La necesidad por incrementar la producción de alimentos de origen agrícola ha requerido de la utilización de compuestos químicos para el control de diversas plagas, donde los OCP han representado una opción para cubrir esta necesidad. Los OCP son muy estables y pueden tardar días, meses o años en transformarse en moléculas menos dañinas; pueden ser sometidos a evaporación después de su aplicación, y ser dispersados a regiones donde no se han utilizado; por estas características los OCP son considerados POP. La manipulación inadecuada de los POP ha ocasionado severos daños ambientales y riesgos a la salud humana (Nurzhanova, Kalugin & Zhambakin, 2013; Younas, Hilber, Rehman, Khwaja & Bucheli, 2013).

De acuerdo con la Organización Mundial de la Salud (OMS) (WHO, por sus siglas en inglés), plaguicidas como los OCP, son causantes de muerte por suicidio, sobre todo en lugares de ingresos económicos intermedios y bajos (OMS, 2019). Se calcula que el suicidio por causa de la ingestión de plaguicidas asciende a 186,000 muertes (OMS, 2019). Además, múltiples estudios demuestran que los OCP causan intoxicaciones graves y están relacionados con alteraciones neurológicas, reproductivas, cáncer y defectos congénitos (Bornman, Jager, Worku, Farias & Reif, 2010; Genthe et al., 2013; Wu, Cohn, Cirillo, Santella & Terry, 2019). Este problema se acentúa, ya que algunos OCP prohibidos se siguen utilizando en diversos países y se dispersan por agua, suelo y aire.

Acorde con el Convenio de Estocolmo, los POP se dividen en tres categorías: i) plaguicidas como aldrina, clordano, dicloro difenil tricloroetano (DDT), dieldrina, endrina, heptaclor, hexaclorobenceno, mixer, toxafeno; ii) químicos industriales, que incluyen hexaclorobenceno, bifenilos policlorados (PCBs); y iii) los sub-productos hexaclorobenceno, dibenzo-p-dioxinas policloradas, dibenzofuranos policlorados y derivados de PCBs. A partir de la cuarta reunión del Convenio de Estocolmo (2009), se han incluido 16 sustancias entre los POP y son: alfa-hexaclorociclohexano, betahexaclorociclohexano, clordecano, hexabromobifenilo, hexabromociclododecano, hexabromodifenil éter y heptabromodifenil éter, también hexaclorobutadieno, lindano, pentaclorobenzeno, pentaclorofenol con sus sales y éteres, ácido perfluorooctano sulfónico, sus sales y fluoruro perfluorooctano sulfonilo, naftalenos policlorados, endosulfán y sus isómeros, éter tetrabromodifenilo, éter pentabromodifenilo, éter decabromodifenilo, y parafinas de cadena corta cloradas (UNEP, 2001).

A pesar de ser varios los compuestos considerados como POP, el DDT ha sido de los más importantes por sus propiedades e intensa utilización durante épocas de guerra y ahora en el control de vectores transmisores de enfermedades, además de su uso clandestino en la agricultura.

El DDT (Dicloro Difenil Tricloroetano o 1,1,1-tricloro-2,2-bisetano) es un plaguicida organoclorado sintetizado por primera vez en 1874 por el químico austriaco Othmar Zeidler, años más tarde, en 1939, el científico suizo Paul Hermann Müller descubrió las propiedades del DDT como plaguicida y fue así como comenzó a ser utilizado en el control de plagas agrícolas y vectores de malaria, tifus, fiebre amarilla y dengue (Gamboa, 2014). Las propiedades fisicoquímicas del DDT lo hacen un contaminante de gran persistencia en el ambiente (Tabla I) (Xia et al., 2012). El DDT es incorporado al agua superficial reciclada de actividades agrícolas, y llega a acumularse incluso en organismos de sitios donde nunca se ha utilizado (Fiedler, 2007). El uso del DDT se prohibió en 1970 debido al impacto negativo en la vida silvestre y a los efectos tóxicos en la salud humana (Kucher, Ricking & Schwarzbauer, 2019).

Tabla I

Propiedad fisicoquímica	p’p’-DDT
aPeso molecular	354.5 g/mol
aDensidad (20°C)	1.016 kg/L
aEstado físico	Sólido (cristales)
aColor	Blanco
aPunto de ebullición	180 °C
aPunto de fusión	108.5 °C
aPunto de inflamabilidad	72.2 °C
aSolubilidad en agua	Parcialmente insoluble
aSolubilidad en compuestos orgánicos	Alta; 2 g/100 mL etanol; 28 g/100 mL éter.
bLog Kow	6.91
bLog Koc	6.59
aGravedad específica	1.55
aPresión de vapor (25 °C)	2.53/10-5 Pa
bConstante de Henry	2/10-6 (mol/L*atm)
aVida media en suelos	170,000 h
aVida media en agua	1,984 h
aVida media en aire	170 h
aVida media en suelos de zonas templadas	55,000 h
aVida media en suelos de zonas tropicales	17,000 h

^aKenneth 2019. ^bXie et al., 2018.

En la obra “La Primavera Silenciosa” publicada por la bióloga marina Rachel Carson en 1962, se resalta que el DDT no sólo acaba con las plagas objetivo, sino que también afecta a otros organismos, queda libre en el ecosistema, se bioacumula y se biomagnifica (Gamboa, 2014). La toxicidad del DDT se ha asociado con malformaciones congénitas, abortos, y enfermedades como cáncer de mama (Bornman et al., 2010; Genthe et al., 2013; Wu et al., 2019; Cohn, Cirillo & Terry, 2019), Alzheimer y Parkinson (Richardson et al., 2014) y disminución de la progesterona en humanos (Munier et al., 2021). Lo anterior debido a que el DDT es un disruptor endócrino, además de causar la despolarización de las membranas celulares y la inducción de enzimas hepáticas con actividad de oxidasas y de transferasas también disminuye el AMP cíclico (Fernícola 1985; Bornman et al., 2010; Munier et al., 2021).

Por sus propiedades fisicoquímicas (Tabla I), el DDT puede ser acumulado y biodegradado en condiciones aerobias y anaerobias. La biodegradación del DDT se lleva a cabo por una serie de enzimas con actividad de oxidasas y monooxigenasas, mientras que en la acumulación participan enzimas con actividad de transferasas y antioxidantes no enzimáticos como el glutatión. Durante la biodegradación del DDT se producen diferentes metabolitos, dependiendo de la ruta de degradación, así en la biodegradación aerobia del DDT hay deshidrocloración y el metabolito que se obtiene es el diclorodifenildicloroetileno (DDE), mientras que en la biodegradación anaerobia hay una descloración reductiva y se obtiene el diclorodifenildicloroetano (DDD) (Figura 1). Muchas de las enzimas de detoxificación y metabolismo de plaguicidas son similares en plantas y microorganismos (Van Eerd, Hoagland & Hall, 2003; Tarla et al., 2020). Se conoce que las plantas tienen la capacidad de acumular y degradar DDT. Estudios realizados con DDT marcado radiactivamente (¹⁴C DDT) demuestran que durante el metabolismo del ¹⁴C DDT en las plantas se producen los metabolitos DDE y DDD además de acumularse (Menn, Still & Ruhr, 1977; Suresh, Sherkhane, Kale, Eapen & Ravishankar, 2005). Estos procesos de degradación dependen del tipo de planta, condiciones ambientales y tiempo de contacto entre los contaminantes y los organismos.

Figura 1

Por su alta persistencia, eficacia y a pesar de los riesgos, el DDT se autorizó en 2006 para controlar vectores de malaria en diferentes sitios, acorde con los lineamientos de la Organización Mundial de la Salud (WHO, 2011). Estudios dirigidos por la Organización Panamericana de Salud demuestran que, en las comunidades de Guatemala, El Salvador, Honduras, Costa Rica, Panamá y México, el rociado de DDT en el interior de los hogares provoca acumulación del compuesto en el suelo interior y exterior de las casas (Pérez-Maldonado et al., 2010). En México, en los estados de Oaxaca (Yáñez, Ortiz-Pérez, Batres, Borja-Aburto & Díaz-Barriga, 2002), Chiapas (Martínez-Salinas, Díaz-Barriga, Batres-Esquivel & Pérez-Maldonado, 2011), Chihuahua (Díaz-Barriga et al., 2012), Sinaloa (García-de la Parra et al., 2012), Tabasco (Torres-Dosal et al., 2012), San Luis Potosí (Velasco et al., 2014) y Yucatán (Giácoman-Vallejos et al., 2018) el DDT se ha encontrado en concentraciones que exceden los límites permisibles en suelos, sedimentos, mantos acuíferos, organismos marinos e incluso mujeres y niños de diversas edades (hasta 26,980 µg/kg de DDT en suelo agrícola y 58,270 µg de DDT/L de suero humano). Además, existen indicadores del uso ilegal del DDT como agroquímico en África, China y México (Gyalpo et al., 2012; Mochungong & Zhu, 2015; Mahugija, Nambela & Mmochi, 2017; Ponce-Vélez & Botello, 2018; Giácoman-Vallejos et al., 2018; Peng et al., 2020; Sun et al., 2020); en Europa el DDT, DDE y DDD, son de los insecticidas de mayor presencia en los suelos agrícolas (Silva et al., 2019), a pesar de haberse dejado de utilizar desde hace varias décadas. Esta situación ocurre también en países de América del Sur como Argentina (Mitton, Miglioranza, Gonzalez, Shimabukuro & Monserrat, 2014) y en el continente africano (Odewale, Sosan, Oyekunle & Adeleye, 2021; Woldetsadik et al., 2021).

Las propiedades fisicoquímicas del DDT (Tabla I) le permiten ser monitoreado en poblaciones humanas a través del análisis de leche materna, sangre y del tejido adiposo, donde la existencia de DDT en estos componentes indica exposición reciente al compuesto (Arrebola, Fernández, Olea, Ramo & Martin-Olmedo, 2013; Chávez-Almazán et al., 2018; Cupul-Uicab et al., 2020), además, se ha observado que el DDT puede ser transferido de madres a hijos durante el embarazo a través de la placenta y el cordón umbilical, sin que exista una correlación en el contenido entre lo encontrado en la madre y el feto (Vizcaino, Grimalt, Fernández-Somoano & Tardon, 2014).

Como parte de los esfuerzos para recuperar suelos contaminados con compuestos inorgánicos y orgánicos, incluyendo los plaguicidas organoclorados, se han estudiado alternativas rentables, no invasivas, ecológicas y sustentables como la fitorremediación. Además, contribuye a evitar la erosión, modifica la composición física, química, biológica y nutrimental y con ello mejorar la productividad y optimización del suelo. La fitorremediación es el uso de plantas y los microorganismos asociados para filtrar, remover, degradar, volatilizar y estabilizar los contaminantes (Pilon-Smits, 2005). De acuerdo con Cunningham, Berti & Huang (1995), la fitorremediación representa una alternativa efectiva y de bajo costo para la remediación de los sistemas contaminados. Mientras que los costos de la remediación físico-química se encuentran entre los U$200-10,000 hectárea^-1, el uso de la fitorremediación tiene un costo de U$0.02-1.00 m³ por año, lo que representa varios órdenes de magnitud menos que los costos asociados con tecnologías de remediación físico-química (Cunningham et al., 1995). Por su parte, Farraji, Zaman, Tajuddin & Faraji (2016) reportan que los costos de la fitorremediación además de ser menores que otros tratamientos, requieren de menores gastos extra (Tabla II). Los costos de la fitorremediación pueden variar y están altamente correlacionados con el tipo y concentración del contaminante, y con las propiedades del suelo o cuerpos de agua, condiciones ambientales, e impacto del contaminante en la cadena alimentaria. De cualquier manera, la fitorremediación es el tratamiento con menor costo y alta aceptación social en el mundo (Pilon-Smits, 2005; Farraji et al., 2016).

Tabla II

Tratamientos*	Costos estimados ($/ton)*	Gastos extra*	Estado del suelo después del tratamiento**
Fitorremediación	5-40	Monitoreo	No se requiere regeneración
Electrocinéticas	20-200	Monitoreo	Requiere regeneración parcial
Tratamientos químicos	100-500	Reciclado de los contaminantes	Requiere de una profunda fase de regeneración
Vertederos	100-500	Transporte, excavación y monitoreo	No se pueden utilizar para otros propósitos
Vitrificación	75-425	Monitoreo (tiempos extensos)	No se pueden utilizar para otros propósitos

* Farraji et al., 2016. ** De la Rosa-Pérez, Teutli-León & Ramírez-Islas, 2007.

La fitorremediación involucra diversas tecnologías para la descontaminación según el tipo de contaminante en los sistemas y la capacidad de las plantas utilizadas (Figura 2). La rizofiltración se basa en la filtración de los compuestos en cultivos hidropónicos, en los que las plantas actúan como una barrera que previene la contaminación en diversos cuerpos de agua y la lixiviación de los compuestos (Ignatius, Arunbabu, Neethu & Ramasamy, 2014). Las plantas también son utilizadas para extraer los contaminantes y acumularlos en los tejidos aéreos (traslocación) que después se cosechan, lo que se denomina como fitoextracción utilizada para extraer metales y metaloides pesados de suelos y cuerpos de agua, así como compuestos orgánicos de alto peso molecular (Robinson, Anderson & Dickinson, 2015; Sheoran, Sheoran & Poonia, 2016). La fitoestabilización estabiliza contaminantes, principalmente metales y metaloides pesados del suelo en el área de la rizosfera, lo que puede prevenir su lixiviación o disminuir su biodisponibilidad (Sylvain et al., 2016; Najeeb, Ahmad, Zia, Malik & Zhou, 2017). Las plantas pueden degradar compuestos orgánicos utilizando sus propias enzimas, y a este proceso se le conoce como fitodegradación (Al-Baldawi, Abdullah, Anuar, Suja & Mushrifah, 2015; He et al., 2017; Chlebek & Hupert-Kocurek, 2019). En los suelos, la biodegradación de los contaminantes orgánicos se facilita por la actividad microbiana que es estimulada por las plantas, y a esta tecnología se le denomina fitoestimulación o rizodegradación (Glick, 2010; Melo et al., 2017). Una vez que los contaminantes son asimilados por las plantas, éstos pueden ser volatilizados, esto se conoce como fitovolatilización (Wang, Feng, Anderson, Xing & Shang, 2012; Lee, 2013).

Figura 2

Las tecnologías de la fitorremediación se pueden mejorar mediante la inoculación de microorganismos, lo que ha dado auge a la fitorremediación asistida (Figura 3). Estos estudios incluyen microorganismos endófitos, bacterias promotoras del crecimiento vegetal, hongos micorrízicos arbusculares, hongos filamentosos y hongos septados oscuros (Ullah, Heng, Munis, Fahad & Yang, 2015). Existen diferentes vías para mejorar la fitorremediación, relacionadas con el mejoramiento de la nutrición vegetal, disminución en el estrés oxidativo en las plantas, así como la remoción y degradación de los contaminantes del suelo (Kong & Glick, 2017). Los microorganismos pueden mejorar la fitorremediación gracias a que cuentan con las herramientas que les permiten solubilizar nutrientes que son aprovechados por las plantas, también cuentan con un sistema enzimático que les ayuda a controlar las especies reactivas de oxígeno que generan estrés en las plantas, además de contar con las enzimas involucradas en la remoción y degradación de los contaminantes. El éxito en la fitorremediación asistida por microorganismos está relacionada con la especie de planta y microorganismos que se utilizan.

Figura 3

La fitorremediación asistida se realiza para mejorar las tecnologías propias de la fitorremediación, que en condiciones de invernadero y estudios in situ podría tener como consecuencia la bioaumentación, debida a los exudados radicales y a los microorganismos introducidos en el suelo, estos cambios podrían promover el incremento de los microorganismos nativos con capacidades de remover y degradar los contaminantes.

La fitorremediación de suelos contaminados con compuestos orgánicos ha sido en su mayoría ampliamente estudiada, en la remoción de hidrocarburos y con alta efectividad. Los estudios sobre la fitorremediación de suelos contaminados con compuestos organoclorados como el DDT han tenido gran variabilidad en los últimos 10 años, alcanzando hasta seis publicaciones por año en 2018 (Figura 4a). De acuerdo con la Web of Science, los artículos de fitorremediación de suelos contaminados con DDT tienen un promedio de 10.03 citas por artículo, y las citas por año variaron desde ~50 en 2016 hasta ~60 citas en 2019 (Figura 4b). Comparado con otros plaguicidas organoclorados, el DDT es el más estudiado en fitorremediación, por ser como ya se mencionó, de los más persistentes y clandestinamente utilizado. Lo anterior hace referencia a un incremento en la relevancia de este tema de investigación con respecto a la problemática ambiental del DDT.

Figura 4

Los estudios de fitorremediación de suelos, aguas y sedimentos contaminados con DDT realizados en diferentes condiciones como laboratorio, invernadero y estudios in situ contribuyen de manera importante a la recuperación de los suelos agrícolas, y los cuerpos de aguas contaminadas con este insecticida o sus metabolitos (DDE y DDD). Una de las plantas de mayor estudio para su aplicación en la fitorremediación es Cucurbita pepo (Whitfield Åslund, Lunney, Rutter & Zeeb, 2010; Lunney, Rutter & Zeeb, 2010; Paul, Rutter & Zeeb, 2015; Eevers, Hawthorne, White, Vangronsveld & Weyens, 2016; Eevers, Hawthorne, White, Vangronsveld & Weyens, 2018), cuyas variedades tienen la capacidad de crecer en suelos contaminados con hasta 1,500 µg DDT/kg suelo, y de fitoextraer y acumular este contaminante entre 290 y 2,600 µg DDT/kg de tejido (Whitfield Åslund et al., 2010). Además, la capacidad de C. pepo para acumular DDT puede ser modificada al variar la disponibilidad de la materia orgánica en un suelo contaminado, lo anterior debido al incremento en la biodisponibilidad del contaminante (Lunney et al., 2010). Por otro lado, se ha evaluado el potencial de plantas de marismas saladas (Scirpus maritimus, Juncus maritimus y Halimione portalacoides) para favorecer la remediación de DDT y sus metabolitos en estuarios salinos y sedimentos contaminados en Portugal; sin embargo, estas plantas no redujeron los niveles y la distribución del DDT en las zonas estudiadas (Carvalho, Rodrigues, Evangelista, Basto & Vasconcelos, 2011).

La constante utilización de agroquímicos en los cultivos ha derivado en la contaminación de los suelos con compuestos como DDT y metales/metaloides pesados como arsénico (As), cobre (Cu), plomo (Pb), cadmio (Cd) y otros (Huang et al., 2011; Fang et al., 2012). El DDT y el Cd pueden ser captados en diferentes concentraciones por varios genotipos de Ricinus communis, lo que es atribuible a su rápido crecimiento y a la alta absorción y acumulación de los contaminantes (Huang et al., 2011).

La contaminación por DDT también ha sido resultado de la producción y almacenamiento del insecticida (Nurzhanova et al., 2013; Younas et al., 2013), donde las concentraciones de DDT son superiores a las permitidas en los estándares sanitarios, por lo que se ha buscado utilizar la fitorremediación como estrategia para recuperar estos sitios. Las especies de plantas silvestres y de malezas que crecen en suelos contaminados proveen un recurso de especies tolerantes a condiciones adversas que pueden utilizarse en la fitorremediación. A partir de esos sitos se pueden identificar y colectar plantas capaces de remover, acumular y degradar plaguicidas organoclorados (Nurzhanova et al., 2013).

El éxito de la fitorremediación está condicionado por factores como la disponibilidad y toxicidad de los compuestos contaminantes, así como de la capacidad de las especies vegetales para removerlos o degradarlos, y de las condiciones ambientales (Mitton et al., 2014). Por lo anterior, algunos estudios evaluaron el potencial de diferentes plantas (tomate, girasol, soya y alfalfa) para limpiar suelos con muchos años de contaminación por DDT y sus metabolitos (p’p-DDT y p’p-DDE, 63.5 y 455.3 µg/kg suelo, respectivamente). Después del tiempo de cultivo, la concentración de DDT disminuyó por efecto de las raíces y la actividad microbiana en la rizosfera, provocando cambios físicos y químicos en el suelo, principalmente con los cultivos de soya y tomate. Los factores de bioconcentración de DDT en la raíz del tomate fueron mayores a 1, y no se observaron síntomas de estrés oxidativo, por lo que esta especie se propuso para la fitorremediación de suelos contaminados con DDT (Mitton et al., 2014).

Los estudios in situ ayudan para identificar plantas con potencial fitorremediador porque proporcionan información en condiciones naturales; por ejemplo, Paul et al. (2015) realizaron un estudio en tres áreas del Parque Nacional de Point Pelle, Leamington, Ontario, contaminadas con diferentes concentraciones de DDT baja, moderada y alta (0.192, 291 y 5,083 µg/kg, respectivamente). Las plantas utilizadas fueron Cucurbita pepo cv Howden y tres gramíneas nativas Schizachyrium scoparium (Michx.) Nash, Panicum virgatum L. y Sporobolus cryptandrus (Torr.) A.; de estas especies P. virgatum y S. scoparium mostraron alto potencial para la fitoextracción de DDT, incluso mayor que el encontrado en C. pepo.

La utilización de cualquier tipo de tecnología para remediar un sitio contaminado requiere de un análisis que considere el tipo de contaminantes, las características del sitio, y las condiciones ambientales, así como el tiempo y costos de recuperación (Chattopadhyay & Chattopadhyay, 2015). La fitorremediación es una de las estrategias más económicas para la recuperación de cualquier sitio; un análisis sobre el costo de la fitorremediación realizado con el software Ingeniería de Acción en Costos y Requisitos para Remediación (RACER, por sus siglas en inglés), mostró que el costo de esta estrategia oscila entre 21.5 y 75.3 dólares/m², dependiendo del área de contaminación y características del sitio (extensión, accesibilidad al sitio, entre otros) (Chattopadhyay & Chattopadhyay, 2015).

Las plantas tienen un sistema enzimático complejo que les permite desarrollarse aún en condiciones de diferentes tipos de estrés, ya sea hídrico, por sequía, salinidad o contaminantes. Estas condiciones de estrés pueden tener un efecto tóxico en el metabolismo vegetal. El sistema enzimático incluye enzimas antioxidantes y enzimas implicadas en la degradación de compuestos orgánicos persistentes. El conocimiento sobre el comportamiento del sistema enzimático de las plantas puede servir para proponer alguna estrategia de recuperación de sitios contaminados con compuestos como el DDT y sus metabolitos, además de proporcionar información sobre el transporte y el destino final de los contaminantes en la naturaleza.

La determinación del potencial antioxidante de las plantas tolerantes al DDT para su uso en fitorremediación se ha examinado en alfalfa y soya (Mitton, Ribas-Ferreira, Gonzalez, Miglioranza & Monserrat, 2016), y en tomate y calabacín (Mitton, Gonzalez, Monserrat & Miglioranza, 2018). La respuesta antioxidante es dependiente de la especie vegetal, la concentración de los contaminantes y las condiciones de cultivo. En el caso de la alfalfa y la soya, el DDT no tuvo efecto sobre los pigmentos fotosintéticos, pero sí lo tuvo en el contenido proteico, la capacidad antioxidante, la actividad glutatión s-transferasa (GST) y los grupos tioles en raíces, tallos y hojas, donde se observó disminución. La soya fue más susceptible al DDT, con disminución en la respuesta de la actividad GST y baja acumulación de DDT (Mitton et al., 2016). En las plantas de tomate y calabacín, el DDT incrementó significativamente las actividades de las enzimas catalasa, glutatión reductasa y glutatión peroxidasa; disminuyendo (~50%) la actividad GST por exposición a 63.5-101.3 µg de DDT/kg suelo (Mitton et al., 2018).

Existen estudios básicos de laboratorio realizados en sistemas modelo para evaluar el potencial de fitorremediación de diversas plantas. Una de las plantas estudiada en condiciones in vitro fue Helianthus annuus L. (girasol), planta de gran adaptabilidad a condiciones adversas, que fue expuesta a 24 plaguicidas, incluyendo al DDT, y se observó mayor acumulación de los contaminantes en raíz, y 87% de remoción de los plaguicidas (de Almeida et al., 2018).

Otros estudios sobre fitorremediación de suelos contaminados con DDT y metales pesados se han realizado con plantas consideradas como medicinales (Allium sativum L., Aloe vera L., Asparagus racemosus L., Azadirachta indica L., Bacopa monnieri L., Calotropis gigantean L., Cannabis sativa L., Catharanthus roseus L., Curcuma longa L., Datura stramonium L., Eclipta prostrate L., Hibiscus sinensis L., Lantana camara L., Ocimum tenuiflorum L., Rauvolfia serpentine L., Rosa rubiginosa L., Solanum nigrum L., Tagetes patula L., Tinospora cordifolia L. y Withania somnifera L.), ya que en condiciones naturales, la contaminación de suelos representa un riesgo a la salud de personas que utilizan este tipo de plantas, en las que se han encontrado desde 10 hasta 385,150 μg/kg de metales (cobre, cadmio, cromo, hierro y plomo), y entre 630 a 7,140 μg/ kg de DDT. Este tipo de resultados demuestran que las plantas medicinales acumulan elementos potencialmente tóxicos (plomo y cromo) en concentraciones mayores a los límites permisibles establecidos por la OMS, lo que indica que se debe de vigilar la calidad de las mismas para uso medicinal y evitar exposiciones crónicas en humanos; aun cuando éstas tienen potencial para la fitorremediación se debe evitar su uso para consumo humano (Kumar et al., 2018).

La fitorremediación es una tecnología que también se ha propuesto para limpiar cuerpos de agua contaminados con compuestos orgánicos persistentes. Siguiendo los preceptos de esta tecnología, se ha propuesto y aprovechado el uso del alga verde-azul Arthrospira platensis, ya que tiene la capacidad de remover 2,3,6-trinitrotolueno (TNT), iones de cesio y DDT (54200, 90100 y 9030 μg/kg) (Tabagari et al., 2019).

Puesto que la contaminación de los suelos agrícolas con DDT va acompañada de elementos potencialmente tóxicos, representa un riesgo mayor para la seguridad alimentaria y para la salud humana, por lo que la fitorremediación asistida por microorganismos es una opción para recuperar suelos contaminados. El uso de plantas hiperacumuladoras de metales (Sedum alfredii Hance) inoculadas con Sphingobacterium sp. cepa D-6 para la fitorremediación de un suelo contaminado con DDT y Cd, demuestra que la vida media de degradación del DDT (346.5 días) disminuye hasta 68% en los tratamientos con la cepa D-6 (Fang et al., 2012). La inoculación de la bacteria Sphingobacterium sp. cepa D-6 también disminuyó la absorción del DDT, e incrementó la acumulación de Cd en la planta, disminuyendo el contenido de Cd en el suelo (hasta 58%). Lo anterior podría deberse a que la cepa D-6 tiene la capacidad de utilizar el DDT como fuente de carbono y energía, lo que le permitió proliferar sustancialmente e incrementar la biodisponibilidad del Cd. Algunos estudios encuentran que los microorganismos pueden modificar la biodisponibilidad de los metales pesados (por inmovilización o solubilización) mediante la acidificación del ambiente, lo que cambia la especiación de los metales.

La inoculación de microorganismos en sitios contaminados también puede modificar/estimular las poblaciones microbianas que pudieran contribuir a la degradación de compuestos como el DDT, lo que se puede medir a través del índice Simpson y la tasa de respiración en el suelo (Fang et al., 2012). Lo anterior podría ser resultado de la combinación o acoplamiento de las actividades enzimáticas de la planta y los microorganismos inoculados y nativos, provocando un efecto sinérgico que incrementa la biodegradación del DDT.

La fitorremediación también puede ser asistida por compuestos químicos que promueven la disponibilidad de los contaminantes, lo que ofrece una estrategia para mejorar la recuperación de suelos contaminados. En suelos contaminados con DDT y DDE (101.3 y 381.4 ng/g, respectivamente) en los que se plantó Salix sp., y con la adición de Tween 80 más ácido oxálico incrementó la desorción de los contaminantes (Mitton, Gonzalez, Peña & Miglioranza, 2012), relacionando la reacción con el aumento del carbono orgánico cuantificado. Las plantas de Salix sp. acumulan DDT y DDE de manera natural, y esta capacidad mejora con la adición de ácido oxálico, lo que se refleja en el incremento de los factores de traslocación para ambos compuestos.

Por otra parte, Rissato et al. (2015) proponen a R. communis, para su uso en la fitorremediación de suelos contaminados con DDT, hexaclorociclohexano, heptaclor, aldrín y otros POP, al encontrar que cuando aumenta la hidrofobicidad de los compuestos y su interacción con la matriz del suelo, la tendencia de los compuestos a concentrarse en el tejido radical es mayor. Además, sembrar plantas en sitios contaminados modifica la microbiota del suelo (Rissato et al., 2015), generando una bioestimulación de microorganismos degradadores de contaminantes. Al respecto, Sun et al. (2015) observaron que la introducción de plantas de Orychophragmus violaceus en sedimentos contaminados con plaguicidas incrementa la degradación del hexaclorociclohexano (HCH) hasta en un 81.2%, y la degradación de DDT hasta en un 85.4%, en cuanto al mesocosmos. Además, la composición, estructura y diversidad de las comunidades microbianas se modificaron en función de la remediación, encontrando una correlación entre la abundancia del gen linA y la remoción del HCH, de igual manera entre la degradación de la relación HCH/DDT y la abundancia de ensamblajes de Gammaproteobacterias y Flavobacterias. Lo anterior ofrece información sobre la ecología microbiana y la modificación de los patrones entre planta-microorganismo para nuevas estrategias de biorremediación que pueden ser aplicados in situ.

La bioacumulación del DDT y sus metabolitos en los productos de la cadena alimentaria ha ayudado a proponer plantas como Cucurbita pepo ssp. pepo, para la fitorremediación de suelos contaminados. El uso de bacterias endófitas asociadas a estas plantas puede tener un papel importante en los procesos de remediación. Eevers et al. (2016) demostraron que la abundancia de bacterias totales y de bacterias endófitas cultivables se modifica en presencia del DDE. Los géneros Stenotrophomonas sp. y Sphingomonas sp. aumentan en cultivos de C. pepo, mientras que las bacterias del género Pseudomonas sp. disminuyen su abundancia en presencia del contaminante. Lo anterior da la pauta para utilizar bacterias endófitas en la fitorremediación asistida. La asociación de Festuca arundinacea y Lolium perenne con Pseudomonas sp. cepa BS productora de biosurfactantes incrementó la biodisponibilidad del DDT, provocando la disminución del contaminante (de 59.4 hasta 69.0%). Además, esta asociación modificó la comunidad microbiana favoreciendo a Proteobacterias, Acidobacterias y Actinobacterias (Wang et al., 2017), este es un ejemplo de que la fitorremediación asistida por microorganismos tiene como consecuencia la bioaumentación de microorganismos con características que favorecen la degradación, en este caso del DDT. Por otro lado, el aprovechamiento de Stenotrophomonas sp. cepa DXZ9 y L. perenne garantiza hasta el 81% de la remoción de DDT y el 55% de DDE. El DDT es declorado mediante una reducción a DDD, y deshidroclorado a DDE en el suelo (Xie, Zhu & Wang, 2018).

La adición de oligosacáridos cíclicos como la hidroxipropilb-ciclodextrina (HPbCD) a gramíneas nativas (Schizachyrium scoparium y Panicum virgatum) de sitios contaminados con DDT, promueve la fitoextracción de este insecticida al incrementar la solubilidad del compuesto (Dahmer, Rutter & Zeeb, 2018). No obstante, la utilización de cualquier compuesto químico para favorecer la solubilidad del DDT debe también considerar la posibilidad de aumentar la lixiviación del contaminante y provocar con ello, la contaminación de cuerpos de agua subterráneos.

Uno de los metabolitos más abundantes y recalcitrantes del DDT es el DDE que se encuentra muy presente en los suelos (149.65 µg/kg) y en cuerpos de agua. Las plantas de Cucurbita pepo ssp. pepo han demostrado tener la capacidad de acumular DDE y han sido propuestas para la fitorremediación de suelos contaminados. La inoculación de estas plantas con las cepas Sphingomonas taxi UH1, Methylobacterium radiotolerans UH1, Enterobacter aerogenes UH1 (bacterias endófitas promotoras del crecimiento vegetal) o el consorcio bacteriano, no mostraron un efecto sobre la acumulación del metabolito del DDT en las plantas; sin embargo, la inoculación de S. taxi UH1, M. radiotolerans UH1 o el consorcio incrementó el peso seco vegetal. Cabe destacar que la cantidad del metabolito del DDT acumulada por C. pepo durante la etapa de crecimiento incrementó significativamente con la inoculación del consorcio bacteriano (Eevers et al., 2018).

La mayoría de los sitios estudiados, en los documentos científicos revisados, excedieron las concentraciones de DDT permisibles por los sectores que regulan los parámetros del contaminante (Tabla III), lo que indica una alta persistencia de éste y un reciente uso del compuesto. Como se puede observar (Tabla III), en los últimos diez años, en México aún no se consideraba la fitorremediación para la limpieza de los suelos contaminados con DDT, por lo que resulta importante comenzar a incursionar en la investigación sobre el tema y proveer a la comunidad de una estrategia para recuperar los sitios contaminados con este compuesto, que se sigue utilizando, como se mencionó, de manera clandestina.

Tabla III

Compuestos	Concentración (μg/kg)	Matriz	Tiempo del tratamiento (días)	Remoción (%)	Sitios de muestreo	Referencias bibliográficas
Fitorremediación
∑DDT	1,730	Suelo	42	++	Kittigazu, Ártico Canadiense	Whitfield Åslund et al., 2010
∑DDT	1,100	Suelo	45	++	Kittigazu, Ártico Canadiense	Lunney et al., 2010
∑DDT	14.74	Sedimento	+	~51	Estuario del río Duero, Portugal	Carvalho et al., 2011
∑DDT Cd	2,050 3,220	Suelo	60	++	Cixi, Provincia de Zhejiang, China	Huang et al., 2011
DDT DDE	4,187 1,869	Suelo	180	++	Karasai, Kazajstán	Nurzhanova et al., 2013
∑DDT	2,800 - 631,300	Suelo	+	++	Amman Garh, Pakistán	Younas et al., 2013
DDT DDE	63.5 455.3	Suelo	15 y 60	++	Villa Regina, Cuenca del Río Negro, Argentina	Mitton et al., 2014; Mitton et al., 2016; Mitton et al., 2018
DDT	0.192 - 5,083	Suelo	+	++	Leamington Ontario, Canadá	Paul et al., 2015
DDT	10	Biomasa de plantas	60	~95	Cultivo in vitro	de Almeida et al., 2018
DDT TNT Iones de cesio	10,000 22,500-56,000 100,000	Agua*	7	90	Georgia, E. U.	Tabagari et al., 2019
∑DDT Fe Cu Cd Pb Cr	630-7,100 7,600-308,200 1,800-19,100 1-2,100 13,000-54,400 17,600-48,800	Biomasa de plantas medicinales, crecidas en suelo	+	++	Mercado local de Lucknow, U.P., India	Kumar et al., 2018
Fitorremediación asistida
∑DDT Cd	350 300	Suelo	30, 60, 90, 150 y 210	60-95	Cixi, Provincia de Zhejiang, China	Fang et al., 2012
DDT DDE DDD	101.3 381.4 0.4	Suelo	40	60-90	Villa Regina, Cuenca del Río Negro, Argentina	Mitton et al., 2012
∑DDT	1,000-2,000	Suelo*	66	25-70	Bauru, Sao Paulo, Brasil	Rissato et al., 2015
∑DDT	19,700	Sedimentos	30, 45, 60, 75 y 90	85.4	Río Yangtze, Wuhan, China	Sun et al., 2015
DDE	100,000	Vermiculita*	21	~90	Semillas de Johnny’s, Winslow, ME, E.U.	Eevers et al. 2016
∑DDT	1,417	Suelo	100	65.9	Provincia de Henan, China	Wang et al., 2017
∑DDT	31,000	Suelo	91	55	Parque Nacional Pelee, Leamington, Ontario, Canadá	Dahmer et al., 2018
DDT DDE	2,230 1,260	Suelo	210	81 55	Campus Sur, Universidad Agrícola de Shandong, Taiwan, China	Xie et al., 2018
DDE	149.65	Suelo	100	~100	Lockwood Farm, Connecticut Estación Experimental de Agricultura USA	Eevers et al., 2018

∑DDT= 4,4’-DDT, 2,4’-DDT, 4,4’-DDD, 2,4’-DDD, 4,4’-DDE, 2,4’-DD. Límites máximos permisibles WHO (2007): ∑DDT=100; Fe=20,000; Cu=150,000; Cd=300; Pb=10,000; Cr=2,000 μg/kg. Límites máximos permisibles Romero, Cortinas & Gutiérrez (2009): ∑DDT= 140 μg/kg. *Contaminación artificial.+ Tiempo no especificado por ser plantas nativas, cosechadas para determinar la acumulación de DDT en los tejidos. ++ Limitados a reportar lo acumulado en las plantas

Para limpiar un suelo contaminado se deben de considerar varios factores entre los que se incluyen: la concentración del contaminante, el tiempo que tiene contaminado el sitio; las características del suelo y las interacciones que existen entre el suelo y el contaminante; la toxicidad del contaminante, así como la capacidad de las especies vegetales para removerlos o degradarlos, por todo esto en los estudios de fitorremediación los tiempos de experimentación varían (Tabla III) (Mitton et al., 2014; Chattopadhyay & Chattopadhyay, 2015). Sin embargo, la fitorremediación ofrece la ventaja de ser económica y rápida, a diferencia de estrategias en las que se utilizan productos químicos, que modifican drásticamente las propiedades del suelo dejándolo infértil para su reutilización con fines de cultivo (Chattopadhyay & Chattopadhyay, 2015). Al acumular las plantas los compuestos tanto en raíces como en tallos, es importante analizar los tejidos vegetales, con la finalidad de saber cómo se les utilizará en la fitorremediación.