CAPACIDAD DE DEPURACIÓN DEL SUELO FRENTE AL Cu Y Pb
M. Díez*, M. Simón, I. García, C. Dorronsoro
y J. Aguilar
Dpto. Edafología y Química Agrícola, Fac. de Ciencias,
Campus Fuente Nueva, Univ. de Granada.
INTRODUCCIÓN
El suelo actúa como un sistema depurador capaz de impedir o ralentizar
la movilidad de diversos contaminantes, determinando en gran medida la calidad
de los sistemas con los que se relaciona, como el agua, el aire o la biosfera.
Cada suelo tiene una capacidad de depuración que depende de sus propiedades
(textura, contenido en materia orgánica, capacidad de intercambio iónico,
contenido en óxidos, pH, superficie específica y contenido en
carbonatos, fundamentalmente). Cuando se alcanza ese límite el suelo
deja de ser eficaz e incluso puede funcionar como “fuente” de sustancias
tóxicas tanto para los organismos que viven en él como para los
sistemas con los que se relaciona. La carga crítica representa la cantidad
máxima de un determinado componente que puede ser aportado a un suelo
sin que se produzcan efectos nocivos sobre la estructura y funcionamiento del
ecosistema [1]. El objetivo de nuestro estudio es analizar la capacidad de depuración
de los suelos frente al Cu y Pb procedentes de la oxidación de lodos
de una mina pirita. Esta capacidad la analizaremos desde dos perspectivas, por
un lado, la cantidad máxima de Cu y Pb que es capaz de precipitar en
el suelo y, por otro lado, la cantidad precipitada de dichos elementos a la
cual se alcanza el nivel máximo biodisponible.
MATERIALES Y MÉTODOS
La experiencia se realizó con 19 muestras de suelos desarrollados sobre
diferentes materiales y con distintas propiedades que están recogidas
en la Tabla 1.
La solución contaminante se obtuvo poniendo en contacto, durante 3 días,
10 gramos de lodo procedente del vertido minero de Aznalcóllar con 1000
cm3 de H2O2 al 15 % [2]. El pH de la solución contaminante fue de 1.7
y su concentración en Cu y Pb de 14.54 y 3.18 mg dm-3 respectivamente.
A 10g de cada una de las muestras de suelo se le añadieron distintas
dosis de solución contaminante (10, 15, 20, 30, 40, 50, 60, 100, 150,
200, 300, 400 y 500 cm3). Después de 72 horas en agitación [3],
a cada extracto suelo:solución contaminante se le midió el pH
y se centrifugó a 3000 rpm durante 15 minutos, separando el sobrenadante
y el suelo. En el sobrenadante, mediante ICP-MS en un espectrómetro PE
SCIEX ELAN-5000 A, se determinaron Cu y Pb. La cantidad de Cu y Pb retenido
o precipitado por cada suelo se obtuvo por diferencia entre su concentración
en la solución contaminante y en el sobrenadante.
Una vez separado el sobrenadante, los suelos de cada extracto se secaron a 35°C
y, posteriormente, se procedió a extraer de ellos el Cu y Pb mediante
una solución de NH4NO3 1M, según las normas DIN 19730 [4]. El
Cu y Pb de los extractos se midieron también en ICP-MS y se consideraron
como la fracción móvil o biodisponible.
Los métodos analíticos utilizados en la determinación de
las propiedades de los suelos fueron: pH, medido con electrodo de vidrio en
una suspensión suelo:agua y suelo:KCl en relación 1:2.5; carbono
orgánico, método de Tyurin [5]; carbonatos, método de Barahona
[6]; análisis granulométrico, método de la pipeta de Robinson
[7]; superficie específica [8]; capacidad de cambio catiónico,
determinada con acetato sódico (1N, pH = 8.2); óxidos de hierro
libre, método de Holgrem [9].
La capacidad tampón de cada suelo (CT) la estimamos a partir del pH del
suelo sin contaminar, del pH de la solución contaminante y del pH del
extracto suelo:50 cm3 de solución contaminante; expresándose en
mmol de H+ necesarios para que un kg de suelo disminuyera su pH en una unidad
(mmol H+ kg-1 pH-1).
Los datos obtenidos se procesaron con el programa estadístico SPSS 10.0.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En general, la cantidad precipitada de Cu y Pb por cada suelo (expresada en
mg de elemento precipitado por kg de suelo), se incrementó al aumentar
la cantidad de elemento añadido (expresado también en mg kg-1),
hasta alcanzar un valor a partir del cual o bien permanecía constante
(Fig. 1A) o bien disminuía
(Fig. 1B).
El comportamiento A de la Fig.1 lo
presentaron los suelos con un contenido en CaCO3 > 5%, mientras que los que
tenían un menor contenido solían mostrar el comportamiento B.
Fuese cual fuese el comportamiento, en todos los casos estimamos la cantidad
de contaminante que se podía añadir a un suelo antes de que, o
bien tendiese a permanecer constante la cantidad precipitada (punto X1) o bien
empezase a disminuir la cantidad precipitada (punto X2). A dicha cantidad (Tabla
2) la denominamos contaminación máxima(CM), diferenciando
entre la contaminación máxima de cobre (CMCu) y de plomo (CMPb).
Así mismo, estimamos para qué cantidad de elemento precipitado
la cantidad extraída con NH4NO3 1M alcanzaba el nivel crítico
o tóxico, el cual se situó en 1 mg kg-1 para el Cu y en 3 mg kg-1
para el Pb [4]. A dicha cantidad (Tabla
2) la denominamos contaminación máxima biodisponible (CMB),
diferenciando entre CMBCu y CMBPb.Fig.1.
Relación entre la cantidad de Cu y Pb añadida y precipitada en
cada suelo.
A partir de estos datos y de las propiedades de los suelos llevamos a cabo un
análisis de componentes principales (Tabla
3). Cuatro factores explican casi el 85 % de la varianza. El Factor 1, explica
el 39 % de la varianza e incluye la capacidad tampón (CT) del suelo,
el contenido en carbonatos (CaCO3), el calcio de cambio (Ca2+) y la contaminación
máxima de Cu (CMCu) y Pb (CMPb). El Factor 2 explica el 23 % de la varianza
e incluye también el contenido en CaCO3, aunque con menor peso que en
el Factor 1, y la contaminación máxima biodisponible de Cu y Pb.
El factor F3 agrupa la superficie específica de los suelos (Ss), la fracción
inorgánica más fina (arcilla) y, lógicamente, la capacidad
de cambio catiónico (CCC) relacionada con la arcilla; mientras que el
Factor 4 incluyen el contenido en materia orgánica y la fracción
de la CCC relacionada con ella.
Varianza acumulada (%) 39 62 75 84La matriz de correlación (Tabla
4) puso de manifiesto que las contaminaciones máximas de Cu (CMCu)
y Pb (CMPb) estaban relacionadas fundamentalmente con el contenido en CaCO3
y el calcio de cambio (Ca2+).
Las ecuaciones de regresión múltiple fueron:
CMCu (mg kg-1) = 2.486 CaCO3 (% ) + 3.488 Ca2+ (cmolc kg-1) r = 0.979, p <
0.0001 (1)
CMPb (mg Kg-1) = 0.477 CaCO3 (%) + 1.390 Ca2+ (cmolc kg-1) r = 0.988, p <
0.0001 (2)
Así mismo, dado que el calcio era el cation de cambio mayoritario en
todos los suelos, también existía una relación significativa
entre los valores de CM y la CCC de los suelos, aunque con coeficientes de correlación
ligeramente inferiores:
CMCu (mg kg-1) = 3.101CaCO3 (% ) + 2.700 CCC (cmolc kg-1) r = 0.939, p <
0.0001 (3)
CMPb (mg Kg-1) = 0.656 CaCO3 (%) + 1.410 CCC (cmolc kg-1) r = 0.956, p <
0.0001 (4)
Por el contrario, no existían relaciones significativas entre la contaminación
máxima biodisponible de Cu (CMBCu) y Pb (CMBPb) y las propiedades del
conjunto de los suelos. Ante este hecho, dividimos los suelos en dos grupos
en función de que su contenido en CaCO3 fuese inferior o superior al
5%.
En los suelos con un porcentaje medio de CaCO3 de 0.9% y capacidad tampón
inferior a 30 mmol H+ kg-1pH-1, la contaminación máxima biodisponible
(cantidad máxima de Cu y Pb que el suelo es capaz de precipitar antes
de que la cantidad extraíble con NH4NO3 1M supere los niveles críticos),
estaba relacionada directamente con la contaminación máxima (CM)
e inversamente con la capacidad de cambio catiónico (CCC) mediante las
ecuaciones de regresión múltiple:
CMBCu (mg kg-1) = 1.471 CMCu (mg kg-1) + 24.572 CaCO3 (%) – 1.849 CCC
(cmolc kg-1) r = 0.984, p < 0.001 (5)
CMBPb (mg kg-1) = 3.587 CMPb (mg kg-1) – 3.121 CCC (cmolc kg-1) r = 0.905,
p < 0.001 (6)
En los suelos con un contenido en CaCO3 > 5% y capacidad tampón superior
a 40 mmol H+ kg-1 pH-1, la contaminación máxima biodisponible
estaba directamente relacionada con el pHKCl e inversamente con la CCC mediante
las ecuaciones:
CMBCu (mg kg-1) = 80.082 pHKCl – 29.721 CCC (cmolc kg-1) r = 0.874, p
< 0.05 (7)
CMBPb (mg kg-1) = 43.953 pHKCl – 15.284 CCC (cmolc kg-1) r = 0.949, p
< 0.01 (8)
Estas ecuaciones indican que, si bien todos los suelos son capaces de fijar
Cu y Pb en el complejo de cambio, dichos elementos permanecen en forma biodisponible
y pueden ser asimilados por la vegetación.
CONCLUSIONES
En el conjunto de suelos estudiados, el contenido en carbonato cálcico
equivalente y el calcio de cambio, son los dos parámetros que fundamentalmente
regulan la precipitación del Cu y Pb disuelto en las soluciones ácidas
procedentes de minas de pirita. No obstante, las formas fijadas sobre el complejo
de cambio permanecen biodisponibles y pueden ser asimiladas por la vegetación.
Agradecimientos
Este estudio ha sido subvencionado por el Proyecto DGICYT n° BTE2000-1540
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