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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambient. 19 (3) 109-115, 2003
DISTRIBUCIÓN DE PLOMO EN SUELOS CONTAMINADOS EN EL ENTORNO DE
UNA PLANTA DE RECICLAJE DE BATERÍAS ÁCIDAS
Victoria CALA y Yukihiko KUNIMINE
Departamento de Química Agrícola, Geología y Geoquímica, Facultad de Ciencias,
Universidad Autónoma de
Madrid, 28049 Madrid, España, correo electrónico:
victoria.cala@uam.es
(Recibido diciembre 2002, aceptado junio 2003)
Palabras clave:
distribución de plomo, baterías ácidas, suelos, contaminación por plomo, extracción secuencial
RESUMEN
Se investigan los niveles de concentración de Pb, Cd, Cu, Ni y Zn así como la distribución de Pb
en suelos de una zona cercana a una planta de reciclaje de baterías ácidas en Madrid (España)
donde recientemente se produjo un grave episodio de muerte de ganado equino con evidentes
síntomas de intoxicación por plomo. Las concentraciones totales de Pb y Cd en suelos
disminuyeron con la distancia a la planta (5906 a 171 mg Pb/kg suelo y 11.0 a 1.58 mg
Cd/kg
suelo) en muestras tomadas de 40 a 400 m. respecto a la planta. El estudio de extracción secuencial
química puso de manifiesto que en estos suelos el plomo aparece fundamentalmente en fracciones
no residuales,
representando más del 96 % del contenido total en los suelos más contaminados.
El vertido de efluentes ácidos de la planta de reciclaje
disminuyó drásticamente el pH de los
suelos afectados (de aprox. 7.0 a 3.14) y elevó los contenidos de Pb en la fracción soluble ó
intercambiable llegando a alcanzar el 37 % del contenido total de Pb en el suelo.
Key words:
lead distribution, acid lead battery, soils, lead contamination, sequential extraction
ABSTRACT
Total Pb, Cd, Cu, Ni and Zn concentrations and the distribution of lead in soils from a farmland
near a battery recycling plant in Madrid (Spain) were investigated to establish a possible
relationship with a recent episode of horses death that presented lead intoxication symptoms
before dying. Total Pb and Cd levels presented a clear decrease with distance to the battery
recycling plant, ranging from 5906 to 171 mg
Pb/kg soil and 11.0 to 1.58 mg
Cd/kg in soils from
40 to 400 m from the plant. A five-step chemical fractionation procedure revealed that lead was
mainly in the non residual fractions that accounted for more than 96 % of total lead in the most
polluted soils. Acidification caused by acid effluents from the recycling plant drecreased markly
the pH of the soils (from aprox. 7.0 to 3.14) and increased the soil Pb extracted in the soluble and
exchangeable fraction for more than 37 % of Pb total soil.
V. Cala y Y. Kunimine
110
INTRODUCCIÓN
En los últimos años se ha producido un rápido aumento
del nivel de Pb en el ambiente, como consecuencia de
diversas actividades antrópicas tales como la fundición,
la minería, la fabricación de pinturas, la combustión de
gasolina y el reciclaje de baterías ácidas. Las baterías
ácidas de plomo desechadas son consideradas residuos
peligrosos según la Directiva Europea EEC (1991). El
reciclado de estos residuos se considera preferible a su
depósito en vertedero o su incineración ya que el
porcentaje de metal recuperable puede establecerse en
torno al 98 %. En España se estima que anualmente son
desechados de 80,000 a 100,000 t m de acumuladores de
plomo inutilizados (MOTMA 1990). Las plantas de
reciclaje de baterías ácidas realizan operaciones tales
como ruptura de la batería, drenaje del ácido, separación
del metal y en algunos casos fundición del plomo
recuperado (Small
et al
. 1995). Estas actividades suelen
ser responsables de la presencia de elevados niveles de
Pb en los suelos y en
la vegetación de los alrededores de
las fábricas, bien por la inadecuada gestión de los vertidos
ácidos generados o por la depositación de partículas de
plomo procedentes de los amontonamientos de residuos
y escorias así como de las emisiones de las chimeneas
de las fundiciones (Nedwed y Clifford 1997).
Se han determinado las concentraciones de Pb en
suelos de las inmediaciones de plantas de reciclaje de
baterías, que disminuyen con la distancia a la fuente. En
Canadá se reportan niveles de 51,000 mg/kg en suelos
adyacentes a la planta y de 120 mg/kg a un kilómetro de
distancia (Skinner y Salin 1995) y en Taiwán, de 1000
mg/kg
en los alrededores de la planta y de 100 mg/kg a
2 km de distancia (Yeh
et al
. 1996). Situaciones similares
han sido expuestas en otros estudios (Small
et al.
1995,
Farago
et al
. 1999, Onianwa y Fakayode 2000, Palacios
et al.
2002) que determinaron niveles totales de plomo
superiores a los establecidos en diversos países como
indicadores de aplicación de medidas de recuperación,
generalmente en el intervalo de 500 a 1000 mg/kg
(Nedwed y Clifford 1997).
Los niveles de Pb en el suelo pueden tener una
in-
fluencia importante sobre la salud humana y la animal
(Thornton
et al.
1990). Sin embargo, no todo el plomo
del suelo presenta el mismo grado de movilidad o bio-
disponibilidad. La distribución química del plomo en el
suelo depende del pH del suelo, de la mineralogía, de la
textura, del contenido en materia orgánica así como de la
naturaleza de los compuestos de plomo contaminantes.
Ruby
et al.
(1996) mostraron que las diferencias en-
contradas en la bioaccesibilidad del plomo en humanos y
animales están relacionados con las especiación química
del plomo en los suelos y en los materiales residuales a
los que los sujetos fueron expuestos. Por tanto, el empleo
de técnicas de extracción química secuencial puede con-
siderarse una herramienta adecuada para evaluar el pe-
ligro potencial de los suelos contaminados por este metal.
El objetivo del presente trabajo consiste en el estudio
de la contaminación y el grado de disponibilidad de plomo
en suelos próximos a una planta de reciclaje de baterías
ácidas de plomo, pertenecientes a una finca destinada a
la cría de ganado equino al sur de Madrid. En dicha finca,
entre abril de 1996 y mayo de 1998 ocurrieron distintos
episodios de intoxicación por plomo en ganado equino
teniendo como consecuencia la muerte de 8 animales.
Los niveles de Pb en sangre y en diversos tejidos animales
así como los niveles de plomo en la vegetación se han
descrito en un trabajo anterior (Palacios
et al.
2002).
Los objetivos específicos que se pretenden alcanzar
con este estudio son:
1. Determinación de la concentración de Pb total así
como de otros metales que se usan en la fabricación de
baterías (Cd, Cu, Ni, Zn), en los suelos afectados
2. Estudio de la distribución de plomo en los suelos,
mediante aplicación del método de extracción secuencial
química para caracterizar su grado de disponibilidad.
MATERIALES Y MÉTODOS
Área de estudio
El área de estudio está destinada a la cría de ganado
equino con una extensión aproximada de 2.88 ha y está
situada al sur de la Comunidad de Madrid (España). Los
suelos se clasifican como Luvisoles háplicos (FAO 1990).
El clima de la región es mediterráneo templado y la
vegetación desarrollada en estos suelos está constituida
fundamentalmente por herbáceas (
Plantago coronopus
y
Agrostis castellana)
(Palacios
et al.
2002).
Muestreo y procedimiento analítico
Las muestras de suelo fueron tomadas en superficie
(0-15 cm) a distintas distancias respecto de la planta de
reciclaje en un único muestreo efectuado en un transecto
a 40, 60, 80, 100, 150, 250 y 400 m de distancia la planta
de reciclaje.
Las muestras de suelo se secaron al aire y se
tamizaron (malla de 2 mm). Se realizaron las siguientes
determinaciones: pH (suelo:solución 1:2.5); conductivi-
dad eléctrica (C.E.) (relación 1:5), la materia orgánica
oxidable (M.O.) mediante oxidación con dicromato
potásico 1 N en medio ácido; textura por densimetría;
capacidad de intercambio catiónico (C.I.C.) mediante
desplazamiento con acetato amónico 1 N (MAPA 1986).
Los óxidos libres de Fe se extrajeron con reactivo Tamm
(ácido oxálico-oxalato amónico) más ditionito de sodio
como agente reductor (McKeague y Day 1965). El Fe
se determinó en los extractos mediante espectrofoto-
metría de absorción atómica (EAA) con un equipo Perkin
Elmer 4000.
DISTRIBUCIÓN DE PLOMO EN SUELOS CONTAMINADOS
111
La concentración de Pb total así como de Cd, Cu, Ni
y Zn se determinó en muestras por duplicado, por EAA
previa digestión con HF/HNO
3
/HClO
4
en digestor abier-
to de teflón sobre placa calefactora hasta total disgre-
gación de la muestra. La precisión y la exactitud del proce-
dimiento analítico de digestión ácida fueron evaluados
mediante patrón de referencia CRM SO-3 (Canada Centre
for Mineral and Energy Technology). Los valores de con-
centración y límites de incertidumbre de los elementos
certificados en el material de referencia se exponen en
la
tabla I
. Cada valor es la media de cinco medidas y
cada medida fue realizada en una muestra diferente. Los
resultados obtenidos son acordes con los valores
certificados.
el Pb mediante EAA con llama en un equipo Perkin-Elmer
4000. Para la determinación del Pb en cada fracción se
hicieron
las soluciones patrón y el blanco con los mismos
reactivos utilizados para preparar las soluciones de las
disoluciones extractantes con objeto de minimizar los
efectos de matriz. Se utilizó un blanco para correcciones
de fondo en cada etapa de extracción. Con objeto de
verificar la sensibilidad de detección del equipo bajo las
condiciones instrumentales utilizadas, se estimó el límite
de detección como la concentración que origina una señal
neta igual a tres veces la desviación estándar del blanco.
La mineralogía, el grado de cristalinidad y la com-
posición semicuantitativa de la fracción arcilla (<2
µ
m)
de muestras seleccionadas de suelo fueron determinadas
mediante difracción de rayos-X, usando un difractómetro
Siemens D-500 con monocromador de grafito y equipado
con filtro de níquel y radiación K
α
Cu.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Propiedades generales de los suelos
Los valores correspondientes a los diversos parámetros
fisico-químicos de los suelos tomados a distintas distancias
respecto a la planta de reciclaje se presentan en la
tabla
III
. Los suelos estudiados son neutros o cercanos a la
neutralidad salvo la muestra recogida a los 100 m
con
respecto a la planta de reciclaje, suelo 4 (pH 3.14),
afectada por el agua ácida del drenaje procedente de la
planta de reciclaje. La conductividad eléctrica está en el
rango de 0.04 a 0.20 dS/m
-1
, poniendo de manifiesto la
escasa presencia de sales en estos suelos, salvo en la
muestra acidificada (suelo 4) que alcanza un valor de
1.03 dS/m
-1
, probablemente por la formación de sulfatos
TABLA I.
CONCENTRACIONES
DE
METALES PESADOS
EN EL PATRÓN DE REFERENCIA SO-3
Elemento
Valores certificados
Valores experimentales
Cu
17
±
1
µ
g /g
18
±
1
µ
g / g
Ni
16
±
3
µ
g /g
14
±
3
µ
g / g
Pb
14
±
3
µ
g /g
14
±
1
µ
g / g
Zn
52
±
3
µ
g /g
51
±
1
µ
g / g
Se realizó una extracción química secuencial del plomo
empleando la metodología de especiación propuesta por
Tessier
et al. (
1979), con modificaciones. Las extrac-
ciones se realizaron por duplicado sobre 1g de muestra
de suelo pulverizado en mortero de ágata, mediante el
procedimiento analítico mostrado en la
tabla II
. Con
posterioridad a cada etapa de extracción la mezcla suelo-
extractante fue centrifugada durante 15 minutos a 3000
rpm, decantándose el sobrenadante en el que se determinó
TABLA II.
PROCEDIMIENTO ANALÍTICO DE
EXTRACCIÓN QUÍMICA
SECUENCIAL
Fracción
Solución extrante
(mL)
Condiciones
experimentales
I.
Soluble
KNO
3
1M
10
Agitación mecánica,
y/o intercambiable
1 hora
a pH 7
II. Soluble en ácido
NaAcO
10
Agitación mecánica,
1M/AcOOH
5 horas
pH 5
III. Asociada a oxihidróxidos
NH
2
OH.HCl 0.04M
20
Baño de agua, 6 horas con
de Fe y Mn
en AcOOH25%
agitación ocasional
IV. Asociada a materia
HNO
3
0.02M - H
2
O
2
30 %
3-5
Baño de agua, 2 horas
orgánica y/o sulfuros
H
2
O
2
30 %
3
Baño de agua, 3 horas
NH
4
Oac 3.2M en
HNO
3
20 %
5
Agitación mecánica, 30 minutos
V. Residual
HF conc.-HClO
4
10-5
Digestión en reactor abierto de
teflón sobre placa calefactora
V. Cala y Y. Kunimine
112
HCB
solubles. El contenido en materia orgánica es variable,
los valores mayores corresponden a zonas con mayor
presencia de vegetación (suelos 3 y 5). Los suelos
estudiados se clasifican texturalmente como franco-arcillo-
arenosos (FAO 1990), con la excepción de la muestra
acidificada, que al sufrir la degradación de la arcilla,
presenta una textura franco-arenosa. La arcilla, junto con
la materia orgánica, son las dos propiedades que más
influyen en el valor de la capacidad de intercambio
catiónico (C.I.C.) del suelo. En la muestra acidificada, la
degradación de la arcilla provoca una clara disminución
de la C.I.C. de este suelo. Los diagramas de difracción
de rayos-X correspondiente a las fracciones arcilla de
los suelos 1 y 4
(Fig. 1)
confirman el efecto de la aci-
dificación.
El suelo ácido presenta pequeña proporción de
esmectita cristalizada, siendo la illita el filosilicato pre-
dominante en la fracción arcilla, lo que se traduce en
menor C.I.C. en comparación con los suelos no sometidos
a acidificación.
La acidificación provoca asimismo que
el contenido en óxidos de hierro libres en el suelo
acidificado sea dos a tres veces superior al de las
muestras restantes debido a la liberación del Fe de las
capas octaédricas de los filosilicatos alterados.
Contenidos totales de metales en los suelos
La
tabla IV
muestra las concentraciones promedio
de metales totales de Pb, Cd, Cu, Ni y Zn de los suelos
tomados a distintas distancias respecto de la planta de
reciclaje. Los niveles de Pb en los suelos decrecen al
aumentar la distancia a la fábrica, de 5906 a 171 mg/kg,
40 y 400 m, respectivamente. El valor de fondo de Pb en
suelos limpios de la Comunidad Autónoma de Madrid
(C.A.M) ha sido establecido en 59.4 mg/kg
(IGME
2002). Por tanto, el suelo más contaminado representa
un factor de acumulación de 115 con respecto a los
valores de fondo regional; incluso el suelo muestreado a
400 m supera en 3.3 veces dicho valor de fondo. Los
suelos situados a 80 m de distancia superan ampliamente
los valores considerados críticos de Pb en suelos (1000
mg/kg) que han sido asociados con concentraciones ele-
vadas de Pb en sangre en humanos (10 mg/dL) (Tsuji y
Serl 1996). Los niveles de Cd total alcanzan valores de
11 mg/kg en el suelo 1 y al igual que el Pb disminuyen al
aumentar la distancia a la fuente. Este valor supera 21
veces el valor de fondo reportado para los suelos de
Madrid que es de 0.52 mg/kg
(IGME 2002).
Las concentraciones de Pb y Cd determinados en
todos los suelos estudiados superan el valor límite de
concentración de estos metales en suelos agrícolas
establecidos en la legislación española vigente en función
del pH del suelo (BOE 1990) que aparecen indicados en
TABLA III.
PROPIEDADES GENERALES DE LOS SUELOS
Suelo
Distancia
pH
C.E.
M.O.
Arena
Limo
Arcilla
C.I.C.
Ox Fe libre
(m)
(dS/m
-1
)
(%)
(%)
(%)
(%)
(cmol/kg)
(mg/kg)
1
40
6.92
0.13
1.1
60
11
28
12.4
1736
2
60
7.01
0.14
2.8
60
11
28
11.5
1760
3
80
7.38
0.20
7.4
58
14
28
25.3
1079
4
100
3.14
1.03
4.4
70
11
18
8.4
3008
5
150
7.02
0.19
5.7
63
16
21
17.5
1546
6
250
6.58
0.16
1.6
60
10
28
14.3
1602
7
400
6.33
0.04
1.3
73
6
21
15.2
1074
Fig. 1.
Diagrama de difracción de rayos-X correspondiente a la fracción
<2
µ
de dos suelos seleccionados. Suelo 4, afectado por el
drenaje ácido de la planta de reciclaje (pH suelo 3.14) y Suelo
1, que presenta las mayores concentraciones de plomo total
(pH suelo 6.92). La cristalidad de la esmectita disminuye en
el suelo acidificado. Sm=esmectita; K=caolinita; III=illita.
Suelo 4
Suelo 1
C.E.= conductividad eléctrica
M.O.= materia orgánica
C.I.C.= capacidad de intercambio catiónico
DISTRIBUCIÓN DE PLOMO EN SUELOS CONTAMINADOS
113
la
tabla IV
. Cu, Zn y Ni no presentan el mismo
comportamiento de distribución que Pb y Cd. Si bien los
niveles de aquellos metales son ligeramente superiores
en los suelos más cercanos a la fábrica, sólo en algunas
muestras superan los valores límite de concentración para
suelos agrícolas
(Tabla IV)
y su factor de concentración
con respecto a los valores de fondo de suelos de Madrid
(Cu: 40.7 mg/kg; Zn: 135.3 mg/kg; Ni: 51.5 mg/kg) sólo
es superior a la unidad en pocas muestras.
Distribución de Pb en suelos
La
tabla V
muestra las concentraciones de Pb en las
cinco fracciones obtenidas mediante extracción
secuencial química y en la
figura 2
se expresan los
porcentajes de distribución de Pb. La disponibilidad del
metal en este tipo de metodología de extracción secuencial
disminuye paulatinamente en cada etapa de extracción
(Ma y Rao 1997).
La eficiencia analítica de este procedimiento de
extracción secuencial queda confirmada por el elevado
grado de recuperación de Pb con respecto a los conte-
nidos totales correspondientes, que oscilan entre 91 y
110 %.
En los suelos más contaminados (suelos 1, 2 y 3), el
Pb del suelo aparece principalmente en las fracciones
solubles en ácido (FII), asociada a óxidos de Fe y Mn
(FIII) y fracción orgánica (FIV). Esta tendencia de dis-
tribución ha sido también observada en suelos afectados
por este tipo de actividades (Pitchel
et al
. 2000, Ryan
et
al
. 2001) y se relaciona con la paulatina disolución de las
especies de Pb predominantes en suelos contaminados
con este tipo de residuos, que en este caso, como se ha
indicado anteriormente, parecen ser predominantemente
óxidos de plomo. Hessling
et al.
(1986) indicaron que los
óxidos de plomo junto con carbonatos y sulfatos de este
metal suelen aparecer de forma prioritaria en suelos
TABLA IV.
CONCENTRACIÓN PROMEDIO DE METALES TOTALES Y DESVIACIÓN
ESTÁNDAR (mg/kg) EN SUELOS MUESTREADOS A DIFERENTES DISTANCIAS
DE LA PLANTA DE RECICLAJE, DESVIACIÓN ESTÁNDAR Y VALORES LÍMITE
DE CONCENTRACIÓN EN SUELOS EN FUNCIÓN DEL pH (LEGISLACIÓN
ESPAÑOLA)
(BOE (1990)
Suelo
Distancia
Pb
Cd
Cu
Ni
Zn
(m)
mg/kg
±
d.e.
mg/kg
±
d.e.
mg/kg
±
d.e.
mg/kg
±
d.e.
mg/kg
±
d.e.
1
40
5906
29.1
11.0
0.56
65.5
4.5
43.5
4.5
171
7.3
2
60
3846
33.2
7.50
0.31
39.5
3.1
32.5
2.7
138
5.9
3
80
2937
26.9
5.10
0.10
93.5
4.1
29.5
2.2
248
6.0
4
100
451
11.3
5.00
0.15
61.5
3.3
26.5
2.3
138
5.2
5
150
770
9.9
3.52
0.08
20.5
1.8
24.5
3.2
77.5
2.5
6
250
303
9.9
2.53
0.09
13.0
1.7
33.5
4.2
83.5
2.3
7
400
171
7.7
1.58
0.07
10.0
1.0
25.5
1.4
49.5
1.8
Valor límite pH
>
7
50
1
50
30
150
Valor límite pH
<
7
300
3
210
112
450
d.e.= desviación estándar
1
40
233
4.9
3137
44.5
1558
15.6
600
12.7
129
7.8
95.8
2
60
33.4
1.8
1577
16.2
1628
50.9
572
66.4
1207
4.9
102.4
3
80
3.62
0.8
781
25.3
1093
67.2
1080
4.2
96.5
2.5
103.8
4
100
189
7.8
47.4
1.1
148
9.2
4802
9.9
71.2
5.5
111.5
5
150
3.7
0.8
269
16.9
297
12.7
130
3.6
83.3
2.6
101.7
6
250
2.0
0.2
39.3
3.0
163
6.4
38.1
2.5
46.0
4.2
95.4
7
400
1.7
0.1
19.8
2.7
87.6
1.7
10.9
0.8
37.1
3.6
91.8
TABLA V.
CONCENTRACIÓN PROMEDIO Y DESVIACIÓN ESTÁNDAR (mg/kg) DE Pb EN LAS
DISTINTAS FRACCIONES ANALIZADAS POR FRACCIÓN
SECUENCIAL Y PORCENTA-
JE DE RECUPERACIÓN DE Pb CON
RESPECTO A LA CONCENTRACIÓN TOTAL
Suelo
Distancia
FI
FII
FIII
FIV
FV
%
Recup.
(m)
mg/kg
±
de.
mg/kg
±
d.e.
mg/kg
±
d.e.
mg/kg
±
d.e.
mg/kg
±
d.e.
V. Cala y Y. Kunimine
114
Pb
0%
20%
40%
60%
80%
100%
40
60
80
100
150
250
400
Distancia a la planta de reciclaje (m)
FV
FIV
FIII
FII
FI
Fig. 2.
Porcentajes de distribución de Pb en las cinco fracciones del
procedimiento de extracción secuencial.
FI: soluble y/o de
cambio; FII: soluble en ácido; FIII: asociada a oxihidróxidos
de Fe y Mn; FIV: asociada a materia orgánica y/o sulfuros;
FV: residual.
contaminados con residuos de plantas de reciclaje de
baterías. Chaney
et al
. (2000) observaron la presencia
de óxidos de Pb disponibles en suelos afectados por
plantas de reciclaje de baterías. La disponibilidad de estas
especies de plomo ha sido también caracterizada por Ruby
et al
. (1996) quienes reportaron que la presencia en los
suelos de estas fases sólidas pueden producir un mayor
grado de bioaccesibilidad de Pb en animales como
resultado de la ingestión de suelo.
El contenido elevado de Pb en la fracción orgánica
del suelo 3
(Tabla V)
, que representa el 35.4 % respecto
al
Pb total del suelo, se relaciona con el elevado contenido
de materia orgánica de este suelo (7.4 %,
Tabla III
).
Chlopecka
et al
. (1996) observaron el incremento de la
fracción orgánica del Pb con el aumento de la conta-
minación por este metal en suelos ricos en materia
orgánica. La gran estabilidad de los complejos Pb
2+
-
ácidos húmicos del suelo ha sido mencionada como una
de las principales causas del elevado tiempo de residencia
del Pb en suelos orgánicos (Manceau
et al.
1996).
La fracción soluble y/o intercambiable de Pb en estos
suelos es en general baja, inferior al 4 %,
a excepción
del suelo acidificado. Estos resultados están de acuerdo
con otros estudios sobre distribución de Pb en suelos
contaminados (Ramos
et al.
1994, Chlopecka
et al
. 1996,
Pitchel
et al
. 2000), evidenciando las fuertes interacciones
de este metal con los componentes activos del suelo me-
diante mecanismos de adsorción específica o comple-
jación. El elevado contenido de Pb en la fracción soluble
y/o intercambiable del suelo más contaminado (233 mg/
kg) es incluso superior al valor límite establecido en
legislación española para suelos con pH<7
(Tabla IV)
,
lo que pone de manifiesto la elevada disponibilidad del
Pb en el suelo.
La acidificación causada por el vertido de drenajes
ácidos sobre el suelo 4 provoca un drástico aumento de
la fracción soluble y/o intercambiable de Pb (> 37 % con
respecto al contenido total de Pb)
(Tabla V)
y se registra
la disminución del contenido de Pb extraído en la fracción
segunda (9.4 %). Estos resultados evidencian el alto
grado de solubilización de las partículas contaminantes
en un medio fuertemente ácido como es el provocado en
este suelo a causa del vertido de efluentes ácidos de la
planta de reciclaje.
Los resultados obtenidos mediante extracción
secuencial indican que en los suelos más contaminados,
prácticamente la totalidad del Pb aparece extraído en
fracciones no residuales, cuya extracción en fracciones
I a IV es del 96.8 al 97.7
% del total del Pb en estos
suelos. El suelo más alejado de la planta presenta un
porcentaje de Pb extraíble en fracción residual de 23.6.
El plomo extraído en fracciones no residuales puede
considerarse potencialmente disponible, si bien en distinto
grado en función de la diversa solubilidad o diferente
fuerza de asociación de este metal con los componentes
del suelo. Los elevados contenidos de Pb extraídos en
fracciones no residuales, sobre todo en los suelos más
contaminados, parecen constatar la hipótesis de un alto
grado de peligrosidad ante el uso de estos suelos con
fines agronómico-ganadero como al que hasta este mo-
mento se vienen dedicando.
CONCLUSIONES
Como consecuencia de las actividades desarrolladas
por una planta de reciclaje de baterías ácidas se confirma
la contaminación por Pb y Cd en los suelos adyacentes.
Los contenidos de estos metales disminuyen paulatina-
mente con la distancia a la planta sugiriendo que la
depositación de partículas, constituídas fundamental-
mente por óxidos de Pb y Fe, es la causa principal de la
contaminación de los suelos.
El análisis de la extracción química secuencial pone
de manifiesto el alto grado de disponibilidad del Pb en los
suelos más contaminados, relacionado con la solubilidad
de las partículas y las características fisico-químicas de
los suelos. La acidificación del suelo provocada por el
vertido de efluentes residuales ácidos provenientes de la
planta de reciclaje no sólo altera alguna de sus propie-
dades (pH, conductividad eléctrica, contenido en óxidos
de hierro, capacidad de intercambio catiónico, mineralogía
de la fracción arcilla), sino que aumenta ostensiblemente
la disponibilidad del Pb en el suelo.
Los resultados de este estudio ponen de manifiesto el
peligro ambiental que puede suponer tanto el incorrecto
control de los efluentes líquidos y de las emisiones de
partículas contaminantes de las plantas de reciclaje
de baterías ácidas de plomo como el incumplimiento de
las normativas especificadas a este respecto.
Pb
DISTRIBUCIÓN DE PLOMO EN SUELOS CONTAMINADOS
115
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