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 RELACIÓN
MEDIANTE EL ANÁLISIS MULTIVARIANTE ENTRE LA BIODISPONIBLIDAD DE METALES PESADOS
Y FACTORES. Edificios en la Huerta de Valencia. La Huerta de
Valencia, que ocupa toda el área peri-urbana de la Ciudad de Valencia y en el
sentido estricto es "el espacio dominado por las ocho acequias del Turia" donde
se encuentra ubicada la Acequia de Favara. Los suelos ocupados por la Acequia de
Favara pertenecen al Holoceno, allí se cultivan arroz, cítricos y hortalizas,
aunque la mayor parte del área esta dominada por el cultivo del Arroz. Las aguas
del Río Turia que se han venido empleando para el riego de estos cultivos y que
en el pasado presentaba una apreciable calidad, ya, en los últimos 25 años la
calidad de estas aguas han desmejorado apreciablemente paralela al desarrollo
industrial y de vertidos residuales incontrolados, dentro de los que se pueden
encontrar metales pesados y sus notables consecuencias de bioacumulación en el
tiempo y la transferencia a la cadena trófica a través de los cultivos que allí
se desarrollan. Los metales pesados una vez depositados en el suelo, tienden a
mantenerse, al menos inicialmente, en los horizontes superficiales siendo
subsiguientemente sometidos a una serie de procesos de retención semejantes a
los que aparecen en suelos naturales, con la salvedad de que suelen ser
incorporados en mayores concentraciones y bajo formas complejas y muy variables
dependiendo de la fuente contaminante. Entre tales procesos cabe citarse los
relativos a precipitación como fase sólida del suelo (Cavallaro y McBride, 1980;
Jones y Jarvis, 1981; Lindsay, 1983), adsorción por coloides inorgánicos -
arcillas, oxi-hidróxidos de hierro y manganeso y sobre materia orgánica (Elliot,
1983; Ellis y Knezeck, 1983), y reacciones de complejación con la materia
orgánica del suelo (Harmsen, 1977; Stevenson y Ardakani, 1983).
Muchas investigaciones relativas al movimiento de los metales pesados en los
suelos conducen a señalar que la mayoría de los metales pesados añadidos a los
mismos tienden a permanecer en superficie: Así por ejemplo, Sidle et al. (1976)
indicaron que más del 93 % de los metales pesados que habían sido aplicados al
suelo a través de riegos con aguas residuales en un periodo de dos años fueron
acumulados en la superficie del mismo. La movilidad de los metales pesados es un
factor importante porque determina su biodisponibilidad por las plantas y
microorganismos que toman elementos disueltos en la solución del suelo (Kabata-Pendias
y Pendias et al,. 1992). Ramos et al. (2001) evaluando suelos de Xochimilco, San
Luis Tlaxialtemalco y Tláhuac de la Chinampa mexicana hasta profundidades de 150
cm encontraron formas biodisponibles de metales pesados para cada uno ellos
mediante extracción con DTPA-TE-CaCl2, de: Cr, 0,62 mg.kg-1; 1,03 mg.kg-1; 1,0
mg.kg-1; Pb, 1,70 mg.kg-1; 1,97 mg.kg-1; 1,12 mg.kg-1; Cd, 0,33 mg.kg-1; 0,32
mg.kg-1; 0,48 mg.kg-1; Ni, 2,9 mg.kg-1; 1,60 mg.kg-1; 1,85 mg.kg-1; Cu, 1,1
mg.kg-1; 1,26 mg.kg-1; 1,38 y Zn, 2,16 mg.kg-1; 1,44 mg.kg-1; 1,85 mg.kg-1
respectivamente en la profundidad del perfil de los suelos estudiados. Pérez et
al, (2000) al evaluar la calidad de los suelos agrícolas de la Comunidad de
Madrid en función del contenido y disponibilidad de metales pesados, delimitaron
cuatro clases de suelos dependiendo del grado de contaminación, clase 1 , suelos
no contaminados; clase 2, suelos ligeramente contaminados; clase 3, suelos
moderadamente contaminados y clase 4, suelos muy contaminados. Con base en la
clasificación anterior y mediante extracción con acetato amónico 1N a pH 7 se
obtuvo la siguiente valoración de metales pesados disponibles, Pb, 12,7 mg.kg-1;
12,7 mg.kg-1; 6,9 mg.kg-1 y 16,4 mg.kg-1, Zn, 11,6 mg.kg-1; 27,9 mg.kg-1; 11,4
mg.kg-1 y 28,4 mg.kg-1, Cu, 5,2 mg.kg-1; 9,5 mg.kg-1; 20,1 mg.kg-1 y 17,3 mg.kg-1;
Cd, 0,4 mg.kg-1; 0,9 mg.kg-1; 0,5 mg.kg-1 y 2,3 mg.kg-1;. Apreciándose que
existe real toxicidad únicamente en los suelos de la clase 4 para el Zn. El
peligro potencial se presenta en los suelos mas contaminados para Cu, Pb y Cd,
existiendo peligro potencial por Zn en los suelos de todas las clases. En el
caso del Cd y del Zn son elementos bastante móviles en el suelo que pueden
alojarse en las raíces de las plantas y de ahí pasar a la cadena trófica. Es
recomendable reducir su concentración en cultivos a niveles inferiores a los
fitotóxicos, porque los síntomas sólo aparecen con cantidades de Cd muy
superiores a las recomendadas para consumo animal o humano (Ewers, 1991; Mench y
Martín, 1991).
Maseda y Huertas (1996) estudiaron la biodisponibilidad de Cu y Zn en suelos
afectados por purines de cerdo en la Provincia de Segovia. Los autores
encontraron que los rangos de biodisponibilidad en diferentes tipos de suelos
oscilaban para Cu entre 0,7 - 111,1 mg.Kg-1 y para Zn entre 1,0 - 528,0 mg.Kg-1.
Así mismo, la biodisponibilidad de estos metales indica que la energía de
retención de los distintos constituyentes del suelo no es muy fuerte en las
muestras del estudio, por lo que se presume que de haber la existencia de algún
tipo de cultivo, estas formas disponibles serian asimiladas por las plantas o en
su defecto se movilizarían en el perfil del suelo hasta alcanzar las aguas
subterráneas, facilitado este proceso más aun por las características
hidrogeológicas del perfil del suelo con un alto porcentaje de partículas
gruesas (arenas) en su composición textural. Aunque diversas investigaciones
hayan demostrado que la mayoría de los metales añadidos a los suelos tienden a
permanecer en superficie como consecuencia de su adición a los suelos, por
ejemplo, vía aguas residuales usadas para riego, no obstante, otras
investigaciones han encontrado que concentraciones de metales pesados a
profundidades mayores de los 25 cm. han sido superiores, esto como consecuencia
de la alta y sostenida carga de contaminantes añadidos en tiempos mayores a 10
años (Ramos et al, 2001; Méndez et al, 2000). La alta y sostenida carga de
contaminantes aplicados a los suelos pueden superar la capacidad de retención,
fijación y adsorción dada por las propiedades de cada suelo en particular,
contribuyendo a la disponibilidad de los contaminares para ser absorbidos por
las plantas o transportados a las aguas subterráneas (Méndez, 1998)
MATERIALES Y METODOS. La Acequia de Favara localizada al sur-este de la
Ciudad de Valencia y donde se emplea para riego las aguas residuales no
depuradas del Río Turia, se condujo en un suelo clasificado como Antrosol
Cumulico un muestreo sistemático consistente al seleccionar cuatro parcelas
cultivadas con arroz. En cada parcela se delimitaron 6 puntos de muestreo a
cuatro profundidades cada uno, a saber: 0-10 cm; 10-20 cm; 20-40 cm y 40-60 cm.
Las muestras de suelos una vez secadas al aire y pasadas por un tamiz de 2mm se
determinaron: pH tanto en agua desionizada relación 1:1 y en cloruro potásico 1N
relación 1:2,5; conductividad eléctrica en el extracto de la pasta de suelo
saturada, sodio y potasio por fotometría de llama, calcio y magnesio mediante
valoración con EDTA, sulfatos por turbidimetría, bicarbonatos mediante
valoración con HCl 0,1 N. Y cloruros por el método de Mohr; análisis mecánico
(método Boyoucos); materia orgánica (método de Walkey-Black); CaCO3 (calcímetro
de Bernard), capacidad de intercambio de cationes mediante acetato sódico 1N a
pH 8,2. Las muestras de suelo para la valoración de la fracción de metales
pesados biodisponibles fueron trituradas en morteros de ágata para su extracción
con solución NH4Ac 0,5M + EDTA 0,02 M + Hac 0,5 M (pH 4,65) (Lakanen-Ervio,
1971) y valoración por espectrofotometría de absorción atómica en un equipo
Varian SpectrAA/20 Plus. Los resultados obtenidos fueron objeto de un análisis
factorial empleando el programa BMDP4M (1983), con lo que las variables
estudiadas se transforman en otras nuevas variables o factores de carga con base
a las correlaciones establecidas entre las variables iniciales.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN: Los suelos objeto de este estudio presentan
características físicas y químicas medias indicadas en la tabla 1. Allí se puede
apreciar que los suelos poseen condiciones de: pH de ligeramente básico a
básico, salinidad media, sales predominantes de cloruro de sodio, sulfatos de
calcio y magnesio y bicarbonatos de calcio, relación de adsorción de sodio
media, contenido de materia orgánica media a alto, capacidad de intercambio
iónico media, alta presencia de carbonatos y textura franco arcillo limosa
predominante. La concentración de metales pesados biodisponibles indicados en la
tabla 1, presentan la siguiente secuencia de extracción decreciente Fe > Mn > Cu
> Zn > Pb > Ni > Cr > Cd > Mo, secuencia de extracción muy similar a la obtenida
por Rodríguez y Cala (1987) y Méndez et al (2000), no obstante, esta secuencia
de extracción esta muy asociada a las propiedades de adsorción, fijación y
retención de estos elementos en el suelo, así que la misma puede variar de unos
suelos a otros también dependiendo de los métodos de extracción empleados para
ello (Cala y Sanchidrian, 1989). Un análisis más racional de los datos de matriz
de correlación (Tabla 3), se estudio en primer lugar los coeficientes de
correlación entre los diferentes metales pesados biodisponibles y las fracciones
del suelo consideradas, de allí se obtuvo que, el Fe al presentar una
concentración biodisponible media de 118,78 mg.kg-1, supera ampliamente las
concentraciones que, como oligoelemento, requieren las plantas según Viets y
Lindsay (1973), quienes indican que concentraciones biodisponibles
aproximadamente de 4,5 mg.kg-1 son más que suficientes para satisfacer los
requerimientos nutricionales en una diversidad de cultivos. La concentración
media aquí encontrada es superior a las señaladas por Mendoza (1981); Cajuste et
al (1991); tamariz (1996); Méndez et al (1997) y Méndez (2000). Además los
suelos de La Acequia de Favara, presentan altos contenidos de arcilla y
carbonatos insolubles, lo que favorecen su acumulación (Bohn et al., 1993;
Kabata-Pendias y Pendías, 1985) y de ahí su alta significación p<0,001 con la
arcilla y los carbonatos. Así mismo, presenta una significación p< 0,01 con la
materia orgánica, esto es posible que se deba a la formación de complejos de
Humus-Fe, que se forman en horizontes superiores y naturalmente en función del
contenido de materia orgánica, especialmente la alta afinidad de retención que
poseen los ácidos húmicos con el ion Fe (Kodama and Schnitzer, 1980). El Fe
biodisponible también presenta alta significación a p<0,001 con los carbonatos y
la fracción mineral tal como lo indica Kabata_Pendias y Pendias (1985),
interviniendo en los procesos de precipitación de carbonatos de fe en el suelo.
(Jenne, 1977). La concentración biodisponible media de Cr de 0,54 mg.kg-1 no
representa un riesgo de toxicidad para los cultivos al estar por debajo de los
niveles de toxicidad señalados por Kabata-Pendias y Pendias (1986). El Cr
presenta alta significación p<0,001 con la salinidad y baja significación p<0,05
con la fracción limo presente en el suelo, ya que se pueden presentar enlaces
con esta fracción que se dispersa en la solución del suelo (Ramos et al., 2001).
La concentración media encontrada es muy inferior a lo reportado por Flores et
al. (1999); Cajuste et al. (1991); Carrillo et al (1992) y Ramos et al. (2001).
El Cu con una concentración media biodisponible de 18,25 mg.kg-1 que no alcanza
a superar el umbral de fitotoxicidad citado por Adriano (1986), aún así puede
representar un ligero peligro potencial de contaminación Pérez et al. 2000). Así
mismo, la concentración media biodisponible de Cu esta dentro del rango citado
por Maseda y Huertas (1996) pero superior a lo reportado por Ramos et al. (2001)
y ligeramente inferior a lo reportado por Pérez et al. (2000) en suelos de la
clase 3 considerados como moderadamente contaminados, presentándose un ligero
peligro potencial de toxicidad. La concentración media disponible de Cu
encontrada no presenta significación con la materia orgánica tal como lo
encontró Cala et al (1985), contrario de lo señalado por otros autores (Harmsen,
1977; Stenvenson y Ardakani, 1983; Serrano et al., 1985), cuando es sabida la
gran aptitud del cobre a formar complejos con la misma, hace suponer que se
trata de un cobre de contaminación, quizás como consecuencia de practicas
agrícolas o deposiciones por fuentes residuales. El Cu biodisponible también
presenta baja significación p<0,05 con los carbonatos tal como lo indica Kabata-Pendias
y Pendias (1985). La mayor adsorción de cobre en el suelo se presenta ante la
presencia de óxidos de Fe y Mn y la fracción mineral (Kabata-Pendias y Pendias,
1985), así, la significación p<0,05 presentada entre el Cu y el Fe, no así en
este caso con el Mn. Por último, con la fracción mineral presenta una
significación p<0,01 . La concentración media biodisponible de Pb es de 11,59
mg.kg-1, Esta concentración no representa peligro real de toxicidad, ya que
según Adriano (1986) concentraciones biodisponibles superiores a 25 mg.kg-1 se
consideran de riesgo de toxicidad para los cultivos. El Pb biodisponible
presenta baja significación p<0,05 con los carbonatos tal como lo indica
Kabata_Pendias y Pendias (1985). El Pb, presenta una alta significación p<0,001
con la materia orgánica, así, con la fracción húmica de la misma se presenta una
alta capacidad de retención formando complejos, como también con la fracción
mineral a través de la capacidad de intercambio cationico, de allí su alta
significación a p<0,001 (Kodama and Schnitzer, 1980). Así mismo, la
concentración encontrada supera ampliamente lo reportado por Ramos et al. (2001)
aunque es inferior a la concentración biodisponible reportada por Pérez et al.
(2000) considerada como potencialmente de riesgo. La fracción biodisponible
media de Mn encontrada con 33,79 mg.kg-1 es muy inferior a los 85,08 mg.kg-1
reportados por Méndez et al. (2000) aunque la misma es superior a lo reportado
por Cajuste et al. (1991) Tamariz (1996) y Méndez et al. (1997). La solubilidad
del Mn esta fuertemente ligada al pH y el potencial redox del suelo, así, el Mn
presenta una alta significación p<0,001 con la salinidad del suelo dada por la
CEe, con la que puede formar complejos de MnHCO3+ a través de procesos redox y
de hidratación (Kabata-Pendias y Pendias, 1985; Lindsay, 1979). Cabe destacar
que altas concentraciones de Mn biodisponible en el suelo pueden afectar la
penetración de las raíces en el subsuelo (Bohm et al., 1993; Sposito, 1994),
afectando drásticamente el desarrollo, sobre todo en los suelos que se inundan
donde existen condiciones reductoras, tal como sucede en los suelos bajo cultivo
de arroz. El Ni con una concentración biodisponible media de 3,07 mg.kg-1
presenta una alta significación p<0,001 con la materia orgánica, ya que con la
misma puede llegar a formar Complejos orgánicos estables (Kabata-Pendias y
Pendias, 1985). Esta concentración biodisponible es ligeramente superior a lo
reportado por Ramos et al. (2001). La El Mo presento una concentración
biodisponible media de 0,25 mg.kg-1. Así, el Mo presenta significación p<0,05 y
en sentido opuesto con el pH, tal como lo reporta Porta et al (1994), que al
incrementarse el pH hasta ciertos niveles de alcalinidad el Mo se hace más
disponible en el suelo.
La fracción biodisponible media de Cd encontrada con 0,28 mg.kg-1 es semejante a
lo reportado por Moreno (1993); El-Hassanin et al. (1993); Hue y Subasinghe
(1994) y Méndez et al. (2000) y Ramos et al. (2001); aunque inferior a lo
reportado por Pérez et al. (2000) con 2,3 mg.kg-1, concentración que representa
un riesgo de contaminación por translocación a la cadena trófica al ser
absorbido por los cultivos (Welch and Norwell, 1999) El Cd presenta una alta
significación p<0,001 con la materia orgánica, especialmente con la fracción
húmica de la misma donde se presenta una alta capacidad de retención formando
complejos (Kodama and Schnitzer, 1980; Eriksson, 1988; Stevenson, 1994).
Igualmente el Cd biodisponible presenta relación significativa p<0,001 con la
fracción limo del suelo, tal como lo señala Cala (1985). Igualmente se presenta
significación a p<0,001 con la salinidad y la fracción orgánica del suelo, con
esta ultima fracción se dan procesos de adsorción y quelatación ampliamente
conocidos Gadde y Laitinen (1973), Forbes et al. (1976) y Street et al. (1977).
Así mismo, con la salinidad presente en el suelo dada por la CEe se pueden
generar procesos de complejación y desorción con iones como Cl-, HCO3- y SO4= (Kabata-Pendias
y Pendias, 1985) lo que le puede inferir al Cd un incremento de movilidad y
disponibilidad en el suelo (García-Miragaya and Page, 1976; Doner, 1978). Así
con sales predominantes de NaCl, se incrementa el stress por la presión osmótica
afectando la función de membrana de la raíz y permitiéndose que más Cd pueda ser
tomado de la solución del suelo (McLaughlin et al., 1984; Smolders and
McLaughlin, 1996a). Según Adriano (1992); Sposito (1994) la presencia de Cd
disponible en los suelos se ha generalizado por lo que, actualmente, este
elemento es cada vez más común en el medio ambiente, al grado de que, con
frecuencia, el Cd tiende a sustituir al calcio en los huesos (Baran, 1994). El
Zn que puede estar fuertemente adsorbido por la fracción orgánica y mineral del
suelo (Kabata-Pendias y Pendias, 1985) presenta una alta significación p<0,001
con la materia orgánica. El Zn es fuertemente adsorbido formando complejos más
específicamente por la fracción húmica de la materia orgánica (Kodama and
Schnitzer, 1980) y con la fracción mineral presenta una significación p<0,01
donde puede estar fuertemente retenido debido a la alta capacidad de intercambio
del suelo, con la que presenta una significación a p<0,001. Cabe destacar la
relación del Zn y el Fe en los suelos formando hidróxidos (Zyrin et al., 1976),
allí la significación existente entre el Fe y el Zn a p<0,01. Así mismo esta
relación se presenta como una fracción más biodisponible para las plantas (Norrish,
1975) La fracción biodisponible media de Zn encontrada es de 17,0 mg.kg-1. Esta
concentración biodisponible esta dentro del rango citado por Maseda y Huertas
(1996), pero superior a lo reportado por Ramos et al. (2001) lo que supone un
peligro potencial de toxicidad (Adriano, 1986; Pérez et al., 2000), aunque su
fitotoxicidad dependa del cultivo, la etapa de crecimiento y las características
del suelo (Kabata-Pendias y Pendias, 1985). La arcilla presenta significación a
p < 0,01 con el Zn y el Cu, tal como lo señala Pérez et al. (1995) donde la
mayor acumulación en arcilla la presentaban los metales Zn y Cu y donde el Zn
retenido por esta fracción queda en parte fijado (Tiller y Hodgson, 1962).
Las fracciones arcilla y arena presentan y en sentido opuesto un nivel de
significación p < 0,001, es decir al aumentar uno disminuye el otro, como
debería de esperarse. La C.I.C. presenta alta significación p<0,001 con la
arcilla, lo que afirma la alta responsabilidad de este mineral en la capacidad
de intercambio cationico. Cabe destacar que en estos suelos la fracción limo
predomina sobre la fracción arcilla, pero la fracción arcilla es la que genera
la alta capacidad de intercambio cationico como se menciono anteriormente. La
materia orgánica y la capacidad de intercambio cationico presentan una alta
significación a p<0,001 tal como lo reportó Ramos et al. (2001). La arcilla
presenta significación a p < 0,01 con el Zn y el Cu, tal como lo señala Pérez et
al (1995) donde la mayor acumulación en arcilla la presentaban los metales Zn y
Cu y donde el Zn retenido por esta fracción queda en parte fijado (Tiller y
Hodgson, 1962). La arena esta relacionada con la CIC con una alta significación
en sentido opuesto, lo que reafirma que la alta capacidad de intercambio del
suelo es inferida por la fracción mineral arcillosa del suelo. Los carbonatos
tienen significación p <0,01 con la fracción limo, lo que implica que en estos
suelos el carbonato se acumula preferentemente en la fracción limo. Como
resultado de la aplicación del programa estadístico BMDP4M (1983), las variables
consideradas y señaladas en la tabla 4, quedan reducidas a 5 factores de carga.
Estos 5 factores y señalados en la tabla 2, explican el 71,82 % de la varianza
total, máxima varianza que estadísticamente interesa considerar al agrupar las
variables en el menor numero posible de factores. El factor 1 que justifica el
25,65 % de la varianza total, esta relacionado con las fracciones biodisponibles
de los metales pesados Cd, Cr, Mn, Ni y la salinidad (CEe) en el suelo; por
tanto este factor puede ser identificado con aquellos metales(Cd, Cr, Mn y Ni)
que forman preferentemente complejos de cambio con los iones asociados a la
salinidad del suelo. El factor 2 justifica el 20,84 % de la varianza total y
representa la fracción biodisponible de Mo, materia orgánica, pH y la capacidad
de intercambio cationico; de allí la alta significación de correspondencia entre
la C.I.C con la materia orgánica y el pH; la materia orgánica y el pH. El factor
3 que justifica el 11,03 % de la varianza total, esta relacionado con las
fracciones biodisponibles de Cu, Pb y Zn. El factor 4 que justifica el 7,79 % de
la varianza total esta relacionado con la fracción biodisponible del Fe y las
fracciones minerales del suelo dadas por la arcilla y la arena. El factor 5 y
ultimo del análisis justifica el 6,49 % de la varianza total y esta relacionado
con la fracción carbonatada del suelo (CaCO3).
CONCLUSIONES: Los metales pesados intercambiables cuantificados en los
suelos de la Acequia de Favara presentan en algunos casos consideraciones
relativas de riesgo aunque, nunca llegan a alcanzar concentraciones tales que
les infiera una evidente posición de contaminación y riesgo. Esto es posible a
que las características hidrogeológicas del perfil del suelo estudiado, presenta
una alta capacidad de intercambio, considerable fracción orgánica y pH alcalino.
Estas condiciones han permitido mediante diferentes procesos de complejación,
retención, adsorción y quelatación evitar una alta biodisponibilidad de estos
elementos en el suelo y sus evidentes consecuencias de translocación a la cadena
trófica a través del cultivo de arroz allí desarrollado. Es Evidente que la
solución extractante de metales pesados biodisponibles empleada en esta
investigación y las consideradas en otras investigaciones sean diferentes, pero
esto no elimina la posibilidad de contrastar entre ésta y otras investigaciones
y, auque es conocida la avidez de algunas soluciones extractoras por algunas
formas cambiables de metales pesados en el suelo, queda claro que mediante esta
investigación se expresa la importancia de la cuantificación de las formas
biodisponibles de metales pesados en suelos regados con aguas residuales no
depuradas durante largos periodos de tiempo.
Autor original del artículo: Franky Mendez-Romero
Email de contacto: franky@cantv.net
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