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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambient. 22 (1) 27-37, 2006
CARACTERIZACIÓN DE LA MATERIA ORGÁNICA SOLUBLE Y DE LOS ÁCIDOS HÚMICOS
EN SUELO ACONDICIONADO CON LODO RESIDUAL FRESCO O COMPOSTADO
Rocío VACA PAULÍN
1
, Jorge LUGO DE LA FUENTE
1
y María Vicenta ESTELLER ALBERICH
2
1
Laboratorio de Edafología y Ambiente, Facultad de Ciencias, Universidad Autónoma del Estado de México,
Instituto Literario No. 100, Toluca 50000 Edo. de México, México; correo electrónico rvp@uaemex.mx
2
Centro Interamericano de Recursos del Agua (CIRA), Universidad Autónoma del Estado de México, Instituto
Literario No. 100, Toluca 50000 Edo. de México, México
(Recibido octubre 2005, aceptado marzo 2006)
Palabras clave: espectroscopía de infrarrojo, biosólidos, materia orgánica soluble, ácidos húmicos
RESUMEN
El estudio de la aplicación de biosólidos, tales como lodo residual y composta, se
hace necesario debido al impacto en la calidad de la materia orgánica del suelo. Se
utilizaron lodos residuales de origen municipal (LRF) y su composta (LRC), el lodo
residual se mezcló con rastrojo de maíz (
Zea mays
L.) y se hizo una composta a 55
°C por 35 días), de muestras de suelo agrícola bajo condiciones de laboratorio en
dosis equivalentes a 0 y 200 Mg ha
-1
, para determinar los cambios en la materia orgá-
nica soluble (MOS) y en los ácidos húmicos del suelo (AH) por medio de espectro-
fotometría visible y espectroscopia de infrarrojo (IR); asimismo se evaluaron la mi-
neralización y la cinética del carbono a través de la respiración microbiana. La rela-
ción E
4
/E
6
y las densidades ópticas relativas de los AH del suelo tratado con lodo
residual (S-LRF) y con composta (S-LRC) mostraron que S-LRC presentó mayor
grado de condensación de compuestos aromáticos; mientras que S-LRF tuvo mayor
proporción de estructuras alifáticas. Los espectros de IR de S-LRF mostraron au-
mento en el contenido de polisacáridos, estructuras de tipo lignina, péptidos y gru-
pos hidroxilo en la MOS, así como de compuestos alifáticos tanto en la MOS como
en los AH; mientras que en S-LRC se incrementó el contenido de alcoholes alifáticos
en los AH. Por otro lado, S-LRC presentó las constantes de mineralización y cinética
del carbono más bajas.
Key words: infrared spectroscopy, biosolids, dissolved organic matter, humic acids
ABSTRACT
The study of the potential use of biosolids, such as sewage sludge and compost, is a
concern because of their effects on the soil organic matter and its quality. Sewage
sludge (LRF) and composted sewage sludge (LRC) (sewage sludge was mixed with
corn (
Zea mays
L.) stalks
and composted at 55 °C for 35 days), were added to samples
from agricultural soil under laboratory conditions, at rates of 0 and 200 Mg ha
-1
, to
determine the changes in dissolved organic matter (MOS) and humic acids (AH) us-
ing visible spectrofotometry and infrared spectroscopy (IR). Mineralization and car-
bon kinetics were calculated through microbial respiration. The E
4
/E
6
ratio and the
R. Vaca Paulín
et al.
28
INTRODUCCIÓN
El reciclar residuos orgánicos en la agricultura es un
método que facilita su eliminación y proporciona una
fuente de materia orgánica (MO) para el suelo, que
depende de las características de los residuos
(Petruzelli 1989). La aplicación de lodos residuales a
suelos agrícolas es una práctica extendida debido a
los altos costos de los fertilizantes además de que
proveen nutrimentos menores a las plantas (boro,
cobre, hierro, magnesio, azufre y zinc), son una fuente
de N y P (Oberhaster 1991) y mejoran la estructura
y la capacidad de retención de agua del suelo (Scott y
Ahlstrom 1985, Hue
et al
. 1988). Asimismo, pro-
veen sitios de unión específica en los cuales es difícil
que los metales se intercambien con la solución del
suelo siempre y cuando no se exceda un valor de
concentración (Gao
et al.
2003). La presencia de al-
tas concentraciones de metales (zinc, cobre, níquel,
cadmio y plomo) en los lodos residuales son un fac-
tor limitante para su uso en tierras de cultivo, ya que
estos elementos puede acumularse en las plantas dis-
minuyendo su productividad (Alberici
et al
. 1989).
Es frecuente que los lodos residuales se sometan
a procesos de composteo antes de aplicarlos al suelo,
ya que así se reduce el riesgo de diseminación de
organismos patógenos y se forma un producto acep-
table para la agricultura (Bernal
et al
. 1998). El com-
posteo es una transformación orgánica hacia un ma-
terial homogéneo y biológicamente estable que actúa
como fuente de lenta liberación de nutrimentos para
las plantas (Sullivan
et al
. 2002). La transformación
de los lodos residuales a través de este proceso causa
la degradación de compuestos orgánicos lábiles du-
rante la primera etapa (Bernal
et al
. 1998). Diversas
investigaciones han mostrado que el composteo mo-
difica la composición y las características de la mate-
ria orgánica soluble (MOS) de los residuos así como
la actividad de la microbiota del sustrato (Bazira-
makenga y Simard 1998, Zhou y Wong 2001). La
respiración microbiana se ha utilizado para determi-
nar la actividad biológica del suelo, sobre todo para
conocer los procesos de mineralización y la cinética
del carbono (Jenkinson y Ladd 1981, Alef y Nannipieri
1995). La MOS desempeña un papel fundamental en
la movilidad y en el transporte de contaminantes y
nutrimentos; sin embargo, hay pocos estudios acerca
de los cambios que se producen en la calidad de la
MOS de los lodos residuales por el composteo (Bau-
tista
et al
. 2000, Vaca
et al
. 2006) así como de las
modificaciones que se producen en la MOS, en los
ácidos húmicos (AH) y en la respiración microbiana
de suelos acondicionados con lodos residuales y
composta de los mismos. Así, el objetivo de esta in-
vestigación fue e
valuar los cambios producidos, por
el proceso de composteo, en las características de la
MOS de lodos residuales municipales; así como de
los cambios producidos en la MOS, los AH, la mine-
ralización y la cinética del carbono del suelo por la
adición de lodos residuales o composta de lodos
residuales.
MATERIALES Y MÉTODOS
Muestreo
Las muestras de suelo fueron colectadas en el Valle
de Toluca (México central), a los 19°23’15’’ latitud
norte, 99°42’53’’ longitud oeste y 2590 msnm
(CETENAL 1976). Las muestras de suelo fueron to-
madas en la superficie, de 0 a 20 cm de profundidad
en el horizonte Ap de un Phaeozem háplico
(CETENAL 1976). Los lodos residuales (LRF) se
obtuvieron de la planta de tratamiento de aguas
residuales municipales Toluca Norte perteneciente a
la Operadora de Ecosistemas S.A. de C.V.
La composta (LRC) se realizó mezclando parte
de LRF con rastrojo de maíz (
Zea mays
L.) a 55
°
C
por 35 días en pila estática bajo condiciones aerobias
para eliminar a los organismos patógenos y descom-
poner las sustancias fitotóxicas (Ramonet
et al
. 1998).
Diseño experimental
Se prepararon mezclas de suelo con lodo residual
(S-LRF) y suelo con composta de lodo residual (S-
LRC) en una relación 150 g suelo (p.s., peso seco):
relative optical densities of AH of soil-sewage sludge (S-LRF) and soil-compost (S-
LRC) mixtures showed a higher degree of condensation of the aromatic constituents
in S-LRC, whereas relatively large proportions of aliphatic structures were observed
in S-LRF. The IR spectra exhibited an increase content of polysaccharides, peptides,
lignins and hydroxyl groups in the MOS and aliphatics structures in the MOS and AH
in S-LRF, whereas the addition of LRC increased the contents of aliphatics alcohols
in the AH. By the other hand, the mineralization and kinetics carbon constants of S-
LRC were the lower.
MATERIA ORGÁNICA EN SUELO ACONDICIONADO CON BIOSÓLIDOS
29
30 g lodo residual ó composta p.s. (equivalente a 200
Mg ha
-1
de LRF ó LRC; p.s); las cuales fueron incu-
badas a 29
±
2
°
C con agitación continua (175 rpm)
a través de una agitadora mecánica horizontal Lab-
Line mod. 3540 (Lab-Line, Melrose Park, IL, EUA)
por diez días (Dudley
et al
. 1987, Vulkan
et al
. 2002).
Cada segundo día se restauró el contenido de hume-
dad al 100 % de la capacidad de campo.
Todas las muestras (suelo, LRF, LRC, S-LRF, S-
LRC) fueron desecadas a temperatura ambiente, ta-
mizadas, homogeneizadas (< 2 mm) y almacenadas
en bolsas de plástico a temperatura ambiente, para
su posterior análisis. Los análisis químicos se hicie-
ron por duplicado.
Análisis químicos
Se determinó el pH en agua en una relación
suelo:solución 1:2.5 (peso/volumen; p/v) (McLean,
1982). Conductividad eléctrica por el método del ex-
tracto acuoso, suelo:agua 1:1 (Primo y Carrasco,
1973). Porcentaje de materia orgánica (MO) por el
método de Walkley y Black modificado (1947). Car-
bono total (C) dividiendo el porcentaje de MO por
1.724 (Walkley y Black 1947). Capacidad de inter-
cambio catiónico (CIC) por el método de acetato de
amonio (Chapman 1965) y nitrógeno total (N) por el
método de digestión-destilación de Kjeldhal (Bremmer
1996)
.
Se hicieron digestiones ácidas para el caso del suelo,
LRF y LRC utilizando agua regia (HNO
3
– HCl) 4:1
v/v en placa caliente, las soluciones fueron analiza-
das para Cu, Cd, Pb y Zn mediante espectrofotome-
tría de absorción atómica (AAS), Perkin Elmer mod.
3110
(Perkin Elmer, Norwalk, CT, EUA).
Para la de-
terminación de Cd y Pb, las lecturas en el AAS se
hicieron con esfera de impacto y corrección de fon-
do, para el Cu con esfera de impacto y sin corrección
de fondo; mientras que para el Zn con “spoiler” y sin
corrección de fondo. Para todos los metales se deter-
minaron los límites de detección y cuantificación y
se empleó un blanco (digestión sin muestra de suelo)
como testigo de calidad de los resultados. Tanto el
blanco como los estándares de los metales analiza-
dos fueron preparados en la misma matriz usada en
la digestión.
Extracción y caracterización de la materia orgá-
nica soluble y de los ácidos húmicos
La espectroscopia de infrarrojo (IRS) permite iden-
tificar cualitativamente distintos grupos funcionales
del material en estudio; la intensidad y la posición del
pico máximo en el espectro IR de las bandas obtenidas
dan una idea de la estructura de los constituyentes de
las sustancias complejas (Stepanov 1974).
La materia orgánica soluble se extrajo de todas
las muestras, con agua bi-destilada en una relación
sólido:solución 1:4 (p/v; p.s),
agitando continuamen-
te a 300 rpm a temperatura ambiente por 4 h. Poste-
riormente las suspensiones se centrifugaron a 15,700 g
por 35 min y el sobrenadante se filtró con papel
Whatman No. 40. Los filtrados fueron dializados con
agua destilada hasta no detectar sales en el medio
(prueba realizada con AgNO
3
). Las soluciones
dializadas se secaron en cajas de Petri a 40
°
C. El
residuo obtenido fue considerado como la MOS (Al-
mendros
et al.
1990).
Los ácidos húmicos fueron obtenidos del suelo,
S-LRF y S-LRC después de la extracción de la MOS,
el residuo fue extraído con Na
4
P
2
O
7
0.1 M y NaOH
0.1 M (Duchaufour y Jacquin 1975). El sobrenadante
alcalino fue separado del residuo por centrifugación
a 15,700 g durante 45 min, acidificado a pH 1.0 con
HCl y se dejó reposar por 24 h para permitir la coa-
gulación de los AH. La purificación de los AH se
realizó tras redisolución del precipitado con NaOH
0.5 M, centrifugando a 43,500 g (para eliminar arci-
llas). Los ácidos húmicos se reprecipitaron con
HCl
HF 1 N, se dializaron contra agua destilada y fueron
desecados a 40
°
C (Schnitzer y Khan 1972, Almen-
dros
et al
. 1990).
A partir de las soluciones dializadas de la MOS y
de los AH se determinaron los valores de densidad
óptica a 465 nm (E
4
) y 665 nm (E
6
) mediante un
espectrofotómetro Spectronic 20D (Milton Roy,
Rochester, NY, U.S.A.) para obtener la relación E
4
/
E
6
(Sato y Kumada 1967). La relación E
4
/E
6
, de las
densidades ópticas es usada para la caracterización
de este material y es independiente de la concentra-
ción de los materiales húmicos, pero varía entre los
diferentes tipos de suelo; esta relación también es
usada como índice de humificación (Stevenson 1982).
Se obtuvieron los espectros de infrarrojo (IR) de
la MOS y de los AH a través de espectrometría de
infrarrojo con transformada de Fourier (Bruker, Tensor
27, Billerica, MA, EUA) en un intervalo de 4000
400 cm
-1
,
elaborando pastillas con 2 mg de la mues-
tra y 200 mg de KBr anhidro desecados a 60 ºC
(Almendros
et al
. 1990).
Coeficiente y cinética de mineralización del car-
bono
Se cuantificó la producción de CO
2
durante 16
días de acuerdo con Alef y Nannipieri (1995) para
calcular el coeficiente de mineralización del carbono
de la materia orgánica (CO
2
/C) (Guitian y Carballas
1976).
R. Vaca Paulín
et al.
30
La cinética de mineralización (
K
) del carbono se
calculó basándose en la velocidad a la que se reduce
la proporción del carbono que permanece en el suelo
o carbono residual (Stanford y Smith 1972, Gil
et al
.
1992):
C residual = [(Ct – Cm) / Ct] x 100
donde Ct es el carbono total inicial y Cm el carbono
de mineralización. Se considera que el proceso sigue
una cinética de primer orden, según la ecuación (Gil
et al
. 1992):
dc/dt =
K
c
donde
c
es el carbono mineralizado,
K
es la constan-
te de velocidad y
t
el tiempo.
Análisis estadístico
Se calculó el error estándar para los parámetros
químicos y los coeficientes de correlación de
Pearson
(r) entre los valores del logaritmo del C-residual y el
tiempo (
α
= 0.05).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Cambios químicos en el suelo
De acuerdo con las concentraciones máximas per-
mitidas de metales pesados, reportadas por los
estándares mexicanos (PROY-NOM-004-ECOL-
2001), para la disposición final de lodos residuales y
biosólidos, tanto LRF como LRC fueron considera-
dos como excelentes para su uso en suelos agrícolas
(
Cuadro I
).
La adición de LRF y LRC al suelo triplicó el por-
centaje de nitrógeno y de la MO en 3.8 veces para S-
LRF y 5.3 veces para S-LRC (
Cuadro II
).
La disminución en el contenido de C de LRC res-
pecto a LRF (
Cuadro II
) fue debido a la mineraliza-
ción microbiológica del carbono y su subsiguiente li-
beración como CO
2
(Baziramakenga y Simard 1998).
La transformación aeróbica de LRF a través del com-
posteo produce la degradación de los compuestos
orgánicos lábiles, dando lugar a una MO biológica-
mente estable. El carbono que permanece después
de la fase bioxidante del composteo es relativamente
resistente a la degradación microbiológica (Bernal
et
al
. 1998).
La CIC por la aplicación de los lodos, tanto fres-
cos como compostados aumentó en 44 % para S-
LRF y 64 % para S-LRC.
Caracterización de la materia orgánica soluble
La materia orgánica soluble de LRC mostró una
relación E
4
/E
6
más baja (1.95) respecto a LRF (2.17)
mientras que el suelo presentó el valor más alto (3.19).
La magnitud del valor E
4
/E
6
está relacionada
con el grado de polimerización de las estructuras
macromoleculares (Chen
et al
. 1977), lo que indi-
ca que LRC presentó tamaños moleculares com-
parativamente más elevados, respecto a LRF, como
Valor máximo
Concentración de metales
permitido (mg kg
-1
)
(mg kg
-1
)
Metal
Lodo residual
a
LRF
LRC
Bueno
Excelente
Pb
840
300
78.7
±
1.08
112.4
±
1.20
Zn
7 500
2 800
1 094.0
±
1.53
1 004.0
±
1.54
Cu
4 300
1 500
352.2
±
0.26
382.3
±
0.16
Cd
85
39
31.7
±
0.04
nd
CUADRO I.
VALORES MÁXIMOS PERMITIDOS Y CON-
CENTRACIÓN DE METALES PESADOS EN
SUELO, LODO RESIDUAL Y COMPOSTA
a
PROY-NOM-004-ECOL-2001; LRF, lodo residual; LRC,
composta; nd, no detectable. Promedio
±
error estándar
Límite de detección (mg kg
-1
): Pb, 9.99; Zn, 0.80; Cu, 4.59; Cd,
1.50.
CUADRO II.
PROPIEDADES QUÍMICAS DEL SUELO, LODO RESIDUAL, COMPOSTA
Y SUELO ACONDICIONADO
Suelo
LRF
LRC
S-LRF
S-LRC
pH
6.0
±
0.2
6.2
±
0.1
5.5
±
0.2
7.7
±
0.1
7.7
+ 0.1
CE (dS m
-1
)
0.41
±
0.07
0.47
±
0.01
0.66
±
0.07
0.48
±
0.05
0.70 + 0.04
MO (%)
3.2
±
0.1
65.2
±
0.5
57.2
±
0.4
5.1
±
0.2
7.5
+ 0.2
N (%)
0.25
±
0.02
6.07
±
0.09
3.08
±
0.05
0.75
±
0.02
0.73 + 0.02
C/N
7.42
±
0.08
6.23
±
0.04
10.77
±
0.10
3.94
±
0.07
5.99 + 0.03
CIC (cmol kg
-1
)
13.8
±
0.4
42.7
±
0.5
51.9
±
0.8
19.9
±
0.4
22.6
+ 0.3
LRF, lodo residual; LRC, composta; S-LRF, suelo-lodo residual; S-LRC, suelo-composta
MATERIA ORGÁNICA EN SUELO ACONDICIONADO CON BIOSÓLIDOS
31
correspondería al predominio de fracciones alifáticas
de alto peso molecular (Almendros y Dorado 1999).
Por el contrario, LRF refleja un grado bajo de con-
densación aromática e infiere la presencia de propor-
ciones relativamente mayores de estructuras alifáti-
cas (Chen
et al
. 1977).
Las asignaciones de las diferentes bandas obser-
vadas en los espectros IR de las muestras pueden
hacerse según interpretaciones sugeridas por Fengel
y Wegener (1984), Senesi
et al
. (1989), Almendros
et al
. (1990) y Shriner
et al
. (1998). Los espectros
IR de la MOS de LRF y LRC son cualitativamente
muy similares; sin embargo, se observan las siguientes
diferencias (
Fig. 1
): en el espectro de LRC se pre-
senta una disminución, respecto a LRF, de la inten-
sidad de las bandas a 3400 cm
-1
(O
H de grupos
carboxilo, hidroxilo), 2930 cm
-1
(C
H alifático), 1650
cm
-1
(tensión C=O de amidas secundarias [banda
amida I], vibración C=C aromático, tensión
antisimétrica COO
, tensión de C=O de carbonilo
de ácido carboxílico); 1550 cm
-1
(banda de amidas
II, vibración C aromático), 1230 cm
-1
(tensión C
O
y deformación O
H de carboxilos, fenoles y ésteres
y éteres aromáticos; bandas de amidas III), y 1030
cm
-1
(tensión C
O de polisacáridos); siendo el es-
pectro de LRF el que presentó las intensidades más
altas en estas bandas. Estos resultados sugieren que
LRF muestra mayor contenido de estructuras de tipo
polisacárido, amida, éter, éster y grupos carboxilos
respecto a LRC. La presencia de estos grupos fun-
cionales permite que LRF tenga mayor capacidad
para ligar metales a través de la formación de sales
humato-metal; por ejemplo, los grupos carboxilo for-
man complejos tipo R-COO
-
M
n
+
(Bhandari
et al
.
1999).
El espectro IR de la MOS de S-LRF presenta pi-
cos en las bandas 1550 cm
-1
, 1420 cm
-1
(deforma-
ción de O
H fenólico y tensión C
O) y 1125 cm
-1
(hombro; alcoholes alifáticos), que no fueron detec-
tados en el espectro de S-LRC (
Fig. 2b, c
).
El espectro de IR de la MOS del suelo (
Fig. 2a
),
mostró absorbencias en 3400 cm
-1
, 2930 cm
-1
, 2900–
2700 cm
-1
(producida fundamentalmente, en las sus-
tancias de tipo húmico, por grupos carboxilo); 1650
cm
-1
, 1550 cm
-1
, 1460 cm
-1
(deformación CH de C
CH
3
y
CH
2
); 1380 cm
-1
(tensión simétrica de COO
);
1230 cm
-1
, 1080 cm
-1
(ésteres, ácidos aromáticos) y
1030 cm
-1
.
La adición de lodo residual al suelo aumentó la
intensidad de los picos en todas las bandas, siendo
las más importantes las correspondientes a polisacá-
ridos, estructuras de tipo lignina, péptidos, grupos
hidroxilo y compuestos alifáticos (
Fig. 2b
). La me-
nor intensidad de picos la mostró el suelo, siguiéndo-
le S-LRC (
Fig. 2a, c
).
El
cuadro III
muestra las densidades ópticas re-
lativas de la MOS respecto a 2930 cm
-1
(tensión C–
Longitud de onda cm
-1
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
A b s o r b e n c i a
0.00
0.02
0.04
0.06
0.08
0.10
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
3400
2930
1650
1550
1380
1230
1030
(b)
3400
2930
1650
1550
1420
1380
1320
(a)
1230
1030
Fig. 1.
Espectros de absorción infrarroja de la materia orgánica
soluble en lodo residual (a) y composta (b)
580
(a)
(b)
(c)
580
(a)
(b)
(c)
580
(a)
(b)
(c)
580
(a)
(b)
(c)
580
(a)
(b)
(c)
580
(a)
(b)
(c)
580
(a)
(b)
(c)
580
(a)
(b)
(c)
580
(a)
(b)
(c)
580
(a)
(b)
(c)
580
(a)
(b)
(c)
580
580
580
(a)
(b)
(c)
Longitud de onda cm
-1
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
A b s o b e n c i a
0.00
0.02
0.04
0.06
0.08
0.10
0.12
0.14
0.16
0.00
0.02
0.04
0.06
0.08
0.10
0.12
0.14
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
(a)
(b)
(c)
3400
2930
1650
1380
1230
1030
3400
2930
1650
1550
1420
1320
1230
1125
1030
3400
2930
2850
1650
1550
1380
1230
1080
1030
Fig. 2.
Espectros de absorción infrarroja de la materia orgánica
soluble en suelo (a), suelo-lodo residual (b) y suelo-
composta (c)
R. Vaca Paulín
et al.
32
H alifático), sugiriendo que la MOS de LRC y S-
LRC presenta menor proporción de constituyentes
alifáticos que el material correspondiente antes del
proceso de composteo. La dominancia del carácter
alifático de LRF confirma su formación en condicio-
nes parcialmente anaerobias o hidromórficas, siendo
una característica frecuentemente señalada en sus-
tancias húmicas de origen acuático.
El suelo presenta una predominancia de carbohi-
dratos (1030/2930), amidas I (1650/2930) y grupos
O
H y
NH (3400/2930), este comportamiento se
mantiene en S-LRF y además se incrementa el con-
tenido proteico (amidas II, 1550/2930) debido a los
contenidos celulares de los microorganismos presen-
tes en LRF. La composta presenta un predominio de
carbohidratos, proteínas y ligninas (1380/2930, 1420/
2930); la dominancia de ligninas en LRC, indica una
modificación del carácter alifático de LRF por el pro-
ceso de composteo debido a la adición de residuos
de maíz (
Cuadro
III
).
El predominio de carbohidratos sobre el carácter
alifático influye en la actividad biológica y el metabo-
lismo del carbono debido a que estas moléculas son
la principal fuente de alimento y energía para los
microorganismos, asimismo estimulan el crecimiento
radicular y la germinación de semillas. Por otro lado,
la mineralización de amino azúcares favorece el cre-
cimiento de las plantas por el enriquecimiento de ni-
trógeno en el suelo. Los polisacáridos favorecen la
agregación del suelo, mejoran la estabilidad de los
agregados, afectan las reacciones de intercambio y la
formación de complejos con iones metálicos; la for-
mación de dichos complejos es atribuida a sus gru-
pos funcionales, tales como hidroxilo, carbonilo y
carboxilo (COOH) (Tan 1998).
La resistencia alta de la lignina a la descomposi-
ción microbiológica es quizá la razón por lo que ésta
se acumule en LRC. La lignina es considerada como
una fuente importante para la formación del humus del
suelo, asimismo favorece el proceso de fijación
amoniacal debido a la capacidad de sus grupos funcio-
nales fenólicos para reaccionar con el NH
3
(Tan 1998).
Caracterización de las substancias húmicas
De acuerdo con Kononova (1966) la relación E
4
/E
6
es independiente de la concentración del material
húmico pero varía según el suelo de extracción en un
intervalo de 3 a 5; por lo que el valor encontrado
para los AH del suelo (3.72), está de acuerdo con lo
reportado. La relación de S-LRC (2.40) refleja un
grado mayor de condensación aromática de los cons-
tituyentes húmicos respecto a LRF (Chen
et al.
1977).
El valor más alto encontrado en S-LRF (2.63) res-
pecto a S-LRC refleja un menor grado de condensa-
ción de las estructuras de los AH (Kononova 1966,
Schnitzer y Khan 1972).
Los espectros IR de los AH del suelo, S-LRF y S-
LRC (
Fig. 3
) fueron típicos de otros espectros de sus-
tancias húmicas (Kononova 1966). El suelo y S-LRC
CUADRO III.
DENSIDADES ÓPTICAS RELATIVAS DE
LAS PRINCIPALES BANDAS DE LOS ES-
PECTROS INFRARROJOS DE MUESTRAS
DE MATERIA ORGÁNICA SOLUBLE DEL
SUELO, LODO RESIDUAL, COMPOSTA Y
SUELO ACONDICIONADO RESPECTO A
C
H ALIFÁTICO (2930 cm
-1
)
Banda (cm
-1
)
Tensión C
H alifático (29230 cm
-1
)
Suelo
LRF
LRC
S-LRF
S-LRC
1030/2930
1.22
1.02
1.91
1.26
1.65
1380/2930
0.89
0.71
1.09
0.88
1.31
1420/2930
0.09
0.75
1.04
0.91
-
1460/2930
0.84
0.70
0.83
0.84
0.80
1550/2930
0.71
0.96
1.20
1.16
-
1650/2930
1.25
1.25
2.00
1.58
1.51
1720/2930
0.77
-
-
-
-
3400/2930
1.04
1.21
1.74
1.80
1.92
LRF, lodo residual; LRC, composta; S-LRF, suelo-lodo residual;
S-LRC, suelo-composta
(c)
(b)
(c)
(a)
(b)
(c)
(a)
(b)
(c)
Longitud de onda cm
-1
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
0.000
0.005
0.010
0.015
0.020
0.025
0.030
0.000
0.005
0.010
0.015
0.020
0.025
0.030
A b s o b e n c i a
0.00
0.01
0.02
0.03
0.04
0.05
(a)
(b)
(c)
3400
2930
1650
1550
1460
1380
1230
1125
1030
3400
2930
2850
1720
1650
1550
1380
1230
1030
3400
2930
1650
1550
1460
1380
1230
1030
Fig. 3.
Espectros de absorción infrarroja de los ácidos húmicos
en suelo (a), suelo-lodo residual (b) suelo-composta (c)
MATERIA ORGÁNICA EN SUELO ACONDICIONADO CON BIOSÓLIDOS
33
muestran un pico a 1460 cm
-1
(deformación de gru-
pos metilo, metileno y alquílicos), que no es detecta-
do en S-LRF. Las bandas 3400 cm
-1
, 2930 cm
-1
y
1230 cm
-1
presentan menor intensidad de pico en S-
LRC que en S-LRF; mientras que, el IR del suelo y
S-LRF no presentan un pico definido en la banda
1125 cm
-1
(alcoholes alifáticos). En general, todas las
bandas del espectro de los AH del suelo tienen la
mayor absorbencia.
Las densidades ópticas de los picos de las distintas
bandas de los IR de la MOS y de los AH están influi-
das por la concentración de los distintos constituyen-
tes de las macromoléculas y por sus propiedades físi-
cas, es por ello que las densidades ópticas relativas
respecto a una banda fija, permiten compensar errores
de pesada durante la preparación de la muestra y mos-
trar datos comparativos entre distintos espectros
(Dupuis y Jambu 1969, Almendros y Polo 1981).
Los ácidos húmicos de S-LRF presentan valores
bajos en la tensión de 2930, lo que significa una
predominancia de constituyentes alifáticos respecto
al suelo y S-LRC. Con relación a la banda 1510 cm
-1
(tensión C
H aromático), el suelo y S-LRC mues-
tran mayor abundancia relativa de constituyentes aro-
máticos (
Cuadro
IV
), esto es un signo indicativo del
proceso de humificación; asimismo, se presentan con-
tenidos elevados de amidas y grupos carboxilos y
carbonilos respecto al carbono aromático. El suelo-
lodo residual no muestra un comportamiento aromá-
tico (
Cuadro
IV
).
El menor grado de humificación de S-LRF res-
pecto a S-LRC afecta la inmovilización biológica de
numerosos contaminantes (bifenil policlorados, aro-
máticos policíclicos y metales pesados); asimismo,
las capacidades de adsorción y absorción de las sus-
tancias húmicas disminuyen (Hübner
et al
. 2004).
La polimerización de complejos con los AH reduce
la biodisponibilidad y toxicidad de los contaminantes
debido a la formación de enlaces covalentes; el prin-
cipal mecanismo para la creación de estos enlaces se
asocia con la presencia de grupos fenoles en la mate-
ria orgánica (Shulgin
et al
. 1999).
De acuerdo con las densidades ópticas relativas,
los valores de la MOS y de los AH del suelo son
diferentes, de tal forma que los AH presentan un ca-
rácter alifático menos acentuado (
cuadros III y
IV
).
Coeficiente y cinética de mineralización del car-
bono
La sumatoria de los valores de respiración de S-
LRF y S-LRC durante 16 días, que representa la pro-
ducción total o acumulada de CO
2
en el suelo, mues-
tra el valor más alto en S-LRF y el más bajo en S-
LRC (
Cuadro V
). El desprendimiento de CO
2
en el
suelo fue diferente entre las muestras, con valores
que abarcan un intervalo muy amplio, de 766 a 1714
mg CO
2
, de manera que el valor más bajo del suelo
pone de manifiesto una mineralización menor del
sustrato respecto a S-LRF y S-LRC; asimismo el com-
posteo modificó este proceso, por lo que S-LRC pre-
sentó menor mineralización que S-LRF. Por lo tanto,
los microorganismos de los sustratos estudiados
mineralizan el carbono de la materia orgánica en un
intervalo que va de 3.03 a 5.79 %.
La
figura 4
muestra los valores acumulados de la
producción microbiana de CO
2
durante un periodo
de 16 días. En ella se observa que S-LRC tiene una
curva menos ascendente que S-LRF; sin embargo,
CUADRO IV.
DENSIDADES ÓPTICAS RELATIVAS DE LAS PRINCIPALES
BANDAS DE LOS ESPECTROS INFRARROJOS DE LOS ÁCIDOS
HÚMICOS DEL SUELO, LODO RESIDUAL, COMPOSTA Y SUELO
ACONDICIONADO RESPECTO A C
H ALIFÁTICO (2930 cm
-1
) Y
C
H AROMÁTICO (1510 cm
-1
)
Banda (cm
-1
)
Tensión C
H alifático
Banda (cm
-1
)
Tensión C
H aromático
(2930 cm
-1
)
(1510 cm
-1
)
Suelo
S-LRF
S-LRC
Suelo
S-LRF
S-LRC
1030/2930
0.90
0.64
0.94
1030/1510
0.73
1.62
0.81
1380/2930
1.00
0.68
0.95
1380/1510
0.80
1.70
0.82
1420/2930
1.03
0.60
0.98
1420/1510
0.83
1.51
0.85
1460/2930
1.07
-
1.02
1460/1510
0.86
-
0.89
1550/2930
1.26
0.44
1.00
1550/1510
1.01
1.11
0.96
1650/2930
1.52
0.85
1.45
1650/1510
1.22
2.15
1.26
1720/2930
1.45
0.65
1.35
1720/1510
1.17
1.63
1.17
3400/2930
1.13
0.97
1.05
3400/1510
0.91
2.44
0.91
S-LRF, suelo-lodo residual; S-LRC, suelo-composta
R. Vaca Paulín
et al.
34
ambos sustratos incrementan su velocidad de acu-
mulación después del sexto y del doceavo días de
incubación a diferencia del suelo, que la presenta so-
lamente a partir de doceavo día.
Al relacionar el logaritmo del carbono residual con
el tiempo de incubación se obtuvieron las gráficas de
la
figura 5
. Se observó que en los tres sustratos los
puntos se ajustan a dos rectas lo que indica que la
mineralización consta de dos procesos de cinética
de primer orden (Stanford y Smith 1972); el primero,
consiste en la mineralización de un sustrato más lá-
bil, cuya constante cinética (
K
) oscila entre 6 y 12
x
10
-4
y el segundo en la de un sustrato más recalci-
trante (Gil
et al
. 1992), con una constante cinética
entre 15 y 29
x
10
-4
(
Cuadro V
). De acuerdo con
estas constantes S-LRF presentó la mayor labilidad
para ambos sustratos mientras que S-LRC fue más
recalcitrante. La mineralización del sustrato más re-
calcitrante se inició en el doceavo día de incubación
para todas las muestras. La existencia de dos
sustratos de diferentes labilidades en la materia or-
gánica ha sido reportada por otros investigadores (Gil-
Sotres y Díaz-Fierros 1981), en los que se observa
una velocidad de mineralización semejante cuando
los valores de respiración son bajos y mayor cuando
se incrementa la mineralización del carbono (CO
2
).
Al obtener la correlación entre los valores del
logaritmo del C-residual y el tiempo, se observó que
S-LRC tuvo los valores más altos en ambos sustratos.
CONCLUSIONES
De acuerdo con la relación E
4
/E
6
de la materia
orgánica soluble, el composteo del lodo residual pro-
mueve un mayor grado de condensación macromo-
lecular respecto al lodo residual fresco.
La menor relación E
4
/E
6
de los ácidos húmicos
del S-LRC, respecto al suelo acondicionado con lodo
residual fresco, es indicadora de un mayor grado de
condensación de constituyentes aromáticos mientras
que, la del S-LRF infiere la presencia de mayor pro-
porción relativa de estructuras alifáticas.
Las densidades ópticas relativas confirman el ca-
rácter más aromático del suelo con composta y el
carácter más alifático del suelo acondicionado con
lodos residuales.
El proceso de composteo disminuyó los conteni-
dos de polisacáridos, amidas, éteres, ésteres y gru-
pos carboxilos en los lodos residuales debido a que
estas moléculas son fuente de energía para los
microorganismos que actúan en dicho proceso
.
La adición de lodo residual al suelo aumentó el
contenido de polisacáridos, estructuras de tipo lignina,
péptidos y grupos hidroxilo en la MOS; así como de
compuestos alifáticos tanto en la MOS como en los
AH.
La adición de lodo residual fresco o compostado
al suelo incrementó el proceso de mineralización del
carbono.
CUADRO V.
COEFICIENTES DE MINERALIZACIÓN DEL CARBONO (CO
2
/C), CONS-
TANTES CINÉTICAS (
K
) Y
COEFICIENTES DE CORRELACIÓN DE
PEARSON
(r) PARA LA MINERALIZACIÓN DEL CARBONO EN SUELO
Y SUELO ACONDICIONADO
CO
2
CC
O
2
/ C
Sustrato 1
Sustrato 2
mg kg
-1
g kg
-1
%
K
(10
-4
)r
K
(10
-4
)r
Suelo
766
18.6
4.12
-9
-0.9986
-18
-0.9974
S-LRF
1714
29.6
5.79
-12
-0.9928
-29
-0.9979
S-LRC
1319
43.5
3.03
-6
-0.9994
-15
-0.9999
LRF, lodo residual; LRC, composta; S-LRF, suelo-lodo residual; S-LRC, suelo-composta
(p < 0.05)
Días
0 2
46
81
0
1
21
4
1
6
CO
2
(mg kg
-1
)
0
250
500
750
1000
1250
1500
1750
2000
Suelo
S-LRF
S-LRC
Fig. 4.
Evolución de CO
2
(mg kg
-1
) desprendido durante 16 días
en suelo y en suelo acondicionado
MATERIA ORGÁNICA EN SUELO ACONDICIONADO CON BIOSÓLIDOS
35
AGRADECIMIENTOS
Se agradece al CONACyT (Consejo Nacional de
Ciencia y Tecnología, México) por el apoyo econó-
mico. Proyecto 33569-T.
REFERENCIAS
Alberici T.M., Sopper W.E., Storm G.L. y Yahner R.H.
(1989). Trace metal in soil, vegetat, and voles from
mine land treated with sewage sludge. J. Environ.
Qual. 18,115-120.
Alef K. y Nannipieri P. (1995).
Methods in applied soil
microbiology and biochemistry
. Academic Press,
Londres, pp. 214-219.
Almendros G., González-Vila J.F. y Martín F. (1990). Fire-
induced transformation of soil organic matter from
an oak forest. An experimental approach to the effects
of the fire on humic substances. Soil Sci. 149, 158-
167.
Almendros G. y Dorado J. (1999). Structural factors related
to the biodegradability of laboratory-modified humic
acid preparations. Eur. J. Soil Sci.
50, 227-236.
Almendros G. y Polo A. (1981). Estadío del humus de
los sedimentos subacuáticos fluviales en diversos
ecosistemas de la Sierra de Guadarrama. BECE. Año
10, 19-32.
Bautista F., Durán M.C. y Lozano R. (2000). Cambios
químicos en el suelo por aplicación de materia orgá-
nica soluble tipo vinazas. Rev. Int. Contam. Ambient.
16, 89-101.
Baziramakenga R. y Simard R.R. (1998). Low molecular
weight aliphatic acid contents of composted manure.
J. Environ. Qual. 7, 557-561.
Bernal M.P., Navarro, F.A., Sánchez-Monedero A.M.,
Roig A. y Cegarra J. (1998). Influence of sewage
sludge compost stability and madurity on carbon and
nitrogen mineralization in soil. Soil Biol. Biochem.
30, 305-313.
Bhandari A.S., Amarasiriwardena D. y Xing B. (1999).
Application of high performance size exclusion chro-
matography/HPSEC) with detection by inductively
coupled plasma-mass spectrometry (ICP-MS) for the
log C-residual
.
1og C-residual
.
1.94
1.96
1.98
2.00
log C-residual
.
1og C-residual
(c)
1.94
1.96
1.98
2.00
log C-residual
.
1og C-residual
(c)
Días
Días
0
2
4
6
8
10
12
14
16
0
2
4
6
8
10
12
14
16
Días
0
2
4
6
8
10
12
14
16
log C-residual
1.94
1.96
1.98
2.00
(b)
1.98
2.00
(c)
1.96
1.94
log C-residual
Fig. 5.
Curvas de la velocidad de mineralización del carbono en suelo (a), suelo-lodo residual (b), suelo-
composta (c)
(a)
1.98
2.00
1.96
1.94
log C-residual
R. Vaca Paulín
et al.
36
study of metal complexation properties of soil de-
rived humic acid molecular fractions. En :
Under-
standing humic substances
(E.A. Ghabbour y G.
Davies, Eds.). Royal Soc. of Chem. Cambridge, pp.
204-221.
Bremmer J.M. (1996). Nitrogen-Total. En:
Methods of soil
analysis. Part 3 chemical methods.
SSSA Book Ser. 5.
(D.L. Sparks, Ed.). SSSA, Madison, WI, pp. 1103-1108.
CETENAL. (1976). Carta Edafológica. Esc. 1:50,000. Hoja
Toluca E14 A 38. Cd. de México, México.
Chapman H.D. (1965). Diagnostic criteria for plants and
soils. En:
Diagnostic criteria for plants and soils.
Agronomy 9
(C.A. Black, Ed.). Am. Soc. Agronomy.
Riverside, California, pp. 902-904.
Chen Y., Senesi N. y Schnitzer M. (1977). Information
provided on humic substances by E
4
/E
6
ratios. Soil
Sci. Soc. Am. J. 41, 352-358.
Dudley L.M., McNeal L B., Baham J.E., Coray C.S. y
Cheng H.H. (1987). Characterization of soluble
organic compounds and complexation of copper,
nickel, and zinc in extracts of sludge amended soils.
J. Environ. Qual. 16, 341-348.
Duchaufour P. y Jacquin F. (1975). Comparaison des
procesus d´humification dans les principaux types
d´humus forestieres. Bull. AFES. 1, 29-36.
Dupuis T. y Jambu P. (1969). Etude par spectrographie
infrarrouge des produits de l’humification en milieu
hydromorphe calcique. Sci. du Sol. 1, 23-25.
Fengel D. y Wegener G. (1984).
Wood chemistry,
ultrastructure, reactions.
Walter de Gruyter, Berlín,
613 p.
Fletcher P. y Beckett H.P. (1987). The chemistry of heavy
metals in digested sewage sludge-I. Copper (II)
complexation with soluble organic matter. Wat. Res.
21, 1153-1161.
Gao Y., He J., Ling W., Hu H. y Liu F. (2003). Effects of
organic acids on copper and cadmium desorption from
contaminated soils. Environ. Int. 29, 613-618.
Gil-Sotres F. y Díaz-Fierros F. (1981). Estudio de los
suelos de la Sierra del Barbanza (Galicia): 4. Condi-
ciones de fertilidad de los suelos. Anal. Edaf.
Agrobiol. 40, 1968-1981.
Gil-Sotres F., Trasar M.C., Ciardi C., Ceccanti B. y Leirós
M.C. (1992). Biochemical characterization of
biological activity in very young mine soils. Biol.
Fertil. Soils 13, 25-30.
Guitián F. y Carballas T. (1976).
Técnicas de análisis de
suelo
. Pico Sacro, Santiago de Compostela, 120 p.
Hübner M., Jonassen K.E.N. y Nielsen T. (2004).
Interactions and conversions of polycyclic aromatic
compounds in the process of humification. En:
Humic
substances
. (E.A. Ghabbour
y G. Davies, Eds.). Taylor
and Francis, Nueva York, pp. 139-159.
Hue N.V., Silva J.A. y Arifin R. (1988) Sewage sludge-
soil interactions as measured by plant and soil
chemical composition. J. Environ. Qual. 17, 384-390.
Jackson L.M. (1982).
Análisis químicos de suelos
. Ome-
ga, Barcelona, 367 p.
Jenkinson D.S. y Ladd J.N. (1981). Microbial biomass in
soils: measurement in turnover. En:
Soil biochemistry.
Vol. 5 (E.A. Paul y J.N. Ladd, Eds.). Marcel Dekker,
Nueva York, pp. 415-417.
Kononova M.M. (1966).
Soil organic matter
2
a
ed.
Pergamon Press, Oxford, 404 p.
Lamy I., Bourgeois S. y Bermond A. (1993). Soil cadmium
mobility as a consequence of sewage sludge disposal.
J. Environ. Qual. 22, 731-737.
McLean E.O. (1982). Soil pH and lime requeriments. En:
Methods of soil analysis. Part 2. Agronomy 9
(A.L.
Page, R.H. Miller y D.R. Keeney, Eds.). Am. Soc.
Agronomy, Madison, Wisconsin, pp. 199-224.
Oberhaster G. (1991). South Africa practice in land
disposal of sludge, including legislation and health
aspects. Wat. Sci. Tecnol. 15, 151-155.
Petruzelli G. (1989). Recycling wastes in agriculture:
heavy metal bioavailability. Agric. Ecosys. Environ.
27, 493–503.
Primo Y.E. y Carrasco D. (1973).
Química agrícola (1).
suelos y fertilizantes
. Alambra, España, 471 p.
PROY-NOM-004-ECOL-2001. Proyecto de Norma Ofi-
cial Mexicana, 18 de febrero de 2002, Diario Oficial
de la Federación, Cd. de México, México.
Ramonet A.C., Garrido H., Vilchis J., García L., Alvarez
R. y Gorostieta U. (1998). Composteo termofílico
aeróbico de lodo residual. Taller Internacional sobre
Gestión y Tecnologías de Suministro de Agua Pota-
ble y Saneamiento Ambiental. La Habana, Cuba.
Sato O. y Kumada H. (1967). The chemical nature of the
green fraction of P type humic acid. Soil Sci. Plant
Nutr. 13, 121-122.
Schnitzer M. y Khan S.U. (1972).
Humic substances in
the environment
.
Marcel Dekker, Nueva York, 326 p.
Scott B. y Ahlstrom P.E. (1985). Irradiation of municipal
sludge for agricultural use. Radiat. Phys. Chem. 25,
1-10.
Senesi N., Miano T. y Martín J.P. (1989). Elemental
functional infrared and free radical characterization
of humic acid-type fungal polymers (melanins). Biol.
Fertil. Soils. 5, 120-125.
Shulgin A., Shapovalov A., Putsykin Y., Bbovnikov C.,
Pleskachevski G. y Eckles A.J. (1999). Using acti-
vated humic acids in the detoxification of soils con-
taminated with polychlorinated biphenyls. Tests con-
ducted in the city of Serpukhov, Russia. En :
Under-
standing humic substances
. (E.A. Ghabbour y G.
Davies, Eds.). Royal Society of Chemistry, Cambridge,
MATERIA ORGÁNICA EN SUELO ACONDICIONADO CON BIOSÓLIDOS
37
pp. 266-269.
Stanford G. y Smith S.J. (1972). Nitrogen mineralization
potentials of soils. Soil Sci. Soc. Amer. Proc. 36,
465-472.
Stepanov I.S. (1974). Interpretation of infrared soil
spectra. Soviet. Soil Sci. 6, 354-368.
Stevenson F.J. (1982).
Humus chemistry: genesis, com-
position, reactions
. Wiley, Nueva York, 443 p.
Sullivan D.M., Bary A.I., Thomas D.R., Fransen S.C. y
Cogger C.G. (2002). Food waste effects on fertilizer
nitrogen efficiency, available nitrogen, and tall fescue
yield. Soil Sci. Soc. Am. J. 66, 154-161.
Tan K. (1998).
Principles of soil chemistry
. Marcel Dekker,
Nueva York, pp. 104-122.
Vaca P.R., Esteller A.M.V., Lugo F.J. y Zavaleta M.H.
(2006). Effect of sewage sludge or compost on the
sorption and distribution of copper and cadmium in
soil. Waste Manag. 26, 71-81.
Vulkan R., Mingelgrin U. Ben-Asher J. y Frenkel H.
(2002). Copper and zinc speciation in the solution of
a soil-sludge mixture. J. Environ. Qual. 31, 193-203.
Walkley A.L. y Black A. (1947). A rapid determination of
soil organic matter. J. Agric. Sci. 25, 563-568.
Zhou L.X. y Wong J.W. (2001). Effect of dissolved
organic matter from sludge and sludge compost on
soil copper sorption. J. Environ. Qual. 30, 878-883.
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