El biocarbón acidificado mejora la tolerancia al plomo y mejora los atributos morfológicos y bioquímicos de la menta en suelos salinos

Mar 26, 2023

Scientific Reports volumen 13, Número de artículo: 8720 (2023) Citar este artículo

204 Accesos

Detalles de métricas

La toxicidad del plomo (Pb) es un problema ambiental importante, especialmente en áreas con un pasado de actividades industriales y mineras. La existencia de Pb en el suelo puede tener impactos negativos en el crecimiento y desarrollo de las plantas, y también puede representar un riesgo para la salud humana a través de la cadena alimentaria. El carbón acidificado se ha mostrado prometedor como una tecnología de gestión eficaz para mitigar la toxicidad del Pb. Este estudio proporciona información importante sobre el potencial del biocarbón acidificado como método económico y ecológico para gestionar suelos contaminados con plomo. El estudio actual explora la eficacia del biocarbón acidificado (AB) para aliviar el estrés por Pb en la menta. El estudio involucró dos niveles de Pb (0 = control y 200 mg/kg Pb) y cuatro niveles de AB como tratamientos (0, 0,45, 0,90 y 1,20%). Los resultados indican que 1.20% AB fue el tratamiento más efectivo, reduciendo significativamente la concentración de Pb en raíces y brotes, al tiempo que mejoró el peso fresco y seco de brotes y raíces, la longitud de brotes y raíces, y la concentración de N, P y K en brotes y raíces. Además, una disminución significativa en MDA (0.45AB, 0.90AB y 1.20AB provocó una disminución en el contenido de MDA de 14.3%, 27.8% y 40.2%, respectivamente) y un aumento en ácido ascórbico (0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a un aumento en el contenido de ácido ascórbico de 1,9 %, 24,8 % y 28,4 %, respectivamente) validó la eficacia de 1,20 % AB en comparación con el control. Agregar 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a un aumento en el contenido de azúcar soluble de 15,6 %, 27,5 % y 32,1 %, respectivamente, en comparación con el tratamiento sin AB. Se sugiere realizar más investigaciones a nivel de campo para confirmar la eficacia del AB al 1,20% como el mejor tratamiento contra la toxicidad del Pb en condiciones de suelo salino.

La menta (Mentha × piperita) y otros miembros de la familia Lamiaceae (Labiatae), como la menta (Mentha spicata) y la salvia (Salvia officinalis), son plantas herbáceas aromáticas. Mentha se deriva del griego Mintha, una ninfa mitológica que se dice que se transformó en una planta, y piperita se deriva del latín piper, que significa su sabor aromático y picante. Las mentas están muy dispersas en las zonas templadas de Eurasia, América del Norte, el sur de África, Asia y Australia, y se observa naturalización en numerosas localidades1. La planta se emplea ampliamente en medicinas a base de hierbas, productos alimenticios, bebidas, tés, cosméticos y otros productos1,2 Las especies de Mentha son la segunda fuente más prolífica de aceites esenciales a nivel mundial, produciendo aproximadamente 2000 toneladas anuales. Las manchas resinosas que contienen aceites volátiles están presentes tanto en las hojas como en los brotes de estas especies. Las especies de Mentha son la segunda fuente más prolífica de aceites esenciales a nivel mundial, produciendo aproximadamente 2000 toneladas anuales. Las manchas resinosas que contienen aceites volátiles están presentes tanto en las hojas como en los brotes de estas especies3. Sin embargo, se ha demostrado que el estrés abiótico ambiental afecta sus parámetros de crecimiento, producción de aceite esencial y composición4.

La liberación de numerosos contaminantes tóxicos a la atmósfera se ha acelerado significativamente desde el inicio de la Revolución Industrial5. Una mezcla heterogénea de compuestos químicos y metales pesados ​​(HM) en el medio ambiente presenta un peligro potencial para la salud humana y el medio ambiente6,7. La concentración de plomo (Pb) en la corteza terrestre se estima en aproximadamente 0,002%. Mientras que pequeñas cantidades de ciertos metales pesados, como el zinc (Zn) y el cobre (Cu), son componentes esenciales de muchas enzimas y procesos bioquímicos, el plomo (Pb) y el cadmio (Cd) no son necesarios para el metabolismo de las plantas. No obstante, las altas concentraciones de cualquier metal pesado pueden dañar la salud de las plantas8. El plomo ha sido identificado como el segundo metal más tóxico después del arsénico debido a sus efectos nocivos para la vida. Además, las actividades mineras son una fuente importante de contaminación por Pb del suelo5,9.

Por otro lado, los niveles de salinidad de Hhgh también pueden dañar los organismos del suelo, lo que lleva a su desaparición y les otorga los apodos de "muerte blanca" y "asesino silencioso"10. Aproximadamente una quinta parte de las regiones agrícolas del mundo y más de la mitad de todas las áreas sujetas a riego están afectadas por la salinidad11. Por lo general, los rendimientos de los cultivos se reducen drásticamente debido a la salinización o la acumulación de metales pesados, lo que hace que la producción agrícola sea económicamente insostenible12,13. Si la toxicidad del plomo se acompaña de salinidad, puede afectar significativamente las reacciones morfológicas y fisiológicas, incluidas las alteraciones en el crecimiento, la disponibilidad de agua y la absorción de células de la raíz, la eficiencia fotosintética, la asignación y la utilización del carbono14,15,16,17. Las plantas pueden exhibir un comportamiento aberrante en varios procesos, incluida la transducción de señales, la expresión génica, la acumulación de especies reactivas de oxígeno, las vías metabólicas y fisiológicas, la oxidación de la membrana lipídica, el marchitamiento y la mortalidad10. La capacidad de las diferentes especies para hacer frente al estrés por metales y sales depende de su genotipo y variedad10,16. En concentraciones inferiores o moderadas de salinidad y metales pesados ​​(Pb), no existe evidencia visible de daño inducido por estrés en las hojas de las plantas18.

La mayoría de los investigadores abogaron por la incorporación de biocarbón acidificado como enmienda del suelo para mitigar la toxicidad del plomo en suelos alcalinos19,20. El biocarbón, un compuesto de carbono multifuncional único, se ha utilizado ampliamente como enmienda del suelo para mejorar la calidad del suelo debido a sus notables características21,22. La incorporación de biocarbón acidificado en el suelo reduce efectivamente la aplicación de fertilizantes y las pérdidas por volatilización22. Se ha demostrado que la aplicación de biocarbón acidificado altera las características físicas, químicas y biológicas del suelo, incluida la consistencia, la composición, la distribución del tamaño de los poros, la densidad, el estado de los nutrientes y el secuestro de carbono23,24,25. La aplicación de biocarbón a los suelos redujo significativamente el pH del suelo y las concentraciones de Fe disponibles para las plantas, al tiempo que aumentó la disponibilidad de P, K, Mg, Ca, Zn, Cu y Mn para las plantas. El presente estudio abordó la brecha de conocimiento sobre los efectos del biocarbón acidificado en varios parámetros de crecimiento de la menta. Este experimento tuvo como objetivo evaluar y determinar la tasa de aplicación óptima de biocarbón acidificado para mejorar las características morfológicas, fisiológicas y bioquímicas de la menta en condiciones de suelo salino y contaminado con Pb del campus IUB RYK. Se plantea la hipótesis de que el uso de biocarbón acidificado podría aumentar las características morfológicas, fisiológicas y bioquímicas de la menta en condiciones de suelo salino y contaminado con plomo del campus IUB RYK.

La pirólisis de palitos de algodón arrugados, recolectados después de la fructificación del cultivo durante febrero de 2022, se realizó en un horno de acero inoxidable especialmente diseñado con alimentación de aire restringida. El proceso se completó a 723 K durante dos horas. El carbón resultante se acidificó luego sumergiéndolo en H2SO4 durante 12 h antes de secarlo en un horno durante 48 h a 65 °C. Después de enfriar, el carbón se desmenuzó a 2 mm y se almacenó para uso futuro. Como lo indica McLaughlin et al.26, se utilizó el análisis gravimétrico para determinar los diversos componentes del biocarbón. Se utilizaron alícuotas de una mezcla 1:10 de biocarbón y agua destilada para determinar el pH27 y la CE28 del biocarbón.

Además, se empleó el análisis elemental para medir la concentración total de carbono del biocarbón. El modelo de Biochar se digiere y luego se destila usando el método de destilación Kjeldahl por Schouwvenberg29 para determinar la concentración de N en el biochar. La concentración de fósforo (P) y potasio (K+) en biocarbón se determinó usando HNO3–HClO430. Posteriormente, se utilizó un espectrofotómetro para analizar la absorbancia de fósforo (P) empleando la técnica de color amarillo de Vanadato de Amonio-Molibdato de Amonio, mientras que la concentración de potasio (K+) se determinó con un fotómetro de llama31. Las características fisicoquímicas del biocarbón se proporcionan en la Tabla 1.

Los grupos funcionales presentes en los biocarbón se observaron mediante espectroscopia infrarroja transformada de Fourier (FTIR)32. Para preparar las muestras para el análisis, se mezclaron 1,5–2,0 g de cada muestra con 200 mg de bromuro de potasio (KBr) y se molieron finamente. La mezcla resultante se comprimió al vacío utilizando un dispositivo estándar con una presión de 75 kN cm−2 durante 2 a 3 min para crear gránulos para el análisis espectral. Los espectros se obtuvieron utilizando un rango de exploración de 400–4000 cm−1 con una resolución de 4 cm−1.

Se recolectaron muestras de suelo33 a una profundidad de 0 a 15 cm en las inmediaciones del edificio departamental adyacente al área de viveros del campus IUB RYK. Luego, las muestras se tamizaron a través de un tamiz de 5 mm y se contaminaron artificialmente con sales metálicas durante la preparación del suelo para las macetas.

Se compraron rizomas de Mentha piperita L. (menta) de un vivero en Sadiqabad (28°0.2814 N, 69°0.5910 E) para emplearlos en esta investigación experimental.

Se realizó un experimento controlado en el Jardín Botánico del Campus IUBRYK para evaluar los efectos del biocarbón acidificado (0, 0,45, 0,90 y 1,20 % p/p) y plomo (200 mg Pb/kg de suelo utilizando Pb (NO2)3 ( Número CAS: 10099-74-8; Número de lote: BCCJ5381; 3050 Spruce Street, Saint Louis, MO 63103, EE. UU.) en crecimiento de Mentha piperita L. (menta). Cinco kilogramos de suelo artificial contaminado con metales (preparado con nitrato de plomo) , se combinó con el tratamiento de biocarbón apropiado en cuatro macetas de arcilla replicadas según el plan de tratamiento. La capacidad de retención de agua del suelo (WHC) se mantuvo en un 60% a través del riego frecuente. Los rizomas sanos de Mentha piperita L. se dividieron en longitudes de 2 a 3 pulgadas y propagado en vasijas de barro.

El 21-6-2022, las prácticas comunes plantaron cinco rizomas de Mentha piperita L. en el suelo a una profundidad de dos pulgadas. Diez días después de que emergieran los brotes, el número de rizomas por contenedor se redujo de siete a cinco. Para mitigar los efectos de la temperatura local, los contenedores se colocaron al aire libre en un área sombreada. Para mantener la WHC (capacidad de retención de agua) de cada maceta, se enjuagaron periódicamente para mantener un contenido de humedad del 60 %.

Al alcanzar la madurez (57 días después de la siembra), las plantas de menta se recolectaron el 16 de agosto de 2022. Posteriormente, las biomasas frescas de raíces y brotes de menta se pesaron con una balanza eléctrica. Posteriormente, las muestras de plantas se secaron a 65 °C durante 24 h para obtener las biomasas secas de brotes y raíces de menta.

Se homogeneizó una alícuota de 0,2 g de muestra de hoja utilizando un mortero y se extrajo durante la noche con 4 ml de acetona al 80%. A continuación, la solución homogeneizada se filtró y el filtrado se complementó con acetona al 80 % para llevar el volumen a 20 ml. La absorción del extracto de clorofila se midió utilizando un espectrofotómetro Perkin-Elmer Optima 2100 DV a longitudes de onda de 663, 645 y 480 nm. El contenido de clorofila (a, b y total) se calculó mediante las ecuaciones correspondientes34.

\({\text{Carotenoides }}\left( {{\text{mg g}}^{ - 1} {\text{ F}}.{\text{W}}} \right){ } = {\ texto{ OD }}\left( {480} \right){ } + { }\left( {0.114{ } \times {\text{ OD }}663} \right){ } - { }\left( {0.638 { } \times {\text{ OD }}645} \right){\text{ V }}/{ }\left( {1000{ } \times {\text{ W}}} \right)\);\ ( V = Filtrado\;volumen\left( {{\text{ml}}} \right)\) \(W = Hoja\;peso\left( {\text{g}} \right)\); \(OD = densidad\;óptica\).

El contenido de ácido ascórbico en 5 g de hojas frescas se cuantificó homogeneizándolas en una mezcla extractora (5 g de ácido oxálico, 0,75 g de la sal sódica de EDTA en 100 mL de agua destilada) y posteriormente centrifugando durante 15 min a 682,2 rads. −1. A continuación, se mezcló un ml de homogeneizado con 5 ml de DCPIP (diclorofenol indofenol), lo que dio como resultado que el homogeneizado adquiriera un color rosado y se midió la absorbancia de la solución a 520 nm. Para convertir el homogeneizado en incoloro, se añadió una solución de ácido ascórbico al 1 % (C6H8O6) y se registró la absorbancia de la solución incolora a la misma longitud de onda. Luego se trazó una curva estándar utilizando soluciones de diluciones variables de ácido ascórbico (0,01–0,07 g L−1), y se calculó el contenido de ácido ascórbico siguiendo el método de Keller y Schwager35.

Se preparó un homogeneizado de 0,2 g de hojas frescas y 4 mL de tampón fosfato en un mortero y se centrifugó a 6000 rpm durante 10 min. Se empleó la fórmula de Bradford (1976) para calcular el contenido de proteína soluble total en el sobrenadante y se midió la absorbancia a 595 nm con un espectrofotómetro UV-1900 BMS.

Se cuantificó la cantidad de malondialdehído (MDA) en el tejido de la hoja para evaluar el grado de peroxidación lipídica de la membrana atribuida al daño de las especies reactivas de oxígeno (ROS) inducido por la salinidad, siguiendo el protocolo descrito por Cakmak y Horst37. Esto implicó homogeneizar 1 g de tejido de hoja en 3 ml de solución de ácido tricloroacético (TCA) al 0,1%. El homogeneizado se centrifugó durante 15 min a una fuerza centrífuga relativa de 20 000 × g. Posteriormente, se mezclaron 0,5 mL del sobrenadante resultante con 3 mL de una solución de ácido tiobarbitúrico al 0,5% que contenía TCA al 20%. La mezcla se incubó durante 50 min en un baño de agua con agitación a 95 °C. Los tubos se enfriaron inmediatamente en un baño de hielo antes de centrifugarlos durante 10 min a una fuerza centrífuga relativa de 10 000 × g. Luego se midió la absorbancia de la muestra a 532 y 600 nm. Posteriormente se calculó el contenido de malondialdehído (MDA) utilizando la siguiente fórmula.

El coeficiente de absorción para medir MDA es 156 mmol−1 cm−1.

Utilizando acetona al 80% se obtuvo una masa de 0,1 g de extracto de hoja. La muestra se calentó a 600 °C durante 6 h. Posteriormente, se amalgamaron 6 ml de reactivo de antrona con 1 ml de extracto de hoja en un tubo de vidrio. Luego se hirvió el tubo en agua hirviendo durante 10 min. Posteriormente, los tubos de ensayo se mantuvieron a temperatura ambiente durante 20 min, luego se enfriaron instantáneamente en un baño de hielo durante 10 min. La absorbancia de la solución se registró a 625 nm utilizando un espectrofotómetro. El enfoque anterior generó la curva estándar y el contenido de azúcar soluble se calculó utilizando el arco.

El contenido de nitrógeno de las plantas de menta se determinó cuantitativamente utilizando el aparato de destilación de Kjeldhal siguiendo la metodología de Bremner38.

Para lograr el objetivo deseado se preparó una mezcla de digestión con 0,42 g de Se, 14 g de LiSO4.2H2O y 0,42 g de selenio, a la que se le añadieron 350 mL de H2O2. Se añadió a la mezcla un volumen preciso de 420 mL de ácido sulfúrico concentrado y se agitó en un baño de hielo para mitigar la reacción exotérmica. Posteriormente, la mezcla se almacenó en refrigeración para su posterior análisis.

Se agregaron aproximadamente 0,2 g de material de muestra seco y 1 ml de mezcla de digestión a los matraces de digestión para raíces y brotes. Posteriormente, los matraces de digestión se colocaron en la placa caliente y se calentaron a una temperatura de 200 °C. Cuando el material vegetal se volvió negro, se añadieron 0,5 ml de HClO4 al matraz de digestión. Una vez que el material vegetal se volvió incoloro, los matraces de digestión se retiraron de la placa caliente y se estableció el volumen requerido para su posterior análisis.

Se agregaron aproximadamente 5 mL de la muestra digerida y 5 mL de una solución de NaOH 5N a un matraz Kjeldahl para destilar las muestras. Se insertó una solución de azul de bromotimol y una solución de ácido bórico al 4% en el tubo colector. Después de recolectar 35–40 mL de destilado, la respuesta se tituló con una solución de H2SO4 0.01N. Posteriormente, se determinó el contenido en mg kg−1 de Nitrógeno en las muestras de plantas mediante la ecuación correspondiente.

a = mL de ácido por muestra; N = Normalidad del ácido; c = mL de ácido para el blanco.

Se calibró un espectrofotómetro utilizando estándares de KH2PO4 de concentraciones 2, 4, 6, 8, 10 y 12 ppm. Luego se agregó el reactivo de Barton a 1 mL de soluciones ordinarias de KH2PO4 y brotes y raíces de plantas previamente digeridas, y el volumen total se redujo a 10 mL usando agua desionizada. Luego se tomaron las lecturas de las muestras después de calibrar el aparato a una longitud de onda de 470 nm y se generó una curva de referencia para la corrección de la lectura. Para el cálculo de mg kg−1 P se utilizó la siguiente ecuación:

El fotómetro de llama se calibró inicialmente utilizando soluciones estándar de KCl con concentraciones de 0, 2, 4, 6, 8 y 10 ppm, siguiendo el procedimiento descrito por Jones et al.39. Posteriormente, el material vegetal digerido se diluyó de acuerdo a las especificaciones y se midieron los niveles de potasio utilizando el fotómetro de llama. Finalmente, se calculó el porcentaje K utilizando la fórmula establecida.

Las muestras de plantas se secaron inicialmente al aire y luego se dividieron en 0,5 g para la digestión. Posteriormente, los modelos se secaron en estufa durante 24 h a 65 °C y se les agregó una solución diácida (HNO3:HClO4) a razón de 10 ml por minuto. Las muestras se dejaron toda la noche para facilitar el ablandamiento de los tejidos vegetales. Posteriormente, las muestras se colocaron en una placa calentada a 50 °C, que se elevó progresivamente a 280 °C después de 24 h. Cuando las muestras de plantas comenzaron a ablandarse y se emitieron olores blancos, se retiraron y enfriaron. Después del enfriamiento, se obtuvo el volumen necesario para el análisis posterior de AAS40. Para determinar la absorción de metales por parte de la menta, las concentraciones de nutrientes (g/g PS) en el brote o la raíz se multiplicaron por la biomasa de los respectivos órganos41.

Se realizaron análisis estadísticos estándar para los datos recopilados42. El estudio empleó el programa de software estadístico OriginPro43 para analizar la varianza usando un ANOVA de dos vías y una prueba LSD de Fisher; p ≤ 0.05 para identificar cualquier diferencia estadísticamente significativa entre los tratamientos.

Todos declaramos que los estudios de informes de manuscritos no involucran participantes humanos, datos humanos o tejidos humanos. Por lo tanto, no es aplicable.

La investigación experimental y los estudios de campo sobre plantas, incluida la recolección de material vegetal, cumplen con las directrices y leyes institucionales, nacionales e internacionales pertinentes.

Los resultados del experimento muestran que la adición de biocarbón acidificado tuvo un efecto significativo tanto en el contenido de plomo como en el peso fresco de los brotes de las plantas. Al comparar el tratamiento control de Pb sin AB con la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB, hubo incrementos en el contenido de plomo de 226.06%, 312.24% y 467.76%, respectivamente. De manera similar, hubo aumentos correspondientes en el peso fresco de los brotes de 226,06 %, 312,24 % y 467,76 %, respectivamente. El efecto negativo del plomo sobre el peso fresco de los brotes se mitigó cuando se agregó biocarbón acidificado al sistema. Cuando se agregó 200Pb al sistema sin AB, hubo una disminución significativa en el peso fresco de los brotes en un 89,77 % en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. Sin embargo, agregar 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB generó aumentos en el peso fresco de los brotes de 77.98 %, 118.58 % y 333.29 %, respectivamente (Fig. 1A).

El impacto de varios niveles de biocarbón acidificado (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) en el crecimiento de plantas de menta en suelos salinos y salinos contaminados con plomo. Los parámetros de crecimiento de las plantas evaluados fueron el peso fresco de los brotes (A), las raíces (B), el peso seco de los brotes (C) y las raíces (D). Para determinar la importancia de las diferencias entre los diversos niveles de aplicación de biocarbón acidificado, LSD de Fisher se empleó el análisis y las barras en los gráficos muestran las letras que corresponden a las diferencias estadísticamente significativas (p ≤ 0,05).

Una comparación entre el tratamiento de control de Pb sin AB y la adición de 0,45AB, 0,90AB y 1,20AB reveló aumentos significativos en el contenido de plomo de 94,57 %, 190,09 % y 453,55 %, respectivamente. También se observaron aumentos correspondientes en el peso fresco de la raíz, con porcentajes de 40,22%, 44,65% y 83,47%, respectivamente. Agregar biocarbón acidificado al sistema pareció mitigar el efecto negativo del plomo en el peso fresco de la raíz. Cuando se agregó 200Pb al sistema sin AB, se observó una disminución significativa en el peso fresco de la raíz de 29,59% en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. Sin embargo, la adición de 0,45 AB, 0,90 AB y 1,20 AB condujo a un aumento del peso fresco de la raíz de 123,31 %, 191,39 % y 148,96 %, respectivamente (Fig. 1B).

La adición de biocarbón acidificado (AB) aumentó significativamente el peso seco de los brotes en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. En particular, agregar 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB generó aumentos en el peso seco de los brotes de 108,49 %, 264,20 % y 472,09 %, respectivamente, en comparación con el tratamiento de control con Pb sin AB. De manera similar, agregar AB también mitigó el efecto negativo del plomo en el peso seco de los brotes. Cuando se agregó 200Pb al sistema sin AB, hubo una disminución significativa en el peso seco de los brotes en un 20,28 % en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. Sin embargo, agregar 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a un aumento del peso seco de los brotes de 125,85 %, 194,91 % y 320,43 %, respectivamente (Fig. 1C).

Los resultados sugieren que la adición de biocarbón acidificado (AB) puede mitigar de manera efectiva los efectos negativos de la contaminación por plomo (Pb) en el peso seco de la raíz. La adición de 0,45 AB, 0,90 AB y 1,20 AB al suelo contaminado con Pb provocó aumentos en el peso seco de las raíces de 52,38 %, 121,43 % y 152,38 %, respectivamente, en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. De igual manera, cuando se adicionó 200Pb al sistema sin AB, hubo una disminución del peso seco de raíz en un 44,67% en comparación con el tratamiento control de Pb sin AB. Sin embargo, la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a aumentos en el peso seco de la raíz de 59.74 %, 72.38 % y 57.14 %, respectivamente, lo que indica el efecto positivo de AB en el peso seco de la raíz (Fig. 1D).

La adición de biocarbón acidificado al suelo contaminado con plomo afectó positivamente el contenido de clorofila a en las plantas. En comparación con el control, agregar 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a aumentos significativos en el contenido de clorofila del 81,6 %, 156,2 % y 189,1 %, respectivamente. Además, cuando se agregó 200Pb al sistema sin AB, hubo una disminución significativa en el contenido de clorofila a en un 20,9 % en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. Sin embargo, la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a aumentos en el contenido de clorofila del 88,2 %, 178,4 % y 157,4 %, respectivamente. Estos hallazgos sugieren que la adición de biochar acidificado puede mitigar efectivamente los impactos negativos del plomo en el contenido de clorofila a en la planta (Fig. 2A).

El impacto de varios niveles de biocarbón acidificado (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) en el crecimiento de plantas de menta en suelos salinos y salinos contaminados con plomo. Los parámetros de crecimiento vegetal evaluados fueron la clorofila a (A), clorofila b (B), clorofila total (C) y carotenoides (D). Para determinar la importancia de las diferencias entre los diversos niveles de aplicación de biocarbón acidificado, se empleó el análisis LSD de Fisher, y las barras en los gráficos muestran las letras que corresponden a diferencias estadísticamente significativas (p ≤ 0,05).

Para la clorofila b, los resultados mostraron que la adición de biocarbón acidificado (AB) al suelo contaminado con plomo (Pb) tuvo un efecto limitado. En comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB, solo hubo ligeros aumentos en el contenido de clorofila b con la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB. Los aumentos porcentuales fueron del 7,2%, 22,5% y 40,1%, respectivamente. De manera similar, cuando se agregó 200Pb al sistema sin AB, hubo una disminución del contenido de clorofila b en un 9,9 % en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. Sin embargo, la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a ligeros aumentos en el contenido de clorofila b de 9,7 %, 22,8 % y 19,9 %, respectivamente. En general, los resultados sugieren que la adición de biocarbón acidificado tuvo un efecto limitado sobre el contenido de clorofila b en plantas bajo estrés por plomo (Fig. 2B).

En comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB, la adición de biocarbón acidificado (AB) al suelo contaminado con plomo (Pb) aumentó el contenido total de clorofila. Específicamente, la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a aumentos en el contenido total de clorofila de 60,7 %, 118,8 % y 147,4 %, respectivamente. En cambio, cuando se añadió 200Pb al sistema sin AB, hubo una disminución del contenido total de clorofila en un 18,7 % en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. Sin embargo, la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a aumentos en el contenido total de clorofila de 65,6 %, 88,9 % y 104,7 %, respectivamente (Fig. 2C).

La introducción de biocarbón acidificado (AB) en suelos contaminados con plomo y no contaminados condujo a un aumento en el contenido de carotenoides en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. Específicamente, agregar 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB resultó en aumentos del contenido de carotenoides del 29 %, 64 % y 76 %, respectivamente. Por otro lado, la introducción de 200Pb en el sistema sin AB dio como resultado una reducción del 19,1 % en el contenido de carotenoides en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. Sin embargo, agregar 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB resultó en aumentos del contenido de carotenoides de 20.6%, 16.1% y 34.3%, respectivamente (Fig. 2D).

En el tratamiento de control con Pb, la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a un aumento en el contenido de azúcar soluble de 13.6%, 28.5% y 51.9%, respectivamente, en comparación con el tratamiento sin AB. El mayor contenido de azúcares solubles se observó en el tratamiento con 1.20AB, que tuvo un contenido significativamente mayor que todos los demás tratamientos. En el tratamiento de 200Pb, hubo una disminución del contenido de azúcar soluble en un 23,3 % cuando no se añadió AB en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. Sin embargo, la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a un aumento en el contenido de azúcar soluble de 15,6%, 27,5% y 32,1%, respectivamente, en comparación con el tratamiento sin AB. El mayor contenido de azúcar soluble se observó en el tratamiento con 1.20AB, que tuvo un contenido significativamente mayor que todos los demás tratamientos excepto 0.90AB (Fig. 3A).

El impacto de varios niveles de biocarbón acidificado (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) en el crecimiento de plantas de menta en suelos salinos y salinos contaminados con plomo. Los parámetros de crecimiento de las plantas evaluados fueron el azúcar soluble (A) y la proteína (B). Para determinar la importancia de las diferencias entre los diversos niveles de aplicación de biocarbón acidificado, se empleó el análisis LSD de Fisher, y las barras en los gráficos muestran las letras que corresponden a diferencias estadísticamente significativas (p ≤ 0,05).

Los datos del contenido de proteínas muestran que agregar biocarbón acidificado (AB) al suelo contaminado con plomo afecta positivamente la síntesis de proteínas en las plantas. En comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB, la adición de 0,45 AB, 0,90 AB y 1,20 AB condujo a aumentos en el contenido de proteínas del 50,1 %, 57,6 % y 57,0 %, respectivamente. De manera similar, cuando se agregó 200Pb al sistema sin AB, hubo una disminución del contenido de proteína en un 19,2 % en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. Sin embargo, la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a aumentos en el contenido de proteínas del 4,1 %, 27,6 % y 40,2 %, respectivamente. Estos resultados sugieren que la adición de biocarbón acidificado puede mitigar los efectos negativos del plomo en la síntesis de proteínas en las plantas. Los contenidos de proteína más altos se observaron en los tratamientos con 0.90AB y 1.20AB, lo que indica que estos niveles de adición de biocarbón pueden ser óptimos para mejorar la síntesis de proteínas en las plantas (Fig. 3B).

Los hallazgos para el contenido de malondialdehído (MDA) indican que el uso de biocarbón acidificado (AB) tiene un impacto considerable en la reducción de los niveles de MDA en suelos contaminados con plomo. En comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB, agregar 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB resultó en una disminución significativa en el contenido de MDA de 17.6 %, 45.1 % y 68.4 %, respectivamente. Asimismo, la adición de 200Pb al sistema sin AB supuso un aumento considerable del contenido de MDA en un 106,3% respecto al tratamiento control de Pb sin AB. Sin embargo, la aplicación de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB provocó una disminución en el contenido de MDA en un 14,3 %, 27,8 % y 40,2 %, respectivamente, lo que indica que el biocarbón acidificado tiene el potencial de aliviar los efectos adversos del plomo en la oxidación. estrés en las plantas (Fig. 4A).

El impacto de varios niveles de biocarbón acidificado (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) en el crecimiento de plantas de menta en suelos salinos y salinos contaminados con plomo. Los parámetros de crecimiento vegetal evaluados fueron el ácido ascórbico (A) y MDA (B). Para determinar la importancia de las diferencias entre los diversos niveles de aplicación de biocarbón acidificado, se empleó el análisis LSD de Fisher, y las barras en los gráficos muestran las letras que corresponden a diferencias estadísticamente significativas (p ≤ 0,05).

Para el contenido de ácido ascórbico, la adición de biocarbón acidificado (AB) afectó significativamente los niveles de ácido ascórbico. En comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB, agregar 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a un aumento en el contenido de ácido ascórbico de 13,0 %, 21,2 % y 26,7 %, respectivamente. De manera similar, cuando se agregó 200Pb al sistema sin AB, hubo una disminución en el contenido de ácido ascórbico del 20,6 % en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. Sin embargo, la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a un aumento en el contenido de ácido ascórbico de 1,9 %, 24,8 % y 28,4 %, respectivamente. Estos hallazgos sugieren que la adición de biocarbón acidificado puede ayudar a mejorar la producción de ácido ascórbico en plantas bajo estrés por plomo (Fig. 4B).

En comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB, la inclusión de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB resultó en un aumento marginal en la concentración de N en los brotes de 8.8 %, 12.4 % y 25.4 %, respectivamente. Además, cuando se introdujeron 200Pb en el sistema sin AB, hubo una reducción significativa en la concentración de N en los brotes en un 44,9 % en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. Sin embargo, la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB provocó un aumento en la concentración de N en los brotes de 5,8 %, 39,8 % y 53,4 %, respectivamente, lo que implica que el biocarbón acidificado puede servir como una solución para combatir los efectos adversos de plomo en el crecimiento de las plantas y la absorción de N (Fig. 5A).

El impacto de varios niveles de biocarbón acidificado (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) en el crecimiento de plantas de menta en suelos salinos y salinos contaminados con plomo. Los parámetros de crecimiento de las plantas evaluados fueron el brote N (A), el brote P (B) y el brote K (C). Para determinar la importancia de las diferencias entre los diversos niveles de aplicación de biocarbón acidificado, se empleó el análisis LSD de Fisher, y las barras en los gráficos muestran las letras que corresponden a diferencias estadísticamente significativas (p ≤ 0,05).

Los resultados de la concentración de fósforo (P) en los brotes sugieren que agregar biocarbón acidificado (AB) puede tener un impacto positivo en el crecimiento de las plantas bajo estrés por plomo. En comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB, la adición de 0,45 AB, 0,90 AB y 1,20 AB condujo a un ligero aumento en la concentración de P en los brotes de 10,1 %, 19,0 % y 31,7 %, respectivamente. De manera similar, cuando se agregaron 200 Pb al sistema sin AB, hubo una disminución significativa en la concentración de P en los brotes en un 40,2 % en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. Sin embargo, la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a un aumento en la concentración de P en los brotes de 35.4 %, 42.8 % y 46.0 %, respectivamente, lo que indica que el biocarbón acidificado puede ayudar a mitigar los efectos negativos del plomo en el crecimiento de las plantas. y absorción de P (Fig. 5B).

Los hallazgos con respecto a la concentración de potasio (K) en los brotes implican que el uso de biocarbón acidificado (AB) podría ser beneficioso para mejorar el crecimiento de las plantas bajo estrés por plomo. En comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB, la adición de 0,45 AB, 0,90 AB y 1,20 AB dio como resultado un ligero aumento en la concentración de K en los brotes de 15,5 %, 22,2 % y 46,7 %, respectivamente. Asimismo, la adición de 200 Pb al sistema sin AB condujo a una disminución significativa en la concentración de K en los brotes en un 31,1 % en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. No obstante, la incorporación de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB al sistema condujo a un aumento en la concentración de K en los brotes de 19.9 %, 32.2 % y 39.6 %, respectivamente, lo que significa que el uso de biocarbón acidificado podría aliviar los efectos adversos de plomo en el crecimiento de las plantas y la absorción de K (Fig. 5C).

Para la concentración de nitrógeno (N) en la raíz, la adición de biocarbón acidificado (AB) indujo una influencia positiva. En comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB, la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB resultó en un ligero aumento en la concentración de N en la raíz de 2.6%, 15.4% y 35.4%, respectivamente. Asimismo, la adición de 200Pb sin AB provocó una disminución significativa de la concentración de N en la raíz en un 50,4 % en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. No obstante, la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a un aumento en la concentración de N en la raíz de 20,6%, 29,3% y 36,3%, respectivamente. Estos hallazgos sugieren que el biocarbón acidificado puede aliviar los efectos nocivos del plomo en el crecimiento de las plantas y la absorción de N en las raíces (Fig. 6A).

El impacto de varios niveles de biocarbón acidificado (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) en el crecimiento de plantas de menta en suelos salinos y salinos contaminados con plomo. Los parámetros de crecimiento de las plantas evaluados fueron la raíz N (A), el brote P (B) y el brote K (C). Para determinar la importancia de las diferencias entre los diversos niveles de aplicación de biocarbón acidificado, se empleó el análisis LSD de Fisher, y las barras en los gráficos muestran las letras que corresponden a diferencias estadísticamente significativas (p ≤ 0,05).

En comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB, la adición de 0,45 AB, 0,90 AB y 1,20 AB produjo aumentos significativos en la concentración de N en los brotes de 8,8 %, 12,4 % y 25,4 %, respectivamente. Además, la adición de AB aumentó significativamente la concentración de K en los brotes en un 15,5 %, 22,2 % y 46,7 % para los tratamientos 0,45 AB, 0,90 AB y 1,20 AB, respectivamente. Se observaron tendencias similares para la concentración de P en los brotes con aumentos del 17,4 %, 27,3 % y 43,5 % para los tratamientos 0,45AB, 0,90AB y 1,20AB, respectivamente. Además, la adición de AB provocó aumentos en la concentración de N en la raíz en un 2,6 %. , 15,4% y 35,4% para los tratamientos 0,45AB, 0,90AB y 1,20AB, respectivamente, en comparación con el tratamiento control de Pb sin AB. De manera similar, la adición de AB dio como resultado aumentos significativos en la concentración de K en la raíz de 5,8 %, 15,4 % y 35,4 % para los tratamientos 0,45 AB, 0,90 AB y 1,20 AB, respectivamente. Para la concentración de P en la raíz, la adición de AB resultó en aumentos significativos de 17,4 %, 27,3 % y 43,5 % para los tratamientos 0,45 AB, 0,90 AB y 1,20 AB, respectivamente (Fig. 6B).

Los resultados de la concentración de potasio (K) en la raíz sugieren que la adición de biocarbón acidificado (AB) no tuvo un impacto significativo en el crecimiento de las plantas bajo estrés por plomo. En comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB, agregar 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB no resultó en un aumento significativo en la concentración de K en la raíz, con solo un ligero aumento de 14.3%, 14.3% y 19%, respectivamente. En ausencia de AB, la adición de 200Pb al sistema resultó en una disminución significativa en la concentración de K en la raíz en un 17,1 % en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. Sin embargo, la adición de AB no mejoró significativamente la absorción de K por la raíz, con solo un ligero aumento de 0%, 18,8% y 1,1% para 0,45AB, 0,90AB y 1,20AB, respectivamente. Estos hallazgos indican que el biocarbón acidificado puede no afectar significativamente la mitigación del estrés inducido por plomo en el crecimiento de las plantas y la absorción de K en las raíces (Fig. 6C).

Cuando se comparó con el tratamiento de control de Pb sin AB, la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a una ligera disminución en la concentración de Pb en los brotes de 14.1 %, 27.9 % y 26.6 %, respectivamente, lo que sugiere que el biocarbón acidificado puede tienen una capacidad limitada para mitigar los efectos negativos del plomo en la absorción de Pb en los brotes. Sin embargo, cuando se agregaron 200 Pb al sistema sin AB, hubo un aumento significativo en la concentración de Pb en los brotes en un 136,1 % en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. La adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a una disminución en la concentración de Pb en los brotes de 8.4 %, 18.1 % y 26.9 %, respectivamente, lo que indica que el biocarbón acidificado puede ayudar a mitigar los efectos positivos del plomo en la absorción de Pb en los brotes. (Figura 7A).

El impacto de varios niveles de biocarbón acidificado (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) en el crecimiento de plantas de menta en suelos salinos y salinos contaminados con plomo. Los parámetros de crecimiento de las plantas evaluados fueron el Pb del brote (A) y el Pb de la raíz (B). Para determinar la importancia de las diferencias entre los diversos niveles de aplicación de biocarbón acidificado, se empleó el análisis LSD de Fisher, y las barras en los gráficos muestran las letras que corresponden a diferencias estadísticamente significativas (p ≤ 0,05).

Los resultados de la concentración de plomo (Pb) en la raíz sugieren que agregar biocarbón acidificado (AB) puede reducir potencialmente la absorción de Pb en plantas bajo estrés por plomo. En comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB, agregar 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a una ligera disminución en la concentración de Pb en la raíz de 10.8%, 30.5% y 41.2%, respectivamente. De manera similar, cuando se agregó 200Pb al sistema sin AB, hubo un aumento significativo en la concentración de Pb en la raíz en un 41,2 % en comparación con el tratamiento de control de Pb sin AB. Sin embargo, la adición de 0.45AB, 0.90AB y 1.20AB condujo a una disminución en la concentración de Pb en la raíz de 12.3 %, 31.4 % y 41.6 %, respectivamente, lo que indica que el biocarbón acidificado puede mitigar potencialmente los efectos negativos del plomo en la absorción de Pb. en las raíces (Fig. 7B).

La correlación de Pearson mostró que los niveles de Pb mostraron una correlación negativa significativa con el peso seco de la raíz, el ácido ascórbico, el azúcar soluble, la proteína, la clorofila b, los carotenoides, el N, el P y el K de la parte aérea y de la raíz. Concentración de Pb y raíz de Pb en plantas de menta (Fig. 8). El análisis de componentes principales mostró que el Pb de la raíz, el Pb del brote y el MDA estaban más estrechamente asociados con los niveles de Pb aplicados. El peso fresco de raíces y brotes, el contenido de clorofila, el N, P y K de raíces y brotes se asociaron más estrechamente con los niveles de AB. La mayoría de las mejoras en los atributos de crecimiento, contenido de clorofila y nutrientes estuvieron más bajo la influencia de 0.90 y 1.20AB (Fig. 9).

Correlación de Pearson para varios niveles de biocarbón acidificado (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) en los atributos estudiados de la menta en suelo contaminado con Pb.

Análisis de componentes principales para varios niveles de biocarbón acidificado (0 %, 0,45 %, 0,90 %, 1,20 %) en los atributos estudiados de la menta en suelo contaminado con Pb.

Las vibraciones de los enlaces, incluido el estiramiento y la flexión de los grupos funcionales, así como la región de la huella digital, se identificaron a través de la correlación pico por pico utilizando los datos espectroscópicos de FTIR. La Tabla 2 resume los resultados. Se observó un doblete en los espectros de biocarbón a 2330–2360 cm−1, que se atribuye a una mayor cantidad de CO2 en comparación con el nivel atmosférico, probablemente debido a su adsorción dentro de los microporos. Los espectros de biocarbón mostraron respuestas débiles para C–H aromático y C=C aromático a 885 cm−1 y 1575 cm−1, respectivamente, lo que indica la presencia de solo una pequeña cantidad de enlaces aromáticos. El pico a 3167 cm-1 corresponde al estiramiento C-H aromático de los residuos aromáticos de lignina. Sin embargo, también podría ser la contribución de la aromatización de los residuos de celulosa durante la pirólisis. El fuerte pico de 3167 cm−1 en los espectros de cadenas alquílicas largas muestra la presencia de ceras en el biocarbón. La intensidad de los picos de –CH2– a 3167 cm−1 se puede utilizar para estimar la cantidad de ceras presentes en el biocarbón. Un pico ancho y asimétrico a ~ 2586 cm-1 corresponde al estiramiento de R-SH en biocarbón, que se debe a una diversidad de grupos funcionales que contienen R-SH, como los tioles. Los picos cercanos a 1605 cm-1 pueden asignarse al estiramiento de enlaces C-C resultante de los anillos aromáticos de la lignina, así como al material recién carbonizado y aromatizado de la deshidratación y ciclación de los anillos de carbohidratos durante la pirólisis. Los espectros FTIR también mostraron picos en la región de 1100–1300 cm−1, que podrían asignarse al estiramiento del enlace S=O en el biocarbón. Estos picos eran numerosos, se superponían y eran difíciles de asignar en el espectro promediado. Las Figuras 10 muestran los espectros con los picos identificados.

Espectros FTIR de biocarbón acidificado en grupo funcional, huella dactilar y región aromática.

La toxicidad por plomo (Pb) puede afectar significativamente a las plantas al inhibir su crecimiento y desarrollo44. Cuando las plantas absorben plomo del suelo, este se acumula en diferentes partes de la planta, incluidas las raíces, los tallos y las hojas, lo que provoca diversos cambios fisiológicos y bioquímicos en la planta45. La toxicidad por plomo en las plantas puede tener varios efectos adversos, uno de los cuales es la inhibición de la fotosíntesis. Esto se debe a que el plomo puede interferir con la capacidad de la planta para absorber y utilizar nutrientes esenciales como el nitrógeno y el fósforo, que son necesarios para una fotosíntesis adecuada. Como resultado, el contenido de clorofila y la eficiencia del aparato fotosintético pueden reducirse, lo que lleva a una disminución de la fotosíntesis y el crecimiento de las plantas. Otros efectos de la toxicidad del plomo en las plantas incluyen daño a la membrana celular, reducción de la absorción de agua y deterioro del crecimiento de las raíces46. La actividad fotosintética reducida causada por la toxicidad del plomo puede provocar un crecimiento atrofiado y una producción de biomasa reducida debido a la capacidad reducida de la planta para producir energía. Además, la toxicidad del plomo puede causar estrés oxidativo en las plantas al acumular especies reactivas de oxígeno (ROS), que pueden dañar la estructura celular de la planta y afectar sus funciones fisiológicas. Esto puede conducir a una reducción en el crecimiento y desarrollo de las plantas. Además, la toxicidad del plomo también puede afectar las relaciones hídricas de la planta al causar estrés hídrico, lo que puede perjudicar aún más el crecimiento y desarrollo de la planta47,48.

El carbón acidificado puede promover los microbios del suelo, mejorar la longitud de raíces y brotes y aumentar el peso fresco y seco en suelos salinos a través de varios mecanismos. En primer lugar, el carbón acidificado puede disminuir el pH alcalino del suelo al neutralizar los componentes ácidos del suelo, creando un entorno más propicio para la actividad microbiana49. El biocarbón puede mitigar potencialmente los efectos negativos de la toxicidad del plomo en el crecimiento de las plantas al proporcionar una variedad de beneficios para el suelo. Por ejemplo, la aplicación de biocarbón puede mejorar la población y la actividad de los microbios beneficiosos del suelo, como las bacterias fijadoras de nitrógeno, que pueden aumentar la disponibilidad de nutrientes para las plantas50. Esto puede mejorar la capacidad de la planta para absorber nutrientes esenciales como el nitrógeno y el fósforo, que son cruciales para la fotosíntesis y, por lo tanto, ayudar a mitigar los efectos negativos de la toxicidad del plomo en la actividad fotosintética y el crecimiento de la planta. Además, la aplicación de biocarbón puede mejorar la estructura del suelo al aumentar el contenido de materia orgánica, lo que puede mejorar la capacidad de retención de agua y nutrientes del suelo22. Esto puede ayudar a aliviar los efectos del estrés salino en el crecimiento de las plantas y promover el desarrollo de las raíces. La estructura mejorada del suelo también puede ayudar a reducir la movilidad del plomo en el suelo y evitar que las plantas lo absorban51. El carbón acidificado puede liberar protones, que pueden unirse a iones de plomo, formando complejos que son menos móviles y menos disponibles para ser absorbidos por las raíces de las plantas. Otro mecanismo es la adsorción. El carbón activado tiene una gran superficie y una alta porosidad, lo que puede adsorber iones de plomo y evitar que interactúen con las partículas del suelo o las raíces de las plantas. La capacidad de adsorción del carbón activado depende de la química de su superficie y de la concentración de plomo en la solución del suelo52. El carbón acidificado también puede mejorar las propiedades del suelo, como el pH y el contenido de materia orgánica, lo que puede inmovilizar indirectamente el plomo. Por ejemplo, el carbón activado puede aumentar el pH del suelo, reduciendo la solubilidad del plomo y mejorando la precipitación de plomo en el suelo53,54. El carbón acidificado también puede aumentar el contenido de materia orgánica del suelo, mejorando la estructura del suelo y reduciendo la movilidad del plomo al aumentar su capacidad de retención.

Además, una mejor absorción de nitrógeno (N), fósforo (P) y potasio (K) en los brotes y las raíces puede disminuir la toxicidad del plomo (Pb) de varias maneras55. El Pb es un metal pesado tóxico que puede acumularse en los tejidos de las plantas e interferir con varios procesos fisiológicos, incluida la absorción y utilización de nutrientes. Cuando las raíces de las plantas absorben más eficientemente N, P y K, puede reducirse la absorción de Pb, ya que estos nutrientes compiten con el Pb por los sitios de absorción en las raíces. La absorción de N, P y K también puede mejorar el crecimiento de las plantas, lo que puede mejorar la capacidad de las plantas para tolerar el estrés por Pb56. Además, estos nutrientes juegan un papel crítico en el metabolismo de las plantas, incluida la producción de antioxidantes, que pueden proteger los tejidos de las plantas del daño oxidativo causado por la toxicidad del Pb. Por ejemplo, el fósforo es un componente crucial del trifosfato de adenosina (ATP), que proporciona energía para los procesos celulares. Al mismo tiempo, el nitrógeno es un componente esencial de los aminoácidos, los componentes básicos de las proteínas. El potasio involucra varios procesos fisiológicos, incluida la regulación del agua y la activación de enzimas57.

En conclusión, el biocarbón acidificado (AB) es una enmienda eficaz para mejorar el crecimiento de la menta y la concentración de nutrientes en suelos salinos contaminados con plomo. Todos los tratamientos AB mejoraron el crecimiento y la biomasa de la menta, siendo el tratamiento AB al 1,20 % el más eficaz. La aplicación de AB también aumentó el contenido de nutrientes, incluidos N, P y K, así como el contenido de proteínas y azúcares solubles de la menta, al tiempo que redujo el contenido de MDA. Además, la aplicación de AB disminuyó la absorción de Pb por las raíces y brotes de la menta, lo que redujo la toxicidad de la sal y el plomo en la planta. Estos hallazgos sugieren que la aplicación de una enmienda AB al 1,20% es un enfoque prometedor para mitigar el impacto negativo de la salinidad y el suelo contaminado con plomo en el crecimiento de la menta. Sin embargo, se necesita más investigación para validar estos resultados en condiciones de campo.

Todos los datos generados o analizados durante este estudio se incluyen en este artículo publicado.

Dinu, C. et al. Los metales tóxicos (As, Cd, Ni, Pb) impactan en la planta medicinal más común (Mentha piperita). En t. J. Medio Ambiente. Res. Salud Pública https://doi.org/10.3390/ijerph18083904 (2021).

Artículo PubMed PubMed Central Google Académico

Maffei, M. & Scannerini, S. Efecto UV-B sobre la fotomorfogénesis y la composición del aceite esencial en menta (Mentha piwperita L.). J. Esencia. Res. de aceite 12, 523–529. https://doi.org/10.1080/10412905.2000.9712150 (2000).

Artículo CAS Google Académico

Yazdani, D., Jamshidi, H. & Mojab, F. Comparación del rendimiento de aceite esencial y mentol existente en menta (Mentha piperita L.) plantada en diferentes orígenes de Irán. J.Med. Planta Med. Inst. Planta Jahadda Neshgahi 3, 73–78 (2002).

Google Académico

Aziz, EE & Hendawy, SF Efecto del tipo de suelo y los intervalos de riego en el crecimiento de las plantas, rendimiento de aceite esencial y componentes de la planta Thymus vulgaris. Americano-euroasiáticoJ. agricola Reinar. ciencia 4, 443-450 (2008).

Google Académico

Chen, L. et al. Un metanálisis global de la contaminación por metales pesados ​​(loides) en los suelos cerca de las minas de cobre: ​​evaluación del nivel de contaminación y riesgos probabilísticos para la salud. ciencia Entorno Total. 835, 155441. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2022.155441 (2022).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Mahalel, U., Abdel-Wahed, ZA, Sheded, M. y Hamed, A. Eliminación de algunos metales pesados ​​tóxicos para plantas del suelo usando la planta Mimosa pigra L. y efecto del extracto metanólico de Acacia nilotica L. sobre la eficacia de eliminación. Pakistán J. Bot. 53, 1637–1643 (2021).

CAS Google Académico

Ahmed, W. et al. El potencial de las compostas comerciales para reducir la fitoacumulación de metales pesados ​​y metaloides en el maíz. Pak. J.Bot. 55, 679–687 (2023).

Artículo CAS Google Académico

Chen, L. et al. Influencias de los hongos micorrízicos arbusculares en el crecimiento de los cultivos y la acumulación de elementos potencialmente tóxicos en suelos contaminados: un metanálisis. crítico Rev. Medio Ambiente. ciencia Tecnología 100, 1–22. https://doi.org/10.1080/10643389.2023.2183700 (2023).

Artículo CAS Google Académico

Pourrut, B., Shahid, M., Dumat, C., Winterton, P. y Pinelli, E. Consumo de plomo, toxicidad y desintoxicación en plantas. Rev. Medio Ambiente. contacto Toxicol. 213, 113–136 (2011).

CAS PubMed Google Académico

Zeeshan, M., Lu, M., Sehar, S., Holford, P. & Wu, F. Comparación de respuestas bioquímicas, anatómicas, morfológicas y fisiológicas al estrés por salinidad en genotipos de trigo y cebada que difieren en la tolerancia a la salinidad. Agronomía 10, 127 (2020).

Artículo CAS Google Académico

Zhang, L. et al. Respuestas morfológicas y fisiológicas de plantas de algodón (Gossypium hirsutum l.) a la salinidad. PLoS ONE https://doi.org/10.1371/journal.pone.0112807 (2014).

Artículo PubMed PubMed Central Google Académico

Cuevas, J., Daliakopoulos, IN, del Moral, F., Hueso, JJ & Tsanis, IK Una revisión de los sistemas de cultivo para la mejora del suelo para la salinización del suelo. Agronomía 9, 295 (2019).

Artículo Google Académico

Corwin, DL Impactos del cambio climático en la salinidad del suelo en áreas agrícolas. EUR. J. Ciencias del suelo. 72, 842–862 (2021).

Artículo Google Académico

Negrão, S., Schmöckel, SM & Tester, M. Evaluación de las respuestas fisiológicas de las plantas al estrés por salinidad. Ana. Bot. 119, 1–11 (2017).

Artículo PubMed Google Académico

Fallah, F. et al. Efecto de la salinidad sobre la expresión génica, características morfológicas y bioquímicas de stevia rebaudiana bertoni en condiciones in vitro. Celúla. mol. Biol. 63, 102–106 (2017).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Ahmed, S. et al. Efecto de la salinidad sobre las propiedades morfológicas, fisiológicas y bioquímicas de la lechuga (Lactuca sativa L.) en Bangladesh. Abre Agricultura. 4, 361–373 (2019).

Artículo Google Académico

Saddiq, MS et al. Efecto del estrés por salinidad sobre los cambios fisiológicos en trigo de invierno y primavera. Agronomía 11, 1193 (2021).

Artículo CAS Google Académico

Iqbal, J. et al. El biocarbón acidificado confiere una mejora en los atributos de calidad y rendimiento del mango sufaid chaunsa en suelo salino. Horticulturae 7, 418 (2021).

Artículo Google Académico

Gillani, SR, Murtaza, G. & Mehmood, A. Mitigación del estrés por plomo en plántulas de Triticum aestivum L. mediante el tratamiento con ácido salicílico. Pak. J.Bot. 53, 39–44 (2021).

Artículo CAS Google Académico

Akanji, MA, Usman, ARA y Al-Wabel, MI Influencia del biocarbón acidificado en la salida de CO2–C y la disponibilidad de micronutrientes en un suelo arenoso alcalino. Sostenibilidad 13, 5196 (2021).

Artículo CAS Google Académico

Zafar-ul-Hye, M. et al. Evaluación de la eficacia de las rizobacterias promotoras del crecimiento vegetal y el fertilizante de potasio en el crecimiento de la espinaca bajo estrés salino. Pak. J.Bot. 52, 1441–1447. https://doi.org/10.30848/PJB2020-4(7) (2020).

Artículo CAS Google Académico

Rahi, AA et al. Toxicidad del cadmio y el níquel en el contexto del biochar de carbón activado aplicado para mejorar la fertilidad del suelo. Arabia J. Biol. ciencia 29, 743–750 (2022).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Younis, U. et al. Papel del biocarbón de palitos de algodón en la inmovilización de níquel en condiciones de toxicidad inducida e índices de crecimiento de Trigonella corniculata L. Environ. ciencia contaminar Res. 27, 1752-1761. https://doi.org/10.1007/s11356-019-06466-3 (2020).

Artículo CAS Google Académico

Danés, S. et al. Efecto de la aplicación foliar de biocarbón de desecho de cáscara de plátano y fe en el crecimiento, el contenido de clorofila y la síntesis de pigmentos accesorios en espinacas bajo toxicidad por cromo (IV). Abre Agricultura. 4, 381–390. https://doi.org/10.1515/opag-2019-0034 (2019).

Artículo Google Académico

Danish, S. & Zafar-ul-Hye, M. Rol combinado de bacterias productoras de ACC desaminasa y biocarbón en la productividad de cereales bajo sequía. Phyton 89, 217–227. https://doi.org/10.32604/phyton.2020.08523 (2020).

Artículo Google Académico

Mclaughlin, H. Caracterización de los biocarbón antes de agregarlos a los suelos—Versión I 1–8 (2010).

Page, AL, Miller, RH & Keeny, DR PH del suelo y requerimiento de cal. En Methods of Soil Analysis: Part 2 Chemical and Microbiological Properties, 9.2.2/Agronomy Monographs (ed. Page, AL) 199–208 (American Society of Agronomy, Inc. y Soil Science Society of America, Inc., Madison, 1983 ) (ISBN 9780891189770).

Capítulo Google Académico

Rhoades, JD Salinidad: conductividad eléctrica y sólidos disueltos totales. En Métodos de análisis de suelos, Parte 3, Métodos químicos vol. 5 (eds Sparks, DL et al.) 417–435 (Soil Science Society of America, Madison, 1996).

Google Académico

Schouwvenberg, VJCH & Walinge, I. Métodos de análisis para material vegetal. agricola Universidad Wageningen (1973).

Miller, O. Digestión húmeda con ácido nítrico-perclórico en un recipiente abierto. En Reference Methods for Plant Analysis (ed. Kalra, Y.) 57–62 (CRC Press, 1998).

Google Académico

Pratt, PF Potasio. En Métodos de análisis de suelos, Parte 2: Propiedades químicas y microbiológicas (ed. Norman, AG) 1022–1030 (John Wiley & Sons Ltd, 2016) (ISBN 9780891182047).

Capítulo Google Académico

Silverstein, RM & Bassler, GC Identificación espectrométrica de compuestos orgánicos. J. Chem. Educ. 39, 546. https://doi.org/10.1021/ed039p546 (1962).

Artículo CAS Google Académico

Petersen, RG & Calvin, LD Muestreo. En Methods of Soil Analysis: Part 1 Physical and Mineralaogical Methods, 5.1 (ed. Klute, A.) 33–51 (John Wiley & Sons, Inc., American Society of Agronomy, Inc. y Soil Science Society of America, Inc. , 1986) (ISBN 9780891188643).

Google Académico

Arnon, DI Enzimas de cobre en cloroplastos aislados. Polifenoloxidasa en beta vulgaris. Fisiol vegetal. 24, 1 (1949).

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Keller, T. & Schwager, H. Contaminación del aire y ácido ascórbico. Para. Patol. 7, 338–350. https://doi.org/10.1111/j.1439-0329.1977.tb00603.x (1977).

Artículo CAS Google Académico

Hamilton, PB & Van Slyke, DD La determinación gasométrica de aminoácidos libres en filtrados de sangre por el método de ninhidrina-dióxido de carbono. J. Biol. química 150, 231-250 (1943).

Artículo CAS Google Académico

Cakmak, I. & Horst, WJ Efecto del aluminio sobre la peroxidación lipídica, actividades de superóxido dismutasa, catalasa y peroxidasa en puntas de raíces de soja (Glycine Max). Fisiol. Planta 83, 463–468. https://doi.org/10.1111/j.1399-3054.1991.tb00121.x (1991).

Artículo CAS Google Académico

Bremner, JM & Mulvaney, CS Nitrógeno total. En Métodos de Análisis de Suelos. Parte 2. Propiedades químicas y microbiológicas (eds Page, AL et al.) 595–624 (Sociedad Estadounidense de Agronomía, Sociedad de Ciencias del Suelo de América, Madison, Madison, 1982).

Google Académico

Mills, HA & Jones, JBJ Plant Analysis Handbook II: Una guía práctica de muestreo, preparación, análisis e interpretación (Micro-Macro Publishing Inc, EE. UU., 1991).

Google Académico

Hanlon, EA Determinación elemental por espectrofotometría de absorción atómica. En Handbook of Reference Methods for Plant Analysis (ed. Kalra, Y.) 157–164 (CRC Press, 1998).

Google Académico

Bokhari, SH, Ahmad, I., Mahmood-Ul-Hassan, M. y Mohammad, A. Potencial de fitorremediación de Lemna minor L. para metales pesados. En t. J. Fitorremediación 18, 25–32. https://doi.org/10.1080/15226514.2015.1058331 (2016).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Steel, RG, Torrie, JH & Dickey, DA Principios y procedimientos de estadística: un enfoque biométrico 3.ª ed. (McGraw Hill Book International Co., 1997).

Google Académico

Stevenson, KJ Revisión de originpro 8.5. Mermelada. química Soc. 133, 5621. https://doi.org/10.1021/ja202216h (2011).

Artículo CAS Google Académico

Poursattari, R. & Hadi, H. Fitorremediación, distribución y toxicidad del plomo en la colza (Brassica napus L.): El papel del uso único y combinado de reguladores del crecimiento vegetal y quelantes. J. Ciencias del suelo. Nutrición vegetal. 22, 1700–1717 (2022).

Artículo CAS Google Académico

Sharma, P. & Dubey, RS Toxicidad por plomo en las plantas. Brasil. J. Plant Physiol. 17, 35–52 (2005).

Artículo CAS Google Académico

Li, C. et al. Una revisión sobre la contaminación por metales pesados ​​en el suelo: Efectos, fuentes y técnicas de remediación. Contaminación de sedimentos del suelo. 28, 380–394. https://doi.org/10.1080/15320383.2019.1592108 (2019).

Artículo CAS Google Académico

Ashraf, U. et al. Toxicidad por plomo en el arroz: efectos, mecanismos y estrategias de mitigación: una mini revisión. Reinar. ciencia contaminar Res. 22, 18318–18332. https://doi.org/10.1007/s11356-015-5463-x (2015).

Artículo CAS Google Académico

Shen, X., Min, X., Zhang, S., Song, C. y Xiong, K. Efecto de la contaminación por metales pesados ​​en el medio ambiente sobre la función antioxidante en ovejas de lana semifina de Wumeng en el suroeste de China. Biol. Traza Elem. Res. 198, 505–514. https://doi.org/10.1007/S12011-020-02081-3 (2020).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Sultan, H., Ahmed, N., Mubashir, M. & Danish, S. Producción química de carbón activado acidificado y sus influencias en la fertilidad del suelo en comparación con el biocarbón termopirolizado. ciencia Rep. 10, 595. https://doi.org/10.1038/s41598-020-57535-4 (2020).

Artículo ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Heydar, M. et al. Uso sinérgico de biocarbón y las rizobacterias promotoras del crecimiento de las plantas para mitigar el estrés por sequía en plántulas de roble (Quercus Brantii Lindl.). Para. Ecol. Administrar 531, 120793. https://doi.org/10.1016/j.foreco.2023.120793 (2023).

Artículo Google Académico

Uchimiya, M., Lima, IM, Klasson, KT & Wartelle, LH Inmovilización de contaminantes y liberación de nutrientes mediante la modificación del suelo con biocarbón: Funciones de la materia orgánica natural. Chemosphere 80, 935–940 (2010).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Yuan, Y. et al. ¿Es el co-compost de biocarbón y estiércol una mejor solución para mejorar la salud del suelo y mitigar las emisiones de N2O? Biol. del suelo Bioquímica 113, 14–25. https://doi.org/10.1016/j.soilbio.2017.05.025 (2017).

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Yang, J., Mosby, DE, Casteel, SW & Blanchar, RW Inmovilización de plomo usando ácido fosfórico en un suelo urbano contaminado por fundición. Reinar. ciencia Tecnología 35, 3553–3559. https://doi.org/10.1021/es001770d (2001).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Ahmad, M. et al. Inmovilización de plomo y cobre en el suelo de un campo de tiro utilizando biochares derivados de rastrojos de soja y agujas de pino: evaluaciones químicas, microbianas y espectroscópicas. J. Peligro. Mate. 301, 179–186. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2015.08.029 (2016).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Hassan, W. & David, J. Efecto de la contaminación por plomo en el índice microbiológico del suelo bajo el cultivo de espinacas (Spinacia Oleracea L.). J. Suelos Sedimentos 14, 44–59 (2014).

Artículo CAS Google Académico

Li, Z., Song, Z., Singh, BP y Wang, H. El impacto de los biochares de residuos de cultivos en los ciclos de silicio y nutrientes en las tierras de cultivo. ciencia Entorno Total. 659, 673–680. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.12.381 (2019).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Fageria, NK, Gheyi, HR & Moreira, A. Biodisponibilidad de nutrientes en suelos afectados por sal. J. Plant Nutr. 34, 945–962. https://doi.org/10.1080/01904167.2011.555578 (2011).

Artículo CAS Google Académico

Descargar referencias

Los autores extienden su agradecimiento a los Investigadores que apoyan el Proyecto número (RSP2023R56), Universidad King Saud, Riyadh, Arabia Saudita.

Los autores extienden su agradecimiento al Proyecto de Apoyo a los Investigadores número (RSP2023R56), Universidad King Saud, Riyadh, Arabia Saudita.

Departamento de Botánica, Universidad Islamia de Bahawalpur, Rahim Yar Khan, Pakistán

Azhar Sohail Shahzad y Uzma Younis

Departamento de Botánica, Universidad Islamia de Bahawalpur, Bahawalpur, Pakistán

nargis naz

Departamento de Ciencias del Suelo, Facultad de Ciencias y Tecnología Agrícolas, Universidad Bahauddin Zakariya, Multan, Pakistán

Subhan danés

Departamento de Botánica y Microbiología, Facultad de Ciencias, Universidad King Saud, PO 2455, Riyadh, 11451, Arabia Saudita

Asad Syed y Abdallah M. Elgorban

Departamento de Bioquímica, Centro de Medicina Molecular y Diagnóstico (COMMAND), Colegio Dental y Hospitales Saveetha, Instituto Saveetha de Ciencias Médicas y Técnicas (SIMATS), Chennai, 600077, India

Rajalakshmanan Eswaramoorthy

Facultad de Ciencias de la Vida y la Salud, Universidad de Ciencia y Tecnología de Anhui, Fengyang, 233100, China

Shoucheng Huang

The Nature Conservancy, Arlington, VA, 22203, EE. UU.

Martín Leonardo Battaglia

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

conceptualización; CULO; UU; NN; Experimento realizado; CULO; UU; NN; análisis formal; DAKOTA DEL SUR; CULO; Metodología; UU; RE; Redacción—borrador original; COMO; DAKOTA DEL SUR; AME; UU; MLB; SH; Escritura—revisión y edición; COMO; DAKOTA DEL SUR; AME; RE

Correspondencia a Uzma Younis o Subhan Danish.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

Springer Nature se mantiene neutral con respecto a los reclamos jurisdiccionales en mapas publicados y afiliaciones institucionales.

Acceso abierto Este artículo tiene una licencia internacional Creative Commons Attribution 4.0, que permite el uso, el intercambio, la adaptación, la distribución y la reproducción en cualquier medio o formato, siempre que se otorgue el crédito correspondiente al autor o autores originales y a la fuente. proporcionar un enlace a la licencia Creative Commons e indicar si se realizaron cambios. Las imágenes u otro material de terceros en este artículo están incluidos en la licencia Creative Commons del artículo, a menos que se indique lo contrario en una línea de crédito al material. Si el material no está incluido en la licencia Creative Commons del artículo y su uso previsto no está permitido por la regulación legal o excede el uso permitido, deberá obtener el permiso directamente del titular de los derechos de autor. Para ver una copia de esta licencia, visite http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Reimpresiones y permisos

Shahzad, AS, Younis, U., Naz, N. et al. El biocarbón acidificado mejora la tolerancia al plomo y mejora los atributos morfológicos y bioquímicos de la menta en suelos salinos. Informe científico 13, 8720 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-36018-2

Descargar cita

Recibido: 13 de marzo de 2023

Aceptado: 27 de mayo de 2023

Publicado: 30 mayo 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-36018-2

Cualquier persona con la que compartas el siguiente enlace podrá leer este contenido:

Lo sentimos, un enlace para compartir no está disponible actualmente para este artículo.

Proporcionado por la iniciativa de intercambio de contenido Springer Nature SharedIt

Al enviar un comentario, acepta cumplir con nuestros Términos y Pautas de la comunidad. Si encuentra algo abusivo o que no cumple con nuestros términos o pautas, márquelo como inapropiado.