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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambie. 27(4) 291-301, 2011
BIODISPONIBILIDAD Y FRACCIONAMIENTO DE METALES PESADOS EN SUELOS
AGRÍCOLAS ENMENDADOS CON BIOSÓLIDOS DE ORIGEN MUNICIPAL
Eduardo GONZÁLEZ-FLORES
1
, Mario Alberto TORNERO-CAMPANTE
1
,
Engelberto SANDOVAL-CASTRO
1
, Andrés PÉREZ-MAGAÑA
1
y
Alberto José GORDILLO-MARTÍNEZ
2
1
Colegio de Postgraduados, Campus Puebla, km 125.5 Carretera Federal México-Puebla, Santiago Momoxpan,
San Pedro Cholula, Pue., México, C.P. 72760. Correo electrónico: egonz1962@yahoo.com.mx
2
Centro de Investigaciones Químicas, Universidad Autónoma del Estado de Hidalgo, carretera Pachuca-
Tulancingo, km. 4.5, Pachuca, Hidalgo, México, C.P. 42076
(Recibido junio 2010, aceptado agosto 2011)
Palabras clave: especiación, extracción química secuencial, lodos residuales, elementos traza
RESUMEN
Los biosólidos originados en el tratamiento de aguas residuales municipales se uti-
lizan en suelos agrícolas como una fuente de nutrimentos y de materia orgánica. Su
contenido de metales pesados puede restringir su uso como enmienda agrícola por el
riesgo potencial de introducirlos a las redes tró±cas. La determinación de la concen-
tración total de metales pesados en suelos enmendados con biosólidos es un criterio
insu±ciente para evaluar el riesgo. Los metales pesados se encuentran unidos a los
diferentes componentes sólidos del suelo, los cuales de acuerdo con sus característi-
cas ±sicoquímicas presentan diferente disponibilidad. El objetivo de este trabajo fue
determinar las concentraciones biodisponibles y la distribución de Cd, Cu, Ni, Pb y Zn
en suelos enmendados con biosólidos en un periodo de seis años y establecer si existe
relación entre la biodisponibilidad y la distribución de los metales con la antigüedad de
su aplicación. Se utilizó un procedimiento de extracción química secuencial de cuatro
etapas para determinar las concentraciones de los metales mencionados en cuatro frac-
ciones químicas de±nidas operacionalmente y que representan la biodisponibilidad y
la distribución de los metales en los suelos enmendados. Las concentraciones totales
se determinaron por medio de una digestión ácida en sistema abierto. La cuanti±cación
de los metales pesados se realizó por ICP-AES. El Cd no fue detectado. La biodispo-
nibilidad de Cu y Pb decrece con la antigüedad de aplicación y la del Zn aumenta. La
antigüedad de aplicación de los biosólidos, in²uyó en la redistribución de Cu, Pb y
Zn en las cuatro fracciones extraídas. La distribución del Ni es menos afectada por la
antigüedad de aplicación de los biosólidos. Los metales estudiados están retenidos en
un alto porcentaje en las fracciones más estables, oxidable y residual. La fracción bio-
disponible de cada metal muestra bajos porcentajes, lo cual indica escasa disponibilidad
en el suelo y por lo tanto un bajo riesgo de que sean incorporados a las redes tró±cas.
Key words: speciation, sequential chemical extraction, sewage sludge, trace elements
E. González-Flores
et al.
292
ABSTRACT
The biosolids originated in the treatment of municipal wastewater are used in agricul-
tural soils as a source of nutrients and organic matter. Heavy metal content may restrict
their use as agricultural amendment, due to the potential risk of introducing them into
food webs. To determine the total concentration of heavy metals in soils amended with
biosolids is an insuf±cient criterion for assessing this risk. Heavy metals are bound to
different solids components of soil, which according to their different physicochemi-
cal characteristics have different availability. The aim of this study was to determine
distribution and bioavailable concentrations of Cd, Cu, Ni, Pb, and Zn in soil amended
with biosolids in a period of six years and a possible relationship between the bioavail-
ability and distribution of metals with the age of application. It was used a sequential
chemical extraction procedure of four steps for determining the concentrations of Cd,
Cu, Ni, Pb, and Zn in four operationally de±ned chemical fractions that represent the
bioavailability and distribution of metals in the amended soils. The total concentra-
tions were determined by an open system acid digestion. The quanti±cation of heavy
metals was performed by ICP-AES. The Cd was not detected. The bioavailability of
Cu and Pb decreases with age of application and Zn increases. The age of application
of biosolids in²uenced the redistribution of Cu, Pb, and Zn in the four extracted frac-
tions. The distribution of Ni is less affected by the age of application of biosolids. The
metals studied are held in a high percentage in the more stable fractions, oxidizable and
residual. The bioavailable fraction of each metal shows low percentages, indicating low
availability in the soil and therefore a low risk of being incorporated into food webs.
INTRODUCCIÓN
La disposición ±nal de los residuos sólidos (bio-
sólidos) generados por las plantas de tratamiento
de aguas residuales es un problema creciente en las
grandes zonas urbanas. Por su alto contenido de ma-
teria orgánica (MO) y de nutrientes como N y P, la
opción de emplearlos como enmendadores de suelos
agrícolas parece adecuada desde los puntos de vista
agronómico y económico (McBride 2003).
Los avances tecnológicos y una legislación am-
biental cada vez más estricta han propiciado un me-
joramiento tanto en el proceso mismo de tratamiento
de las aguas residuales, como en los procesos de
estabilización de los lodos residuales. Esto ha gene-
rado una producción de biosólidos con una calidad
que los hace propicios para su uso agrícola debido
a que están prácticamente libres de patógenos y con
alto porcentaje de MO y de nutrientes. Sin embargo,
el contenido y la disponibilidad de metales pesados es
uno de los principales factores que pueden restringir
el empleo de biosólidos como enmiendas de suelos
(O’Connor
et al
. 2005).
La aplicación repetida de biosólidos en suelos
dedicados a la producción agrícola puede llevar a un
incremento en el contenido total de metales pesados y
en las formas químicas disponibles para los seres vivos.
Esta disponibilidad química es la que se ha denomina-
do como biodisponibilidad (De las Heras
et al
. 2005).
El riesgo para la salud humana y para los agroeco-
sistemas a partir de la aplicación de biosólidos en
suelos agrícolas depende de la solubilidad y de la
biodisponibilidad de los metales pesados. Las reac-
ciones químicas entre los metales pesados y los com-
ponentes sólidos de suelos y biosólidos determinan
su solubilidad y biodisponibilidad (Basta
et al
. 2005).
Estas reacciones son temporales. Algunas ocurren
en segundos, en horas o en días, mientras que otras
son mucho más lentas y se llevan a cabo en meses e
incluso años (Sparks 2003).
Conocer la concentración total de metales pesados
en suelos enmendados con biosólidos proporciona
información muy limitada sobre el comportamiento
y el destino de estos elementos (Fuentes
et al
. 2008).
El contenido total se encuentra repartido en distintas
fracciones o formas químicas. La determinación de la
concentración de metales pesados en las diferentes fa-
ses sólidas presentes en el suelo (orgánica y mineral)
y en los biosólidos puede ser más útil para conocer
su distribución y predecir su comportamiento, lo cual
incluye la solubilidad, la movilidad, la biodisponibi-
lidad y por lo tanto la toxicidad (Hettiarachchi
et al
.
2002, Covelo
et al
. 2007). La metodología por medio
de la cual es posible obtener esta información se co-
noce como especiación química o fraccionamiento.
La extracción química, simple o secuencial, de
metales pesados es una técnica empleada para el
fraccionamiento de los metales pesados presentes
METALES PESADOS EN SUELOS ENMENDADOS CON BIOSÓLIDOS
293
en muestras sólidas tales como suelos, suelos en-
mendados, biosólidos, sedimentos, etc. (Rao
et al
.
2008). En este trabajo se usó el esquema propuesto
por la Comisión Europea a través del Community
Bureau of Reference (BCR), que a partir del año
2002 se denomina Standard Measurement and Tes-
ting Program (SM&TP). En la actualidad existen
muchos esquemas de extracción química secuencial;
sin embargo, esa gran variedad de procedimientos
provoca que los resultados obtenidos en distintos
estudios no sean comparables debido a las condi-
ciones experimentales tan diferentes que establece
cada protocolo de extracción. Ante esta situación la
Comunidad Europea por medio del BCR, inició un
programa para armonizar la metodología utilizada
en los esquemas de extracción química secuencial
para la determinación de metales pesados en mues-
tras sólidas (López y Mandado 2002). El protocolo
de extracción secuencial BCR permite obtener tres
fracciones definidas operacionalmente; es decir,
de acuerdo con las características químicas de las
soluciones extractantes y aunque no la incluye en su
protocolo, el procedimiento de extracción secuencial
BCR recomienda una cuarta fracción conocida como
residual. Las fracciones extraídas son las siguientes:
Etapa 1.
Fracción intercambiable. Esta fracción
incluye metales adsorbidos débilmente sobre su-
per±cies sólidas del suelo (arcillas, óxidos de Fe
y Mn, materia orgánica) y que están retenidos por
una interacción electrostática relativamente débil.
Estos metales pueden ser liberados por un proceso
de intercambio iónico. Los iones metálicos intercam-
biables son una medida de aquellos metales pesados
que son liberados más fácilmente en la solución del
suelo. Esta etapa representa la fracción con mayor
biodisponibilidad.
Etapa 2
. Fracción reducible. Se extraen metales
pesados asociados principalmente a óxidos e hidróxi-
dos de Fe y Mn. Los metales pueden estar enlazados
a los óxidos de Fe y Mn por alguno de los siguientes
mecanismos o la combinación de ellos: la coprecipi-
tación, la adsorción, la formación de complejos de
super±cie, el intercambio iónico y la penetración en
la estructura cristalina. Los metales pesados unidos a
estos minerales son inestables en condiciones reduc-
toras. Esta fracción ocupa el segundo lugar respecto
a la biodisponibilidad de metales pesados hacia la
solución del suelo.
Etapa 3
. Fracción oxidable. Los metales pesados
pueden estar asociados por medio de reacciones de
complejación a la MO del suelo. Las formas metálicas
solubles son liberadas cuando la MO es atacada en
condiciones oxidantes severas. La biodisponibilidad de
esta fracción depende en gran medida del tipo de MO.
La cuarta fracción recomendada por el protocolo
de extracción BCR, proporciona información sobre la
concentración de metales que no fueron extraídos en
las etapas anteriores y que se considera están reclui-
dos en la estructura cristalina de minerales primarios.
Por lo tanto su biodisponibilidad es muy baja.
En la ciudad de Puebla, México, ubicada en la
región central del país, se está generando un volu-
men anual aproximado de 80 000 m
3
de biosólidos,
distribuidos en las cinco plantas de tratamiento con
que cuenta la ciudad. Como método de disposición
±nal de los biosólidos, se les está utilizando como
enmendadores en suelos agrícolas de comunidades
rurales ubicadas en la periferia de la ciudad con
precipitación limitada. Los suelos de esta zona son
delgados, pobres en MO, baja fertilidad y por lo tanto
su productividad también es baja. En opinión de los
agricultores de la zona, la aplicación de biosólidos,
les ha permitido aumentar los rendimientos y como
consecuencia recibir mayor ingreso.
Los objetivos de este estudio fueron: conocer y
comparar la biodisponibilidad de Cd, Cu, Ni, Pb y
Zn en suelos agrícolas, los cuales fueron enmenda-
dos con biosólidos en diferentes años, y determinar
si existe relación directa entre la antigüedad de
aplicación y la concentración biodisponible. Así
como determinar si la distribución de estos metales
en las distintas fracciones químicas establecidas por
el procedimiento de extracción secuencial BCR es
afectada en el transcurso del tiempo.
MATERIALES Y MÉTODOS
Los suelos estudiados se localizan en la comunidad
de La Paz Tlaxcolpan (18º 54’ 21’’ N, 98º 13’ 16’’ O),
ubicada al sur del municipio de Puebla, México.
Los suelos de esta zona, que en su gran mayoría
están clasi±cados como Cambisol Háplico (Éutrico)
(INEGI 2000, WRB 2008), han sido enmendados con
biosólidos desde 2003. Para la realización de este
estudio se eligieron seis parcelas de 1 ha. En cada
uno de estos terrenos se realizó una sola aplicación
de biosólidos con una dosis de 40 t ha
–1
, en el periodo
comprendido entre 2003 y 2008. Las muestras fueron
tomadas en junio de 2009. Por lo tanto la antigüedad
de aplicación en estas parcelas fue de seis, cinco, cua-
tro, tres, dos y un año, respectivamente. También se
eligió una parcela sin aplicación de biosólidos como
tratamiento testigo. La incorporación de biosólidos
al suelo se realizó con tracción mecánica, se sembró
maíz (
Zea mays
L
.
). Las labores de cultivo, desde la
E. González-Flores
et al.
294
siembra hasta la cosecha, fueron las que habitualmen-
te realizan los productores de la comunidad.
Utilizando el método de zigzag, en cada una de
las siete parcelas se tomaron diez submuestras a una
profundidad de 0 a 30 cm. Las muestras se homoge-
neizaron y se usó el método del cuarteo para formar
siete muestras compuestas de aproximadamente 1 kg
cada una, las cuales se colocaron en bolsas de polie-
tileno para su traslado al laboratorio (SEMARNAT
2000). Las muestras se secaron al aire a temperatura
ambiente, se molieron y se tamizaron en una malla
número 40 para obtener un tamaño de partícula <
0.420 μm. Pérez-Cid
et al
. (1996) establecen que
existe una mayor e±ciencia de extracción cuando el
tamaño de partícula es menor. Las muestras se alma-
cenaron en recipientes de polietileno a temperatura
ambiente.
Para el fraccionamiento de Cd, Cu, Ni, Pb y Zn,
se utilizó el procedimiento de extracción secuencial
BCR de tres etapas (Rauret
et al
. 2000). Se aplicó a
tres repeticiones y a un blanco. El blanco consistió en
la solución extractante correspondiente a cada etapa
del procedimiento. Todas las soluciones extractan-
tes fueron preparadas con reactivos grado analítico
(J.T. Baker) y agua tridestilada. Todo el material en
contacto con muestras y reactivos se remojó en una
solución de ácido nítrico 4 M durante 24 h y se enjua-
gó repetidamente con agua tridestilada. La secuencia
de extracción fue la siguiente:
Etapa 1
. Fracción intercambiable. 20 mL de
ácido acético 0.11 M se agregaron a 1 g de muestra
en un tubo de centrífuga de 38 mL de polipropileno.
El tubo se puso en agitación (agitador horizontal
Thermolyne) durante 16 h a temperatura ambiente.
El extracto se separó del residuo sólido por centrifu-
gación a 2400 rpm durante 20 min, en una centrífuga
Beckman GS-15R. El líquido sobrenadante se ±ltró a
través de papel ±ltro Whatman No. 40 y se almacenó
a 4 ºC hasta su análisis. El residuo sólido se lavó con
20 mL de agua tridestilada por agitación durante 15
min y se centrifugó durante 20 min a 2400 rpm. El
sobrenadante se desechó.
Etapa 2
. Fracción reducible. Al residuo de la etapa
uno se agregaron 20 mL de clorhidrato de hidroxilami-
na 0.5 M (pH = 2, ajustado con ácido nítrico concentra-
do). Se agitó durante 16 h a temperatura ambiente. La
separación del extracto y el lavado del residuo sólido
se realizaron como se describe en la etapa anterior. El
extracto se ±ltró y se almacenó a 4 ºC para su análisis.
Etapa 3
. Fracción oxidable. Al residuo de la etapa
anterior se agregaron 10 mL de peróxido de hidróge-
no 8.8 M. La digestión se llevó a cabo por una hora
a temperatura ambiente con el tubo tapado, con agi-
tación manual ocasional. La digestión continuó por
una hora a 85 ºC en un baño de agua. Se destapó el
tubo y se redujo el volumen por evaporación hasta
aproximadamente 1 mL. Se adicionaron otros 10
mL de peróxido de hidrógeno se tapó el tubo y la
digestión prosiguió por otra hora a 85 ºC. Se destapó
el tubo y el volumen se redujo por evaporación hasta
1 mL aproximadamente. Al residuo sólido, húmedo
y frío, se agregaron 25 mL de acetato de amonio 1.0
M (pH=2, ajustado con ácido nítrico concentrado).
Se agitó durante 16 h a temperatura ambiente. El
proceso de separación del extracto y el lavado del
residuo se realizaron como en las etapas previas. El
líquido sobrenadante se ±ltró y se almacenó en un
recipiente de polietileno a 4 ºC para su análisis.
Etapa adicional
. Fracción residual. Como se
mencionó anteriormente, el protocolo de extracción
secuencial BCR no contempla la determinación de
la fracción residual, pero recomienda realizarla para
cuanti±car la concentración de metales pesados que
no fue extraída en las tres etapas indicadas anterior-
mente.
Para determinar la concentración de metales
pesados en la fracción residual y la concentración
total en las muestras de suelo, se utilizó el método
EPA 3050B (USEPA 1996), propuesto por la Agen-
cia de Protección Ambiental de los Estados Unidos
de América (USEPA, por sus siglas en inglés), que
consiste en una digestión de la muestra en medio
ácido (Hernández
et al
. 2005).
Se determinaron parámetros agronómicos como
textura, pH y MO en las muestras de los siete suelos
estudiados de acuerdo con la metodología estable-
cida en la norma correspondiente para estudios de
fertilidad de suelos (SEMARNAT 2000).
La cuanti±cación de la concentración de metales
en todos los extractos se hizo por medio de un equipo
(Varian Liberty Series II) de espectrometría de emi-
sión atómica por plasma acoplado inductivamente
(ICP-AES). Las condiciones de operación del equipo
se muestran en el
cuadro
I
.
RESULTADOS
Biodisponibilidad de los metales pesados
El cadmio no fue detectado en ninguno de los
extractos, en los correspondientes al procedimiento
de extracción secuencial, ni en los de la determi-
nación del contenido total.
La
fgura 1
muestra las
concentraciones encontradas de Cu, Ni, Pb y Zn en
la fracción de mayor biodisponibilidad (fracción
intercambiable), en función de la antigüedad de
METALES PESADOS EN SUELOS ENMENDADOS CON BIOSÓLIDOS
295
aplicación de biosólidos en los suelos. La mayor
biodisponibilidad de Cu y Pb se presentó en el suelo
con un año después de la aplicación de biosólidos. El
níquel tuvo su mayor biodisponibilidad en el suelo
con mayor antigüedad de aplicación (6 años) y el
zinc mostró su mayor concentración biodisponible
después de seis años de aplicados los biosólidos.
Distribución de los metales pesados
En el fraccionamiento de metales pesados se
encontró que el cobre se distribuyó en mayor propor-
ción en la fracción oxidable y la fracción residual en
suelos con antigüedad de aplicación de biosólidos de
uno, dos y tres años (
Fig. 2
). En suelos con cuatro,
cinco y seis años después de la adición de biosólidos
su distribución mostró los porcentajes más altos en
la fracción reducible y en la fracción residual. En el
testigo casi el 80 % de cobre se encontró en la frac-
ción residual, un 10 % en la fracción oxidable y cerca
de un 5 % en la fracción intercambiable. El testigo
mostró mayor porcentaje de cobre en la fracción
intercambiable que los suelos con biosólidos con
excepción del suelo con la aplicación más reciente
(después de un año).
El níquel (
Fig. 3
) estuvo presente entre 25 a 30 %
en la fracción intercambiable después de uno, tres,
cinco y seis años de aplicados los biosólidos en
esos suelos. En el testigo se encontró casi un 20 %
de níquel en la fracción intercambiable. En todos
los suelos el níquel mostró un bajo porcentaje en
CUADRO I
. CONDICIONES DE OPERACIÓN DEL EQUIPO
DE ICP-AES
Elemento
Longitud de
onda (nm)
Límite de
detección (mg L
–1
)
Cd
226.502
0.05
Cu
327.396
0.03
Ni
231.604
0.01
Pb
220.353
0.20
Zn
206.200
0.01
Potencia generador
de radio frecuencia (kw)
1.1
Frecuencia del
generador (MHz)
40.0
Velocidad de ±ujo
gas enfriante (L m
–1
)
16.5
Velocidad de ±ujo
gas auxiliar (L m
–1
)
2.25
Velocidad de ±ujo
gas nebulizador (L m
–1
)
1.5
Antigüedad Aplicación Biosólidos (años)
T
1
2
3
4
5
6
Concentración (mg kg–1)
0
5
10
15
20
25
Cu
Ni
Pb
Zn
Fig. 1.
Variación de la biodisponibilidad de Cu, Ni, Pb y Zn en
función de la antigüedad de aplicación de biosólidos
(T = Testigo)
Fig. 2.
Distribución porcentual de cobre en función de la antigüe-
dad de aplicación de biosólidos en las cuatro fracciones
extraídas por el procedimiento de extracción secuencial
(T = Testigo)
Fig. 3.
Distribución porcentual de níquel en función de la
antigüedad de aplicación de biosólidos en las cuatro
fracciones extraídas por el procedimiento de extracción
secuencial (T = Testigo)
E. González-Flores
et al.
296
la fracción residual y en la fracción oxidable se
mantuvo casi constante el porcentaje en todos los
suelos incluyendo al testigo. En la fracción reducible
los porcentajes de níquel fueron similares en suelos
con antigüedad de aplicación de uno, dos, cinco y
seis años y en el testigo el porcentaje de níquel en
esta fracción fue superior a la de todos los suelos
enmendados con biosólidos.
El plomo se encontró en elevados porcentajes en
las fracciones oxidable y residual (
Fig. 4
). En todos
los suelos incluyendo al testigo las dos fracciones
juntas alcanzaron entre un 70% y un 90 % del total.
El porcentaje más alto de plomo (25 %) en la frac-
ción intercambiable se encontró en el suelo con la
aplicación más reciente de biosólidos. A medida que
la antigüedad de adición de biosólidos se incrementó,
el porcentaje decreció hasta llegar a cero en el suelo
con mayor antigüedad de aplicación (seis años). En el
testigo el plomo alcanzó casi un 20 % en la fracción
intercambiable. En la fracción reducible tuvo escasa
presencia en todos los suelos incluyendo al testigo con
la excepción del suelo con la mayor antigüedad de
aplicación, en donde el porcentaje llegó a casi al 50 %.
La distribución de zinc (
Fig. 5
) mostró tendencia a
incrementar el porcentaje de este metal en la fracción
intercambiable cuando la antigüedad de aplicación
de biosólidos en los suelos fue mayor. En el suelo
con cinco años de antigüedad de aplicación llegó a
casi 35 %. La fracción oxidable mostró una tendencia
inversa: a mayor antigüedad de aplicación menor
porcentaje de zinc. La presencia de zinc en la fracción
reducible fue muy poca en todos los suelos, excepto
en el testigo donde llegó al 20 %. En la fracción
residual del testigo el zinc alcanzó un porcentaje del
65 %. En general el zinc tuvo los porcentajes más
altos en las fracciones oxidable y residual en todos los
suelos incluyendo al testigo y la fracción dominante
fue la oxidable.
Concentración total
El cobre tuvo sus concentraciones totales más
altas en los suelos con antigüedad de aplicación de
dos, cinco y un año, en ese orden. La concentración
total de cobre no mostró tendencia a incrementar
o disminuir con la antigüedad de aplicación de los
biosólidos. Para el níquel las concentraciones totales
se mantienen casi constantes en los seis suelos en-
mendados con biosólidos y el testigo presentó una
concentración similar. Las concentraciones totales de
plomo fueron más elevadas en suelos con antigüedad
de aplicación de dos, tres y un año, en ese orden.
El plomo tampoco mostró alguna tendencia en
función de la antigüedad de aplicación de biosó-
lidos. El testigo tuvo una concentración total de
plomo más alta que la de todos los suelos tratados
con biosólidos, excepto las de suelos con dos y tres
años de antigüedad de aplicación. El zinc presentó
las concentraciones totales más altas de los cinco
metales pesados en los suelos con biosólidos. Para
el suelo con antigüedad de aplicación de dos años
se encontró una concentración total superior a los
300 mg kg
–1
. El testigo presentó una concentración
total baja en comparación con las obtenidas en los
suelos con biosólidos. El
cuadro II
muestra compa-
rativamente, para todos los elementos estudiados y
en todos los suelos, las concentraciones totales y las
concentraciones en la fracción intercambiable. Esta
última indica la biodisponibilidad de cada metal.
Fig. 4.
Distribución porcentual de plomo en función de la
antigüedad de aplicación de biosólidos en las cuatro
fracciones extraídas por el procedimiento de extracción
secuencial (T = Testigo)
Fig. 5.
Distribución porcentual de zinc en función de la antigüe-
dad de aplicación de biosólidos en las cuatro fracciones
extraídas por el procedimiento de extracción secuencial
(T= Testigo)
METALES PESADOS EN SUELOS ENMENDADOS CON BIOSÓLIDOS
297
Características fsicoquímicas de los suelos en-
mendados
En el
cuadro III
se muestran los resultados
correspondientes a los principales parámetros
agronómicos que influyen de manera determi-
nante en la disponibilidad y la distribución de los
metales pesados en el suelo (Basta
et al.
2005).
La textura fue la misma para los suelos con uno,
dos, tres y cinco años de antigüedad de aplicación
de biosólidos y el testigo (franco-arcillosa). Para
los suelos con cuatro y seis años de antigüedad
la textura fue franco-arcillo-arenosa. El valor del
pH y el porcentaje de MO muestran tendencias
similares al transcurrir el tiempo de aplicación
de biosólidos. Tienen sus valores más altos en el
primero y segundo año después de la adición de
biosólidos, respectivamente. A partir de ese punto
ambos parámetros tienen un descenso gradual a
mayor antigüedad de aplicación y llegan a alcanzar
valores cercanos a los del testigo.
DISCUSIÓN
Como se observa en los resultados obtenidos para
la fracción intercambiable o biodisponible, no existe,
de forma general, una relación directa entre antigüe-
dad de aplicación de biosólidos y el aumento o la
disminución de la biodisponibilidad para los metales
estudiados (
Fig. 1
). Cada metal responde de manera
diferente a la antigüedad de aplicación de biosólidos.
Las concentraciones biodisponibles, de cobre y
plomo, en los seis suelos son muy cercanas a las del
testigo. Esto indica un efecto muy pequeño ejercido
por la adición de biosólidos en la biodisponibilidad
de estos dos metales en los suelos estudiados que
muestran una tendencia consistente con la disminu-
ción en el transcurso del tiempo.
De acuerdo con Basta
et al.
(2005), el cobre y el
plomo forman complejos fuertemente enlazados con
la MO. Por lo tanto, la adición de la MO presente
en los biosólidos explicaría la baja disponibilidad
CUADRO II
. VALORES DE LA CONCENTRACIÓN TOTAL Y DE LA CONCENTRACIÓN EN LA FRACCIÓN INTERCAM-
BIABLE (MEDIA ± S, n = 3) DE Cu, Ni, Pb y Zn EN MUESTRAS DE SUELOS CON DIFERENTE ANTIGÜEDAD
DE APLICACIÓN DE BIOSÓLIDOS
Elementos
Antigüedad
aplicación
(años)
Cu
Ni
Pb
Zn
FI
(mg kg
–1
)
CT
(mg kg
–1
)
FI
(mg kg
–1
)
CT
(mg kg
–1
)
FI
(mg kg
–1
)
CT
(mg kg
–1
)
FI
(mg kg
–1
)
CT
(mg kg
–1
)
1
7.97 ± 9.07 83.6 ± 2.62
11.8 ± 1.12 52.8 ± 3.77
8.83 ± 8.41
38.2 ± 3.92
4.42 ± 2.08 102.0 ± 9.0
2
6.30 ± 0.37 162.5 ± 6.55
2.20 ± 2.52 37.1 ± 8.98
5.47 ± 4.94
75.0 ± 5.45
6.68 ± 3.54 310.0 ± 15.64
3
2.41 ± 2.13 74.0 ± 2.82
14.90 ± 6.05 48.5 ± 2.91
2.61 ± 2.27
58.6 ± 3.33
9.27 ± 3.17 126.5 ± 3.19
4
2.42 ± 3.41 55.07 ± 3.71
3.27 ± 1.79 38.7 ± 1.73
0.68 ± 1.21
13.4 ± 1.67
10.37 ± 11.1
59.2 ± 3.74
5
2.01 ± 1.36 98.57 ± 1.35
13.94 ± 11.78 38.5 ± 5.96
0.83 ± 1.34
32.8 ± 9.68
38.75 ± 5.14 110.0 ± 2.90
6
0.88 ± 0.87 71.5 ± 0.92
17.7 ± 15.79 52.6 ± 6.51
ND
18.0 ± 4.93
22.26 ± 5.12 81.0 ± 4.35
Testigo
2.64 ± 4.58 49.4 ± 1.52
6.18 ± 8.51 35.2 ± 1.20
6.41 ± 6.54
41.0 ± 2.31
1.93 ± 0.96 30.1 ± 2.81
El cadmio no fue detectado en la concentración total ni en ninguna de las fracciones extraídas
FI, fracción intercambiable; CT, concentración total; ND, no detectado
CUADRO III
. CARACTERÍSTICAS FISICOQUÍMICAS MÁS IMPORTANTES (ME-
DIA ± S, n = 3) DE LAS MUESTRAS DE SUELOS CON DIFERENTE
ANTIGÜEDAD DE APLICACIÓN DE BIOSÓLIDOS
Antigüedad aplicación
(años)
Textura
pH
Materia orgánica (%)
1
Franco-Arcillosa
7.41 ± 0.22
1.27 ± 0.06
2
Franco-Arcillosa
7.24 ± 0.11
3.48 ± 0.30
3
Franco-Arcillosa
7.30 ± 0.20
1.45 ± 0.04
4
Franco-Arcillo-Arenosa
7.20 ± 0.10
0.58 ± 0.02
5
Franco-Arcillosa
7.15 ± 0.15
0.98 ± 0.22
6
Franco-Arcillo-Arenosa
6.95 ± 0.16
0.68 ± 0.04
Testigo
Franco-Arcillosa
6.22 ± 0.11
0.52 ± 0.05
E. González-Flores
et al.
298
de estos metales, además de que el pH ligeramente
alcalino (
Cuadro III
) también es un factor que inhibe
la biodisponibilidad de los metales. Esto sugiere que
a pesar de la disminución en el contenido de MO
con el transcurso del tiempo los metales quedan
fuertemente retenidos en la MO remanente. El rango
entre la concentración más alta (después de un año de
aplicación de biosólidos) y la más baja (después de
seis años de aplicación) es muy pequeño. McGrath
et al
. (2000) encontraron que la biodisponibilidad de
cobre y plomo es más alta durante los primeros tres
años siguientes a la aplicación de biosólidos seguida
por una más baja pero sostenida biodisponibilidad.
Lo cual es muy similar a los resultados obtenidos en
este estudio para estos dos metales.
Aunque la variación de las concentraciones bio-
disponibles del níquel muestra un comportamiento
irregular, debido a que incrementan y disminuyen
de manera alternada con el transcurso del tiempo
después de la aplicación de biosólidos, el resultado
±nal es una tendencia a incrementarse a mayor an-
tigüedad de aplicación. Los suelos con uno, tres y
cinco años después de haberse aplicado los biosólidos
muestran concentraciones similares y más altas que
las de los suelos con dos y cuatro años de antigüedad
de aplicación, que son las más bajas (
Fig. 1
). Un
comportamiento similar del níquel también ha sido
encontrado por Bacon
et al
. (2005) en estudios de
fraccionamiento, pero en un periodo de estudio de 12
años después de la aplicación de biosólidos.
Las concentraciones biodisponibles de Ni en los
suelos con biosólidos si muestran un incremento
considerable con respecto a la del testigo. Esto sig-
ni±ca que la adición de biosólidos eleva los niveles
de biodisponibilidad del níquel en los suelos, al
aumentar la antigüedad de aplicación.
Kabata-Pendias y Pendias (2000) establecen que
el níquel forma complejos débilmente enlazados
con la MO de los biosólidos. Esto signi±ca que con
el proceso de descomposición que sufre la MO con el
tiempo, el níquel pasa a una forma química disponible
y si no es retenido por otra fracción del suelo, puede
permanecer en la solución del suelo y ser absorbido
por las raíces de las plantas. Los resultados mostrados
en el
cuadro III
indican que a mayor antigüedad de
aplicación hay menor contenido de MO, situación que
podría estar asociada con la mayor disponibilidad de
níquel con el transcurso del tiempo que muestra la
fgura 1
. Sin embargo, las concentraciones son < 18
mg kg
–1
en todos los suelos. El valor sugerido como
normal para el níquel en el suelo por la normatividad
mexicana es de 50 mg kg
–1
(SEMARNAT 2000).
El zinc muestra una tendencia similar a la del
níquel e inversa a la del cobre y el plomo. Las
concentraciones biodisponibles se incrementan con
la antigüedad de aplicación de biosólidos. En los
suelos con uno, dos, tres y cuatro años después de
la aplicación, la biodisponibilidad del zinc aumenta
sostenidamente aunque con incrementos muy pe-
queños. En los suelos con cinco y seis años después
de la aplicación de biosólidos muestran los valores
más altos. En un estudio similar de tres años, De las
Heras
et al
. (2005) encontraron que los valores de la
concentración de zinc son más altos tres años después
de la aplicación de biosólidos.
La tendencia del zinc a incrementar su dispo-
nibilidad cuando la antigüedad de aplicación de
biosólidos es mayor se debe, probablemente, a lo
encontrado por Kiekens (1990), quien establece que
el zinc forma quelatos solubles con la MO humi±-
cada (ácidos fúlvicos principalmente) y con la MO
no humi±cada (aminoácidos), la cual es más fácil y
rápidamente degradada por los microorganismos del
suelo. Kabata-Pendias y Pendias (2000) establecen
que la adición de biosólidos en suelos incrementa la
fracción disponible del zinc.
De acuerdo con lo anterior y observando los da-
tos mostrados en el
cuadro III
y en la
fgura 1
, al
decrecer el contenido de MO con la antigüedad de
aplicación, la disponibilidad del zinc aumenta. Esto
sugiere que la mayor parte de la MO adicionada al
suelo con los biosólidos es no humi±cada ya que se
observa en el
cuadro III
un rápido incremento de
ésta en los primeros tres años después de la adición
de biosólidos y a partir de ahí un decremento pronun-
ciado al aumentar la antigüedad de aplicación. Sin
embargo, el aumento del pH es un factor que dismi-
nuye la disponibilidad del zinc, porque a pesar de ser
el metal con el contenido total más alto en todos los
suelos (
Cuadro II
), la concentración biodisponible
no alcanza los 25 mg kg
–1
en ningún suelo.
La distribución de metales pesados obtenida por
el procedimiento de extracción secuencial muestra
en general que Cu, Pb y Zn están distribuidos en
su mayor parte en las fracciones más estables, oxi-
dable y residual en todos los suelos incluyendo al
testigo. Esto signi±ca que un alto porcentaje de las
concentraciones determinadas para estos metales son
no biodisponibles. El níquel tiene una distribución
diferente; se encuentra en mayor proporción en las
fracciones oxidable y reducible, en ese orden y tiene
escasa presencia en la fracción residual.
La redistribución del cobre en los suelos cuando
aumenta la antigüedad de aplicación (
Fig. 2
), es in-
²uenciada de manera determinante por la variación
del contenido de MO (
Cuadro III
).
METALES PESADOS EN SUELOS ENMENDADOS CON BIOSÓLIDOS
299
Cuando el contenido de MO es más alto, después
de uno, dos y tres años de aplicados los biosólidos,
se presenta mayor porcentaje de cobre en la fracción
oxidable y al disminuir la MO, después de cuatro,
cinco y seis años después de la adición de biosólidos,
el porcentaje de cobre se reduce en la fracción oxida-
ble. Este hecho indica que la MO desempeña un papel
fundamental en la retención y distribución del cobre
al transcurrir el tiempo (Kabata-Pendias y Mukherjee
2007). Otro hecho importante que se observa en la re-
distribución del cobre (
Fig. 2
), es que cuando la MO se
descompone y mineraliza, libera al cobre unido a ella,
pero éste no pasa a una forma química biodisponible,
sino que parece ser adsorbido por la fracción mineral
presente en la mezcla suelo-biosólidos (principalmente
óxidos de Fe y Mn), aumentando la presencia del cobre
en la fracción reducible como se observa en la
fgura
2
. Brown y Parks (2001) encontraron que la adsorción
a los óxidos de Fe y Mn es uno de los principales me-
canismos de retención de metales en el suelo. Estos
resultados indican que con el transcurso del tiempo, la
fracción mineral del suelo empieza a retener los meta-
les liberados de la fracción oxidable. De acuerdo con
Granato
et al
. (2004), los metales que son liberados de
la MO después de la aplicación de biosólidos pueden
también reaccionar con los constituyentes inorgánicos
de los propios biosólidos o del suelo, tales como los
óxidos de Fe, Mn y Al y quedar retenidos reduciendo
su disponibilidad a las plantas.
Para el níquel, existe un incremento-decremento
alternado de la fracción intercambiable con el paso
del tiempo. Esta situación ocasiona que alternada-
mente el níquel se redistribuya principalmente en
las fracciones intercambiable y reducible. Cuando
decrece la fracción intercambiable se incrementa la
fracción reducible y viceversa. El níquel no tiene una
a±nidad muy fuerte con la MO y a pesar de formar
complejos con ella, estos se encuentran débilmente
enlazados (Sparks 2003). Probablemente a esto se
deba que la fracción oxidable no tenga un papel
preponderante en esta dinámica de redistribución.
Por otra parte Brown y Parks (2001) encontraron
que el níquel muestra una a±nidad muy fuerte con
los óxidos de Fe y Mn. En el testigo ya se observa
que el níquel está en mayor porcentaje en la fracción
reducible (
Fig. 3
). Esto sugiere que los metales libe-
rados por la fracción intercambiable son adsorbidos
por las fracciones minerales tanto del suelo como
de los biosólidos, ocasionando el incremento de la
fracción reducible. Pero también puede ocurrir una
desorción alternada de estos metales que incrementan
la fracción intercambiable. La fracción oxidable se
mantiene casi en un porcentaje constante a través del
tiempo. Este comportamiento del níquel no ha sido
aún reportado.
El plomo muestra una dinámica de redistribución
con el transcurso del tiempo, semejante a la del
cobre. Cuando aumenta la antigüedad de aplica-
ción disminuye la concentración en la fracción
intercambiable y se observan incrementos en las
fracciones reducible y oxidable. La MO si muestra
ser un factor determinante en la redistribución del
plomo al aumentar la antigüedad de aplicación de
biosólidos. La a±nidad del plomo con la MO orgánica
y la consecuente formación de complejos fuertemente
unidos ha sido ampliamente documentada (Basta
et
al.
2005). Esto se observa en la
fgura 4
. Aunque el
contenido de MO disminuye en los suelos con mayor
antigüedad de aplicación (
Cuadro III
) la mayor pre-
sencia del plomo se da en la fracción oxidable. Esto
sugiere que este metal queda poderosamente retenido
en la MO remanente y por lo tanto su presencia en la
fracción disponible o intercambiable es muy escasa y
disminuye con el tiempo. Strawn y Sparks (2000) y
Brown
et al
. (2003) encuentran resultados similares
para la distribución del plomo en su investigación
sobre suelos enmendados con biosólidos.
Partiendo de la distribución encontrada en el testigo
para el zinc (
Fig. 5
), se observa que el contenido de
MO aportado por los biosólidos ejerce una marcada
in²uencia en la redistribución de las fracciones ob-
tenidas en función de la antigüedad de aplicación.
La fracción intercambiable aumenta al transcurrir el
tiempo. El incremento en esta fracción corresponde
con un decremento de la fracción oxidable de manera
consistente. Lo cual está asociado a la disminución
del contenido de MO en los suelos con antigüedad de
aplicación de cuatro, cinco y seis años (
Cuadro III
).
Esta situación sugiere que cuando el zinc es liberado
de la fracción orgánica es retenido por la fracción
intercambiable. Lo cual incrementa la posibilidad de
ser absorbido por las plantas. El trabajo de Almás
et
al
. (2000) establece que aunque la MO presente en los
biosólidos puede retener fuertemente metales pesados
por largo tiempo, también puede suministrar ligandos
orgánicos solubles al suelo y por lo tanto incrementar la
potencial movilidad de los metales. Como en este caso
ocurre con el zinc, debido a que este metal reacciona
con la MO formando complejos débilmente enlazados
(Kiekens 1990). Esto demuestra la gran importancia
que tienen las fracciones orgánicas de los suelos y los
biosólidos en la dinámica de la fracción biodisponible.
Es conveniente señalar que el tipo de MO determi-
nará el tiempo de retención de los metales (Bolan
et
al
. 2003). La fracción reducible muestra pequeños
incrementos al aumentar la antigüedad de aplicación
E. González-Flores
et al.
300
debido a que los óxidos de Fe y Mn no adsorben el
Zn liberado por la MO.
En los resultados mostrados en el
cuadro II
se
observa que, para el periodo de estudio, las concentra-
ciones totales de Cu, Pb y Zn varían en incrementos
y decrementos con la antigüedad de aplicación. Este
comportamiento es debido, probablemente, a la va-
riación de la calidad de los biosólidos en cuanto a su
contenido de metales pesados y que fueron aplicados
en cada parcela en diferente año. Walter
et al
. (2002)
reportan similar inconsistencia en las concentraciones
totales de estos metales en un periodo de estudio de
cinco años. La concentración total del níquel muestra
la menor variación.
En comparación con el testigo, la concentración
total de Cu, Ni y Zn, es siempre más alta en los suelos
que fueron tratados con biosólidos. Lo cual indica
que la carga de metales pesados contenida en los
biosólidos adicionados al suelo incrementa la con-
centración total. Para el plomo ocurre un fenómeno
diferente. La concentración total es más alta en el
testigo que en los suelos con biosólidos con antigüe-
dad de aplicación de uno, cuatro, cinco y seis años.
Esta situación sugiere, sobre todo en los suelos con
cuatro y seis años de antigüedad de aplicación, que el
plomo disponible probablemente fue lixiviado a los
horizontes más profundos del suelo, para lo cual con-
tribuiría de manera determinante la textura de ambos
suelos (franco-arcillo-arenosa). Esto ocasiona una
disminución en la concentración total de este metal
a la profundidad que fueron tomadas las muestras.
La fracción intercambiable en el testigo presenta
valores más altos para algunos metales que los suelos
con biosólidos (
Cuadro II
). Para el cobre (en suelos
con tres, cuatro, cinco y seis años de antigüedad de
aplicación), el níquel (dos y cuatro años de antigüe-
dad de aplicación) y el plomo (dos, tres, cuatro, cinco
y seis años después de la adición de biosólidos). El
factor más importante para que esto ocurra es la
presencia de la MO aportada por los biosólidos. La
materia orgánica resulta un elemento fundamental
en la disminución de la biodisponibilidad (fracción
intercambiable) por su gran capacidad de retención
de metales pesados (Basta
et al
. 2005). El testigo
carece de este aporte y en consecuencia presenta
valores más altos para la fracción intercambiable en
algunos casos.
La comparación de las concentraciones totales y
las concentraciones intercambiables de los metales
estudiados en todos los suelos, muestra que no existe
correlación entre ambas. La variación de la concen-
tración total no está asociada con la variación de la
biodisponibilidad.
CONCLUSIONES
La concentración biodisponible (fracción inter-
cambiable) de Cd, Cu, Ni, Pb y Zn en suelos en-
mendados con biosólidos no muestra una tendencia
consistente para todos los metales. No aumenta o
disminuye linealmente con el tiempo, después de la
aplicación de biosólidos, en un periodo de seis años.
Cada metal muestra una tendencia particular. La bio-
disponibilidad del cobre y del plomo disminuye con
el transcurso del tiempo. La del níquel y la del zinc
aumentan. Por lo tanto la antigüedad de la aplicación
de biosólidos no in±uye de manera determinante en
el aumento de la biodisponibilidad de los metales.
La distribución de Cu, Pb y Zn en las cuatro
fracciones extraídas es modi²cada con la antigüedad
de aplicación de los biosólidos. La distribución del
níquel es la menos afectada.
Los metales estudiados están retenidos en un alto
porcentaje en las fracciones más estables, oxidable y
residual. La fracción intercambiable muestra porcen-
tajes bajos, lo cual indica escasa biodisponibilidad.
La adición de biosólidos incrementa la concen-
tración total de los metales en todos los suelos estu-
diados, pero esto no se asocia con un aumento de la
concentración biodisponible.
El contenido de materia orgánica aportado por los
biosólidos y la diferente a²nidad que muestran hacia
ella los metales estudiados, así como el proceso de
descomposición y mineralización de la misma, lo
cual está asociado con la antigüedad de la aplicación,
son los factores más importantes que determinan la
dinámica de la disponibilidad y de la redistribución
del Cu, Ni, Pb y Zn en los suelos con biosólidos
durante el periodo de estudio.
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