | >0.05 |
Se encontraron diferencias significativas en las cantidades de pH, MO %, C.E. y Nt a través del tratamiento (F22,46 = 6.6028; P < 0.0001; Wilk’s Lamda = 0.002938; R2 = 0.6792). En los tratamientos 20, 21, 22 y 23 se presentó la mayor cantidad de MO, mientras que en pH los tratamientos 13, 21, 12; y en C.E. los tratamientos 6, 8, 7 y 4 y en Nt 2, 4 y 15 (Fig. 3). Se encontró correlación positiva entre el porciento de MO y la C.E (r = 0.2476, P < 0.05) (Tabla 3).
Tabla 3 Matriz de correlación de Pearson entre las concentraciones de los parámetros evaluados del suelo por tratamiento.
| Variable 1 | Variable 2 | Pearson | P valor |
|---|---|---|---|
| pH | CE | -0.5628 | >0.05 |
| pH | %MO | 0.1218 | >0.05 |
| pH | Nt | -0.0749 | >0.05 |
| CE | %MO | 0.2476 | <0.05 |
| CE | Nt | -0.2307 | >0.05 |
| %MO | Nt | -0.3177 | >0.05 |
Los resultados del análisis ACP mostraron una relación entre los % de MO y CE con respecto a los tratamientos 22 y 23 (Fig. 2). En este análisis, se tomaron en cuenta las varianzas, que fueran mayor a uno. Los dos componentes principales (PC1 y PC2) explican la variación total de 73.08% encontrados en los tratamientos. El tratamiento 21 mostró la mayor cantidad de MO, pH C.E., mientras que el tratamiento 2 mostró mayor contenido de Nt (Fig. 5).
Fig. 5 Análisis de componentes principales basados en las cantidades de % MO, C.E., Nt y pH para discriminar entre tratamientos. La variación explicada por los ejes fue del 73,08%.
La biodisponibilidad de los metales en el suelo es afectada por parámetros como el pH, C.E. y potencial redox (PR). En este estudio, el pH en los sustratos fue alcalino, lo que permite que la adsorción de As, Cd y Zn se incremente (Kabata-Pendias y Pendias, 2000, p. 412). Sin embargo, la movilidad y retención de los metales tienen mayor disponibilidad a pH ácido; en este estudio, el pH fue alcalino para los tres sustratos: Lodo 1, Lodo 2 y suelo (8.18 - 8.31). Probablemente, la movilidad de As, Cd y Zn estuvo influenciado por el potencial redox, factor que permite la biodisponibilidad de los metales, debido a que genera cambios en el estado en que se encuentre los iones. Por ejemplo, Bolan et al., (2014, p. 141), señalan que, a pH ácido, el Zn se encuentra como Zn+2 iónicamente biodisponible; mientras que con valores de pH por encima de 7.7, este elemento precipita en forma de carbonatos o hidróxido, lo que implica una menor movilidad/solubilidad. Además de la solubilidad y el pH, otros factores que influyen en la biodisponibilidad del Zn son: la humedad, MO y las interacciones con otros microelementos como el Cd que está estrechamente relacionado con el comportamiento del Zn en el suelo (US EPA, 2005ª); también macronutrimentos como el N (US EPA, 2007c).
Con respecto al As, la movilidad puede estar beneficiada con el aumento del pH 8.36. El aumento en los valores de pH en este trabajo mostró diferencias entre tratamientos, indicando que fue provocado por la presencia de la planta, en contradicción con lo que reportan Bernal et al. (2007, p. 1) quienes sustentan que la liberación de citrato por las raíces atenúa la acidez del medio. Lo anterior explica que la remoción de As, Cd y Zn estuvo influenciada por la especie y las características del sustrato, que se vieron favorecidas por la bioestimulación de la urea y la presencia de MO, que confiere el efecto tapón que controlo la alcalinidad de los sustratos (Kothe y Varma 2012, p. 279).
Análisis de las plántulas
Se encontraron diferencias significativas en la concentración de metales (As, Cd y Zn) a través del tratamiento (F12,52 = 3.5971; P < 0.0001; Wilk’s Lamda = 0.15977) y de la parte de la planta (F1,52 = 8.7753; P < 0.0001; Wilk’s Lamda = 0.65509), así como la interacción entre estos (F12,52 = 3.8423; P < 0.0001; Wilk’s Lamda = 0.14293). Los tratamientos 4, 1, 2, 3 y 10, en la parte de la raíz, presentaron la mayor concentración de Zn y As; en tanto que, para Cd, el tratamiento 13 en la raíz mostró el mayor contenido (Fig. 3). Se encontró una correlación positiva entre As y Zn (r = 0.2190; P < 0.05) (Tabla 4 y Fig. 5).
Tabla 4 Matriz de correlación de Pearson entre las concentraciones de metales obtenidas de plántulas.
| Variable 1 | Variable 2 | Pearson | P valor |
|---|---|---|---|
| As | Cd | -0.0197 | >0.05 |
| As | Zn | 0.2190 | <0.05 |
| Zn | Cd | -0.0088 | >0.05 |
Los resultados del análisis de ACP mostraron una relación entre Zn y As, con respecto a los tratamientos 4, 1, 2, 3, y 10 (Fig. 3). Los dos componentes principales (PC1 y PC2) explican la variación total de 77.19% encontrados en los tratamientos. En el sistema radical, los tratamientos 17, 14, 16 y 20 mostraron la mayor concentración de metales de Zn y As, y sólo el tratamiento 13 mostró mayor contenido de Zn en las raíces de las plantas (Fig. 5).
Con respecto a la cantidad de Nt, se observaron diferencias significativas con respecto a los tratamientos (F12, 52 = 7.54, P < 0.0001) y al órgano de la planta (F1, 52 = 21.1257, P < 0.0001), así como por la interacción de estos dos factores (tratamiento*parte de la planta) (F12,52 = 1.9570, P < 0.05). El tratamiento 14 presentó la mayor cantidad de Nt en la parte área de la planta, y el tratamiento 8 fue el tratamiento que mostró menor contenido de Nt (Fig. 6).
Donde: R: Raíz; y PA: Parte Área.
Fig. 6 Cantidad de Nt con respecto a los tratamientos y parte de las plántulas.
La acumulación de As, Cd y Zn estuvo determinada por el órgano de la planta. La tolerancia de metales pesados como el As, Cd y Zn por las plantas, se debe a que son metales de transición que tienen la capacidad de oxidar y de reducir diferentes biomoléculas (Choppala et al., 2014, p. 374). Por lo anterior, estos efectos en el estado rédox de la célula se pueden mejorar aún más, debido a la reacción de acoplamiento de estos metales con biomoléculas, lo que puede explicar las concentraciones de As, Cd y Zn en los órganos Acacia farnesiana y Ebenopsis ebano.
En el comportamiento de acumulación general de los metales, predominó el siguiente orden: raíz > parte área; la mayor concentración en las raíces se debe a que es el órgano donde se absorben primeramente los elementos desde el sustrato; y la baja concentración hallada en parte área puede deberse a su función como transporte de nutrientes y minerales del suelo hacia la parte aérea (Avci y Deveci, 2013, p. 283).
Los resultados de los análisis realizados mostraron diferencias significativas en los tratamientos con respecto a la concentración de As, Cd, y Zn, así como de Nt en la parte área y en raíz de las plántulas, indicando que el tipo de sustrato puede influir en la afinidad de estos elementos por algún órgano en específico de la planta, debido a que al realizar la mezcla de sustratos las características del lodo residual y del suelo variaron (pH, MO, y CE), al igual que la disponibilidad del Nt (Ibrahim et al., 2013, 571).
Bioestimulación
La bioestimulación con urea favoreció el desarrollo de las plántulas de Acacia farnesiana y Ebenopsis ebano debido a que ayudó en el traslado del N, así como en la fitoextracción de los metales presentes en los sustratos, los cuales se encontraron en la raíz y parte área de ambas especies (Brown et al., 2003, p. 100). Como se muestra, los tratamientos donde se obtuvo la mayor concentración de As y Cd en las plántulas fueron aquellos a los cuales se les agregó urea, mientras que a los tratamientos a los cuales no se les agregó este fertilizante tuvieron concentraciones bajas de estos metales. Aunado a esto, las altas concentraciones en raíz de ambos metales se podrían deber a la presencia de dicho fertilizante (Landeros-Márquez et al., 2011, p. 11). Esto concuerda con los resultados obtenidos, donde se observa que existe una relación proporcional; es decir, entre más Nt contenga el tratamiento, la concentración de los metales aumenta.
Para As se observó en los tratamientos 1 y 2, a los cuales se les agrego urea, que, a mayor contenido de N en las plántulas, mayor concentración de As en raíz. Con respecto al Cd, la bioestimulación favoreció la concentración de Cd en la parte área, debido a que la urea comúnmente incrementa el cadmio intercambiable, soluble en el agua del suelo (Brown et al., 2003, p. 100), lo que probablemente provocó que el metal pasara rápidamente hasta la parte aérea. Además, en los tratamientos donde se agregaron los 33.30 mg L-1 de Cd, se observan menores porcentajes de Nt y altas concentraciones de Cd.
Con respecto a la cantidad de Nt, se observaron diferencias significativas con respeto a los tratamientos (F12, 52 = 7.54, P < 0.0001) y parte de la planta (F1, 52 = 21.1257, P < 0.0001) y la interacción entre estos factores (tratamiento*parte de la planta) (F12,52 = 1.9570, P < 0.05). El tratamiento 14 presentó la mayor cantidad de Nt en la parte área de la planta, y el tratamiento 8 fue el tratamiento que mostró menor contenido de Nt.
Conclusiones
El índice de germinación de Acacia farnesiana y Ebenopsis ebano se sustenta en las características estructurales y fisiológicas de estas especies, que permiten su germinación en medios acuosos de lodos residuales provenientes de la extracción de gas shale. La mayor concentración de As, Cd y Zn en las plántulas se presentó en las raíces. La remoción de As, Cd y Zn estuvo influenciada por la especie, las características del sustrato, la bioestimulación y la presencia de MO, que confiere el efecto tapón que controlo la alcalinidad de los sustratos.
