I SEMINARIO IBEROAMERICANO PROSPECTIVA SOBRE MEDIO AMBIENTE Y DESARROLLO CIIEMAD-IPN

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1 I SEMINARIO IBEROAMERICANO PROSPECTIVA SOBRE MEDIO AMBIENTE Y DESARROLLO CIIEMAD-IPN POSTER-03 ALGUNOS HONGOS COMESTIBLES SILVESTRES COMO INDICADORES BIOLÓGICOS DE CONTAMINACIÓN EN LOS BOSQUES DE LA SIERRA DEL CHICHINAUTZIN. 1 GASO I., 1 SEGOVIA N., 1 CERVANTES L., 2 HERRERA T., 2 PÉREZ-SILVA E., 1 PALACIOS J., 3 GODINEZ L., 4 MORTON O., 4 HERNÁNDEZ E. 1 Instituto Nacional de Investigaciones Nucleares, Ap. Post , México, D.F. Tel. (5) ext. 3442; Fax: (5) ; migp@nuclear.inin.mx 2 Instituto de Biologia, 3 Instituto de Geografía e 4 Instituto de Geofísica de la UNAM, Ciudad Universitaria, 04510, México, D.F. RESUMEN Se midió la concentración de actividad de Cs-137 y K-40, así como el contenido de otros elementos traza, en muestras de suelo y hongos silvestres comestibles del ecosistema boscoso de la Sierra del Chichinautzin y alrededores, con el fin de identificar las especies de hongos con mayor capacidad de acumulación de elementos estables y radiactivos. Para ello se colectaron, prepararon y analizaron, durante más de una década, muestras anuales de las especies de hongos más abundantes en diferentes localidades. Entre los radionúclidos de origen artificial, se determinó la concentración de Cs- 137 en los hongos que son recolectados anualmente, de junio a octubre, por los habitantes locales de las zonas boscosas de los alrededores del Distrito Federal y comercializados en sus principales mercados. Esto, nos permite conocer el origen de la contaminación radiactiva en los bosques del área estudiada. El análisis de los radionúclidos en las muestras se realizó mediante espectrometría gamma, con un detector de Germanio Hiperpuro (HPGe), mientras que los elementos traza se analizaron con un espectrómetro de masas inductivamente acoplado a plasma (ICP-MS). Algunos de los resultados obtenidos forman parte del proyecto apoyado por CONSERVA en Como indicador ambiental, se estimó el Coeficiente de Transferencia Agregado (CTA) desde el suelo hacia los hongos, para el Cs-137, lo que nos permite conocer la habilidad de cada especie para acumular el Cs-137 biodisponible en el suelo. Clavariadelphus truncatus y Gomphus floccosus presentaron los mayores CTA,

2 mientras que Agaricus campestris demostró ser un bioacumulador para elementos como Cu, Se y Cd. ABSTRACT Cs-137 and K-40 activity concentrations and trace elements were measured in edible wild mushrooms and in the soil of the forest ecosystem of Sierra del Chichinautzin and surroundings, in order to identify those mushroom species having the larger stable and radioactive elements accumulation capacity. The sampling was performed in the field and in the local native markets where wild mushrooms are commercialized from June to October. Annual samples of several mushroom species available from the zone were recollected, prepared and analysed during more than 10 years. The activity measurements were performed using a gamma-ray spectrometer system with a high purity germanium (HpGe) detector. Trace elements were analysed with an ICP-MS. Some of the results obtained within a CONSERVA 1999 proyect indicate that the soil-mushroom Aggregated Transfer Coefficient (ATC) for Cs-137 is an environmental indicator of the ability of each mushroom specie to accumulate bioavailable Cs-137 in the soil. Clavariadelphus truncatus and Gomphus floccosus showed the higher ATC, while Agaricus campestris was a good bioaccumulator for Cu, Se and Cd. INTRODUCCIÓN Los radionúclidos de origen antropogénico, producidos principalmente a causa de las pruebas nucleares en la atmósfera y de las emisiones provenientes de la industria nuclear, se integran a los diferentes ecosistemas, como lo hacen otros tipos de contaminantes. Parte de los radionúclidos liberados a la atmósfera son transportados hacia la troposfera y la estratosfera y dispersados globalmente con la circulación general del sistema de vientos. Los isótopos que se depositan en la biosfera, dependiendo de su comportamiento físico, químico y biológico, pueden migrar e incorporarse a las diferentes especies vegetales y animales de los ecosistemas. A raíz del accidente de Chernobil ha sido evidente que el impacto radiológico tuvo características especiales en las zonas boscosas del Hemisferio Norte, ya que éstas son particularmente sensibles al fallout (depósito sistemático en la superficie

3 terrestre, de partículas suspendidas en el aire, que contienen material radiactivo (Schell et al., 1996 ). En especial, los bosques de coníferas pueden considerarse como reservorios eficientes de radionúclidos, por lo que algunos organismos que se desarrollan en ellos, como los musgos, hongos y líquenes son de gran importancia como indicadores de contaminación radiactiva. Las especies de hongos micorrícicos son más activas en las capas superiores del suelo, por ello son también más sensibles al incremento de la temperatura del suelo, a la compactación y erosión del mismo en los bosques perturbados, así como, a los efectos del aumento de radionúclidos de origen artificial en el suelo (Gaso et al., 1996; Yoshida y Muramatsu, 1998). Los hongos silvestres, concentran elementos metálicos que pueden ser estables o radiactivos y entre ellos el radionúclido de origen artificial Cs-137, merece especial atención desde el punto de vista radioecológico, por su importancia en la cadena alimenticia. El Cs-137 es un producto de la fisión del U-238 utilizado como combustible en reactores nucleares (UNSCEAR, 1988; Salazar et al., 1994). Además, los hongos pueden concentrar otros elementos metálicos traza como: Cd, Cr, Cu, Mn, Rb, Cs y Zn (Yoshida y Muramatsu, 1997). El consumo de alimentos que contienen radionúclidos de origen antropogénico, aumenta la dosis interna de radiación que recibe la población. Debido a ello, los Organismos Internacionales y Nacionales han establecido valores restrictivos para este tipo de radionúclidos en los alimentos (CAC, 1989; WHO, 1989; NOM 006- NUCL, 1994; Molina et al., 1996). Los hongos silvestres además, representan una alternativa real en el manejo sustentable de los bosques de México, ya que son un recurso forestal no maderable que constituye una fuente económica y productiva para las comunidades rurales que habitan las regiones boscosas del país. Sin embargo, se desconoce la potencialidad de muchas poblaciones de hongos silvestres y sus posibilidades de uso sustentable, a pesar de que son una componente de la diversidad alimentaria de las etnias de México. Debido a ello, es necesario el estudio de las poblaciones silvestres para establecer programas de uso sustentable y la comercialización de este recurso, en beneficio de las comunidades indígenas que habitan las regiones boscosas templadas y frías del país (Villarreal, 1996). Los hongos silvestres comestibles que fructifican anualmente de junio a octubre, en la Sierra del Chichinautzin, así como en otras sierras que rodean al Distrito Federal (DF), son recolectados por habitantes locales y comercializados en los principales mercados de la Ciudad de México (Herrera y Guzmán, 1962). En este trabajo se obtuvieron valores del contenido de Cs-137 y del radionúclido de origen natural K-40, así como de algunos elementos metálicos traza, en muestras de suelo y en 30 especies de hongos silvestres comestibles, que fueron

4 recolectadas en la Sierra del Chichinautzin y lugares aledaños. Aunque los muestreos se iniciaron en el Centro Nuclear de México, desde 1985, como parte del Programa de Vigilancia Radiológica Ambiental de dicha instalación (Salazar et al., 1994), en este trabajo se presentan algunos de los resultados obtenidos de 1993 a 1999 (Gaso et al., 1996; 1998; 2000). Parte de ellos, corresponden al proyecto apoyado por CONSERVA en METODOLOGÍA Localización geográfica del área estudiada La sierra del Chichinautzin está ubicada en la porción central de la Faja Volcánica Trans Mexicana (FVTM) y separa a la cuenca de México de los valles que la rodean. El relieve es montañoso formado por conos volcánicos. Entre el Plioceno Tardío y el Holoceno ocurrieron tres periodos de vulcanismo, el primero fue el Eruptivo Las Cruces, el segundo el Eruptivo Ajusco y el tercero Eruptivo Chichinautzin (Martín del Pozo, 1980). El Centro Nuclear de México (CNM), se encuentra localizado en el Municipio de Ocoyoacac, Estado de México. Dicho Centro tiene un área de 1.5 km 2 y en él hay varias instalaciones nucleares de investigación, entre ellas, un reactor nuclear TRIGA MARK III, un acelerador tandem, un irradiador gamma y varios laboratorios radioquímicos. El Cerro Coatepec pertenece al municipio de Xalatlaco y la mayor parte de los hongos que se expenden en el mercado de Santiago Tianguistenco y Xalatlaco son recolectados en dicho cerro y sus alrededores. Por otro lado, la mayoría de las especies de hongos que se comercializan en el mercado de Jamaica del D.F., provienen de las Sierras de San Juan de las Huertas, situadas a 11 km de la ciudad de Toluca y de la Sierra de Rio Frío, situada a 60 Km de la ciudad de Puebla. Los tipos de suelo predominantes son Andosol y Feozem, de arcilla limosa con aluminosilicatos y ligera mineralizacioón de la materia orgánica, así como una gran fijación de fósforo. A continuación se indican las coordenadas geográficas y la altitud de los sitios de muestreo.

5 SITIO DE MUESTREO PUNTO DE COORDENADAS ALTITUD MUESTREO LONGITUD LATITUD (m.s.n.m.) Centro Nuclear 1 99º º ,100 Valle del Conejo 2 99º º ,200 Cerro de Coatepec 3 99º º ,250 M. S. Tianguistenco 4 99º º ,650 Xalatlaco 5 99º º ,700 C. Cruz Blanca? 6 99º º ,500 M. Jamaica 9 99º º ,200 Ajusco 7 99º º ,700 Zempoala 8 99º º ,600 M. Jamaica 9 99º º ,200 M.Toluca 10 99º º ,650 Capulin 11 99º º ,350. Nota: C=Cerro; M=Mercado; S=Santiago;? = Desierto de los Leones MUESTREO Y PREPARACIÓN DE LAS MUESTRAS De junio a octubre, se recolectan entre 4 y 5 kg de las fructificaciones adultas de cada especie de hongos. Si la especie es escasa, se recolecta el número de ejemplares necesario para obtener una muestra de 500 g, como peso mínimo indispensable para el análisis. Cada muestra se seca a 125?C durante 48 horas. El peso húmedo (p.h.) y el seco (p.s.) de cada una de ellas, se registra para calcular, posteriormente, la pérdida de agua en el proceso de secado (F h? ( p.s.) / (p.h.))..posteriormente las muestras se muelen en un molino Wiley, con malla de 1 mm. Si la cantidad de muestra seca y molida es suficiente, se toma una alícuota de 450 g y se coloca en un Marinelli de 500 cm 3 ; en caso contrario se utiliza una alícuota de 40 g, con la que se llena una cajita circular de polietileno de 5.5 cm de diámetro (geometría de cartucho) (Gaso et al., 1998). Se toman también, muestras de 2.5 kg de los primeros cinco centímetros del suelo, con un nucleador de 7 cm de diámetro, obteniéndose una muestra que corresponde a una superficie total de 279 cm 2 ; las muestras se toman de los mismos sitios donde crecen los hongos y se secan al aire para cernirse posteriormente en cribas con una abertura de malla de 0.2 mm (EML, 1992).

6 ANÁLISIS Y CÁLCULO DE LA ACTIVIDAD ESPECÍFICA PARA RADIONÚCLIDOS La determinación de Cs-137 y K-40 en muestras de hongos o de suelo, se lleva a cabo con detectores de HPGe acoplados a analizadores multicanales, que permite el análisis espectral de los radionúclidos emisores gamma. El tiempo de medida variará, dependiendo de la concentración del radionúclido en la muestra. Las calibraciones de eficiencia del detector para las diferentes geometrías de medida (Marinelli o cartucho), se llevan a cabo con patrones certificados (Quintero et al., 1996). El cálculo de la actividad específica de cada radionúclido presente en las muestras, se expresa en Bq kg -1 (p.s.) y es función del área de los fotopicos que presenta el espectro. Si se quiere expresar la actividad de la muestra en peso húmedo, bastará multiplicar la actividad específica por F h. Factor de transferencia (FT) y Coeficiente de Transferencia Agregado (CTA) En general el factor de transferencia (FT) suelo-planta se expresa como el cociente entre la concentración de un elemento (mg kg -1 (p.s.)), o la actividad específica de un radionúclido (Bq kg -1 (p.s.)) de la parte comestible de la planta y la de los mismos parámetros en los primeros centímetros del suelo. Según las recomendaciones del Organismo Internacional de Energía Atómica (IAEA, 1994) y con el fin de calcular el Coeficiente de Transferencia Agregado (CTA), el cual se expresa en (m 2 kg -1 ), deberá relacionarse la concentración de actividad de Cs-137 en el producto alimenticio (Bq kg -1 ) (p.h.), con la actividad superficial de dicho radionúclido en el suelo (Bq m -2 ) (p.h.). De esta manera el CTA caracteriza la migración del cesio desde el suelo, hasta los productos comestibles de los bosques y permite calcular la dosis debida a la ingestión del producto fresco. CÁLCULO DE DOSIS El impacto potencial del aumento en la concentración de cualquier radionúclido en el ambiente, se estima a partir de la dosis que reciben los organismos. Para calcular la dosis equivalente efectiva anual (E), debida a la incorporación interna por la ingestión de Cs-137 proveniente de las diferentes especies de hongos, se utiliza la ecuación propuesta por Shutov et al. (1996) y modificada por Gaso et al. (2000): E= q d k (Sv a -1 ) q= CTA.?. x. k (Bq a -1 ) donde: q es la incorporación anual (Bq a -1 ). d k es el factor de dosis por unidad de actividad incorporada, que para el Cs-137, es de 1.3 x 10-8 (Sv Bq -1 ) (ICRP, 1989).

7 CTA es el Coeficiente de Transferencia Agregado (m 2 kg -1 ).? es la actividad superficial del radionúclido en el suelo (Bq m -2 ). x es el consumo anual de hongos silvestres, por persona, que se estima en 10 kg a -1, basándonos en la dieta local. k es el factor de retención del Cs-137 en el alimento cocinado, que se considera es de 0.5 (IAEA, 1994). ANÁLISIS DE ELEMENTOS TRAZA MEDIANTE ESPECTROMETRÍA DE MASAS La determinación de los elementos traza estables (Co, Cu, Zn, As, Se, Mo, Cd, Pb, Rb, Sr, Cs y Ba), en muestras de hongos y de suelo, se llevó a cabo con un espectrómetro inductivamente acoplado a plasma (ICP-MS) VG Elemental modelo PQ3. Las muestras fueron preparadas tomando una alícuota de 0.2 g que se digirieron con una mezcla de 10 ml de HF y 4 ml de HClO 4, en una parrilla de calentamiento a 130º, durante dos días. Después de la digestión las muestras se evaporan y el residuo se disuelve con HNO 3 al 5% en agua bidestilada. El análisis de los espectros se comparan respectivamente con los de los patrones certificados de suelo y hojas de tomate (IAEA-SOIL 7 y NIST- 1573a), respectivamente. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Las actividades superficiales promedio de Cs-137 (Bq m -2 (p.h.)), para las muestras de suelo en las que crece cada especie de hongos se indican en la Tabla 1. El valor de Cs-137 en suelo estuvo comprendido en un rango de 640 a 910 Bq m -2 (p.h.), siendo su valor promedio de Bq m -2 (p.h.), equivalente a 1206 Bq m -2 (p.s.). Esta actividad superficial es menor a los niveles base de Cs-137 reportados en suelos para Canadá, el Reino Unido y Alemania: 2110? 423 Bq m -2 (p.s.) (Sutherland y de Jong, 1990), 2500 Bq m -2 (p.s.), (Walling y Quine, 1991) y 3580? 790 Bq m -2 (p.s.) (Bunzl y Kracke, 1988), respectivamente. La actividad específica promedio de Cs-137 (Bq kg -1 (p.s.)), ya reportadas en las mismas muestras de suelo fue de 16 Bq kg -1 (p.s.) (Gaso et al., 1998). Dicho valor es similar al reportado por LaBrecque y Rosales (1997) en el suelo de los bosques de Venezuela, lo que confirma que el depósito de Cs-137 en suelo originado en las pruebas nucleares, se distribuyó homogéneamente en el Hemisferio Norte, entre el Trópico de Cancer y el Ecuador. Con respecto a la actividad específica de K-40 en suelo, su valor promedio fue de 192 Bq kg -1 (p.s.), con variaciones en un rango de 113 y 295 Bq kg -1 (p.s.) (Gaso et al., 1998). La mayor parte del radiocesio depositado en los bosques debido al fallout de las pruebas nucleares, se acumula en la capa superficial del suelo (0 hasta 5 cm), como lo reportan Yoshida y Muramatsu (1994). Esto reafirma el hecho de que el cesio es retenido mucho más eficientemente que el potasio por la materia orgánica

8 y los minerales arcillosos del suelo. Algunos componentes inorgánicos del suelo, especialmente las arcillas con aluminosilicatos, tienen una gran capacidad de adsorber y retener el cesio (Anderson y Roed, 1994). Si el cesio se comporta de manera similar a los elementos del Grupo 1, tal como el potasio y el rubidio, puede ser conservado y retenido en la biomasa de los hongos del suelo, especialmente en los suelos con alto contenido de materia orgánica. Existe poca información sobre las concentraciones ambientales de cesio no radiactivo en suelos, pero se estima que su concentración varía entre 0.3 y 26 mg kg -1, encontrándose los niveles más altos en la superficie de los suelos boscosos (Wedepohl, 1974). El contenido promedio del cesio en suelo, obtenido en este trabajo, es de 1.08 mg kg -1. A partir de 1993 se inició dentro de los límites del CNM y en otras localidades aledañas la determinación del contenido de Cs-137 y K-40 para cada especie de hongo (Gaso et al., 1996). Anteriormente, se analizaba sólo una muestra compuesta anual formada por todas las especies de hongos recolectadas de junio a octubre. La actividad específica de Cs-137 y K-40 de las 137 muestras pertenecientes a 30 especies de hongos recolectadas durante , en las distintas localidades incluyendo los mercados locales y del D.F., se muestran en la Tabla 1. La actividad específica de Cs-137 en las muestras de hongos fluctuaron en un amplio rango ( Bq kg -1 (p.h.)). La concentración promedio menor fue la de Agaricus campestris y la más alta se encontró en Clavariadelphus truncatus. Esta última se desarrolla en bosques de abetos, formando micorrizas con Abies religiosa (Villarreal, 1996), habiendo sido reportada como escasa en Europa, donde se encontró al sur de Francia (Becker, 1989), por lo que es de gran importancia como indicador biológico de contaminación por presentar las mayores concentraciones de Cs-137, tanto en las muestras recolectada en el CNM como en el Cerro de Coatepec. Las especies Gomphus floccosus y Cortinarius caerulescens, también presentaron concentraciones promedio altas con respecto a las otras especies analizadas (26 y 22 Bq kg -1 (p.h.), respectivamente). Estas especies son relativamente abundantes en el ecosistema estudiado. Especies tales como: Helvella crispa, H. lacunosa, Clavariadelphus truncatus, Ramaria flava, R. botrytis, Gomphus floccosus, Lyophillum decastes, Lactarius salmonicolor y L. deliciosus y Boletus edulis, recolectadas en el Cerro de Coatepec y adquiridas en el mercado de Jamaica, mostraron una concentración de Cs-137 ligeramente más elevada que las de la misma especie, recolectada en el CNM. Los resultados parecen indicar que en los bosques mejor conservados (C. Coatepec, S. Juan de las Huertas, Río Frío), con suelos que tienen mayor retención de humedad, mayor contenido de materia orgánica, menor densidad aparente y mejores condiciones de fertilidad, probablemente la biodisponibilidad del Cs-137 en los hongos, sea mayor.

9 Sin embargo, la media geométrica de la concentración de Cs-137, de las especies de hongo recolectadas en los diferentes puntos de muestreo (CNM, C. Coatepec, Xalatlaco y mercado de Jamaica), son similares (34, 35, 35 y 34 Bq kg -1 (p.s.), respectivamente). Ello indica, que no hay diferencias significativas entre los puntos de muestreo. Ya que los hongos micorrícicos (simbióticos) pueden proporcionar nutrientes a las plantas, parecen jugar un importante papel en el ciclo del Cs-137 en los bosques. Varios autores han indicado que los hongos simbióticos, concentran Cs-137 en cantidades mayores que los saprobios, aunque el rango de concentración para cada tipo de hongos, varía ampliamente. Las diferencias en el habitat del micelio pueden generar la variabilidad individual entre especies y ser uno de los factores más importantes que controle la concentración del Cs-137 en la mayoría de las especies de hongos (Giovani et al. 1990;Yoshida y Muramatsu, 1994). Los niveles de Cs-137 en los hongos mexicanos son mucho menores que los reportados por otros autores en Europa (Rantavaara, 1987; Mascanzoni, 1990; Fraiture, 1992), quienes señalaron que el incremento de contaminación radiactiva en la biosfera, después del accidente de Chernobil, provocó también un incremento en el contenido de cesio radiactivo en los hongos comestibles silvestres del centro y norte de Europa. Dichos autores reportaron en 1986 concentraciones de Cs-137, en algunas especies, que excedían frecuentemente los 800 Bq kg -1 (p.h.) en Suecia, Checoeslovaquia y Bélgica. La concentración promedio de K-40 en las diferentes especies de hongos estudiadas por nosotros, varía en el rango de 61 a 150 Bq kg -1 (p.h.), con un valor promedio de Bq kg -1 (p.h.) (1016 Bq kg -1 (p.s.)). El valor inferior corresponde a la especie saprobia Clitocybe gibba. La concentraciones más altas fueron las de Hypomyces macrosporus y Lycoperdon pyriforme. La concentración promedio de K-40 medida por Yoshida y Muramatsu (1994), en las muestras de diferentes especies de hongos japoneses colectados durante 1989 y 1990, fue de 1150 Bq kg -1 (p.s.).dichos valores son similares a los encontrados por nosotros y por otros autores (Giovani et al. 1990; Macanzoni 1990; Randa et al Por otro lado, según los mismos autores, la concentración promedio de K-40 en otras plantas superiores es menor (240 Bq kg -1 (p.s.)). Los procesos de transferencia en los ecosistemas naturales tienden a ser más complejos que en los agrícolas. En los ecosistemas naturales y seminaturales, la superficie del suelo es menos homogénea que en los ecosistemas agrícolas, por lo que es aconsejable utilizar los Coeficientes de Transferencia Agregados (CTA). Los valores de CTA (m 2 kg -1 ) para Cs-137, en las diferentes especies de hongos se muestran en la Tabla 1. Clavariadelphus truncatus presenta un CTA promedio de 82 x 10-3 m 2 kg -1. Para Gomphus floccosus y Cortinarius caerulescens se obtuvieron promedios de CTA de 41.8 x 10-3 y 34.4 x 10-3 m 2 kg -1, respectivamente.

10 El valor promedio de CTA encontrado para la especie Agaricus campestris fue de 0.3 x 10-3 m 2 kg - 1 ; dicha especie pertenece a un grupo taxonómico con muy poca capacidad para acumular cesio (Randa et al., 1990). Para Boletus edulis, el valor promedio obtenido fue de 2.9 x 10-3 m 2 kg -1. Después del accidente de Chernobil se llevaron a cabo muchas investigaciones, con el fin de poder estimar la contribución del Cs-137 en los productos alimenticios de los bosques y la dosis total que recibiría el público debida a la exposición interna de esos radionúclidos. En las regiones más contaminadas de Rusia se ha observado que 10 años después del accidente, la disminución de la contaminación de los hongos comestibles ha sido mucho menor que en los productos agrícolas. Shutov et al. (1996), midieron en Bryansk, la región más contaminada de la Federación Rusa, un valor de CTA para Boletus edulis de 4.6 x10-3 m 2 kg -1, el cual está comprendido dentro del rango de 3.5 a 9.4 x 10-3 m 2 kg -1, reportado por otros autores, en muestras europeas de la misma especie (Rantavaara, 1987; Mascanzoni, 1990). Esto, corrobora que el CTA, para el Cs-137 de origen global, proveniente del fallout de las pruebas nucleares, no difiere significativamente del originado en el accidente de Chernobil, como lo señalan Fraiture (1992) y Shutov et al. (1996). El rango de concentración de Cs-137 en las especies recolectadas por nosotros fue de Bq kg -1 (p.h), con una concentración promedio de 5.5 Bq kg -1 (p.h) y una media geométrica de 2.1 Bq kg -1 (p.h). El valor promedio de la actividad superficial en suelo (? ) fue de Bq m -2 y el CTA promedio de 7.9 x10-3 m 2 kg -1 (Tabla 1). Siguiendo la metodología recomendada por Shutov et al. (1996), la dosis equivalente efectiva anual (E) para Cs-137, debida a la incorporación interna por la ingestión de las distintas especies de hongos comestibles silvestres de la región, sería de 36.7 x 10-8 Sv a -1 ( 0. 37? Sv a -1 ), es decir 3 órdenes de magnitud inferior que la estimada por Shutov et al. (1996), quienes reportan una dosis equivalente efectiva anual (E) de 700? Sv a -1, debido a que la actividad superficial en suelo (? ) medida por ellos en 1994, en Bryansk, fue de 970 x 10 3 Bq m -2. Por otro lado, Ban-nai et al. (1997), analizaron 100 muestras de hongos comestibles (cultivados y silvestres), disponibles en los mercados de Japón durante 1993 y 1994 y considerando un valor de Cs-137 de 0.90 Bq kg -1 (p.h), para ese tipo de hongos, calcularon una dosis efectiva anual de 7.7x10-8 Sv a -1 (0.07?Sv a -1 ). Con los datos obtenidos en los Programas de Vigilancia Radiológica Ambiental del CNM y su entorno, se calculó la incorporación total de Cs-137 a través de la dieta local (agua, leche, maíz, frijol, vegetales, carne trucha y hongos), la cual se estimó en 59 Bq a -1 (Gaso et al., 2000). Esto indica que la contribución de los hongos a la incorporación total de Cs-137 en la dieta, sería del 48 %.

11 Con respecto a los elementos traza, los hongos se caracterizan por tener altos contenidos de Rb y Cs y concentraciones menores de Ca y Sr, en comparación con las de las plantas superiores que crecen en el mismo tipo de bosque (Yoshida y Muramatsu, 1997; 1998). En general las concentraciones de Cs-137, Cs y Rb en los hongos suelen ser un orden de magnitud superior que en las plantas. La concentración promedio de Cs estable en algunas de las especies de hongos analizadas por nosotros fue de 7.85 mg kg -1 (p.s.). Este valor es similar al reportado por Seeger y Schweinshaut (1981). Con respecto al contenido de Rb, la concentración promedio es mayor que para el Cs, observándose una correlación positiva entre el contenido de los dos elementos en los hongos. Algunas especies de hongos son capaces de acumular también, zinc, cadmio, cobre y mercurio, entre otros elementos traza, aunque no se conocen bien los mecanismos involucrados. Probablemente, las concentraciones altas en algunas especies de hongos, estén relacionadas con la capacidad de quelación de cationes inorgánicos y su contribución a la nutrición mineral. Los FT para los elementos traza se muestran en la Tabla 2. Los valores promedio de FT superiores a 1, fueron los correspondientes al Cu, Zn, Cd, Rb y Cs, por lo que puede considerarse que los hongos analizados, son buenos indicadores biológicos de contaminación para dichos elementos. El valor promedio de FT para Cs estable en las especies estudiadas fue de El rango de FT para Cs estable fue de 0.1 a 20.7; los menores corresponden a las especies Agaricus campestris, Hypomyces lactifluorum y Russula sardonia y el mayor a Clavariadelphus truncatus. La media geométrica (MG) de dichos valores es Los FT tienden a seguir una distribución lognormal, por ese motivo Sheppard y Evenden (1997), sugieren utilizar la MG para un manejo mas apropiado de los datos. Sin embargo, Agaricus campestris tuvo los valores más altos de FT para Cu, Se y Cd, por lo que dicha especie podría ser un buen indicador biológico para algunos elementos metálicos contaminantes del suelo. Quinche (1979), reportó también altas concentraciones de Se, Cu y Hg, para la especie comestible Agaricus bitorquis, recolectada en áreas urbanas cercanas a zonas industriales. AGRADECIMIENTOS Los autores agradecen al Consejo para el Estudio, Restauración y Valoración Ambiental (CONSERVA) y a la Dirección General de Proyectos Ambientales (Gobierno del Distrito Federal), por el apoyo financiero otorgado a este proyecto, así como a E. Quintero, V. Rojas y F. Moran por los análisis de espectrometría gamma y a G. Valentín, y R. Benitez, por el apoyo técnico recibido en el muestreo y preparación de las muestras. REFERENCIAS

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15 I SEMINARIO IBEROAMERICANO PROSPECTIVA SOBRE MEDIO AMBIENTE Y DESARROLLO CIIEMAD-IPN Table 1.- Actividad específica de 137 Cs y 40 K en distintas especies de hongos. Actividad superficial de 137 Cs en suelo y Coeficiente de Transferencia Agregados (CTA) suelo-hongo para 137 Cs, en los diferentes puntos de muestreo. Incorporación y dosis efectiva anuales recibidas por la población, debido a la exposición interna de 137 Cs por la ingestión de las diferentes especies comestibles de hongos recolectadas de 1993 a Especie Punto de muestreo Periodo de muestreo Relación promedio en hongos p. s. /p.h. No. de muestras N=137 Hongos 137 Cs (Bq kg -1 (p.h.) Rango Media Mediana Hongos 40 K (Bq kg -1 (p.h.) Rango Media Mediana Suelo 137 Cs (Bq m -2 (p.h.) Actividad superficial promedio CTA promedio 10-3 (m 2 kg -1 ) Incorporación promedio anual (Bq a -1 ) Dosis promedio anual (E) 10-8 (Sv a -1 ) Hypomyces lactifluorum Hypomyces macrosporus 4, , Helvella crispa 1, 4, Helvella elastica ,2,4, Helvella lacunosa Morchella esculenta Clavariadelphus truncatus Ramaria flava y R. botrytis Ramaria stricta Cantharellus cibarius 4,9, ,3, ,4,5, , Gomphus floccosus 1,3,4, ciiemad@vmipn.ipn.mx 15 Av. Othón de Mendiezábal No. 485 col. Nueva Industrial Vallejo CP Tel/Fax: (5) , (5) , (5)

16 Amanita caesarea Amanita rubescens Agaricus campestris 3,4,5, Agaricus sylvicola Hygrophorus chrysodon Pholiota aff. lenta 1,2,3, Clitocybe gibba 1,4, , Pseudoclitocybe cyathiformis Laccaria laccata Cortinarius caerulescens Melanoleuca melaleuca Russula delica Russula xerampelina Russula sardonia Lactarius salmonicolor 5, , ,2,3,4,5,9, ,2,3, ,2,3,4,5,

17 Lactarius vellereus Boletus edulis Boletus erythopus Lycoperdon pyriforme Media Mediana Media geométrica 3,5, ,2,3,4,9, , ,3,

18 Tabla 2.- Factores de Transferencia (FT) suelol- hongo para elementos traza, en algunas especies de hongos recolectadas de 1993 a 1999, en el área estudiada. FACTORES DE TRANSFERENCIA (ft) PARA EL ELELMENTO TRAZA ESPECIE Co Cu Zn As Se Mo Cd Pb Rb Sr Cs Ba Morchella esculenta Clavariadelphus truncatus Gomphus floccosus Amanita caesarea Cortinarius caerulescens Lactarius vellereus Boletus edulis Cantharellus cibarius LACTARIUS SALMONICOLO R Agaricus campestris Amanita rubescens Helvella lacunosa Russula sardonia Pholiota aff. lenta Hypomyces lactifluorum 2 Average Median Geometric mean