tese de doutoramento la corteza de pino como …
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TESE DE DOUTORAMENTO La corteza de pino como adsorbente natural de metales pesados en suelos contaminados Laura Cutillas Barreiro Ano: 2017
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min
ados
. Ano
: 201
7.
Escola Internacional de Doutoramento
Laura Cutillas Barreiro
TESE DE DOUTORAMENTO
La corteza de pino como adsorbente natural de metales pesados en suelos
contaminados
Dirixida polos doutores:
Manuel Arias Estévez e Juan Carlos Nóvoa Muñoz
Ano: 2017
"La Tierra no es una herencia de nuestros padres, sino un préstamo de
nuestros hijos."
Antiguo refrán indio.
A Iris y Chema.
AGRADECIMIENTOS
Agradecimientos
7
AGRADECIMIENTOS
Esta Tesis Doctoral ha sido llevada a cabo gracias a la financiación recibida por
la Agrupación Estratégica CIA (Centro de Investigaciones Agroalimentarias) a través
del Programa de Consolidación y Estructuración de Unidades de Investigación
Competitivas de la Xunta de Galicia con participación de Fondos FEDER (Fondo
Europeo de Desarrollo Regional) y al apoyo recibido por el Grupo de Investigación
BV1 de la Universidad de Vigo.
Quisiera agradecer a la Universidad de Vigo por haber respaldado
económicamente mi trabajo de investigación durante dos años mediante una beca
predoctoral, y al Ministerio de Economía y Competitividad, por la financiación recibida
a través de los siguientes Proyectos de Investigación:
"Diagnóstico de la contaminación por metales pesados solubles en forma
aniónica y otros aniones inorgánicos. Medidas de control en suelos
antropizados" (CGL2012-36805-C02-01).
"Diagnóstico de la contaminación por metales pesados solubles en forma
catiónica. Medidas de control en suelos antropizados" (CGL2012-36805-C02-
02).
Agradecimientos
8
Quiero expresar mi sincero agradecimiento a todas aquellas personas
que, de alguna forma, han aportado su granito de arena en la elaboración de
este trabajo.
En primer lugar, a mis directores, D. Manuel Arias y D. Juan Carlos
Nóvoa, que han hecho posible que esta Tesis se llevara a cabo. Quisiera
agradecerles el haberme brindado la oportunidad de trabajar en el Área de
Edafología y Química Agrícola. Gracias por la paciencia, el apoyo, la
orientación, la supervisión, y por todo lo que me han aportado a través de su
experiencia.
A mis compañeros del laboratorio: Paula, Isabel, Diego, Andrea…
gracias por ser grandes compañeros y amigos. Por todos los momentos que
compartimos dentro y fuera de la facultad. Por convertirse casi en una
segunda familia, sin vosotros todo hubiera sido más duro.
A los compañeros del área de Edafología en Lugo: Avelino, Esperanza y
Mª José. Gracias por toda vuestra ayuda.
Por supuesto, a mi familia, por ser las personas con las que he contado,
cuento y contaré incondicionalmente durante toda mi vida. Gracias por
haberme impulsado siempre a luchar por mis sueños, todo lo que he conseguido
os lo debo a vosotros.
A Chema, por ser el apoyo imprescindible durante todo el camino.
Gracias por animarme a recorrerlo y a seguir hasta el final, ayudándome a ver
“la luz al final del túnel”.
Índice
9
ÍNDICE GENERAL
PÁG.
AGRADECIMIENTOS ............................................................................................................................. 7 ÍNDICE GENERAL ................................................................................................................................... 9 ABREVIATURAS .................................................................................................................................... 15 RESUMEN ................................................................................................................................................ 23 CAPÍTULO I: INTRODUCCIÓN .......................................................................................................... 29
I.1. Contaminación del suelo ............................................................................................................... 29 I.1.1. Tipos de contaminantes de origen antrópico presentes en el suelo ........................................ 29 I.1.2. Legislación de suelos contaminados ...................................................................................... 30
I.2. Los metales pesados en el suelo .................................................................................................... 31 I.2.1. Origen y fuentes de los metales pesados en el suelo .............................................................. 32 I.2.2. Dinámica de los metales pesados en el suelo. Contaminación por metales pesados .............. 36 I.2.2.1. Fondo Geoquímico y Nivel Genérico de Referencia .......................................................... 40 I.2.2.2. Riesgo ambiental de los metales pesados en el suelo: persistencia, toxicidad y capacidad de
bioacumulación ............................................................................................................................ 43 I.2.2.3. Metales pesados en el suelo y en las plantas ....................................................................... 44 I.2.2.3.1. El cadmio en el suelo y en la planta ................................................................................. 47 I.2.2.3.2. El cobre en el suelo y en la planta .................................................................................... 48 I.2.2.3.3. El níquel en el suelo y en la planta ................................................................................... 49 I.2.2.3.4. El plomo en el suelo y en la planta .................................................................................. 50 I.2.2.3.5. El zinc en el suelo y en la planta ...................................................................................... 52
I.3. Suelos contaminados por metales pesados................................................................................... 53 I.3.1. Suelos de zonas mineras ........................................................................................................ 53 I.3.1.1. La escombrera de mina de lignito de As Pontes ................................................................. 55 I.3.1.2. La escombrera de mina de cobre de Touro ......................................................................... 60 I.3.2. Suelos de zonas industriales: suelos forestales y de pradería
próximos a las instalaciones de una cementera ............................................................................ 64 I.3.2.1. La producción de cemento como fuente de contaminación de metales pesados ................. 64 I.3.2.1.1. El mercurio en el suelo. La producción de cemento como fuente de contaminación por
mercurio ....................................................................................................................................... 68 I.3.2.1.2. El plomo en el suelo. La producción de cemento como fuente de contaminación por
plomo ............................................................................................................................................ 72 I.3.2.1.3. El cromo en el suelo. La producción de cemento como fuente de contaminación por
cromo ............................................................................................................................................ 72 I.3.3. Suelos contaminados en zonas agrícolas ................................................................................ 74 I.3.3.1. Suelos de pradera de A Pastoriza contaminados con metales pesados................................ 74 I.3.3.2. Suelos de viñedo en Galicia contaminados por Cu ............................................................. 75
I.4. La corteza de Pinus pinaster como bioadsorbente de metales pesados ..................................... 78 I.4.1. Situación de la superficie forestal actual ................................................................................ 78 I.4.2. Distribución del pino Pinus pinaster ..................................................................................... 80 I.4.3. Características de la corteza. Potencial como bioadsorbente de la corteza de pino ............... 84
CAPÍTULO II: JUSTIFICACIÓN Y OBJETIVOS.............................................................................. 91
CAPÍTULO III: EVALUACIÓN LITOLÓGICA Y DEL USO DE SUELOS CONTAMINADOS
POR METALES EN EL ENTORNO DE UNA PLANTA CEMENTERA EN OURAL ................... 97 III.1. Introducción ................................................................................................................................ 97 III.2. Área de estudio ........................................................................................................................... 97
Índice
10
III.3. Material y métodos ................................................................................................................... 100 III.3.1. Toma de muestras.............................................................................................................. 100 III.3.2. Análisis de los suelos próximos a la cementera: caracterización general y análisis de los
metales pesados .......................................................................................................................... 106 III.3.2.1. Determinación del pH .................................................................................................... 106 III.3.2.2. Determinación del carbono y nitrógeno totales .............................................................. 107 III.3.2.3. Caracterización del Complejo de Intercambio Catiónico (CIC). Suma de cationes básicos
intercambiables (SB) .................................................................................................................. 107 III.3.2.4. Determinación de la textura del suelo. Granulometría. .................................................. 108 III.3.2.5. Determinación del contenido total de metales pesados: Hg, Pb y Cr ............................. 110 III.3.3. Análisis estadístico ............................................................................................................ 111
III.4. Resultados y discusión .............................................................................................................. 112 III.4.1. Caracterización general de los suelos ................................................................................ 112 III.4.1.1. pH en agua y KCl ........................................................................................................... 112 III.4.1.2. Niveles de carbono y nitrógeno totales .......................................................................... 113 III.4.1.3. Capacidad de intercambio catiónico efectiva (CICe) ...................................................... 115 III.4.1.4. Análisis granulométrico ................................................................................................. 116 III.4.2. Contenido total de metales pesados (Hg, Pb y Cr) en los suelos y en la litología local .... 118
III.5. Conclusiones.............................................................................................................................. 132 III.6. Material complementario ........................................................................................................ 134
CAPÍTULO IV: LA CORTEZA DE PINO COMO BIOADSORBENTE DE METALES
PESADOS: Cd, Cu, Ni, Pb Y Zn. EXPERIMENTOS TIPO BATCH Y DE REACTOR DE FLUJO
CONTINUO. EXPERIMENTOS EN COLUMNAS. ADSORCIÓN COMPETITIVA,
DESORCIÓN Y TRANSPORTE DE METALES ............................................................................... 139 IV.1. Introducción .............................................................................................................................. 139
IV.1.1. El proceso de adsorción .................................................................................................... 140 IV.1.2. Isotermas de adsorción ...................................................................................................... 141 IV.1.2.1. Isoterma de Freundlich ................................................................................................... 144 IV.1.2.2. Isoterma de Langmuir .................................................................................................... 145
IV.2. Material y métodos ................................................................................................................... 146 IV.2.1. Material bioadsorbente empleado: características de la corteza de Pinus pinaster ........... 146 IV.2.2. Experimentos de adsorción-desorción de metales: experimentos discontinuos ................ 148 IV.2.2.1. Experimentos de adsorción en función del tiempo......................................................... 149 IV.2.2.2. Experimentos de adsorción en función de la concentración de metales añadida ........... 149 IV.2.2.3. Experimentos de desorción en función de la concentración de metales añadida ........... 150 IV.2.3. Experimentos de adsorción-desorción competitiva: competencia de metales en sistema
bimetal y multimetal mediante experimentos discontinuos tipo batch ....................................... 150 IV.2.3.1. Experimentos de adsorción competitiva en sistema bimetal .......................................... 151 IV.2.3.2. Experimentos de adsorción competitiva en sistema multimetal ..................................... 151 IV.2.3.3. Experimentos de desorción competitiva en sistema bimetal y multimetal ..................... 152 IV.2.4. Experimentos de adsorción-desorción de metales: experimentos en reactor en cámara de
flujo continuo ............................................................................................................................. 152 IV.2.5. Experimentos de transporte de metales pesados mediante experimentos en columnas con
corteza de pino ........................................................................................................................... 155 IV.2.5.1. En sistemas monometal .................................................................................................. 156 IV.2.5.2. En sistemas bimetal y multimetal .................................................................................. 158 IV.2.5.3. Curvas de ruptura (BTC) ................................................................................................ 159 IV.2.5.4. Análisis de las columnas de corteza de pino .................................................................. 161 IV.2.6. Análisis estadístico ............................................................................................................ 161
Índice
11
IV.3. Resultados y discusión .............................................................................................................. 161 IV.3.1. Experimentos de adsorción-desorción de metales: experimentos discontinuos ................ 161 IV.3.2. Experimentos de adsorción-desorción competitiva: competencia de metales en sistema
bimetal y multimetal mediante experimentos discontinuos tipo batch ....................................... 165 IV.3.2.1. Adsorción/desorción competitivas en sistemas bimetal ................................................. 165 IV.3.2.2. Adsorción/desorción competitivas en sistemas multimetal ............................................ 169 IV.3.3. Experimentos de adsorción-desorción de metales: experimentos en cámara de reactor de
flujo continuo ............................................................................................................................. 172 IV.3.4. Experimentos de transporte de metales pesados mediante experimentos en columnas con
corteza de pino ........................................................................................................................... 178 IV.3.4.1. En sistemas monometal .................................................................................................. 178 IV.3.4.2. En sistemas binarios y multimetal .................................................................................. 187
IV.4. Conclusiones .............................................................................................................................. 193 IV.5. Material suplementario ............................................................................................................ 194
CAPÍTULO V: CRECIMIENTO DE Lolium perenne EN UN SUELO DE VIÑEDO
CONTAMINADO POR Cu Y ENMENDADO CON DIFERENTES DOSIS DE CORTEZA DE
PINO ........................................................................................................................................................ 197 V.1. Introducción................................................................................................................................ 197 V.2. Área de estudio ........................................................................................................................... 197 V.3. Material y métodos ..................................................................................................................... 198
V.3.1. Material .............................................................................................................................. 198 V.3.1.1. Suelo empleado en el estudio .......................................................................................... 198 V.3.1.2. El ryegrass inglés (Lolium perenne L) ............................................................................ 199 V.3.1.3. Corteza de pino (Pinus pinaster) ..................................................................................... 200 V.3.1.4. Concha de mejillón .......................................................................................................... 201 V.3.2. Diseño experimental ........................................................................................................... 202 V.3.2.1. Condiciones de crecimiento de Lolium perenne ............................................................. 202 V.3.3. Métodos .............................................................................................................................. 205 V.3.3.1. Análisis de las plantas ..................................................................................................... 205 V.3.3.1.1. Porcentaje de germinación de las semillas ................................................................... 205 V.3.3.1.2. Medida del contenido de Cu en las plantas .................................................................. 206 V.3.3.2. Análisis previo del suelo empleado y análisis posterior del suelo de las macetas ........... 207 V.3.3.2.1. Determinación del contenido de Cu biodisponible (EDTA y DTPA), intercambiable
(CuAA y CuCA) y total.................................................................................................................. 207 V.3.3.3. Análisis estadístico .......................................................................................................... 208
V.4. Resultados y discusión ............................................................................................................... 208 V.4.1. Influencia de la corteza de pino (y su combinación con concha de mejillón) en la
germinación de Lolium perenne ................................................................................................. 208 V.4.2. Influencia de la corteza de pino (y su combinación con concha de mejillón) en la longitud y
producción de biomasa de la parte aérea y radicular de Lolium perenne ................................... 210 V.4.3. Influencia de la corteza de pino en la concentración de cobre en la parte aérea y radicular de
Lolium perenne ........................................................................................................................... 216 V.4.4. Cu en el suelo: en EDTA, DTPA, acetato amónico y cloruro amónico, en función de la
dosis de CRP o CRP+CMT y después de 51 días de cultivo ...................................................... 217 V.5. Conclusiones ............................................................................................................................... 222
CAPÍTULO VI: LIBERACIÓN Y FRACCIONAMIENTO DE METALES PESADOS EN UN
SUELO DE MINA DE Cu ENMENDADO CON CORTEZA DE PINO. CRECIMIENTO
BACTERIANO Y FÚNGICO ............................................................................................................... 227 VI. 1. Introducción ............................................................................................................................. 227 VI. 2. Área de estudio ......................................................................................................................... 229 VI. 3. Material .................................................................................................................................... 231
Índice
12
VI.3.1. Suelo empleado en el estudio ............................................................................................ 231 VI.3.2. Corteza de pino (Pinus pinaster) ....................................................................................... 232 VI.3.3. Concha de mejillón ........................................................................................................... 232
VI.4. Métodos ..................................................................................................................................... 233 VI.4.1. Liberación y fraccionamiento de metales pesados en un suelo de mina de cobre enmendado
con corteza de pino ..................................................................................................................... 233 VI.4.1.1. Diseño experimental ...................................................................................................... 233 VI.4.1.2. Fraccionamiento de metales en el suelo y las mezclas suelo-corteza ............................. 235 VI.4.1.3. Liberación de metales en el suelo y las mezclas suelo-concha. Experimentos en cámara
de flujo continuo ......................................................................................................................... 236 VI.4.2. Medición de la actividad bacteriana y fúngica en un suelo de mina de cobre enmendado
con corteza de pino y mezclas de corteza de pino con concha de mejillón ................................ 238 VI.4.2.1. Diseño experimental ...................................................................................................... 239 VI.4.2.2. Medición del crecimiento bacteriano del suelo mediante la incorporación de leucina .. 240 VI.4.2.3. Medición del crecimiento fúngico del suelo mediante la incorporación de acetato en
ergosterol .................................................................................................................................... 243 VI.4.2.4. Efecto sobre la biomasa microbiana determinada mediante el uso de los ácidos grasos de
los fosfolípidos (PLFAs) ............................................................................................................ 245 VI.4.2.5. Evolución temporal del pH de un suelo de mina ácido en respuesta a la adición de corteza
de pino o corteza de pino con concha de mejillón ...................................................................... 246 VI.4.3. Análisis estadístico ............................................................................................................ 246
VI. 5. Resultados y discusión ............................................................................................................. 246 VI.5.1. Fraccionamiento de metales en el suelo y las mezclas suelo-corteza ................................ 246 VI.5.1.1. Cobre .............................................................................................................................. 249 VI.5.1.2. Zinc ................................................................................................................................ 249 VI.5.1.3. Níquel ............................................................................................................................. 250 VI.5.1.4. Cadmio ........................................................................................................................... 250 VI.5.1.5. Plomo ............................................................................................................................. 251 VI.5.2. Liberación de metales en el suelo y las mezclas suelo-concha. Experimentos en cámara de
flujo continuo. ............................................................................................................................ 255 VI.5.2.1. Cobre .............................................................................................................................. 255 VI.5.2.2. Zinc ................................................................................................................................ 256 VI.5.2.3. Níquel ............................................................................................................................. 257 VI.5.2.4. Cadmio ........................................................................................................................... 258 VI.5.2.5. Plomo ............................................................................................................................. 259 VI.5.3. Medición de la actividad bacteriana de un suelo de mina ácido en respuesta a la adición de
corteza de pino o corteza de pino con concha de mejillón ......................................................... 262 VI.5.4. Medición de la actividad fúngica de un suelo de mina ácido en respuesta a la adición de
corteza de pino o corteza de pino con concha de mejillón ......................................................... 265 VI.5.5. Efecto sobre la biomasa microbiana determinada mediante el uso de los ácidos grasos de
los fosfolípidos (PLFAs) ............................................................................................................ 267 VI.5.6. Evolución temporal del pH de un suelo de mina ácido en respuesta a la adición de corteza
de pino o corteza de pino con concha de mejillón ...................................................................... 272 VI. 6. Conclusiones ............................................................................................................................. 274
CONCLUSIONES FINALES ................................................................................................................ 279 BIBLIOGRAFÍA .................................................................................................................................... 283
ABREVIATURAS
Abreviaturas
15
ABREVIATURAS
µL: Microlitro.
µm: Micrometro.
Al (símbolo): Aluminio.
Art.: Artículo.
AF: Arena fina.
AG: Arena gruesa.
ARC: Arcilla.
As (símbolo): Arsénico.
B (símbolo): Boro.
Ba (símbolo): Bario.
BCR (método): Del inglés European Community Bureau of Reference:
Departamento de Referencia de la Comunidad Europea.
Bi (símbolo): Bismuto.
BOE: Boletín Oficial del Estado.
BTC: Del inglés Breakthrough curves: Curvas de ruptura.
Bq: Becquerel o becquerelio. Unidad derivada del Sistema Internacional (SI) que mide
la actividad radiactiva. Equivale a una desintegración por segundo (DPS).
C: Concentración.
C (símbolo): Carbono.
C0: Concentración de metal adsorbido cuando solamente está presente un metal en
disolución.
Ca (símbolo): Calcio.
CCAA: Comunidades Autónomas.
Cd (símbolo): Cadmio.
CE: Comunidad Europea.
C(i): Concentración en la i-ésima muestra en la disolución de salida.
CIC (o CEC en inglés): Capacidad de Intercambio Catiónico.
CICe (o eCEC en inglés): Capacidad de Intercambio Catiónico efectiva.
CIEMAT: Centro de Investigaciones Energéticas Medioambientales y Tecnológicas.
Cl (símbolo): Cloro.
cm: Centímetro.
cm3: Centímetro cúbico.
cmolc: Centimol de carga positiva. También puede expresarse como cmol(+).
Co (símbolo): Cobalto.
Cr (símbolo): Cromo.
CrT: Contenido total de cromo en el suelo.
CRP: Corteza de pino.
Cu (símbolo): Cobre.
Cuarc.: Cuarcita.
Cw: Concentración en agua (subíndice w del inglés water).
Cx: Concentración de metal adsorbido cuando un metal está en presencia de otro.
DO: Denominación de Origen.
DPM: Desintegración por minuto.
DPS: Desintegración por segundo.
Abreviaturas
16
DTPA: Del inglés Diethylenetriaminepentaacetic acid : Ácido
dietilentriaminopentaacético.
EAA: Espectrofotometría de absorción atómica de llama.
Ec.: Ecuación.
EDTA (o AEDT en español): Del inglés Ethylenediaminetetraacetic acid: Ácido
etilendiaminotetraacético.
EEA: Espectrofotometría de emisión atómica de llama.
e.g.: Del latín exempli gratia: Por ejemplo.
Esq.: Esquisto.
Esq-mic.: Esquisto micáceo.
Esq-piz.: Esquisto pizarroso.
et al.: Del latín et alii: Y otros.
etc.: Etcétera.
F: Fracción de sitios rápidos en un proceso de adsorción.
FAO: Del inglés Food and Agriculture Organization of the United Nations:
Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura. Fe (símbolo): Hierro.
FE (o EF en inglés): Factor de enriquecimiento.
FG: Fondo Geoquímico.
FI: Factor de impacto.
Fig.: Figura.
Figs.: Figuras.
FT: Factor de translocación.
g: Gramo.
GBq: Gigabecquerel o gigabecquerelio.
h: Hora.
H (símbolo): Hidrógeno.
ha: Hectárea.
Hg (símbolo): Mercurio.
HgT: Contenido total de mercurio en el suelo.
hL: Hectolitro.
hm3: Hectómetro cúbico.
HPLC: Del inglés High-performance liquid chromatography: Cromatografía Líquida de
Alta Eficacia.
i.e.: Del latín id est: Es decir.
IGE: Instituto Gallego de Estadística.
IGP: Indicación Geográfica Protegida.
ISI: Del inglés Institute for Scientific Information: Instituto de Información Científica.
ISO: Del inglés International Standard Organization: Organización Internacional de
Normalización.
ISTA: Del inglés International Seed Testing Association: Asociación Internacional de
Pruebas de Semillas.
IUPAC: Del inglés International Union of Pure and Applied Chemistry: Unión
Internacional de Química Pura y Aplicada.
Abreviaturas
17
JCR: Del inglés Journal of Citation Reports: Informes sobre citas en revistas científicas;
herramienta incluida en la plataforma Web of Knowledge (WOK), que ofrece
datos estadísticos de citas de revistas científicas, entre ellos el factor de impacto
(FI), producida por el ISI (Institute for Scientific Information).
Jw: Velocidad de flujo.
K (símbolo): Potasio.
KF: Constante de Freundlich que indica la capacidad de adsorción y la afinidad del
adsorbato por el adsorbente.
kg: Kilogramo.
KL: Constante de Langmuir relacionada con la energía de adsorción.
km: Kilómetro.
kx1: Constante de velocidad de adsorción o desorción para los sitios rápidos.
kx2: Constante de velocidad de adsorción o desorción para los sitios lentos.
Leu.: Leucina.
LF: Limo fino.
LG: Limo grueso.
m: Metro.
m2: Metro cuadrado.
m3: Metro cúbico.
M: Molar.
MBq: Megabecquerel o Megabecquerelio.
meq: Miliequivalentes.
Mg (símbolo): Magnesio.
Mg: Megagramo.
mg: Miligramo.
mic.: Mica.
min.: Minuto.
mm: Milímetro.
mM: Milimolar.
mmol: Milimol.
Mn (símbolo): Manganeso.
Mo (símbolo): Molibdeno.
MO: Materia orgánica.
MOH: Materia orgánica humificada.
N (símbolo): Nitrógeno.
Na (símbolo): Sodio.
n: Constante de Freundlich.
n.d.: No determinado.
ng: Nanogramo.
NE: Noreste.
NGR: Nivel Genérico de Referencia.
NGRL: Nivel Genérico de Referencia Local.
Ni (símbolo): Níquel.
NI: Nivel de Intervención.
NW: Noroeste.
Abreviaturas
18
p: Página.
P.: Pinus.
P: Presión.
P0: Presión del líquido puro.
PAHs: Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos.
Pb (símbolo): Plomo.
PbT: Contenido total de plomo en el suelo.
pHw: pH en agua (subíndice w del inglés water).
pHK: pH en KCl.
piz.: Pizarra.
PLFAs: Del inglés Phospholipid-derived fatty acids: ácidos grasos derivados de los
fosfolípidos.
pp: Páginas.
PR: Porcentaje de Reducción de la adsorción.
Prof.: Profundidad.
PTFE: Politetrafluoroetileno.
Q: Del inglés Quartile: cuartil.
q: Concentración de metal pesado en una muestra.
qF: Concentración de metal adsorbida o desorbida por el adsorbente en la transición de
los sitios rápido a los lentos.
qx: Concentración de metal adsorbida o desorbida por el adsorbente.
qxmax: Máxima capacidad de adsorción o desorción del adsorbente.
RD: Real Decreto.
rpm: Revoluciones por minuto.
S (símbolo): Azufre.
SAl: Porcentaje de saturación de Al.
Sb (símbolo): Antimonio.
SB: Suma de bases.
Se (símbolo): Selenio.
SI: Sistema Internacional de unidades.
Sn (símbolo): Estaño.
spp.: Especies.
SPSS: Del inglés Statistical Package for the Social Sciences; programa estadístico.
SW: Suroeste.
t: Tiempo.
T0: Duración del pulso de metal expresada en número de volumen de poros
TCA: Ácido Tricloroacético.
TEA: Trietanolamina. También llamada Trolamina o Tris(hidroxietil)amina.
Tf: Número total de volumen de poros eluidos.
Ti (símbolo): Titanio.
TI: Tiempo de incubación.
Tm: Tonelada métrica.
UE: Unión Europea.
V (símbolo): Vanadio.
Abreviaturas
19
Vads: Velocidad de adsorción.
Ve: Volumen efectivo de disolución en el reactor.
WOK: Del inglés Web of Knowledge: web del conocimiento.
X: Concentración de metal adsorbido.
Xm: Máxima capacidad de adsorción del adsorbente.
Zn (símbolo): Zinc.
RESUMEN
Resumen
23
RESUMEN
La contaminación de suelos por metales pesados se está convirtiendo en una
preocupación ambiental en las últimas décadas debido al incremento de las actividades
industriales y al progreso de la agricultura, que pueden provocar que se eleven sus
concentraciones hasta niveles potencialmente fitotóxicos, provocando una pérdida de la
calidad del suelo y limitando su uso. Esto también puede afectar a la calidad de las
aguas, tanto superficiales como freáticas, ampliando así el impacto sobre el medio
natural.
Los metales pesados no son biodegradables, y por tanto, su presencia en suelos,
ríos y lagos puede facilitar su acumulación en los organismos y, de este modo, llegar a
la cadena trófica. Existen diferentes técnicas tradicionales para la eliminación de
metales pesados en aguas y suelos, entre las que se encuentran el intercambio iónico, la
filtración por membrana, la electrólisis, la coagulación, la flotación y la adsorción. Sin
embargo, tienen varias desventajas como su alto coste de operación y la generación de
lodos. Entre estos métodos, la adsorción es el más empleado para la retención de
metales pesados y otros contaminantes.
La bioadsorción es un mecanismo ecológico, sostenible, rápido y económico
para tratar de inmovilizar contaminantes. Diferentes tipos de biomasa vegetal se utilizan
frecuentemente como bioadsorbentes en suelos y aguas residuales, ya que son
fácilmente accesibles en la naturaleza y suele tratarse de residuos o subproductos de la
industria agro-alimentaria y forestal, por lo que tienen un bajo coste. Así, su aplicación
al suelo para la inmovilización de metales pesados presentaría dos ventajas: en primer
lugar, el posible aumento de la capacidad de adsorción de estos metales por los suelos y
la consiguiente reducción de su presencia en las aguas de drenaje y, en segundo lugar,
se le proporcionaría un valor añadido al residuo.
En la actualidad, la producción global de madera alcanza anualmente más de
2.000 millones de m3, de los cuales entre el 10 y el 22% es corteza. España es el cuarto
país europeo con mayor superficie forestal (después de Suecia, Finlandia y Francia), con
una extensión forestal del 29% de la superficie total, y con más de 5,2 millones de
hectáreas de bosques de coníferas, principalmente pinos (Pinus pinaster, P. radiata, P.
pinea, P. sylvestris). La corteza de pino está constituida básicamente por lignina,
celulosa y taninos. Se ha demostrado que los residuos agrícolas con un alto contenido en
celulosa son eficaces en la retención de metales en disoluciones acuosas, por lo que la
corteza de pino podría ser una alternativa a las técnicas tradicionales para la
inmovilización de metales pesados en aguas y suelos, dada su condición de
bioadsorbente de bajo coste. Esto significaría una manera efectiva de recuperar y
reutilizar un residuo de escaso valor económico para solventar un problema ambiental.
Resumen
24
Los suelos pueden presentar una elevada concentración de metales debido a
causas naturales, pero son las causas antrópicas como la minería, la contaminación de
industrias próximas, la adición de estiércoles y purines (en suelos de pradería) o la
aplicación de fungicidas (como es el caso de los suelos dedicados al cultivo de la vid)
las que realmente incrementan de forma significativa los niveles de metales pesados en
los suelos por encima de los valores de fondo.
En esta Tesis se evaluó la capacidad de la corteza de pino para adsorber
cinco metales pesados (Cd, Cu, Ni, Pb y Zn) mediante diversos experimentos
(discontinuos tipo batch, continuos en reactor de flujo agitado y en columnas, y en
presencia de uno o varios metales simultáneamente). A continuación, se estudiaron los
efectos de la aplicación de este adsorbente natural en dos suelos con un alto contenido
en cobre. Así, mediante experimentos en macetas, se evaluaron los efectos de la adición
de corteza de pino a un suelo de viñedo sobre el desarrollo de una especie forrajera, el
Lolium perenne. Adicionalmente, también se comprobaron los efectos sobre el
crecimiento de esta planta como consecuencia de la adición combinada de corteza de
pino y concha de mejillón. Posteriormente, en un suelo de escombrera de mina de cobre,
se estudió el efecto individualizado de la adición de corteza de pino, y de ésta
combinada con concha de mejillón, sobre el fraccionamiento y la desorción de los cinco
metales antes citados, junto con su influencia en el crecimiento bacteriano y fúngico del
suelo. En un estudio complementario, se llevó a cabo el diagnóstico de los niveles de
contaminación de metales pesados en suelos forestales (bosques caducifolios) y suelos
de pradera en las cercanías de una planta cementera, utilizando como referencia los
niveles fondo que esos metales presentaban en la litología de la zona. Este
procedimiento de diagnosis de la contaminación debería considerarse como una etapa
inicial, para posteriormente evaluar la utilidad del aporte de la corteza de pino en la
inmovilización de metales pesados en condiciones de campo.
Los materiales de desecho de las minas abandonadas, especialmente en aquellas
donde se explotaron diferentes metales pesados, facilitan la contaminación de los suelos
adyacentes, debido a la deposición de partículas cargadas de metales que son
transportadas por el viento y a la presencia de elevadas concentraciones de éstos en
aguas superficiales y freáticas. Todo esto, además, incrementa el riesgo ambiental al que
están expuestas las áreas urbanas y agrícolas del entorno de estas antiguas
explotaciones. La contaminación de estas zonas por metales pesados es uno de los
principales impactos medioambientales, especialmente debido a que se facilita su
presencia en forma soluble tanto en las aguas superficiales como subterráneas, pero
también porque en estos medios puede ocurrir el transporte de coloides ricos en metales
pesados.
Resumen
25
Por otro lado, en los suelos dedicados al viñedo, se encontraron concentraciones
de cobre muy elevadas (en muchas ocasiones superando los 200 mg kg-1
), consecuencia
directa del continuo e intenso tratamiento de las enfermedades fúngicas de la vid con
fitosanitarios de base cúprica. Las condiciones climáticas en Galicia (temperaturas
suaves y elevada humedad), y la situación de gran parte de los viñedos cerca de los
principales ríos (Miño-Sil), provocan que las vides estén expuestas en mayor medida al
desarrollo de enfermedades fúngicas. En estos suelos, la contaminación por cobre
supone una seria amenaza a su calidad debido a la toxicidad y persistencia en el medio
edáfico, pudiendo ocasionar efectos graves sobre las plantas y los microorganismos del
suelo.
Además de estos suelos, los dedicados a otras actividades del sector primario
como los de pradería o los forestales, también pueden ser susceptibles de recibir aportes
de metales pesados originados en instalaciones industriales próximas. Un ejemplo es el
caso de los suelos del entorno de las plantas cementeras. Por otro lado, la posible
existencia de elevados niveles de metales pesados en suelos de praderas puede obedecer
a su presencia como impurezas en enmiendas (estiércol, purines, etc.) que se añaden al
suelo con la finalidad de satisfacer las necesidades nutricionales de la cobertura vegetal.
No obstante, tasas de adición excesivas o inadecuadas de estas enmiendas podrían
contribuir a aumentar los niveles de metales, originando la contaminación del suelo y
facilitando su posible transferencia hacia aguas superficiales y subterráneas.
Las cementeras emiten numerosos contaminantes a la atmósfera durante el
proceso de elaboración del cemento, entre los que se encuentran algunos metales
pesados. Esto se debe fundamentalmente a la quema de los combustibles fósiles
empleados para el calentamiento de los hornos y a la liberación de los metales presentes
en las materias primas. En ocasiones, estas instalaciones también emplean combustibles
alternativos (biogás, y residuos como neumáticos, plásticos, etc.) como sustitutos o
complementos de los tradicionales, lo que también puede contribuir a la emisión de otro
tipo de contaminantes (PAHs, PCBs, dioxinas…). El destino de los metales pesados
movilizados durante la elaboración del cemento es incorporarse al producto final, ser
retenidos en los sistemas de reducción de las emisiones o ser emitidos a la atmósfera.
En este último caso, los metales pesados se depositan finalmente a diferentes distancias
de la fuente de emisión, donde se acumulan en suelos y vegetación.
Así, en un marco europeo en el que cada vez se reclama con mayor insistencia
una actividad agrícola sostenible, esta Tesis tratará de evaluar la problemática de la
contaminación por metales pesados en suelos con diferente uso, y la posible utilización
de un subproducto como la corteza de pino como un bioadsorbente de metales
pesados efectivo y de bajo coste.
CAPÍTULO I: INTRODUCCIÓN
Capítulo I: Introducción
29
CAPÍTULO I: INTRODUCCIÓN
I.1. Contaminación del suelo
La industrialización, los procesos de depuración industriales, así como las
prácticas agrícolas inadecuadas, han supuesto en las últimas décadas una importante
fuente de contaminación en el medio edáfico. Los contaminantes presentes en el suelo
pueden producir numerosos efectos perjudiciales: contaminación de las aguas
subterráneas a través de lixiviados, de las aguas superficiales a través de la escorrentía,
del aire por combustión, evaporación, sublimación o arrastre por el viento, e incluso
pueden llegar a la cadena alimentaria.
Cuando los contaminantes llegan al suelo, son adsorbidos por las partículas
coloidales del mismo o son arrastrados hacia las capas más profundas por efecto de la
lluvia. Los contaminantes solubles se infiltrarán en la capa superficial del suelo, y los
restantes se acumularán retenidos en suelo.
I.1.1. Tipos de contaminantes de origen antrópico presentes en el suelo
Entre los principales contaminantes del suelo debidos a las diversas
actividades del hombre, encontramos (Orozco et al., 2003): (a) contaminantes orgánicos
derivados del petróleo, (b) fertilizantes, cuyo principal problema se centra en su
acumulación en forma de NO3-, abonos orgánicos (estiércol) y residuos líquidos, (c)
pesticidas pueden ser peligrosos en función de su persistencia, toxicidad y capacidad de
bioacumulación, (d) vertidos industriales, lluvia ácida, fertilizantes amoniacales, etc. que
causan la acidificación del suelo, (e) sales (NaCl, Na2SO4, CaCO3, MgCO3...) producen
salinización del suelo, y finalmente, (f) metales pesados, que será el apartado en el que
nos centraremos en el presente estudio.
Estas actividades que pueden dar origen a contaminación son debidas a focos
puntuales o focos difusos (Ministerio de Economía y Competitividad, CIEMAT-Centro
de Investigaciones Energéticas Medioambientales y Tecnológicas-, 2012).
Los focos puntuales se deben principalmente a la industria y sus actividades
asociadas. Se pueden producir por diferentes causas: gestión inadecuada, accidentes
causados por imprudencias y vertidos irregulares. Los tipos de residuos que pueden
constituir un foco puntual son: residuos derivados de la industria (pueden llegar al
suelo por vertido directo, controlado o vía atmosférica), residuos derivados de la
minería (explotaciones a cielo abierto, escombreras, aguas ácidas...), extracción de
hidrocarburos, refinado del petróleo, industria química, cementeras, vertederos...
Capítulo I: Introducción
30
Por otro lado, los focos difusos pueden deberse a: actividades agrícolas (uso
incorrecto de fertilizantes y pesticidas), actividades ganaderas (contaminación de aguas
subterráneas por percolación de estiércoles y purines), silvicultura (en la preparación
industrial de la madera se emplean productos fitosanitarios muy tóxicos), formación de
compuestos ácidos por contaminantes atmosféricos (éstos sufren reacciones de oxidación
y se depositan en el suelo acidificándolo), y mala manipulación en el transporte de
materiales contaminados.
En la Tabla 1.1, se encuentran los principales tipos de industrias responsables de
la contaminación de suelos, así como los principales contaminantes que generan.
Tabla 1.1. Principales contaminantes generados por distintas actividades industriales.
Fuente: Orozco et al., 2003.
TIPO DE INDUSTRIA PRINCIPALES CONTAMINANTES DEL SUELO
Estaciones de servicio Hidrocarburos y derivados del petróleo
Fábrica de gas Alquitrán, benceno, fenoles, Hidrocarburos Aromáticos
Policíclicos (PAHs), cianuro
Industria textil Hidrocarburos y metales pesados
Industrias químicas Gran diversidad de contaminantes
Maquinaria Disolventes clorados
Metalurgia PAHs, metales pesados y cianuro
Petróleo y aceite Hidrocarburos aromáticos y alifáticos
Pinturas, barnices, colas y pegamentos Disolventes y metales pesados
I.1.2. Legislación de suelos contaminados
La protección de los suelos se ha convertido recientemente como uno de los
objetivos prioritarios en la Unión Europea, considerando como causa de su degradación
la contaminación derivada de actividades industriales, explotaciones mineras, agricultura
y vertido de residuos, y proponiéndose la creación del Sistema europeo de vigilancia de
la conservación del suelo europeo.
En el año 2006, la Comisión Europea publicó una propuesta de Directiva de
Protección del Suelo, en la que se destacó la necesidad de establecer estrategias de
protección del suelo, así como de llevar a cabo medidas correctoras para evitar su
deterioro.
En España, se han publicado distintas normativas en relación a la protección del
suelo. Dentro de la Ley 10/1998 de Residuos, se introduce por primera vez el concepto de
suelo contaminado, que se definió en el Artículo 27.1 como “aquel en el que existe
presencia de componentes de origen humano de carácter peligroso para la salud o el
medio ambiente”.
Capítulo I: Introducción
31
Sin embargo, esta reglamentación tenía una aplicación poco concreta, por lo que
posteriormente se publicó el Real Decreto 9/2005 (BOE, 2005), el cual define como suelo
contaminado “aquel cuyas características han sido alteradas negativamente por la
presencia de componentes químicos de carácter peligroso de origen humano, en
concentración tal que comporte un riesgo inaceptable para la salud humana o el medio
ambiente”. Establece además las actividades potencialmente contaminantes, contenidos
de contaminantes y criterios para la declaración de suelos contaminados. Según este RD,
un suelo que sea declarado como contaminado obligará a la realización de las actuaciones
necesarias para su recuperación ambiental.
Actualmente, en la Ley 22/2011 de Residuos y Suelos Contaminados, en su Título
V, se establece la relación de actividades potencialmente contaminantes del suelo y los
criterios y estándares para la declaración de suelos contaminados (Ministerio de
Economía y Competitividad, CIEMAT, 2012).
Por su parte, las Comunidades Autónomas conforme a dicha norma, tienen la
obligación de elaborar un inventario de los suelos contaminados existentes en su ámbito
territorial. A partir de esta información, el Ministerio de Agricultura, Alimentación y
Medio Ambiente elabora el inventario estatal de suelos contaminados. Además, cada
Comunidad debe regular los niveles de metales por debajo de los cuales no hay riesgo
para la salud humana o los ecosistemas (Nivel Genérico de Referencia -NGR-, que
definiremos en el siguiente punto).
En el caso de Galicia, la Ley 10/2008, de 3 de noviembre, de Residuos de Galicia,
es la que regula todo lo relacionado con los suelos contaminados.
I.2. Los metales pesados en el suelo
Los metales pesados constituyen un grupo de unos 40 elementos químicos, que
presentan una densidad igual o superior a 5 g cm3 cuando están en forma elemental, o
cuyo número atómico es superior a 20 (excluyendo a los metales alcalinos y
alcalinotérreos). Su presencia en la corteza terrestre es inferior al 0,1% (Navarro-Aviñó et
al., 2007).
Existen otros elementos que aunque son metales ligeros o no metales se suelen
englobar con ellos, por presentar orígenes y comportamientos asociados, como son As, B,
Ba y Se. No obstante, el término se emplea habitualmente para referirse a los 12 metales
utilizados y emitidos por la actividad industrial (Cd, Cr, Co, Cu, Fe, Hg, Mn, Mo, Ni,
Pb, Sn y Zn), puesto que cuando se habla de metal pesado, se hace referencia al riesgo de
toxicidad que conlleva su presencia en el medio natural.
Capítulo I: Introducción
32
El comportamiento biogeoquímico de los metales pesados en el medio natural les
confiere unas propiedades características, destacando su capacidad de acumulación
tanto en los ecosistemas terrestres como en los acuáticos. En ocasiones, concentraciones
elevadas de metales pesados en los suelos pueden ser perjudiciales para el crecimiento de
las plantas (denominadas fitotóxicas), o llegar a acumularse en las plantas y ocasionar
efectos tóxicos en los animales que las ingieren.
Sin embargo, entre los metales pesados encontramos también nutrientes
esenciales para las plantas (Fe, Mn, Zn, Cu, Mo, Ni) y para los animales (Fe, Mn, Zn, Cu,
Mo, Ni, Cr, Co), elementos beneficiosos para el crecimiento y desarrollo de ciertas
especies vegetales bajo determinadas circunstancias (Cr, V, Ti, Co, Se, etc.) y elementos
que, actualmente, no se considera que tengan una función determinante en los seres vivos
(Cd, Hg y Pb) (Poschenrieder y Barceló, 2003). Todos estos metales se convierten en
elementos tóxicos cuando sus niveles exceden ciertos umbrales.
Navarro-Aviñó et al. (2007) y Brady y Weil (2002) clasifican a los metales
pesados en dos grupos: oligoelementos o micronutrientes, necesarios en pequeñas
cantidades para los organismos (As, B, Co, Cr, Cu, Mo, Mn, Ni, Se y Zn) y metales sin
función biológica conocida, que son altamente tóxicos (Ba, Cd, Hg, Pb, Sb y Bi).
I.2.1. Origen y fuentes de los metales pesados en el suelo
Altas concentraciones de metales pesados en los suelos pueden deberse a dos
tipos de fuentes, las naturales y las antrópicas.
Los metales pesados se encuentran en el suelo de forma natural en diferente
concentración, en función del tipo de material de partida (litología) y los procesos
edafogenéticos que dan lugar al suelo (Tiller, 1989). Aquellos contenidos en el material
de partida, al meteorizarse, pueden concentrarse en los suelos. Además, los metales
pueden encontrarse de forma natural en el agua de lluvia, debido a su presencia en el aire,
procedente de emisiones volcánicas (As, Hg, Se) y de polvo derivado de suelos y rocas.
Por otro lado, las actividades antrópicas favorecen su acumulación en los suelos,
llegando a causar un gran impacto ambiental, provocando una limitación del uso del
suelo y la devaluación de los terrenos contaminados. Además, existen riesgos que estos
suelos contaminados pueden ejercer sobre la salud humana, debido a su peligrosidad, al
no ser química ni biológicamente degradables (Orozco et al., 2003; Navarro-Aviñó et
al., 2007; Galán y Romero, 2008; Bolan et al., 2014).
Capítulo I: Introducción
33
La UE distingue cinco tipos de categorías de actividades potencialmente
contaminantes de metales pesados (Van-Camp et al., 2004; Ministerio de Economía y
Competitividad, CIEMAT, 2012): actividades industriales (vertidos, escapes, fugas...),
minería (almacenamiento de escombreras, drenajes ácidos...), actividades de procesado
de residuos (vertederos), contaminación de las áreas urbanas (emisión de gases debidos
al tráfico, pérdidas de aceite y gasolina...) y otras actividades (ganadería, uso excesivo de
productos agroquímicos, generación de lodos residuales en los sistemas de tratamiento de
aguas...).
La fuente antrópica más importante de contaminación por metales pesados es
la actividad minera, con una contribución del 60%, seguida por las actividades
agrarias con un 20%, y las aguas residuales y la industria con un 8%. En último lugar,
están los desechos municipales con una contribución del 5% (Ministerio de Economía y
Competitividad, CIEMAT, 2012).
Las actividades mineras vierten al ambiente metales pesados como Cu, As, Cd, Cr
y Hg, muy dañinos para la salud humana y para la mayoría de formas de vida. Además,
las aguas residuales no tratadas provenientes de minas y fábricas, pueden llegar a los ríos,
mientras los desechos pueden contaminar las aguas subterráneas.
La industria es la principal fuente contaminante de metales como As, Cr, Cu, Pb y
Zn. Los residuos urbanos, son fuente de contaminación de Cr, Cu, Pb y Zn. Cabe destacar
el papel de la lluvia en el caso del Pb, que está relacionado con la emisión de los motores
de gasolina, pero también es destacable en el caso del Zn y, en menor grado, Cr, Cu y Ni.
La agricultura y la ganadería también contaminan, aportando al suelo Cr, Cu y Pb, y
especialmente, Ni y Zn (Tabla 1.2).
Tabla 1.2. Principales usos de algunos metales pesados.
Fuente: García y Dorronsoro, 2005.
Aluminio (Al). Construcción, transporte, industrias eléctrica y farmacéutica.
Arsénico (As). Medicina, veterinaria, aleaciones, pirotecnia, esmaltes, insecticidas, pigmentos, pinturas,
tintes y productos electrónicos.
Cadmio (Cd). Galvanización, pigmentos, baterías y aleaciones.
Cobalto (Co). Galvanización, aleaciones, pigmentos, esmaltes y barnices.
Cromo (Cr). Galvanización, metalurgia, materiales refractarios, curtidos, pinturas, industria química.
Cobre (Cu). Industria eléctrica y automovilística, construcción, fontanería, latón, conservación de la
madera.
Mercurio (Hg). Producción de cloruro y sosa cáustica, insecticidas, industrias farmacéutica y metalúrgica,
odontología, catalizador en producción de polímeros sintéticos.
Níquel (Ni). Galvanización, metalurgia, baterías, equipos solares, producción de aceite combustible.
Plomo (Pb). Baterías, gasolina, pigmentos, munición, soldadura, pintura, industria automovilística.
Zinc (Zn). Galvanización, aleaciones, bronce y latón, baterías, pintura, productos agrícolas, cosméticos.
Capítulo I: Introducción
34
A continuación, describiremos cada una de estas fuentes de contaminación de
metales pesados más detalladamente:
Productos agroquímicos. Los fertilizantes y las enmiendas añadidas al suelo en los
medios rurales pueden llegar a constituir la principal fuente contaminante. Los abonos
fosfatados contienen diversos metales, sobre todo Cd, Pb y As.
Lodos residuales. Los residuos sólidos urbanos pueden llegar a contener hasta un 10%
de metales. Las plantas depuradoras de aguas residuales son cada vez más abundantes,
lo que permite una mejora en la calidad de las aguas, pero como contrapartida, se
producen grandes cantidades de lodos. En muchas ocasiones, se utiliza el suelo como
medio para deshacerse de estos residuos, siempre que no resulten tóxicos por su
contenido en metales pesados o en sales disueltas, procedentes de los tratamientos
realizados en la fase de depuración (Porta et al., 2003).
Según el anexo IA del RD 1310/1990, de 29 de octubre, por el que se regula la
utilización de los lodos de depuradora en el sector agrario, el valor límite de
concentración de metales pesados en los suelos por mg kg-1
de materia seca se
establece en la Tabla 1.3 (BOE, 1990).
Tabla 1.3. Valor límite de concentración de algunos metales pesados en suelos.
Fuente: Anexo IA del RD 1310/1990, de 29 de octubre (BOE 1990).
Valores límite
mg kg-1
Suelos con pH<7 Suelos con pH>7
Cd 1 3
Cr 100 150
Cu 50 210
Hg 1 1,5
Ni 30 112
Pb 50 300
Zn 150 450
Ganadería industrial. Los residuos ganaderos añadidos al suelo pueden contener
metales pesados como Zn y Cu, empleados como complementos nutritivos para
optimizar el rendimiento de la alimentación animal.
Capítulo I: Introducción
35
Actividades de minería. La minería implica la extracción de las menas, el procesado
previo, la evacuación de los residuos y el transporte de los productos semiprocesados.
Todas estas operaciones pueden producir una contaminación localizada de metales. En
áreas mineras, las capas superiores de los suelos presentan concentraciones elevadas
de As, Cd, Cu, Fe y Ni, y el polvo originado puede llegar a depositarse en los suelos a
muchos km de distancia.
Generación de electricidad y otras actividades industriales. La combustión del
carbón es una de las principales fuentes de deposición de metales en suelos. Las
centrales térmicas de combustión de petróleo pueden ser fuentes de Pb y Ni. Por otro
lado, las mayores fuentes industriales de metales incluyen fábricas de hierro y acero
que emiten metales asociados con las menas de Fe, como el Ni. Además, las fábricas
de baterías pueden emitir cantidades considerables de Pb. Los metales asociados con
áreas altamente industrializadas, incluyen As, Cd, Cr, Fe, Hg, Ni, Pb y Zn.
Residuos domésticos y contaminación de las áreas urbanas. Aproximadamente el
10% de los residuos domésticos está compuesto de metales. Las dos alternativas para
deshacerse de estos residuos son el enterramiento o la incineración. La primera de
ellas, puede contaminar las aguas subterráneas, mientras que la segunda opción puede
llegar a la atmósfera al liberar algunos metales volátiles.
En la Tabla 1.4 se muestran algunos metales pesados potencialmente
contaminantes en función del material incorporado al suelo (Porta et al., 2003), y en la
Tabla 1.5 se indican los productos de uso agrícola que añadidos al suelo pueden ser
fuente de contaminación de metales pesados (Kabata-Pendias, 2001).
Tabla 1.4. Metales pesados contaminantes según las materias incorporadas al suelo.
Fuente: Porta et al., 2003.
Materias incorporadas al
suelo
Contaminantes
potenciales en el suelo
Enmiendas de calizas y
carbonatos
As, Ba, Cd, Cu, Mn, Pb, Sr,
Zn
Escorias de desfosforilación Ni, Cr, Va
Fosfoyeso Cd
Abonos fosfatados Cd
Estiércoles Cu. Zn
Purín de cerdo Cu, Mn, Zn
Lodos residuales urbanos Cd, Cu, Pb, Zn
Compost de basuras urbanas Cd, Cu, Pb, Zn
Caldo bordelés en viñedo Cu
Capítulo I: Introducción
36
Tabla 1.5. Los productos de uso agrícola como fuente de metales pesados.
Fuente: Kabata-Pendias, 2001.
Lodos
mg kg-1
Fertilizantes
fosfatados
mg kg-1
Encalantes
mg kg-1
Fertilizantes
nitrogenados
mg kg-1
Materia
orgánica
mg kg-1
Plaguicidas
mg kg-1
Cd 2-1.500 0,1-170 0,04-0,1 0,05-8,5 0,3-0,8 -
Cr 20-40.600 66-245 10-15 3-19 5,2-55 -
Cu 50-3.300 1-300 2-125 1-15 2-60 12-60
Hg 0,1-55 0,01-1,2 0,05 0,3-3 0,09-0,2 0,8-42
Ni 16-5.300 7-38 10-20 7-38 7,8-30 -
Pb 50-3.000 7-225 20-1.250 2-1.450 6,6-15 -
Zn 700-49.000 50-1.450 10-450 1-42 15-250 1,3-25
I.2.2. Dinámica de los metales pesados en el suelo. Contaminación por
metales pesados
Las formas químicas en las que se encuentran los metales en el suelo (la mayoría
están en forma de cationes) y la movilidad y biodisponibilidad que presentan, viene
determinada por el conjunto de los diferentes componentes del suelo, así como factores
químicos, físicos y biológicos que influyen en la reactividad de esos componentes (García
et al., 2005).
En la Fig. 1.1 podemos observar cómo se distribuyen los metales pesados en el
suelo.
Fig. 1.1. Distribución de los metales pesados en el suelo.
Fuente: López Arias y Grau Corbí, 2004.
En posiciones de intercambio
de arcillas y materia orgánica
Como precipitados de
carbonatos, fosfatos,
sulfatos, etc.
En las redes cristalinas
de los minerales
primarios
Complejados o
incluidos en las
moléculas orgánicas
DISOLUCIÓN DEL SUELO
Solutos, coloides
Secuestrados en los
restos de vegetales y
animales
Absorbidos en óxidos-
hidróxidos
de Fe, Al, Mn
Capítulo I: Introducción
37
El suelo puede comportarse como un sumidero para los metales pesados (Al-
Khashman y Shawabkeh, 2006). Según el suelo evoluciona y actúan la lixiviación y el
reciclado de nutrientes a través de las plantas, algunos elementos tienden a concentrarse
en ciertos horizontes del suelo, mientras que otros se irán perdiendo en las aguas de
drenaje. Aún así, generalmente la movilidad de los metales pesados es muy baja, ya que
éstos quedan acumulados en los primeros cm del suelo para posteriormente ser lixiviados,
en pequeñas cantidades, a los horizontes inferiores.
De forma resumida, podemos clasificar la dinámica de los metales pesados en el
suelo en cuatro vías (Navarro-Aviñó et al., 2007; Galán y Romero, 2008): (a)
movilización a las aguas superficiales o subterráneas, (b) transferencia a la atmósfera por
volatilización, (c) absorción por las plantas e incorporación a las cadenas tróficas y (d)
retención de metales pesados en el suelo (disueltos o fijados, retenidos por adsorción,
complejación y precipitación). Respecto a este último punto, los procesos de adsorción-
desorción que tienen lugar en el suelo desempeñan un importante papel desde el punto de
vista medioambiental, pues constituyen una barrera natural que pueden impedir, dificultar
o retrasar la movilidad de los metales del suelo hacia las aguas subterráneas (Rodríguez et
al., 2006).
Los procesos que influyen en la acumulación y movilidad de metales en los
suelos se traducen en reacciones de adsorción-desorción y precipitación-disolución,
que afectan directamente al reparto de metales entre la fase sólida y la disolución del
suelo, así como reacciones de complejación y oxidación-reducción (Fig. 1.2) que
afectan a la reactividad del propio metal, así como a su solubilidad y biodisponibilidad
(Navas y Lindhorfer, 2003; Basta et al., 2005). En ocasiones se puede producir
biometalación, esto es, la movilización de metales pesados al formarse un enlace entre un
catión metálico (Hg, Pb, As y Cr) y el grupo metilo (como el CH3Hg+), dando lugar a
compuestos liposolubles, que pueden incorporarse a la cadena trófica (Orozco et al.,
2003).
Ehlers y Loibner (2006), definen la biodisponibilidad como la cantidad y
velocidad de transferencia a la que un organismo puede degradar, mineralizar o
acumular un contaminante. Es decir, es la velocidad a la cual un compuesto químico,
en su forma biológicamente disponible, puede llegar a ser absorbido por un organismo e
integrarse en su metabolismo, induciendo efectos tóxicos.
Capítulo I: Introducción
38
Fig. 1.2. Procesos que afectan a los metales pesados.
Fuente: Ministerio de Economía y Competitividad, CIEMAT-Centro de Investigaciones Energéticas
Medioambientales y Tecnológicas-, 2012.
Así, la peligrosidad de un metal pesado en el suelo viene dada por su
disponibilidad, o lo que es lo mismo, la posibilidad de que dicho elemento quede libre y
pase a la disolución del suelo. Existen diferentes factores que influyen en esta
biodisponibilidad, los cuales son determinantes en los procesos que tienen lugar en el
suelo, y son de gran importancia en lo que respecta tanto a la toxicología humana como a
la productividad agrícola (Alloway, 1995; Bolan et al., 2014; Dalzell et al., 1991, De
Boer et al., 2012, Galán y Romero, 2008; Macías et al., 2009). A continuación, se
describen dichos factores:
pH. Es unos de los factores que influye de manera directa en la solubilidad de casi
todos los metales pesados. La mayor parte de éstos, tienden a ser más solubles
(disponibles) a pH ácido, excepto As, Mo, Se y Cr. Además, la adsorción de los
metales está fuertemente condicionada por el pH, por lo que es un parámetro
fundamental para evaluar el potencial tóxico de un metal en el suelo.
Textura. Los suelos arcillosos retienen más metales por adsorción o en el complejo de
cambio de los minerales de la arcilla. Por el contrario, los arenosos carecen de
capacidad de fijación de metales, éstos pasan rápidamente al subsuelo y pueden llegar
a contaminar los niveles freáticos.
Mineralogía de arcillas. Cuanto mayor es la superficie activa de un filosilicato,
mayores son sus posibilidades adsorber metales. Este poder de adsorción será máximo
en el punto de carga cero superficial, cuando su competencia con los H+ es mínima, lo
que se consigue a diferentes pH según el mineral. Sin embargo, la importancia de los
minerales de la arcilla como adsorbentes es secundaria cuando en un suelo existe
abundante materia orgánica y/o oxihidróxidos de hierro, componentes más
competitivos.
Capítulo I: Introducción
39
Materia orgánica. Puede retener fuertemente algunos metales, impidiendo que estén
disponibles para las plantas y los microorganismos. La adsorción puede ser tan fuerte
que queden estabilizados, como el caso del Cu, o formen complejos o quelatos
también muy estables, como ocurre con el Pb y el Zn.
Por otro lado, la formación de complejos órgano-metálicos facilita la
solubilidad del metal y su disponibilidad, ya que así puede ser degradado por los
organismos del suelo. Además, estos organismos pueden reducir considerablemente la
toxicidad de algunos metales pesados a pesar de incrementar su concentración total. El
efecto de un metal en la biota del suelo depende además de la forma en la que se
encuentre, de la capacidad de absorción del propio organismo.
La complejación de metales por compuestos orgánicos en suelos y aguas es
uno de los principales factores que afectan a la solubilidad y disponibilidad de metales
en los sistemas suelo-planta. La formación del complejos provoca el aumento de la
movilidad del metal, debido a que el metal complejado es más soluble al disminuir las
posibilidades de adsorción o precipitación.
Senesi (1992) divide en tres principales grupos los compuestos orgánicos que
pueden formar complejos con los metales: moléculas orgánicas (polisacáridos,
aminoácidos y polifenoles), sustancias orgánicas derivadas de las actividades
agrícolas, industriales y urbanas, y ácidos fúlvicos y húmicos que se acumulan en el
suelo.
Capacidad de Intercambio Catiónico (CIC). Esta propiedad se debe a la alta
superficie específica y la carga superficial que presentan los coloides del suelo
(minerales de arcillas, sustancias húmicas y oxihidróxidos de Fe y Al). Los coloides
tienen la posibilidad de adsorber iones en su superficie, que pueden intercambiar con
la disolución del suelo, estableciéndose un equilibrio entre la concentración de iones
en la disolución y los retenidos por la fase sólida. Dicho equilibrio depende del tamaño
y carga del ión, su concentración, tipo de adsorbente y pH. Generalmente, cuanto
mayor es la CIC de un suelo, mayor es la capacidad del suelo para fijar metales
pesados.
Al conjunto de constituyentes implicados en este proceso se le conoce como
complejo adsorbente o complejo de cambio. Los minerales de la arcilla y las
moléculas orgánicas presentan una carga residual negativa sobre su superficie, por lo
que son intercambiadores catiónicos preferentemente, mientras que los oxihidróxidos
de Fe y Al están cargados positivamente y son intercambiadores aniónicos.
Potencial de oxidación-reducción (condiciones redox). Este factor es responsable de
que el metal se encuentre en estado oxidado o reducido.
Capítulo I: Introducción
40
Presencia de aniones (carbonatos, sulfatos y fosfatos). La presencia de carbonatos
garantiza el mantenimiento de un pH elevado, lo cual puede provocar que precipiten
los pesados. El Cd y otros metales tienden a quedar adsorbidos por los carbonatos.
Presencia de óxidos e hidróxidos de Fe, Al y Mn. Estos elementos tienen una alta
capacidad de fijar metales pesados e inmovilizarlos. Se encuentran diseminados en la
masa de suelo, por lo que son muy activos.
Salinidad. El aumento de la salinidad puede incrementar la movilización de metales y
su retención por dos mecanismos: primeramente, los cationes asociados a las sales (Na
y K) pueden reemplazar a metales pesados en lugares de intercambio catiónico;
posteriormente, los aniones cloruro y sulfato pueden formar compuestos estables con
metales como Pb, Zn, Cu, Cd y Hg. Por otra parte, las sales normalmente dan pH
alcalino.
Otros factores. La temperatura o el contenido en agua, también tienen cierta
influencia sobre la dinámica de los metales pesados.
Por tanto, los suelos con elevada capacidad de adsorción, ricos en materia
orgánica y con un pH elevado, presentan menos riesgos de contaminación por metales (al
encontrarse menos biodisponibles) que los suelos ácidos con escaso poder de retención.
Según Vega et al. (2009), en Galicia, la biodisponibilidad de metales pesados en
los suelos está determinada principalmente por la presencia de materia orgánica, óxidos
de Fe y Mn, y el contenido de arcillas y micas.
I.2.2.1. Fondo Geoquímico y Nivel Genérico de Referencia
Para definir los umbrales de toxicidad, se deben calcular los valores normales
que presentan los suelos naturales. Así, es necesario considerar el Fondo Geoquímico
(FG) o Nivel de Fondo de un elemento antes de hablar de contaminación antrópica o no
de un suelo, esto es, el contenido natural de un elemento en un suelo, y representa una
situación ideal que se debe conocer para determinar la contaminación por la presencia de
una concentración de metales inusualmente elevada. El valor del FG varía
geográficamente en función del material geológico (Gough, 1993). A partir de este valor,
se pueden establecer los umbrales mínimos que representen contaminación y definir los
niveles de toxicidad. Estos niveles han de ser contrastados con estudios sobre las
repercusiones en vegetales y animales (Ministerio de Economía y Competitividad,
CIEMAT, 2012).
Capítulo I: Introducción
41
Para el reconocimiento de la contaminación se emplea el concepto de Nivel
Genérico de Referencia (NGR), que es la concentración de una sustancia contaminante
en el suelo que no conlleve un riesgo superior al máximo aceptable para la salud humana
o los ecosistemas. Se calcula teniendo en cuenta las posibles rutas de exposición de
humanos (o de organismos) con el suelo, los umbrales toxicológicos para cada sustancia
o elemento y cada vía de entrada y, en el caso de los metales, del Nivel de Fondo
Edafogeoquímico natural en los suelos. Es decir, este concepto representa el nivel de
concentración para el cual el riesgo resultante es aceptable, aunque no presupone que
a valores superiores exista un riesgo inaceptable.
Para valores que superen los NGR se ha de realizar una evaluación de riesgo antes
de declarar los suelos contaminados, basada en los resultados de ensayos
ecotoxicológicos, que cuantifican el efecto del contaminante sobre los seres vivos del
entorno, y teniendo en cuenta el uso de dicho suelo. Por encima de los NGR se
encuentran los Niveles de Intervención (NI) que obligan a tomar medidas correctoras.
Los NGR se establecen teniendo en cuenta diferentes usos del suelo y las
afecciones que pueden ocurrirle al individuo más expuesto (o a los organismos del
medio), según se consideren los riesgos para la salud humana o los ecosistemas. En el RD
9/2005 se publican las directrices para el establecimiento de NGR de metales pesados en
los suelos, a desarrollar por las Comunidades Autónomas, teniendo en cuenta la
variabilidad geológica (Macías et al., 2009).
El NGRL (Nivel Genérico de Referencia Local) para algunos metales
importantes en suelos de Galicia se presenta en la Tabla 1.6.
Tabla 1.6. Niveles Genéricos de Referencia Local (NGRL) para cadmio, cromo, cobre, mercurio, níquel,
plomo y zinc en los suelos de Galicia.
Fuentes: Macías et al., 2009 y
Consellería de Medio Ambiente e Desenvolvemento Sostible (Xunta de Galicia), 2009.
NGRL
mg kg-1
Cd 0,25
Cr
80
85, 90, 240 y 11.000 para suelos sobre pizarras, calizas, rocas
básicas y ultrabásicas, respectivamente.
Cu
45
90, 550 y 65 en suelos sobre rocas básicas, ultrabásicas y calizas,
respectivamente.
Hg 0,15
Ni
65
80, 100, 150 y 3.000 en suelos sobre pizarras, rocas básicas,
calizas y rocas ultrabásicas, respectivamente.
Pb 55
Zn 100
130 en suelos sobre rocas ultrabásicas.
Capítulo I: Introducción
42
Todas las legislaciones internacionales utilizan el contenido total del metal
pesado como parámetro determinante del grado de contaminación del suelo, aunque el
impacto directo sobre los seres vivos va a depender, principalmente, de la fracción de
dicho elemento que pueda ser absorbida o asimilada por los seres vivos (fracción
asimilable).
Semple et al. (2004) definieron la fracción asimilable o biodisponible como la
concentración de aquellos compuestos químicos presentes en suelo que pueden ser
absorbidos por la planta durante su crecimiento. La concentración de un metal en la
fracción asimilable es una medida directa de la peligrosidad real de dicho metal.
Según Mench et al. (2009) esta fracción del suelo es la más importante desde el
punto de vista toxicológico. De hecho, la concentración de contaminantes que causa
toxicidad en los organismos vivos es aquella presente en la fracción disponible del suelo,
que está estrechamente relacionada con la concentración en la disolución del suelo
(Zhang y Young, 2006). Los límites de toxicidad se deberían referir a la fracción
biodisponible, pero por la dificultad en la selección de un método de extracción común,
las normativas prefieren evaluar la concentración total del elemento tóxico presente. Por
tanto, la concentración total es comúnmente utilizada para determinar los límites de
intervención y los niveles de contaminación de un metal en el suelo. Esto nos permite
evaluar la peligrosidad potencial (i.e., el potencial riesgo ambiental) debida a la
presencia de dicho metal, y solamente representa de una manera indirecta y aproximada
la toxicidad actual de un suelo, pero no proporciona información sobre la movilidad del
elemento o la fracción que está disponible para las plantas y otros organismos del suelo
(Anjos et al., 2012).
Debido a la diversidad de suelos y sus propiedades, existe bastante disparidad
entre los distintos umbrales peligrosos establecidos para los metales pesados (Ure y
Berrow, 1982) (Tabla 1.7).
Tabla 1.7. Umbrales de referencia para la concentración máxima para algunos metales pesados en suelos.
Fuente: Ure y Berrow, 1982.
Nivel de referencia de
existencia de contaminación
mg kg-1
Límite de concentración para
deposición de lodos de
depuradora en España
mg kg-1
Límite máximo para
suelos agrícolas en la
U.E.
mg kg-1
Cd 1 1-20 3
Cr 100 100-1.000 -
Cu 50 150-2.500 140
Hg 0,5 1-16 1,5
Ni 50 50-1.000 75
Pb 50 50-750 300
Zn 200 - 300
Capítulo I: Introducción
43
I.2.2.2. Riesgo ambiental de los metales pesados en el suelo: persistencia,
toxicidad y capacidad de bioacumulación
La presencia en el suelo de una alta concentración de metales pesados puede tener
importantes repercusiones ambientales debido a su persistencia, toxicidad y capacidad de
acumularse en los seres vivos (Bozkurt et al., 2000), principales criterios para evaluar su
posible amenaza ambiental, ya que pueden causar una pérdida potencial de las funciones
del suelo (pierde calidad y su uso es restringido) y un perjuicio para la salud humana
(Rovira et al., 2011):
Persistencia. Es el tiempo que tarda un contaminante en transformarse en una forma
no tóxica. El tiempo de residencia de los metales pesados en el suelo ronda los miles
de años, y por tanto, representan un riesgo permanente para la salud ambiental
(Galán y Romero, 2008).
Toxicidad. La toxicidad de un elemento o compuesto químico es la capacidad que
tiene de afectar adversamente alguna función biológica.
El grado de toxicidad de un elemento depende a su vez de la persistencia, la
especie química en la que se encuentre (la mayoría de metales pesados se combinan
con otras formas químicas antes de entrar en los organismos o cuando se encuentra
en el interior de los mismos) y de la concentración del elemento presente. Como ya
hemos dicho, la toxicidad de un suelo por metales pesados es consecuencia directa de
su concentración en la fracción biodisponible o asimilable. Esta fracción se equipara
a la extraída por una disolución extractora. En el extracto obtenido se analizan los
distintos metales; si los datos del metal extraído se correlacionan con los contenidos
en planta se habla de elemento asimilable o biodisponible.
Los metales de origen antrópico más frecuentes en suelos son: As, Cd, Cr,
Cu, Hg, Ni, Pb y Zn. En general, el orden de mayor a menor toxicidad para las
bacterias es: Cu>Cd>Ni>Zn. Por otro lado, para los animales y plantas los más
tóxicos serían Cd, As, Cr y Hg, y los menos peligrosos Cu y Zn, siempre teniendo en
cuenta las condiciones del medio, que van a determinar su biodisponibilidad, y los
organismos enfrentados (Alloway, 1995; Porta et al., 2008).
Bioacumulación. Los metales pesados están considerados como muy peligrosos para
los seres vivos en general, pues poseen una gran toxicidad debido a su elevada
tendencia a bioacumularse.
La bioacumulación es un aumento de la concentración de un compuesto o
elemento en un organismo biológico en un cierto plazo, de forma que llega a ser
superior a la del contaminante en el ambiente. El Índice de bioacumulación se define
como la relación entre la cantidad de un contaminante en un organismo y la
concentración de dicho contaminante en el suelo.
Capítulo I: Introducción
44
El proceso se agrava durante el paso por las distintas cadenas tróficas, debido
a que los niveles de incorporación sufren un fuerte incremento a lo largo de sus
sucesivos eslabones, siendo en los superiores donde se hallan los mayores niveles de
contaminantes. A este proceso se le denomina biomagnificación. Así, muchas toxinas
que están diluidas en un medio, pueden alcanzar concentraciones dañinas dentro de
las células, especialmente a través de la cadena trófica. Estos contaminantes pueden
ser acumulados en el organismo hasta tres, cuatro o cinco órdenes de magnitud
mayores que la concentración del medio donde vive (Galán y Romero, 2008).
En condiciones normales, la mayoría de los compuestos de metales
potencialmente tóxicos se encuentran en una baja concentración, fijados por la geología y
en formas químicas muy insolubles, por lo que no representan un peligro para la biota.
No obstante, debido a las actividades humanas, los compuestos se han ido acumulando en
grandes cantidades, alterando el equilibrio natural y provocando la contaminación de
acuíferos y, como consecuencia, incorporándose a la red trófica.
Un aspecto importante a considerar es la presencia simultánea de metales
pesados, ya que sus efectos pueden ser tanto tóxicamente sinérgicos (la toxicidad
aumenta al estar presentes de forma conjunta) o antagónicos (la toxicidad se reduciría), y
por tanto, existe cierta dificultad para predecir los efectos reales de los contaminantes en
el medio. Los efectos de un compuesto (o de la mezcla de varios) pueden ser inocuos,
letales o subletales (no matan al individuo pero producen daños a nivel genético o
fisiológico). Con frecuencia, los daños subletales suelen ser más perjudiciales para la
población en general, ya que afectan al desarrollo o a la reproducción (Navarro-Aviñó et
al., 2007).
Por ello, es importante conocer y evaluar los niveles de estos metales pesados en
el ambiente, tanto para evitar o solucionar sus efectos adversos como para concienciar a
la sociedad de la importancia de este tipo de problemas que, de un modo u otro, nos
acabarán afectando (Bautista, 1999).
I.2.2.3. Metales pesados en el suelo y en las plantas
Los metales pesados pueden encontrarse en el suelo formando parte de las rocas
y minerales, que los liberan en su proceso de meteorización, asociados a la fracción
coloidal (fase sólida, constituída por minerales de la arcilla, óxidos e hidróxidos y
materia orgánica) o en la disolución del suelo (fase líquida). En función de sus
propiedades físico-químicas, tendrán más tendencia a encontrarse en una u otra fracción.
La fase sólida del suelo actúa como una reserva del elemento, que repone a la fase líquida
los iones absorbidos por la planta. Dentro de la fase sólida, los elementos del suelo
pueden encontrarse más o menos fuertemente retenidos, con lo que podrán pasar a la
disolución del suelo con mayor o menor facilidad (raramente se presentan en el suelo en
forma sencilla, ya que tienden a formar complejos con ligandos orgánicos e inorgánicos).
Capítulo I: Introducción
45
Así, un elemento disponible para las plantas sería aquel que se encuentra en
disolución en el suelo o que puede pasar fácilmente a formar parte de la disolución.
Los metales en el suelo pueden estar en distinto grado de disponibilidad para las
plantas (Fig. 1.3). Esta disponibilidad depende en gran medida, como ya hemos visto, del
pH del suelo: en suelos ácidos, los metales pesados están muy disponibles, mientras que
en suelos naturalmente alcalinos, o bien que se han alcalinizado, la disponibilidad de
metales pesados se ve reducida. Además, hay otros factores que también afectan de
manera importante, como el contenido y el tipo de materia orgánica del suelo, la
presencia de otros elementos, la temperatura del suelo y las especies de plantas cultivadas
(Dalzell et al., 1991).
Fig. 1.3. Formas de los metales pesados en el suelo y su biodisponibilidad.
Fuente: Ministerio de Economía y Competitividad, CIEMAT, 2012.
Los metales presentes en el suelo pueden desempeñar importantes funciones
fisiológicas una vez absorbidos por la planta. Éstos son considerados micronutrientes, es
decir, que la planta los requiere en muy pequeñas cantidades. Pero en el momento que
aumenta su concentración, pasan a ser considerados elementos contaminantes
(fitotóxicos), pudiendo originar importantes problemas (Bautista, 1999).
Las plantas absorben los iones presentes en la disolución del suelo a través de las
raíces, y a medida que van creciendo, alteran su rizosfera. Estos elementos son
transferidos a las raíces mediante flujo de masa o por difusión en respuesta al gradiente
de concentraciones, originando un empobrecimiento en la superficie de la raíz. El
problema radica en que los metales pueden acumularse en los tejidos vegetales dando
concentraciones que podrían ser perjudiciales para la salud de las personas o animales
que las consuman (Dalzell et al., 1991).
Capítulo I: Introducción
46
Por otro lado, la absorción de metales pesados por las plantas cambia según la
especie, aún cuando estén desarrollándose en el mismo suelo, marcando un nivel o grado
de acumulación, como se aprecia en la Tabla 1.8 (Ministerio de Economía y
Competitividad, CIEMAT, 2012).
Esta diferente capacidad de las plantas para absorber micronutrientes se
observó en un ensayo realizado en Finlandia (Yläranta y Sillanpää, 1984), en el que se
sembraron plantas de grano (gramíneas y leguminosas) durante dos estaciones y en nueve
localidades. El elemento que presentó menos variabilidad en todos los cultivos fue el Cu,
para el cual, el contenido más elevado solamente fue cuatro veces superior al más bajo.
Aunque algunas especies absorbieron, en general, más elementos que otras, esta mayor
capacidad de absorción rara vez se extendía a todos los metales estudiados. También se
presentaron diferencias considerables en el contenido de metales entre las diferentes
partes de una misma planta.
Tabla 1.8. Grado de acumulación de metales pesados en las plantas.
Fuente: Ministerio de Economía y Competitividad, CIEMAT, 2012.
Algunos de estos metales tienen un rango de tolerabilidad para las plantas muy
reducido, con la dificultad que esto conlleva para optimizar la nutrición vegetal. Su
toxicidad depende, como ya dijimos, de la especie cultivada además del suelo en el que se
desarrolla, pero se estima que el Cu, es dos veces más tóxico que el Zn, y el Ni, ocho
veces más fitotóxico que el Zn.
Si los metales pesados se acumulan en el suelo en cantidades que representan
fitotoxicidad, hay pocas posibilidades de actuación, aunque una de ellas podría ser elevar
el pH mediante un encalado para reducir la solubilidad asimilable de los metales. El
límite de fitotoxicidad de algunos metales pesados importantes se muestra en la Tabla 1.9
(Díez-Lázaro, 2008).
Grado de acumulación Metal acumulado en la planta
Muy intensa Cd
Intensa -
Media Zn, Hg, Cu, Pb, As, Co
Ligera Ni, Cr, Mo
Nula Be, Fe
Capítulo I: Introducción
47
Tabla 1.9. Límites de fitotoxicidad de metales pesados.
Fuente: Díez-Lázaro, 2008.
A continuación, vamos a describir más detalladamente el origen y
comportamiento en el suelo y la planta de los metales pesados que han sido analizados en
la presente Tesis: cadmio, cobre, níquel, plomo y zinc.
I.2.2.3.1. El cadmio en el suelo y en la planta
El cadmio es un elemento de carácter metálico, litófilo (con tendencia a
concentrarse en forma de minerales que contienen oxígeno) y que presenta un contenido
medio en litosfera de 0,1-0,2 mg kg-1
. Está frecuentemente asociado al Zn en diferentes
compuestos como fosfatos, carbonatos, sulfatos, etc. La concentración en suelos oscila
entre 0,01 y 3 mg kg-1
, aunque este contenido es menor en suelos de áreas graníticas (0,1-
0,3 mg kg-1
) que sobre rocas metamórficas (0,1-1 mg kg-1
) y sedimentarias (0,3-11 mg
kg-1
).
Este metal es normalmente más móvil que otros como Ni, Cu, Zn y Pb. Su
solubilidad en suelos (y su efecto tóxico) está determinada más por la especie en la que se
encuentre que por la concentración total, dándose las condiciones de máxima solubilidad
y toxicidad, en general, en suelos ácidos, pobres en aniones de alta carga, arenosos y con
coloides de carga variable.
En los suelos naturales de Galicia los valores más frecuentes son inferiores a 0,2
mg kg-1
. La concentración media es de 0,1 mg kg-1
(desde 0,08 mg kg-1
, en suelos sobre
materiales graníticos, a 0,5 mg kg-1
sobre calizas). La especie estable en los suelos de
Galicia es siempre la forma iónica Cd+2
, de ahí el elevado riesgo que supone que se
alcancen concentraciones elevadas de este elemento, que sólo serían mitigadas por los
coloides orgánicos e inorgánicos cuando se encuentran en elevadas concentraciones.
El Cd es un metal fuertemente fitotóxico, ya que inhibe el crecimiento de la
planta e incluso conduce a la muerte de la misma. Los principales síntomas de toxicidad
por Cd2+
en las plantas son retraso del crecimiento y clorosis (Zhang y Shu, 2006).
Límite de fitotoxicidad
mg kg-1
Cd 5
Cr 100
Cu 100
Ni 100
Pb 100-200
Zn 300
Hg 5
Capítulo I: Introducción
48
La asimilación de este metal por parte de las plantas se ve favorecida por los
fosfatos, pero también se adsorbe en el suelo casi de forma instantánea en ausencia de
éstos (Krishnamurti et al., 1997) y fertilizantes en general. Se acumula principalmente en
la raíz, pero una parte puede ser translocada a la parte aérea o a las semillas. Esta cantidad
translocada y acumulada va a depender del tipo de planta y de las características del suelo
en el que se encuentre (Grant et al., 1998). Se ha demostrado además que altos niveles de
Cd impiden la absorción y translocación de Fe, Mn, Zn en la raíz, y de Mn en los frutos
(Moral et al., 1994).
Después de que el Cd sea absorbido por las plantas, puede ser posteriormente
transferido a los humanos a través de las cadenas alimentarias (Guo et al., 2011). No
tiene funciones biológicas esenciales para el ser humano, pero sí efectos tóxicos.
Se ha demostrado una relación entre la concentración de Cd y la estructura de la
comunidad de los organismos del suelo: a mayor concentración, la diversidad y la
cantidad de organismos del suelo disminuyen (Li et al., 2003).
I.2.2.3.2. El cobre en el suelo y en la planta
El cobre es un elemento metálico de transición relativamente abundante en la
litosfera. Se origina de forma natural en suelos y rocas, y está presente en suelos como
resultado del desgaste de los materiales constitutivos originales.
El nivel medio de Cu en la litosfera es de 70 mg kg-1
(Baker y Senft, 1995),
aunque esta concentración va a variar dependiendo del tipo de roca, siendo más elevada
en rocas básicas, como basalto o gabro (30-160 mg kg-1
). Su contenido en suelos varía
entre 2 y 100 mg kg-1
, con un valor medio de 20-30 mg kg-1
(Porta, 2008). La especie
biodisponible en medios ácidos es la forma catiónica hidroxilada (Cu(H2O)6)2+
, mientras
que en medios neutros y básicos es la forma Cu(OH)2.
En los suelos de Galicia este metal aparece fundamentalmente asociado a los
suelos desarrollados sobre rocas ultrabásicas, en los que los valores pueden alcanzar hasta
800 mg kg-1
, con valores más frecuentes de 40 a 400 mg kg-1
. Le siguen los suelos
formados a partir de rocas básicas, con concentraciones entre 10-100 mg kg-1
, pero en los
que pueden encontrarse también algunas muestras con valores próximos a 200 mg kg-1
,
probablemente asociadas a zonas en las que a la alta concentración del material del
partida se une el carácter de sumidero del suelo, que lo inmoviliza de manera
prácticamente total. Los valores más bajos, por debajo de 50 mg kg-1
, se encuentran en
rocas graníticas.
Al margen de las fuentes naturales de este elemento derivadas del material de
partida, en los últimos años su contenido en los suelos se ha visto incrementado debido a
la actividad humana, llegado a exceder los límites toxicológicos (Ruyters et al., 2013).
Capítulo I: Introducción
49
Los aportes consecuencia de las actividades antrópicas suelen estar vinculados al
aprovechamiento agronómico de residuos urbanos, a las emisiones industriales derivadas
del procesamiento de metales, a la contaminación por actividades de minería y a una
inadecuada utilización de fungicidas con base cúprica (Tabla 1.2).
Aunque el Cu es un elemento esencial para el crecimiento de las plantas y los
seres vivos (desempeña un papel fundamental en la fotosíntesis), altas concentraciones de
este metal en los suelos pueden provocar efectos irreversibles, llegando a ser fitotóxico,
afectando al funcionamiento biológico y a la calidad del suelo (De Boer et al., 2012). En
suelos de viñedo, por ejemplo, es frecuente encontrar niveles de Cu total superiores a 100
mg kg-1
, valor por encima del cual puede influir negativamente en el crecimiento de
determinadas especies vegetales y provocar una cierta degradación de las funciones del
suelo, por lo que suele ser considerado como umbral medio para la toxicidad de las
plantas (Fernández-Calviño et al., 2008, 2009).
La presencia de altas concentraciones de este metal como el resultado de procesos
contaminantes intensivos tiene un gran impacto medioambiental, ya que este elemento se
encuentra entre los metales pesados más contaminantes para seres vivos como algas,
microorganismos del suelo, anélidos, etc. Esta toxicidad en los organismos es superior a
otros elementos como Cd, Cr, Ni, Zn, Pb, Co, Mn y Sn, y solamente es superada por el
Hg.
I.2.2.3.3. El níquel en el suelo y en la planta
El níquel es un elemento metálico de transición, con cinco estados de oxidación,
pudiendo formar una gran variedad de especies distintas. Su estado de oxidación más
abundante es el Ni2+
. De las especies de níquel, las inorgánicas son las que poseen efectos
tóxicos más relevantes. Se encuentra fundamentalmente formando parte de sulfuros,
sobre todo de Fe-Ni. Su contenido medio en litosfera de 75 mg kg-1
.
En suelos su contenido varía normalmente entre 1 y 200 mg kg-1
, con un valor
medio entre 20-40 mg kg-1
. Sobre rocas ultrabásicas serpentinizadas pueden encontrarse
valores de 100 a 7.000 mg kg-1
. El pH es un factor determinante en la biodisponibilidad
del Ni, aumentando la solubilidad a medida que el pH desciende, sobre todo a valores
menores de 6. Para un mismo intervalo de pH, la adsorción aumenta al aumentar el
porcentaje de arcilla, el contenido de materia orgánica, la CIC o la presencia de
carbonatos, fosfatos o sulfatos.
En suelos naturales de Galicia, los valores extremos se presentan sobre rocas
ultrabásicas (1.000-4.000 mg kg-1
) siendo mucho más bajos en todos los demás. Esto
hace que sea un elemento típico de la corteza oceánica.
Capítulo I: Introducción
50
El Ni puede ser liberado al medio a partir de diversas fuentes, tanto naturales
como antropogénicas. Dentro de las actividades industriales, una parte considerable
deriva de la combustión de carbón, petróleo y otros combustibles fósiles. También
contribuyen a la liberación de este metal la incineración de residuos, la fabricación de
aleaciones de níquel y las aguas residuales (Tabla 1.2).
Normalmente, la mayor parte del níquel y sus compuestos liberados al medio
ambiente son adsorbidos por los sedimentos y partículas del suelo, donde son
inmovilizados. De esta forma, acaban siendo captados por las plantas y, a través de los
alimentos, llegan al ser humano. En el caso de los suelos ácidos, la movilidad de este
metal aumenta debido a una mayor solubilidad, pudiendo filtrar a las aguas subterráneas
(Olivares et al., 2015).
En pequeñas cantidades, este metal es esencial para las plantas (Seregin y
Kozhevnikova, 2006), y está presente en los tejidos vegetales en el intervalo de 0,05-10
mg g-1
de materia seca (Adriano, 2001 y Jaime et al., 2012). Pero a pesar de ello, su
toxicidad se considera más importante que su deficiencia (Pacyna y Pacyna, 2001).
La contaminación por este metal es un grave problema ambiental, resultando
peligroso tanto para el ambiente del suelo como para la calidad de los cultivos (Singh y
Prasad, 2015).
I.2.2.3.4. El plomo en el suelo y en la planta
El contenido medio de plomo en la corteza es de 16 mg kg-1
, presentándose
generalmente como reemplazamiento de K en minerales feldespáticos, de manera que se
produce un incremento desde rocas ígneas ultrabásicas (1-2 mg kg-1
) y básicas (6-8 mg
kg-1
) a ígneas ácidas (18-23 mg kg-1
). En sedimentos arenosos y calcáreos, se encuentra
normalmente entre 9-12 mg kg-1
y, en pizarras, desde 20 a 30 mg kg-1
(Cannon, 1978).
El contenido de este metal en suelos oscila entre 3 y 189 mg kg-1
, con un valor
medio en torno a 30 mg kg-1
(en el intervalo 10-67 mg kg-1
) (Pais y Jones, 2000). Los
suelos no contaminados por este metal tienen concentraciones inferiores a 50 mg kg-1
, los
que sí lo están exceden los 200 mg kg-1
, como sucede en muchas áreas urbanas (Nriagu,
1979).
Se encuentra ampliamente distribuido en la naturaleza en diferentes formas: en
condiciones reductoras y en presencia de azufre (S), la forma predominante es como
sulfuro (PbS), mineral denominado galena. El Pb nativo solo sería estable, en estas
condiciones, cuando no existiese disponibilidad de S.
Capítulo I: Introducción
51
La biodisponibilidad del Pb en sistemas naturales viene condicionada en medios
ácidos y neutros por la presencia de PO43-
, que da origen a minerales altamente insolubles
(Nriagu, 1983). En ambientes aireados y condiciones neutras y calcáreas, la especie más
frecuente es el carbonato de Pb (PbCO3) y en medios ácidos, el sulfato de Pb (PbSO4). La
forma soluble Pb2+
es predominante en suelos con pH menor de 4. En medios básicos, en
ausencia de carbonatos, las especies más frecuentes son oxihidróxidos (Pb(OH)2) y
óxidos (PbO) (Hough, 2010).
En suelos naturales de Galicia los valores más elevados se encuentran en suelos
derivados de calizas (20-120 mg kg-1
), seguidos de los de granitos, pizarras y esquistos
(20-40 mg kg-1
) en los que son frecuentes valores anómalos de hasta 100 mg kg-1
. Son las
rocas ultrabásicas y básicas las que presentan valores más bajos de este metal
(aproximadamente 18 mg kg-1
). La concentración media de Pb en los suelos gallegos es
de 29 mg kg-1
. El Nivel Genérico de Referencia Local (NGRL) para Pb en suelos de
Galicia es de 55 mg kg-1
(Consellería de Medio Ambiente e Desenvolvemento Sostible,
Xunta de Galicia, 2009).
Normalmente este metal pasa al medio a través de actividades industriales, lo que
puede provocar la contaminación de los ríos próximos y, como consecuencia, afectar a
los organismos acuáticos y al ser humano (Ebrahimi y Taherianfard, 2009). A pesar de la
baja biodisponibilidad del Pb en suelos, en áreas industriales o urbanas se alcanzan
frecuentemente concentraciones en aire y suelos lo suficientemente altas como para
producir efectos tóxicos sobre los organismos. En los últimos años, se ha producido un
incremento del nivel de Pb en el medio ambiente como consecuencia de diversas
actividades antrópicas, tales como la fundición, la minería, la fabricación de pinturas, la
combustión de gasolina, fabricación de cemento, etc. (Tabla 1.2).
El empleo industrial de este metal, así como de sus aleaciones con antimonio y
estaño, se remonta a los tiempos más antiguos por su facilidad de obtención a partir de
sulfuros y por su bajo punto de fusión. Algunas de las actividades más importantes con
Pb son: fundición de Pb y Zn, fabricación de óxidos de Pb, fabricación y uso de pinturas,
esmaltes y colorantes, fabricación de acumuladores y municiones de Pb (Fernández,
2001). La contaminación por este metal también se relaciona con las actividades de
minería, pero la fuente más importante es la combustión de hidrocarburos, así como la
combustión de carbones (Hough, 2010).
El contenido de Pb en plantas es bajo, citándose como referencia media una
concentración de 1 mg kg-1
(Pais y Jones, 2000). Se considera que una concentración en
la disolución de suelo de 10 mg L-1
afecta al desarrollo de las mismas, 30 mg L-1
es
fuertemente tóxica, y 100 mg L-1
, letal.
Capítulo I: Introducción
52
El Pb es un contaminante ambiental que cuando se encuentra en la atmósfera
puede llegar al suelo, ser absorbido a través de las raíces de los vegetales (Mushak et al.,
1989), y así, llegar a la cadena alimentaria. Es un metal pesado de alta toxicidad y sin
funciones fisiológicas en el cuerpo humano. Entra en el organismo a través del sistema
digestivo, las vías respiratorias y la piel. Se recicla íntegramente y no sufre ningún
proceso de biodegradación, de ahí su peligrosidad (Fernández, 2001).
I.2.2.3.5. El zinc en el suelo y en la planta
El zinc es un elemento de carácter metálico ampliamente distribuido. El contenido
medio en la litosfera es 80 mg kg-1
. En suelos, la concentración varía normalmente entre
10-300 mg kg-1
, con un valor medio de 40 mg kg-1
en rocas ígneas ácidas, y de 100 mg
kg-1
, en rocas básicas.
La especie más abundante es la forma libre Zn2+
. Su solubilidad aumenta a
medida que desciende el pH desde valores menores de 7. Su fijación al suelo se ve
favorecida por la presencia de materia orgánica, mediante procesos de complejación, y de
arcilla, mediante procesos de adsorción superficial, procesos todos ellos dependientes del
pH.
Los suelos naturales de Galicia presentan normalmente concentraciones de Zn
inferiores a 100 mg kg-1
, con los valores más altos sobre calizas y rocas carbonatadas
(hasta 250 mg kg-1
), donde este elemento puede sustituir isomórficamente al Mg. Sin
embargo, valores anómalos, entre 100 y 200 mg kg-1
, aparecen en suelos de cualquier
litología. Las principales anomalías se relacionan con las pizarras orientales entre las que
se intercalan rocas carbonatadas en las que pueden aparecer yacimientos con
mineralizaciones de este elemento.
Este metal puede pasar al medio ambiente mediante numerosos procesos
industriales. Por ejemplo, las actividades de fundición de Zn pueden provocar la
contaminación de suelos y plantas próximos a la industria (Gu et al., 2010; Hong et al.,
2009). Otra actividad que resulta dañina es la minería (Tabla 1.2), ya que afecta a los
humanos a través de los alimentos (sobre todo vegetales), el contacto dérmico o la
inhalación (Qu et al., 2012).
Es uno de los elementos más abundantes en los suelos, y es esencial para las
plantas (Khaokaew et al., 2012) y para el buen funcionamiento de los sistemas
biológicos, pero resulta tóxico cuando está presente en el suelo en concentraciones
elevadas.
Capítulo I: Introducción
53
I.3. Suelos contaminados por metales pesados
A continuación, se describen ejemplos importantes de suelos contaminados por
metales pesados debido a actividades antrópicas (suelos de escombreras de minas, de
zonas próximas a instalaciones industriales y suelos agrícolas), algunos de los cuales se
emplearon en los estudios realizados en la presente Tesis.
I.3.1. Suelos de zonas mineras
En suelos con pH extremo, como es el caso de las escombreras de mina, que
presentan pH muy ácido, la movilidad de metales pesados se ve incrementada,
aumentando por tanto su disponibilidad para las plantas y su presencia en el agua. Esto
puede ocasionar numerosos problemas, tanto ambientales como de salud pública. La
recuperación de estas escombreras en muchas ocasiones se ve limitada precisamente por
su bajo pH y la presencia de metales pesados, los cuales afectan negativamente a los
organismos y a la calidad de suelo, alterando el número, la diversidad y la actividad de
dichos organismos e inhibiendo la descomposición de la materia orgánica, lo que impide
el crecimiento de la vegetación.
Los suelos construidos con estériles de mina se incluyen entre los que se
encuentran en una etapa muy inicial de desarrollo, en la que el suelo y el material original
prácticamente se confunden (denominados Entisoles según la Soil Taxonomy, Fanning y
Fanning, 1989), y su evolución es el resultado de la interacción de sus constituyentes
iniciales con los distintos factores de formación del medio.
La puesta en superficie de materiales geológicos que han sido formados bajo
condiciones muy diferentes crea una situación de inestabilidad, la cual provoca la
aceleración de los procesos de alteración mineral en busca del equilibrio con el nuevo
ambiente. Los cambios químicos y mineralógicos que tienen lugar durante la alteración,
constituyen una parte importante del proceso edafogenético (Monterroso et al., 1996).
Según Pedro (1979), la definición de un sistema de alteración y su evolución
exige tener en cuenta tres tipos de condiciones: litológicas (composición química y
mineralógica del material de partida), físico-químicas (pH, concentración iónica de la
disolución de ataque...) y termohídricas (temperatura, presión, grado de circulación del
agua, tiempo de contacto...).
Los suelos de mina son mecánica, física, química y biológicamente deficientes.
En resumen, se puede decir que en estas zonas existen dos problemas:
Capítulo I: Introducción
54
En primer lugar, la oxidación rápida e intensa de los residuos que quedan a la
intemperie, lo que lleva a la liberación de H+ y la creación de un ambiente
oxidante que afecta a los minerales del suelo; y además, este drenaje ácido
resultante de la oxidación de sulfuros, conduce a la lixiviación de grandes
cantidades de cationes como Fe2+
, Mn2+
, Pb2+
, Cu2+
, Zn2+
, etc.
Por otra parte, se produce un aumento de la solubilidad de los metales, debido al
descenso del pH del suelo de la mina (Puga et al., 2006; Rodríguez et al., 2009;
Anjos et al., 2012; Asensio et al., 2013; Lago-Vila et al., 2014; Fernández-
Calviño et al., 2015).
Los desechos producidos por la minería se acumulan en dos lugares diferentes: el
material con un diámetro mayor de 1 mm se deposita en los llamados desechos de la
mina (escombreras), mientras que los materiales más finos, producidos durante la última
etapa de la extracción de metales, se acumulan en balsas de decantación (o bancos de
flotación), las cuales se secan con el tiempo, una vez que la actividad minera ha
terminado. Tanto las escombreras como las balsas de decantación son aceptados como
suelos y la FAO (2006) los define como Tecnosoles.
Los suelos originados tras una explotación minera contienen todo tipo de
materiales residuales. Las escombreras provocan graves problemas para el desarrollo
de la cubierta vegetal, ya que presentan propiedades químicas anómalas, compuestos
tóxicos, baja retención de agua, clase textural desequilibrada, ausencia de estructura
edáfica, desequilibrio en el contenido de nutrientes fundamentales, ruptura de los ciclos
biogeoquímicos, baja CIC y dificultad de enraizamiento de las plantas entre otros (Puga
et al., 2006).
Además de los problemas anteriores, las actividades mineras también generan una
serie de impactos directos e indirectos. Entre los efectos directos se encuentran la
pérdida de bosques, terrenos de cultivo, tierras de pastoreo... Los indirectos incluyen la
contaminación del aire, del agua, la sedimentación en los ríos, etc.
Muchos autores consideran que la replantación de las escombreras de mina es el
método más efectivo para la recuperación de estas zonas; sin embargo, existen numerosos
factores que limitan en gran medida el desarrollo de plantas, entre los que se encuentran,
como hemos mencionado, las extremas condiciones de pH y las altas concentraciones de
metales pesados. Además, el drenaje ácido de la mina es otro aspecto a tener en cuenta en
los posibles riesgos de contaminación medioambiental (Cheng et al., 2009).
La minería de superficie, como es el caso de los suelos de escombrera que se van
a describir a continuación, afecta a la movilización y disponibilidad de elementos en estos
suelos, y a la consiguiente absorción por las especies vegetales empleadas en la
restauración, lo que provoca una serie de alteraciones físico-químicas en el medio,
Capítulo I: Introducción
55
causantes de impactos ambientales graves, los cuales pueden llegar a ser irreversibles e
irrecuperables (Pagés, 1993).
La importancia de la calidad de los suelos de mina ha llevado a algunos autores
(Doll et al., 1984; Val et al., 1988; Gil et al., 1990; Macías et al., 1992; Monterroso et al.,
1992) a sugerir que el seguimiento de este recurso puede ser usado como medida del
éxito de su rehabilitación ambiental.
A continuación, se van a describir dos suelos situados en zonas de antiguas
explotaciones mineras, la escombrera de lignito de As Pontes y la de cobre en Touro,
ambas en A Coruña. El último de ellos se ha empleado en el presente trabajo para llevar a
cabo algunos experimentos con corteza de pino, individualmente y en distintas mezclas
con concha de mejillón.
I.3.1.1. La escombrera de mina de lignito de As Pontes
Esta vieja mina fue la explotación a cielo abierto de mayores dimensiones de
España (Fig. 1.4). En el año 1946 se inició la apertura de la misma con los trabajos de
cimentación de una central térmica (Fig. 1.5), que se puso en marcha tres años después, y
en 1959, una fábrica de fertilizantes, perdurando su actividad durante tres décadas.
Fig. 1.4. Situación de la escombrera y mina/lago de As Pontes (A Coruña).
Fuente: Google Maps.
El proceso de obtención del fertilizante consistía básicamente en obtener
amoníaco por síntesis de sus dos elementos: hidrógeno y nitrógeno, empleando el lignito
como materia prima fundamental.
Capítulo I: Introducción
56
Con ambos gases se efectuaba la síntesis del amoníaco y a partir de él, ácido
nítrico y nitrato amónico, que mezclado con calizas procedentes de las canteras de la
zona, daba lugar al producto comercial final: nitrato amónico cálcico (Nitramón).
Además, como subproducto, se obtenían 6.000 Tm de azufre.
Fig. 1.5. Primera apertura de la mina de lignito de As Pontes, año 1946.
Fuente: http://minadaspontes.blogspot.com.es/
La explotación minera, dirigida por Endesa, finalizó en 2007 (aunque todavía
continúa la actividad en la central térmica), y durante este tiempo, se fueron apilando
miles de Tm de escombros hasta formar una enorme montaña artificial de 160 m de
altura, que escondía en su interior 813 millones de m3 de arcillas, piedras y cenizas. Las
labores mineras derivaron en un gran hueco de casi 18 km de perímetro, con 5 km de
longitud y más de 2 km de ancho, y 205 m de profundidad (Fig. 1.6).
Fig. 1.6. Aspecto de la explotación minera de As Pontes antes de su rehabilitación.
Fuente: http://minadaspontes.blogspot.com.es/
Capítulo I: Introducción
57
La zona ha sido rehabilitada recientemente (las labores de restauración finalizaron
en 2012) por la misma empresa, convirtiéndola en el lago artificial más grande de toda la
Península (con una capacidad de 547 hm3), mediante el llenado del hueco y la
restauración ambiental de la zona circundante, con una playa artificial y zonas de bosque
con vegetación autóctona y pastizales. Actualmente, este lago recibe agua de la lluvia y
los ríos y arroyos de la cuenca, incluyendo la escorrentía producida en la escombrera
(http://www.abc.es/, 19/09/2013) (Fig. 1.7).
Fig. 1.7. Vista del lago que cubre la antigua escombrera de As Pontes.
Fuente: http://www.abc.es/
Más detalladamente, las tareas de restauración de la escombrera exterior, han sido
realizadas como sigue (Val et al., 1988; Gil et al., 1990; Gil y Val, 1994): en primer
lugar, se llevó a cabo una selección de los estériles para la construcción de la capa
superficial de las escombreras. Posteriormente, se procedió al acondicionamiento inicial
del sustrato, con la aplicación de diferentes dosis de caliza o cenizas derivadas de la
combustión de lignito y/o a la cubrición del estéril con los horizontes orgánicos de los
suelos naturales de la zona. Tras el control de la acidez, se procedió a su fertilización
química y/o orgánica y posterior revegetación.
Por tanto, en esta antigua mina de lignito existe una gran variedad de suelos,
clasificados como antrosoles (originados por la actividad humana) según la FAO (1990),
y que están construidos con materiales de distintos grados de alteración y
características físico-químicas, por lo que presentan una gran heterogeneidad en sus
propiedades. Además, el clima templado y lluvioso de la zona favorece los procesos de
alteración mineral y lixiviación.
Los suelos de la antigua mina de As Pontes han sido estudiados y analizados
durante el proceso de restauración de la misma, dando lugar a numerosas publicaciones
científicas (Monterroso et al., 1992, 1993, 1994, 1996 y 1997; Macías et al., 1992, 1997).
Capítulo I: Introducción
58
Aquellos sobre materiales con alto contenido en sulfuros ocupan las áreas más
antiguas de la escombrera, y presentan las condiciones de acidez más extrema. Las
condiciones de pH del suelo mejoran progresivamente desde estas áreas hasta las más
recientes, cubriéndose un amplio rango de valores de pH (desde 3 a 8,5). Las áreas de
más reciente construcción, en las que se han utilizado materiales seleccionados con bajos
niveles de sulfuros (cenizas, enmiendas y fertilizantes), son los que presentan las mejores
condiciones.
Las escombreras están constituidas fundamentalmente por los estériles de mina:
por un lado, pizarras paleozoicas con contenidos variables de pirita, que constituyen los
bordes de la cuenca, en la que se formaron lignitos terciarios, y arenas, arcillas y arcillas
carbonosas intercaladas entre los mismos (Monterroso et al., 1992). A esto hay que
añadir pequeñas cantidades de cenizas procedentes de la combustión del lignito en la
central térmica, saprolitas y suelos tipo Regosol úmbrico y Cambisol húmico,
desarrollados sobre pizarras y algunos Fluvisoles sobre sedimentos aluviales cuaternarios
(Macías et al., 1992, 1997).
En función de la composición del material original, la presencia de sulfuros y/o el
grado de neutralización alcanzado (bien por procesos internos -alteración de minerales- o
externos -encalado, adición de cenizas de combustión), en la escombrera se pueden
reconocer distintos ambientes de alteración (Monterroso et al., 1996):
Arcillas carbonosas, con elevados contenidos en sulfuros altamente reactivos y
escasa capacidad de neutralización de ácidos por ausencia de minerales fácilmente
alterables. Los materiales dominantes son cuarzo y caolinita. Dan lugar a
disoluciones extremadamente ácidas (pH<4), muy oxidantes y de
concentraciones iónicas elevadas. Las concentraciones de Al y Fe son muy altas,
dominando las especies libres y ligadas a sulfatos.
Pizarras, con niveles de sulfuros variables y potenciales de neutralización también
variables. En función de estos dos parámetros, se pueden distinguir tres ambientes
diferentes: uno similar a las arcillas carbonosas (muy ácido, oxidante y con elevadas
concentraciones iónicas debido a la presencia de grandes cantidades de sulfuros,
formado por especies de Fe y Al ligadas a sulfatos y teniendo como materiales
dominantes al cuarzo, caolinita y moscovita); otro en el extremo opuesto
(ligeramente ácido o alcalino, lo que denota una escasa influencia de oxidación de
sulfuros y/o una neutralización de la acidez generada, con concentraciones iónicas y
valores de potencial redox más bajos que en el ambiente anterior, y concentraciones
de Fe y Al muy bajas) y por último, un ambiente intermedio entre los dos anteriores.
Cenizas, libres de sulfuros y que dan origen a disoluciones ligeramente ácidas o
neutras. Las disoluciones de este material son cercanas a la neutralidad, oxidantes
(aunque en menor medida que en los medios con sulfuros) y de elevada fuerza
iónica. Fe y Al tienen una escasa presencia.
Capítulo I: Introducción
59
Mezcla de materiales, utilizada en la construcción de algunos suelos de la
escombrera, la cual se ha realizado principalmente a base de pizarras con escaso
contenido en sulfuros, cenizas y sedimentos terciarios (arenas y arcillas) libres de
materia carbonosa y sulfuros. Las características de las disoluciones en contacto con
estos materiales presentan un carácter cercano a la neutralidad, son oxidantes y
poseen elevadas concentraciones iónicas.
Los sulfuros presentes en el suelo condicionan la composición de la disolución de
ataque a través de su oxidación e incorporación al suelo de grandes cantidades de H+,
proceso que aumenta la capacidad disolvente del agua. La disolución ácida producida
reacciona con otros minerales presentes en el suelo que actúan como consumidores de
H+. Así, la presencia de sulfuros es un problema en estos suelos por la elevada acidez
que se genera durante su oxidación a la intemperie, dando como productos de alteración
altos contenidos de H+, SO4
2- y Fe en diferentes formas (Stumm y Morgan, 1981;
Monterroso et al., 1992). Estos compuestos representan el factor litológico que mayor
influencia tiene sobre la composición de la disolución del suelo, condicionando la
estabilidad y la formación de nuevos minerales en estos medios (Monterroso et al., 1996).
De esta forma, en el medio de alteración se producen dos procesos simultáneos: la
oxidación de algunos minerales (sulfuros) y la hidrólisis acelerada del resto, en
condiciones de acidez y fuerza iónica diferentes según las velocidades de ambos procesos
y el tiempo de residencia de las aguas (Macías y Calvo de Anta, 1992).
Los suelos estudiados en esta escombrera poseen una CIC en general baja (pero
no significativamente diferente de los suelos naturales de la zona, entre 2-10 cmolckg-1
),
lo que se puede relacionar con las características texturales del mismo (franco, franco-
arenosas), la naturaleza de las arcillas y el reducido contenido en materia orgánica
(Monterroso et al., 1996).
Las zonas más ácidas son las que presentaron los valores más elevados de
metales pesados (Cd, Co, Cu, Mn, Ni, Pb, Zn...), Al y Fe, mientras que las zonas con un
pH superior a 5 tienen un contenido muy bajo de estos elementos en disolución
(Monterroso et al., 1992). La fuente principal de los metales biodisponibles en los suelos
de la mina es la pirita asociada a algunos materiales estériles. Los niveles de metales
biodisponibles son superiores a los obtenidos en suelos naturales de la zona, pero
inferiores a los límites máximos de toxicidad para suelos de mina. Además, estos
niveles son superiores en las capas más superficiales (Monterroso et al., 1993).
La presencia de pirita en algunos de estos materiales y su rápida oxidación,
provocaron la disolución de grandes cantidades de Fe y su posterior redistribución en el
suelo. Los compuestos de Fe precipitados pueden tener gran influencia sobre las
propiedades físico-químicas del suelo (estabilización de agregados, retención de metales
pesados...), y implicación directa en el proceso de restauración de los suelos de mina.
Además, son importantes en los sistemas tampón del suelo, especialmente en ambientes
ácidos (Ulrich, 1986; Schwertmann y Taylor, 1989).
Capítulo I: Introducción
60
Por otra parte, la diversidad de materiales con distintos grados de alteración hace
que el contenido de Fe en el suelo y su distribución entre las distintas fracciones
(intercambiable, orgánica, inorgánica y total) varíe ampliamente. En estudios previos
(Macías et al., 1992), se determinó que el contenido total de Fe en la escombrera de esta
mina varía entre 64-343 cmolc kg-1
, asociándose los mayores contenidos a las pizarras
ricas en sulfuros y a las cenizas, y los valores más bajos a las arcillas carbonosas.
Por otro lado, el contenido en S, mayoritariamente pirítico, determina los niveles
de acidez actual y potencial, asociándose los valores de máxima acidez a las zonas que
presentan mayor contenido en el mismo. Los altos niveles de éste en el material original,
son los que producen los medios más ácidos, y los mayores niveles de Al, Fe y metales
pesados en disolución (Monterroso et al., 1992).
En lo que respecta a los niveles de Al, la presencia de pirita en algunos de estos
materiales y la rápida acidificación provoca la disolución de grandes cantidades de este
metal a través de la alteración de minerales. En trabajos previos (Monterroso et al.,
1994), se estudió si la escasa vegetación en algunos suelos restaurados de la mina con
alto contenido en sulfuros, podría estar relacionado con efectos fitotóxicos por exceso de
Al, ya que una elevada concentración del mismo dificulta la absorción de nutrientes por
las plantas Adams y Lund, 1966; Pavan y Bingham, 1982; Alva et al., 1986; Sucoff et al.,
1989; Godbol, 1994), pero se concluyó que la falta de vegetación parece estar más
relacionada con la elevada acidez y salinidad generadas por la oxidación de sulfuros que
con la presencia de elevadas concentraciones de Al (Monterroso et al., 1994).
Los numerosos estudios llevados a cabo en la recuperación de esta antigua mina
de lignito, han sido empleados como referencia en la restauración de otras escombreras
de mina, como la de Touro, que describiremos a continuación.
I.3.1.2. La escombrera de mina de cobre de Touro
La antigua mina de Touro (Fig. 1.8) es un yacimiento de sulfuros metálicos,
constituido fundamentalmente por anfibolitas precámbricas, con cantidades importantes
de sulfuros metálicos tales como pirita, pirrotina y calcopirita, los cuales causan la
acidificación del las áreas próximas cuando son oxidados (Calvo de Anta et al., 1991;
Calvo y Pérez, 1993; Álvarez et al., 1993; Macías-García et al., 2009; Álvarez et al.,
2010; Álvarez et al., 2011).
Esta mina fue explotada a cielo abierto para la extracción de este metal por la
empresa Río Tinto, entre los años 1974-1988, ocupando una superficie de 390 ha.
Actualmente se encuentra en proceso de restauración mediante la aplicación de
Tecnosoles diseñados técnicamente y elaborados a partir de residuos no peligrosos, los
cuales han permitido que existan poblaciones animales y vegetales, así como la reducción
de zonas con aguas ácidas (Bolaños et al., 2014).
Capítulo I: Introducción
61
Fig. 1.8. Situación de la escombrera de Touro (A Coruña). Fuente: Google Maps.
La explotación se realizó mediante cortas de paredes verticales de 11 m y
plataformas horizontales de extracción, conformando un conjunto escalonado que alcanza
profundidades de hasta 100 m. El material estéril se apiló en escombreras, alcanzando
espesores superiores a los 100 m. Los residuos de flotación fueron enviados a balsas de
lodos. Como consecuencia de la explotación, quedaron abandonadas escombreras de
estériles, instalaciones de trituración y flotación y la balsa de lodos, abarcando todo ello
una superficie de unas 600 ha.
Tras el abandono de la mina (Fig. 1.9), la escombrera quedó expuesta a la acción
del aire y el agua, y se produjo la oxidación de los sulfuros metálicos (principalmente de
Fe y Cu) presentes en el mineral, dando lugar a un rápido desgaste y a la liberación de
H+ a las áreas contiguas, provocando un grave problema ambiental de drenaje ácido de la
mina (se generaron aguas hiperácidas, con pH<3,5).
Fig. 1.9. Estado de la mina de Touro antes de su recuperación (año 1988).
Fuente: Macías-García et al., 2008.
Capítulo I: Introducción
62
Esto afectó a la cuenca del río Ulla (Macías-García et al., 2009), suponiendo un
riesgo para la salud humana, ya que la población más cercana se encuentra a escasos
metros del complejo. Además, la presencia de grandes cantidades de metales (no sólo Cu
y Fe sino también Ni, Mn, Cr, Pb y Zn), junto con el hecho de que su movilidad se viera
incrementada como resultado del descenso de pH, dio lugar a la contaminación del agua y
de los suelos a través de los que circula (Monterroso y Macías, 1998; Monterroso et al.,
1999).
En 1998 se iniciaron algunas actividades de recuperación de los suelos de esta
escombrera (Fig. 1.10). La Consellería de Medio Ambiente de la Xunta de Galicia, junto
con Aguas de Galicia, solicitó la elaboración de un Plan de actuaciones al Laboratorio
de Tecnología Ambiental de la Universidad de Santiago de Compostela (LTA-USC) para
mitigar los efectos producidos en la cuenca del río Ulla y la recuperación de los suelos en
el interior de la mina (Macías et al., 2002). Éste se basó en la utilización de materiales
de aporte externo, dada la imposibilidad de llevar a cabo la recuperación exclusivamente
con los propios materiales de la mina. Los materiales potencialmente utilizables debían
ser residuos, para reducir los costes, siempre que no fuesen tóxicos ni peligrosos, además
de ser materiales encalantes con alta y persistente capacidad de neutralización de ácidos
(Bolaños et al., 2014; Lago-Vila et al., 2014) (Fig. 1.11).
Fig. 1.10. Evolución de la mina de Touro.
Fuente: http://www.elcorreogallego.es/
Capítulo I: Introducción
63
Fig. 1.11. Suelos de la mina de Touro: A) Suelo de escombrera y B) Suelo de la plataforma.
Fuente: Otero et al., 2012.
Los Tecnosoles utilizados en la mina Touro son suelos elaborados
específicamente para favorecer los procesos de recuperación de suelos, aguas y
ecosistemas contaminados o degradados. Las tecnologías empleadas se basaron en
experiencias previas llevadas a cabo por el grupo de investigación en la propia mina de
Touro, pero también en otros lugares como la escombrera de la mina de lignito de As
Pontes, descrita en el apartado anterior (Bolaños et al., 2014).
En general, las escombreras de mina de metales suelen estar cubiertas por suelos
poco estructurados, muy pedregosos, con bajo contenido en materia orgánica, baja
disponibilidad de nutrientes esenciales y con niveles potencialmente tóxicos de metales
(Bech et al., 2012; Deng et al., 2006; Wong, 2003). Ya vimos que la oxidación de los
materiales que quedan a la intemperie dan lugar a un entorno oxidante, y la liberación de
grandes cantidades de iones metálicos como Al+3
, Fe+3
, Mn+2
, Pb+2
, Cu+2
y Zn+, hacen
que la colonización y el establecimiento de la vegetación sean muy limitados (Vega et al.,
2006).
Actualmente, el suelo de la antigua mina de Touro se clasifica como Regosol
Antrópico (Vega et al., 2006) y la vegetación comienza a colonizarlo, incluyendo dos
especies de Ericaceae (brezo) -Erica cinerea y Calluna vulgaris- y Salix atrocinerea
(sauce) (Otero et al., 2012).
El suelo de la escombrera de mina en Touro ha sido analizado con anterioridad
por numeros autores (Calvo de Anta et al., 1991; Calvo y Pérez, 1993; Álvarez et al.,
1993; Monterroso y Macías, 1998; Monterroso et al., 1999; Macías et al., 2002; Vega et
al., 2006; Macías-García et al., 2009; Álvarez et al., 2010; Álvarez et al., 2011; Otero et
al., 2012; Bolaños et al., 2014; Lago-Vila et al., 2014). Recientemente, se han realizado
algunos estudios basados en la adición de residuos o subproductos como bioadsorbentes
de metales pesados, como una posible vía de recuperación de dicho suelo, por ejemplo,
empleando concha de mejillón (Ramírez-Pérez et al., 2013; Fernández-Calviño et al.,
2014; Otero et al., 2015) dando resultados satisfactorios.
Capítulo I: Introducción
64
Por ello, lo hemos seleccionado para evaluar el efecto de la adición de corteza de
pino como bioadsorbente, mediante experimentos de fraccionamiento y liberación de
metales pesados; además, también se estudiaron los efectos de la corteza, añadida
individualmente y en combinación con diferentes dosis de concha de mejillón, en la
evolución del crecimiento bateriano y fúngico de dicho suelo, para ampliar y
complementar los trabajos realizados previamente.
I.3.2. Suelos de zonas industriales: suelos forestales y de pradería
próximos a las instalaciones de una cementera
I.3.2.1. La producción de cemento como fuente de contaminación de metales
pesados
La producción de cemento es una de las principales actividades antrópicas
considerada como fuente de contaminación de metales pesados, junto con los
combustibles fósiles, la producción de metales y la incineración de residuos (Pacyna et
al., 2007, 2009).
El aumento de la población en las zonas urbanas en las últimas décadas ha dado
lugar al desarrollo de la industria del cemento en todo el mundo. China, India y EEUU
son actualmente los países líderes en la producción de cemento (CEMBUREAU, 2015).
Dentro de la UE, España llegó a ser el mayor productor hasta el año 2007, pero a partir de
entonces, la producción ha sufrido un descenso significativo (Fig. 1.12), debido a que el
sector de la construcción se ha visto afectado por la crisis económica (Anuario del sector
cementero español, 2012).
Actualmente, existen numerosas plantas cementeras distribuidas por todo el país
(Fig. 1.13), entre las que se encuentra la cementera de Oural (Sarria, Lugo) (Fig. 1.14),
cuyo entorno es objeto de estudio del presente trabajo.
Fig. 1.12. Evolución del consumo de cemento en España en los últimos años.
Fuente: Anuario del sector cementero español, Agrupación de fabricantes de cemento de España, 2012.
Capítulo I: Introducción
65
Fig. 1.13. Cementeras en España.
Fuente: Anuario del sector cementero español, Agrupación de fabricantes de cemento de España, 2012.
Fig. 1.14. Planta cementera en Oural (Sarria, Lugo).
Las instalaciones de la planta cementera están en funcionamiento desde 1962. En
tiempos de gran actividad, la cementera de Oural tenía una capacidad de producción
anual de 450.000 Tm de clínker (precursor del cemento) (La Industria del cemento en
España, Revista de obras públicas, 2007) pero desde hace unos años su actividad ha
disminuido de manera significativa.
Capítulo I: Introducción
66
En el proceso de elaboración de cemento, son emitidos a la atmósfera numerosos
contaminantes, incluyendo óxidos de azufre y nitrógeno, hidrocarburos aromáticos
policíclicos (PAHs), dioxinas, furanos y metales pesados (Conesa et al., 2008;
Schuhmacher et al., 2009; Rovira et al., 2011).
El procedimiento de obtención de cemento es el siguiente (Fig. 1.15): una vez
extraídas las materias primas (caliza y arcilla principalmente) de las canteras, el material
es fragmentado en trituradores. La caliza y la arcilla son transportadas por separado a
silos en donde son dosificadas para la producción de diferentes tipos de cemento. A
continuación, se muele el material por medio de una serie de molinos verticales y
horizontales, mediante la presión que ejercen los rodillos cónicos al rodar, o bien por
medio de bolas de acero que giran en su interior. Después, se realiza una
homogeneización, en la que se mezclan de manera proporcional los diferentes tipos de
arcilla, caliza o cualquier otro material. Finalmente, se lleva a cabo la calcinación, para
lo cual se emplean grandes hornos rotatorios, en cuyo interior se alcanzan temperaturas
de hasta 1.500°C, y en donde el material molido se transforma en clínker. Este material
está constituido por unos pequeños granos de color grisáceo, con un tamaño de 3-4 cm de
diámetro, que finalmente es molido mediante bolas de acero.
Fig. 1.15. Representación esquemática de la obtención de cemento. Fuente: http://www.flacema.org/
Por tanto, aunque la explotación de las canteras y la molienda de las materias
primas, transporte, embalaje y expedición de cemento pueden resultar en la liberación de
contaminantes (Sikkema et al., 2011; Paoli et al., 2014), la emisión de metales pesados
por las cementeras se atribuye fundamentalmente a la quema de combustibles
fósiles necesaria para alcanzar las elevadas temperaturas a las que se produce la mezcla
de las materias primas del cemento (Schuhmacher et al., 2002; Zemba et al., 2011;
Rovira et al., 2014).
Capítulo I: Introducción
67
Por otro lado, cabe destacar que recientemente han comenzado a emplearse
combustibles alternativos (biogás, neumáticos, aceites industriales, lodos de aguas
residuales, plásticos, disolventes o residuos forestales) como sustitutos o acompañantes
de los combustibles tradicionales (carbón, coque de petróleo, fuel o gas) para el
calentamiento de los hornos de las cementeras, los cuales también pueden contribuir a la
emisión de contaminantes (Conesa et al., 2008, 2011; Schuhmacher et al., 2009; Zemba
et al., 2011; Rovira et al., 2014).
Concretamente, la planta lucense de Oural, emplea, desde el año 2012, neumáticos
para calentar sus hornos con la intención de ahorrar costes de energía y mantener su
actividad, ya que su producción ha caído considerablemente en los últimos años. Esta
medida ya había sido puesta en marcha durante los años 2002-2004, pero las denuncias
presentadas por los vecinos de la localidad, motivaron una sentencia judicial del Tribunal
Superior de Xustiza de Galicia que hizo parar la incineración de neumáticos, ya que
como actividad nociva y peligrosa no podía efectuarse a menos de dos kilómetros de los
núcleos de población (El Correo Gallego, 15/08/2012).
Además, existe un abanico bastante amplio de residuos y subproductos
industriales que pueden ser utilizados como materia prima o aditivos en la
fabricación de clínker (cenizas volantes, escorias de alto horno, puzolanas...),
disminuyendo así el consumo de las materias primas tradicionales no renovables como la
arcilla y la caliza. Las condiciones de elevadas temperaturas en el horno también facilitan
la liberación de metales pesados que pueden formar parte de la composición de estos
materiales (Schuhmacher et al., 2002; Zemba et al., 2011; Rovira et al., 2014).
El destino de los metales pesados que acceden al ciclo productivo en las
cementeras, como parte de la materia prima o bien de los combustibles, les lleva a
incorporarse al producto final (cemento), a ser retenidos en los sistemas de reducción de
las emisiones o a ser emitidos a la atmósfera.
El volumen medio de los gases emitidos por las cementeras es de 2.300 Nm3 por
Tm producida de clínker. El polvo o partículas finas, son recogidos y controlados
mediante filtros; parte de los gases emitidos se unen a estas partículas, y en su mayor
parte son retenidos, pero otra parte es emitida a través de la chimenea (Helge, 2012).
Goluchowska (2001), Carreras y Pignata (2002) y Schuhmacher et al. (2009)
demostraron que el polvo de cemento contiene altas cantidades de metales pesados como
Pb, Hg, Cd y Cu.
La tasa de emisión de metales pesados a la atmósfera debido a estas instalaciones
está influenciada por su diferente volatilidad durante el proceso de fabricación (Rovira et
al., 2011a), así como por la tecnología utilizada para evitar las emisiones. En cuanto a la
volatilidad de metales pesados, Conesa et al. (2008) distingue entre no volátil
(incluyendo Cr, Cu, Mn, As y Zn), semi-volátil (Pb, Cd) y metales volátiles (Hg).
Capítulo I: Introducción
68
Después de su emisión a la atmósfera, los metales pesados llegan al medio
ambiente circundante (suelos, cursos de agua y vegetación) a través de la deposición seca
y húmeda (Semhi et al., 2010; Rothenberg et al., 2010) a diferentes distancias de la
fuente de emisión, distancia que dependerá en gran medida de factores como la
naturaleza del tipo de emisión del metal (gas o partícula), y de parámetros meteorológicos
como el viento (dirección, velocidad, frecuencia), precipitación, etc.
Los metales alcanzan, de esta forma, la superficie terrestre, donde tienden a
acumularse en las plantas (Isikli et al., 2003; Paoli et al., 2014; Rovira et al., 2011b;
Schuhmacher et al., 2002), líquenes (Jóźwiak y Jóźwiak, 2009; Ljubic Mlakar et al.,
2011; Paoli et al., 2014), y especialmente en suelos (Al-Khasman y Shawabkeh, 2006;
Asubiojo et al., 1991; Bermúdez et al., 2010; Rothenberg et al., 2010; Rovira et al.,
2011a; Schuhmacher et al., 2004; Wang, 2013) próximos a las instalaciones. Estudios
previos demuestran que se han detectado altos niveles de metales como el mercurio,
analizados en hojarasca, hasta 5 km de distancia de una planta cementera en Japón
(Fukuzari et al., 1986).
En nuestro caso, dentro de los metales pesados que pueden ser emitidos por estas
instalaciones, nos hemos centrado principalmente en tres: el mercurio, como ejemplo de
metal volátil, el plomo como semi-volátil y el cromo como no volátil, para evaluar la
posible incidencia de la cementera en los suelos de su entorno.
I.3.2.1.1. El mercurio en el suelo. La producción de cemento como fuente de
contaminación por mercurio
El mercurio es un elemento extremadamente raro de la corteza terrestre. Su
concentración es inferior a 10 ng g-1
en materiales como el granito, los feldespatos y las
arcillas (en las rocas magmáticas se encuentra en cantidades muy bajas, no excediendo de
0,01 ng g-1
, y en sedimentarias, entre 0,20-0,40 ng g-1
) (Hernández-Silva et al., 2005).
Su contenido medio en suelos de zonas no afectadas por actividades
antropogénicas o emisiones volcánicas, su rango varía entre 50 y 200 ng g-1
,
incrementándose con la proximidad a áreas urbanas (Davis et al., 1997). Generalmente,
los suelos orgánicos e/o inundados permanente o temporalmente, son los que retienen
mayores cantidades de este elemento (Hernández-Silva et al., 2005). Esto es debido,
básicamente, a la capacidad que tiene este metal de asociarse al humus (Johansson et al.,
1991), y a que está condicionado por la humedad y la temperatura del suelo (Krabbenhoft
et al., 2005). Según Tipping et al. (2010), el valor considerado como crítico en suelos es
del orden de 130 ng g-1
.
Capítulo I: Introducción
69
En los suelos naturales de Galicia los valores de concentración oscilan entre 10
ng g-1
y 400 ng g-1
. Su distribución tiene relación con el incremento de la altitud (mayor
frío y, por tanto, mayor deposición), pues las zonas costeras y el entorno de las ciudades
de mayor actividad industrial están en los niveles más bajos. La concentración media en
los suelos gallegos es de 70 ng g-1
. El Nivel Genérico de Referencia Local (NGRL)
para Hg en suelos de Galicia se ha fijado en 150 ng g-1
(Consellería de Medio Ambiente
e Desenvolvemento Sostible, Xunta de Galicia, 2009).
El ciclo del mercurio se lleva a cabo en cuatro fases conectadas entre sí:
atmosférica, terrestre, acuática y biótica. Inicialmente, el Hg es emitido a la atmósfera en
en suelos terrestres y oceánicos en forma elemental Hg0, que es tóxica para el ser humano
y el medio ambiente. Pero durante su ciclo, el Hg puede cambiar de estado y especie, por
lo que rara vez se encuentra en de esta forma; es más común en compuestos y sales
inorgánicas (UNEP, 2002).
El Hg llega a la superficie de forma natural como consecuencia de la alta
temperatura existente en el manto de la Tierra. Las emisiones naturales de Hg a la
atmósfera derivan de la actividad volcánica, la evaporación de la superficie del suelo y
del agua, la degradación de minerales, los incendios forestales y la meteorización de
rocas y suelos (Krabbenhoft et al., 2005). Se genera en una gran variedad de formas:
mercurio elemental o metálico (Hg0), sulfuro de Hg (HgS), cloruro de Hg (HgCl2) y
metilmercurio (CH3Hg+, compuesto orgánico). Está asociado con sulfuros bajo
condiciones reductoras, de hecho, presenta gran afinidad para establecer uniones muy
fuertes con el azufre, originando HgS, conocido como cinabrio, es el mineral de mercurio
más frecuente en la naturaleza. En condiciones oxidantes, generamente se asocia con
óxidos de Fe. Por tanto, puede existir como metal o formando parte de compuestos
inorgánicos u orgánicos, ya que ciertos microorganismos (bacterias y hongos) y procesos
naturales pueden hacer que éste pase de una forma a otra en el medio ambiente (UNEP,
2002).
Por otro lado, se calculó que en el año 2005, a nivel mundial, las emisiones de
mercurio a la atmósfera debidas a fuentes antropogénicas fueron de aproximadamente
1.900 Tm (el cual contribuye con cerca del 70% del Hg emitido), procedente
principalmente de la quema de combustibles fósiles, lo cual representa unas 500 Tm
(26% de las emisiones mundiales a la atmósfera) (UNEP, 2011). Este metal pesado es
muy empleado en los sectores industriales (fabricación del cloro y sosa, pilas, baterías,
aparatos eléctricos, tubos fluorescentes, plásticos y pinturas, etc.) y agrícola (los
compuestos de Hg orgánico eran usados como fungicidas en el tratamiento de semillas,
estando actualmente prohibidos en la mayoría de los países) (Tablas 1.2. y 1.4).
Capítulo I: Introducción
70
Las liberaciones antrópicas de Hg se deben principalmente a tres causas: (a) la
movilización de impurezas de Hg en materias primas como combustibles fósiles (carbón
principalmente, y en menor grado, el gas y el petróleo) y otros minerales extraídos y
tratados, (b) liberaciones durante la producción, fugas, incineración o eliminación de
productos de desecho y (c) removilización de liberaciones antropogénicas pasadas
depositadas en suelos, aguas, vertederos…
Una vez liberado y emitido a la biosfera, puede tener una gran movilidad y
circular entre la superficie terrestre y la atmósfera. Davis et al., (1997) afirman que el Hg
procedente de fuentes antrópicas aparece como mercurio elemental Hg0 en un 53%, un
37% como Hg gaseoso reactivo (Hg2+
) y 10% asociado a partículas (Hgp).
Así, los receptores de las liberaciones de Hg en el medio ambiente son la
atmósfera, el agua y el suelo, los cuales interaccionan entre sí. Las capas más
superficiales del suelo, las aguas y los sedimentos fluviales son considerados los
principales depósitos biosféricos de Hg (UNEP, 2002).
La contaminación de este metal en suelos procede fundamentalmente de la vía
aérea, por deposición de partículas (deposición húmeda, deposición seca y la caída de
hojarasca) (Munthe et al., 1995; St. Louis et al., 2001), sobre las que viaja en forma
adsorbida en entornos próximos a emplazamientos de minería de Hg o sulfuros,
incineración de carbones, residuos urbanos, cementeras, etc., con un mal funcionamiento
de sus filtros de gases.
En cuanto el Hg se deposita en el suelo, es rápidamente absorbido por las plantas
y la capa de humus del suelo y posteriormente por los constituyentes minerales
(Krabbenhoft et al., 2005). Los suelos pueden llegar a acumular hasta el 75% del Hg
presente en la biosfera (Mason y Sheu, 2002), fundamentalmente debido a la afinidad de
este elemento por la materia orgánica del suelo y los óxidos e hidróxidos de Fe y Al
(Schuster, 1991; Skyllberg et al., 2006). Además, se sabe también que la volatilización de
Hg desde la superficie del suelo y las aportaciones a las aguas superficiales mediante la
lixiviación son fuentes importantes de disipación de este elemento (Gustin et al., 2006).
Un factor muy importante de los efectos del Hg en el medio ambiente es su
capacidad para acumularse en los organismos (bioacumulación) y ascender en la cadena
alimentaria (biomagnificación). Aunque todas las formas del mercurio pueden llegar a
acumularse en los organismos, el metilmercurio (CH3Hg+) se absorbe y acumula en
mayor medida. Es un compuesto orgánico muy tóxico, 100 veces más que el Hg2+
, ya que
debido a la presencia del metilo, puede atravesar con facilidad las membranas biológicas.
Capítulo I: Introducción
71
El ciclo del Hg en la naturaleza está bajo la influencia de los microorganismos.
Algunas bacterias y hongos logran reducir el Hg2+
a Hg0; este último es adsorbido por el
suelo, sedimentos y sustancias húmicas o puede volatilizarse a la atmósfera. Sin embargo,
una parte llega a ser metilado a través de la acción de estos microorganismos. Algunos de
los iones de mercurio cargados positivamente como el metilmercurio y el fenilmercurio
(C6H5Hg+), son fijados por suelos cargados negativamente, partículas de sedimento y por
materia húmica y, en consecuencia, son inmovilizados. Los iones que no son fijados, son
dispersados por el agua. Por la acción de bacterias, algunos iones de metilmercurio se
convierten en dimetilmercurio [(CH3)2Hg], el cual es muy volátil y escapa rápidamente
de la atmósfera, el suelo y el agua (Lutz, 2008).
Cabe destacar que, a nivel mundial, la producción de cemento es la cuarta
fuente antropogénica de Hg atmosférico, aportando aproximadamente el 10% de las
emisiones de Hg. Las emisiones globales de este metal procedentes de las plantas
cementeras aumentaron de 114 a 189 Tm entre 1990 y 2005 (Pacyna y Pacyna, 2001;
Pacyna et al., 2006, 2010) y alcanzó las 236 Tm en 2010 (Pirrone et al., 2010). Además,
se estima que la producción de cemento en Europa libera a la atmósfera unas 26 Tm
anuales de Hg (Pirrone et al., 2001).
El Hg entra en el proceso de fabricación de cemento como un elemento traza de
las materias primas y los combustibles, y se transforma en forma gaseosa (Hg2+
) a
temperaturas entre 200ºC y 700ºC. El Hg liberado por los hornos de las cementeras en
forma de gas se une a partículas, y en su mayor parte es retenido por los sistemas de
filtros de la instalación, pero una parte es emitido a través de la chimenea junto con otros
gases (Schneider y Oerter, 2000; Schäfer y Hoenig, 2001; Ljubic Mlakar et al., 2010). En
estudios previos, se estimó un factor de emisión de entre 0,065-0,100 g de Hg por Tm de
cemento producido en las plantas cementeras (Pacyna y Pacyna, 2001; Pacyna et al.,
2006, 2010). Otros trabajos estimaron un factor de emisión de 0,035-0,040 g de Hg por
Tm de cemento, en los cuales se excluyó la contribución de la combustión de carbón en
los hornos de las cementeras (Wu et al., 2006; Cembureau, 2010).
Según los estudios realizados por Won y Lee (2012), el 15% del Hg emitido por
las plantas cementeras es Hg2+
, y aproximadamente el 85% es Hg0. En cambio, los
estudios llevados a cabo por Wang et al. (2014) sobre la emisión de plantas cementeras
en China, obtuvieron que el Hg oxidado fue el componente principal en el gas de
combustión, representando entre el 90 y el 60% del Hg total emitido.
El Hg0
tiene una alta volatilidad y puede desplazarse largas distancias con las
masas de aire. Según Krabbenhoft et al. (2005), su vida media en la atmósfera es de entre
un año y año y medio. Los compuestos divalentes gaseosos y los unidos a partículas en el
gas de emisión de las cementeras tienen una vida atmosférica más corta, y se depositarán
por procesos húmedos o secos en un radio de 100 a 1000 km. Además, durante su
transporte atmosférico, puede darse una conversión entre las distintas especies de Hg, lo
que determinará la distancia de su desplazamiento (UNEP, 2002).
Capítulo I: Introducción
72
Así, podemos decir que el Hg es un contaminante global, ya que una vez
emitido, puede dispersarse y ser transportado a través de la atmósfera por todo el mundo
(Schroeder y Munthe, 1998).
I.3.2.1.2. El plomo en el suelo. La producción de cemento como fuente de
contaminación por plomo
La descripción del comportamiento de este metal en el suelo puede leerse en el
apartado I.2.3.3.4.
El plomo es un elemento ampliamente utilizado por la humanidad desde la
antigüedad por su facilidad de obtención a partir de sulfuros y por su bajo punto de
fusión. En los últimos años, se ha producido un incremento del nivel de Pb en el medio
ambiente como consecuencia de diversas actividades antrópicas, tales como la fundición,
la minería, la fabricación de pinturas, la combustión de hidrocarburos y carbones,
fabricación de cemento, etc. (Hough, 2010).
Este metal semi-volátil, cuando se encuentra en la atmósfera, puede llegar al
suelo, ser absorbido a través de las raíces de los vegetales y llegar a la cadena alimentaria
(Mushak et al., 1989). A pesar de la baja biodisponibilidad del Pb en suelos, en áreas
industriales o urbanas se alcanzan frecuentemente concentraciones en aire y suelos lo
suficientemente altas como para producir efectos tóxicos en las plantas y los organismos.
Los suelos no contaminados por este metal poseen concentraciones inferiores a 50
mg kg-1
, y los que sí lo están exceden los 200 mg kg-1
, como sucede en muchas áreas
urbanas (Nriagu, 1979).
En lo que respecta a la industria de producción del cemento en Europa,
actualmente las emisiones atmosféricas anuales estimadas de Pb por las cementeras es de
aproximadamente 890 Tm (Pacyna et al., 2007).
I.3.2.1.3. El cromo en el suelo. La producción de cemento como fuente de
contaminación por cromo
El cromo es un elemento metálico de transición, relativamente abundante en la
corteza terrestre, presentando un contenido medio de 100 mg kg-1
. Es un metal pesado no
volátil y tiene carácter litófilo.
Capítulo I: Introducción
73
Aparece a menudo como sustitución del Fe, en minerales ferromagnesianos, o
formando cromita (FeCr2O4) en rocas básicas y ultrabásicas. El contenido medio de Cr
en rocas básicas es 220 mg kg-1
(variando entre 40-600 mg kg-1
) y en rocas ultrabásicas,
1.800 mg kg-1
(1.000-3.400 mg kg-1
). En suelos, generalmente se encuentra en baja
concentración; los valores más frecuentes están entre 40-200 mg kg-1
(Cannon, 1978).
Es un elemento que puede aparecer en varios estados de oxidación, pero en
medios naturales las formas más comunes son Cr3+
y Cr6+
. En general, en suelos no
contaminados, con pH ácido a neutro, la forma reducida Cr3+
es la predominante. La
solubilidad de esta especie es muy baja, presentándose habitualmente precipitada como
óxido o hidróxido o, en menor proporción, adsorbida sobre arcillas, oxihidróxidos de Fe,
Mn y Al, o formando complejos con la materia orgánica. La adsorción de Cr3+
se
incrementa a medida que el pH asciende. En medios fuertemente oxidados, sobre todo a
pH neutro a básico, la forma más estable es el Cr6+
, más soluble y tóxica que el Cr3+
y
con una solubilidad creciente a medida que aumenta el pH. Las especies más frecuentes
de Cr6+
son los cromatos (CrO42-
) y dicromatos (Cr2O72-
), y su adsorción se produce sobre
compuestos inorgánicos en los que predomina la carga variable, sobre todo con
abundancia de radicales hidroxilo, como los oxihidróxidos de Fe y Mn. La presencia de
oxidantes, como MnO2, puede favorecer la oxidación de Cr3+
a Cr6+
. La tasa de oxidación
incrementa a medida que el pH desciende, probablemente por aumentar la solubilidad de
Cr3+
y la concentración de especies más reactivas (Puls et al., 1994). En presencia de
materia orgánica u otros compuestos reductores siempre predomina la forma Cr3+
.
En la mayoría de los suelos naturales, las concentraciones de Cr biodisponible son
muy bajas y, por lo tanto, también es bajo el contenido en plantas, en general inferior a 1
mg kg-1
(en áreas que no dominen rocas básicas ni ultrabásicas), con un valor medio de
0,23 mg kg-1
, que se toma como concentración de referencia. En medios enriquecidos,
sobre todo en ambientes básicos y oxidantes, con predominio de Cr6+
, aumenta la
biodisponibilidad y toxicidad de este metal. En cuanto a las formas estables, hay una
importante diferencia entre los suelos de pH inferior a 4,5, en los que es estable la forma
CrOH2+
, y a valores de pH superiores, en los que la forma Cr2O3 es la de mayor
estabilidad, la menos móvil y menos biodisponible.
La concentración media de Cr en los suelos gallegos es de 80 mg kg-1
, aunque
generalmente es inferior a 50 mg kg-1
cuando el material de partida es de corteza
continental; sin embargo, cuando la corteza es de tipo oceánico, pueden aparecer
importantes anomalías de concentración, llegando a valores superiores a 200 mg kg-1
en
rocas básicas. En suelos derivados de rocas esquistosas y pizarras pueden encontrarse
valores de hasta 100 mg kg-1
, lo que pone de manifiesto la influencia de la corteza
oceánica en su constitución. Por ello, el NGRL del Cr en suelos de Galicia se ha fijado
en 80 mg kg-1
, con importantes excepciones litológicas (85, 90, 240 y 11.000 mg kg-1
para suelos sobre pizarras, calizas, rocas básicas y ultrabásicas, respectivamente).
Capítulo I: Introducción
74
Las áreas de mayor concentración de Cr se encuentran asociadas a
actividades antrópicas, como las zonas mineras (canteras, áridos, etc.) de rocas
ultrabásicas y básicas, y áreas de utilización industrial del metal entre las que destacan las
actividades relacionadas con la metalurgia, en cromados, colorantes, pinturas...
En lo que respecta a las emisiones atmosféricas de Cr por las plantas
cementeras en Europa, se estima que en el año 2000 estas industrias emitieron cerca de
700 Tm (Pacyna et al., 2007).
I.3.3. Suelos contaminados en zonas agrícolas
I.3.3.1. Suelos de pradera de A Pastoriza contaminados con metales pesados
En Galicia, las praderas ocupan una gran extensión, superando las 430.000 ha
(IGE, 2012). Éstas son utilizadas principalmente para la alimentación del ganado vacuno.
Las granjas son manejadas de manera intensiva, empleando fertilizantes
inorgánicos y purín de vacuno para aumentar la producción de pastos. Esta práctica
implica riesgos acumulación de metales pesados (Sager, 2007; Moral et al., 1994; Jia et
al., 2010; Dong et al., 2011; Zhang et al., 2012b), que pueden llegar a las plantas y a la
cadena alimentaria (Sun et al., 2010).
En el interior de la provincia de Lugo, en la Comarca da Terra Chá, se halla el
municipio de A Pastoriza. El sector agropecuario es la base económica del mismo, y en la
actualidad, destaca la ganadería bovina destinada a la producción láctea y cárnica. Se
contabilizan unas 20.000 reses (la mayoría de ganado vacuno), cifras que convierten a la
cabaña ganadera de este municipio en una de las más importantes de la provincia de Lugo
(http://www.concelloapastoriza.es/).
Los suelos de pradera de esta zona han sido ampliamente estudiados por Seco-
Reigosa et al. (2015), en cuyo trabajo se analizó el contenido total de metales pesados y
su distribución en dichos suelos, en los cuales se aplicaron purines de ganado y
fertilizantes inorgánicos, y se compararon con los niveles obtenidos en suelos forestales
de la misma zona, con el fin de distinguir entre su origen litológico o antropogénico.
Los resultados obtenidos reflejaron que en los suelos de pastos, las altas
concentraciones encontradas de metales pesados como As, Cu, Fe y Ni están más
relacionadas con el material de partida y con suelos desarrollados en pizarras, que con la
aplicación de purines y fertilizantes inorgánicos. Sólo Cr y Mn mostraron en algunos
casos niveles más altos de lo habitual para este tipo de suelos, aunque la fertilización de
no pareció ser la causa, ya que los suelos forestales presentaron concentraciones
similares.
Capítulo I: Introducción
75
En cambio, los niveles de Zn en algunos suelos de pradera podrían tener
relación con la aplicación de purines, puesto que fueron significativamente mayores a
los de bosque desarrollados en el mismo material de partida. De todas formas, todos los
suelos analizados mostraron niveles de metales pesados más bajos que los establecidos
en la actual normativa para la aplicación de lodos de depuradora.
Aún así, teniendo en cuenta que los niveles de metales pesados detectados en
estos suelos, es importante destacar que para disminuir los riesgos de contaminación del
suelo y el agua, así como la transferencia a la cadena alimentaria, sería necesario llevar a
cabo una determinación periódica de las concentraciones de metales pesados en suelos
con alta concentración de metales pesados de origen natural y con agricultura intensiva,
lo que podría mejorar la regulación de aplicación de purín y fertilizantes inorgánicos al
suelo.
I.3.3.2. Suelos de viñedo en Galicia contaminados por Cu
Una importante parte de la superficie terrestre está dedicada a la agricultura,
siendo en el caso de la vid de aproximadamente 3,4 millones de ha. El 45% de la
superficie global dedicada al viñedo se concentra en Europa, donde esta actividad genera
anualmente unos 4.500 millones de euros (European Commission, 2006).
El valor de la producción del sector del vino en nuestro país ascendió a más de
2.140 millones de euros en el año 2013. Según datos de registro vitícola, la superficie de
viñedo asciende a más de 957.000 ha. Del total de la superficie nacional, el 85%
corresponde a zonas potencialmente aptas para la elaboración de vinos DO y el 8% IGP
(http://www.magrama.gob.es/).
En las últimas décadas, los suelos dedicados al cultivo de la vid han sufrido un
proceso de contaminación debido a la acumulación de Cu como resultado del uso
intensivo de fungicidas con base cúprica, e.g. el Caldo Bordelés (una mezcla de cal
hidratada y sulfato de Cu, Ca(OH2)+CuSO4) desde finales del siglo XIX, más
recientemente el oxicloruro de cobre (CuCl2*3Cu(OH)2), y fungicidas orgánicos con Cu
en su formulación, para luchar contra enfermedades fúngicas, en especial contra el mildiu
de la vid (Plasmopara vitícola).
Los valores de Cu en los suelos son más elevados de lo habitual en el entorno de
los valles fluviales donde los ríos contribuyen a una alta humedad relativa en los viñedos
que ocupan los suelos de las laderas, lo que da lugar a unas mejores condiciones
ambientales para el desarrollo de los hongos patógenos de la vid.
Capítulo I: Introducción
76
En estos suelos es frecuente encontrar niveles de Cu total superiores a los 100
mg kg-1
. Una concentración por encima de dicho valor puede influir negativamente en el
crecimiento de determinadas especies vegetales y provocar una cierta degradación de las
funciones del suelo (la calidad biológica de los suelos es notablemente disminuida debido
a un fuerte efecto sobre la acción microbiana), por lo que suele ser considerado como un
umbral medio para la toxicidad de las plantas (Fernández-Calviño et al., 2008, 2009).
Así, se han encontrado altas concentraciones de este metal en suelos dedicados al
cultivo de la vid por todo el mundo, y principalmente en Europa: en Francia (Flores
Vélez et al., 1996; Brun et al., 2001, Parat et al., 2002; Chaignon et al., 2003), República
Checa (Komárek et al., 2008), Portugal (Magalhães et al., 1985), Italia (Deluisa et al.,
1996; Toselli et al., 2009) y Grecia (Vavoulidou et al., 2005), continente australiano
(Pietrzak y McPhail, 2004) y continente americano (Mirlean et al., 2007).
En Galicia, se han detectado también elevados niveles de Cu en suelos de viñedo
(Arias et al., 2004; Nóvoa-Muñoz et al., 2007; Fernández-Calviño et al., 2008; Gómez-
Armesto et al., 2015), sobre todo en suelos correspondientes a la DO Ribeiro (Rodríguez-
Lovelle et al., 1991). En estos suelos se han encontrado niveles de Cu próximos a 500
mg kg-1
(Arias et al., 2004; Nóvoa-Muñoz et al., 2007).
Es importante destacar que una elevada fracción de este metal es retenida por la
materia orgánica del suelo (Arias et al., 2007), lo cual ocurre particularmente en suelos
ácidos (Alva et al., 2000). Algunos estudios sobre las fracciones de Cu en suelos de
viñedo ácidos han reflejado que más del 50% es orgánico y que esta proporción excede
los niveles que se encuentran en los viñedos no tratados (Fernández-Calviño et al.,
2008a).
En los suelos contaminados por Cu, éste se acumula en la parte más superficial,
debido a que es poco móvil (Pietrzak y McPhail, 2004) y a la presencia de material
edáfico capaz de inmovilizarlo (Komárek et al., 2008), por lo que el establecimiento de
plantas jóvenes de vid u otros cultivos de enraizamiento poco profundo se pueden ver
afectados. Como consecuencia, esta acumulación puede desencadenar graves problemas
medioambientales y repercutir negativamente en la calidad de los suelos agrícolas. El
problema aumenta en suelos agrícolas con un contenido de materia orgánica bajo, una
textura arenosa y sometidos a una elevada pluviosidad, ya que puede ser lixiviado en
profundidad facilitando su acceso a las superficiales y subterráneas, con la consiguiente
contaminación.
El hecho de que los viñedos se localicen frecuentemente en suelos poco profundos
y pendientes pronunciadas (ya que de esta forma una mayor exposición a la luz del sol
favorece la maduración de las uvas) y la distribución peculiar de las plantas de vid (con
una alta proporción de suelo sin vegetación durante largos períodos de tiempo), dan lugar
a suelos fácilmente erosionables (Ramos y Martínez-Casasnovas, 2004).
Capítulo I: Introducción
77
Esto favorece la difusión y depósito de sedimentos ricos en Cu a las zonas
circundantes a través del agua de escorrentía, pudiendo alcanzar las aguas subterráneas,
ríos, lagunas y lagos (Ribolzi et al., 2002). Esta es una cuestión preocupante, debido a
que los suelos de viñedo son considerados como los suelos agrícolas más erosionables
(Kosmas et al., 1997), y la movilidad y el transporte de partículas con Cu puede generar
problemas medioambientales en zonas de laderas.
Por otro lado, el potencial efecto fitotóxico del Cu es mucho mayor en suelos
donde el metal tiene un origen antrópico en relación a suelos en los que su origen es
natural, dado que su presencia en las fracciones más móviles es mayor en los primeros
(Fernández-Calviño et al., 2009). Por ello, estas altas concentraciones de Cu y su
mayor movilidad en suelos de viñedo pueden condicionar la implantación del cultivo,
que a su vez evitaría que se produzca erosión (Blavet et al., 2009; Ruíz-Colmenero et al.,
2001), lo cual es fundamental para el mantenimiento de una producción sostenible en
suelos con fuertes pendientes (como en el caso de Galicia).
Además, la acumulación de Cu en el suelo puede producir un estrés oxidativo en
las hojas de la vid (Miotto et al., 2014), efectos negativos en los organismos del suelo
(Paoletti et al., 1998), y cambios en las comunidades microbianas del suelo (Díaz-Raviña
et al., 2007),
Durante las últimas décadas, los suelos europeos dedicados a viñedos situados en
pendientes se han ido abandonando progresivamente debido a cambios sociales y
económicos. La pérdida de suelo por erosión, como resultado de cambios en el uso de la
tierra, ha hecho que aumente la preocupación por este tema (Dunjó et al., 2003; Martínez-
Casasnovas y Ramos, 2006; Koulouri y Giourga, 2007).
En la presente Tesis se ha empleado un suelo de viñedo situado en O Ribeiro, que
ha sido contaminado con Cu durante décadas mediante la aplicación de fungicidas de
base cúprica. A dicho suelo se le añadieron diferentes dosis de corteza de pino, para
evaluar su potencial uso como bioadsorbente de Cu en suelos y su influencia el desarrollo
de una especie forrajera, el ryegrass (Lolium perenne) mediante experimentos en macetas.
Capítulo I: Introducción
78
I.4. La corteza de Pinus pinaster como bioadsorbente de metales
pesados
En este apartado, describiremos detalladamente las características de la corteza de
pino y su posible aplicación como bioadsorbente de bajo coste de metales pesados en
suelos contaminados.
I.4.1. Situación de la superficie forestal actual
Se estima que mundialmente existen aproximadamente 4.000 millones de ha de
bosque, que cubren el 31% de las tierras emergidas. La superficie forestal está distribuida
desigualmente, ya que sólo seis países albergan más del 60% de la misma: Rusia, China,
Estados Unidos, Canadá y Brasil (según datos de la Evaluación de los Recursos
Forestales Mundiales realizada por FAO en 2010).
En lo que respecta a la Unión Europea, la superficie ocupada por bosques es de
179,4 millones de ha, lo que supone casi el 40% de su superficie total. En el caso de
España, cuenta con 27,7 millones de ha de superficie forestal, que representan el
54,8% del territorio total (Fig. 1.16), lo que la sitúa en el segundo lugar de la UE por
detrás de Suecia, y el cuarto en cuanto a superficie forestal respecto a superficie nacional,
solamente superada por Suecia (69%), Finlandia (69%) y Eslovenia (63%) (Ministerio de
Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente, 2014). Del total de la superficie forestal, el
40% (que supone más de 11 millones de ha), se encuentra en zonas protegidas.
Fig. 1.16. Superficie forestal en la Unión Europea.
Fuente: Diagnóstico del Sector Forestal Español, Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio
Ambiente, 2014.
Capítulo I: Introducción
79
Además, España presenta la tercera mayor extensión de superficie forestal
arbolada (esto es, la porción de suelo poblada con especies forestales arbóreas
principalmente y cuya fracción de cubierta es igual o superior al 10%) de la UE, con 18,4
millones de ha, lo que equivale al 36,3% del territorio nacional, en las que predominan
las coníferas (principalmente pinos) (Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio
Ambiente, 2014).
Si segmentamos la superficie forestal española por Comunidades Autónomas,
obtenemos que Galicia cuenta con un importante porcentaje de la superficie forestal (un
8%) (Fig. 1.17). Es la séptima Comunidad con más superficie arbolada, con un total de
1.454.298 ha, y la sexta con mayor superficie forestal, con 2.040.754 ha (Ministerio de
Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente, 2014).
Fig. 1.17. Superficie forestal por Comunidades Autónomas.
Fuente: “Curso de tecnología de la madera y productos forestales. Situación forestal en España”.
Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente, 2014.
Expresando el porcentaje de superficie forestal arbolada respecto del total
provincial, obtenemos la Fig. 1.18, en donde se observa que las provincias con mayor
superficie forestal arbolada son A Coruña, Vizcaya, Guipúzcoa, Girona, Barcelona,
Cáceres y Huelva.
En lo que respecta al consumo de madera, es importante destacar que a nivel
mundial, el volumen total de madera en los bosques es de unos 386.000 millones de m3,
con aproximadamente 1.900 millones de m3 de consumo de madera cada año (FAO,
2002). Además, la FAO (2013) indica que se espera que el consumo anual de madera se
incremente hasta 3.000 millones de m3 en 2050.
Capítulo I: Introducción
80
En cuanto a las estadísticas de producción de corteza, éstas son escasas, y se
estiman generalmente de forma indirecta a partir de la producción total de madera en
rollo (sabiendo el porcentaje en volumen que constituye la corteza). Se estima que se
producen aproximadamente unos 200 millones de m3 de corteza a nivel mundial (FAO,
2011).
Fig. 1.18. Relación entre superficie arbolada y superficie total provincial. Fuente: Anuario de Estadística Forestal. Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente, 2011.
I.4.2. Distribución del pino Pinus pinaster
La superficie terrestre mundial ocupada por el pino marítimo (Pinus pinaster Ait.)
se estima en torno a 4,4 millones de ha, de las cuales 4,2 millones se localizan en su área
de distribución natural, que comprende la región del Mediterráneo occidental y la zona
atlántica del suroeste de Europa: España, Portugal, Francia, Marruecos, Italia, Turquía,
Grecia y Túnez (Sanz et al., 2006; Ruano et al., 2009; FAO 2013). Además, es la especie
más representativa del oeste de la Península Ibérica (Fig. 1.19) (Blanco et al., 1997).
Capítulo I: Introducción
81
En España, de los 27,7 millones de ha ocupados por bosques, P. pinaster
representa el 20% de las existencias totales (151 millones de m3) (Ministerio de
Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente, 2011). Esto quiere decir que se trata de
una de las especies forestales más ampliamente distribuidas en nuestro país (Arrabal et
al., 2011), cubriendo más de un millón de ha, de las cuales más de la mitad corresponden
a repoblaciones (Ruano et al., 2009).
Fig. 1.19. Principal área de distribución natural de la especie P. pinaster.
Fuente: “Aplicacións industriais da madeira de piñeiro pinaster". Sanz et al., 2006.
Tabla 1.10. Existencias en volumen con corteza de las 10 especies principales en los bosques españoles.
Fuente: “Anuario de Estadística Forestal 2011”, Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio
Ambiente.
Especie forestal Existencias (m3)
Pinus pinaster 151.002.431,98
Pinus sylvestris 142.673.048,10
Eucalyptus spp. 87.568.633,48
Pinus halepensis 76.552.975,92
Fagus sylvatica 76.210.004,80
Pinus nigra 71.704.063,77
Quercus ilex 69.052.483,77
Pinus radiata 52.803.805,62
Quercus pyrenaica y Quercus pubescens 51.828.649,48
Quercus robur y Quercus petraea 48.598.094,42
Capítulo I: Introducción
82
Considerando las principales especies de bosques españoles, observamos que 10
de ellas son las más representativas en cuanto a volumen maderable (entre todas ellas
representan el 81% del total) (Tabla 1.10). Destaca la especie P. pinaster, objeto del
presente estudio, con 151.002.431,98 m3 de existencias, seguido por P. sylvestris y
Eucalyptus spp., con 142.673.048,10 m3
y 87.568.633,48 m3 respectivamente.
Si dividimos la superficie forestal de España por especies de árboles (Fig. 1.20),
obtenemos de nuevo que la especie más abundante es P. pinaster (Fig. 1.21) con un
20,2%, seguido de P. halepensis con un 15,9% y P. sylvestris con un 12,4% (Ministerio
de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente, 2014).
Fig. 1.20. Superficie forestal por especies en España.
Fuente: “Curso de tecnología de la madera y productos forestales. Situación forestal en España” Acuña
Rello, J.L., Agencia Española de Cooperación Internacional para el Desarrollo. Ministerio de Asuntos
Exteriores y Cooperación, 2007.
En Galicia, concretamente, el 40% de las masas de árboles son monoespecíficas
de pino, con claro predominio de P. pinaster (esta especie cubre más de 390.000 ha, i.e.,
un 28% de la superficie de bosque), y, en menor presencia, P. radiata y P. sylvestris
(Consellería de Agricultura, Ganadería e Montes, Xunta de Galicia, 1992).
Según el Tercer Inventario Nacional Forestal, se registran en Galicia un total de
168.133.407 pies menores y 190.663.034 pies mayores de P. pinaster; siendo
considerados pies menores los que tienen un diámetro normal entre 2,5-7,4 cm y más de
1,30 m de altura, y pies mayores aquellos que presentan un diámetro normal superior o
igual a 7,5 cm (Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente, 2007).
Capítulo I: Introducción
83
La provincia con más ejemplares es A Coruña, seguida por Ourense, Pontevedra,
y, en último lugar, Lugo (Fig. 1.22).
Fig. 1.21. Pinar gallego, especie Pinus pinaster.
Fuente: http://www.campogalego.com/
Fig. 1.22. Pies menores y pies mayores de ejemplares Pinus pinaster en Galicia por provincias.
Fuente: Tercer Inventario Forestal Nacional, Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente,
2007.
Las maderas producidas en Galicia son, por orden de importancia según su
volumen, el Pinus pinaster (pino marítimo), Eucalyptus globulus (eucalipto), Pinus
radiata (pino insigne o pino de California), Alnus glutinosa (aliso), Betula pendula
(abedul), Castanea sativa (castaño) y Pinus sylvestris (pino silvestre o pino rojo)
(Consellería de Agricultura, Ganadería e Montes, Xunta de Galicia, 1992).
Por tanto, la industria maderera se centra principalmente en la transformación de
la madera de pino, lo que supone el 82% de las actividades dentro de este sector
(Vignote-Peña y Martínez-Rojas, 2006).
Capítulo I: Introducción
84
I.4.3. Características de la corteza. Potencial como bioadsorbente de la
corteza de Pinus pinaster
La corteza es considerada normalmente como un desecho del procesamiento de la
madera, y su eliminación es a menudo un problema debido al volumen generado por esta
industria. Por ello, actualmente se está llevando a cabo una intensa investigación para
desarrollar nuevas opciones de reutilización de este residuo.
Este material puede emplearse como una forma de generación de energía por
incineración u otros procesos termoquímicos (e.g., por pirólisis) o para compostaje, así
como para la producción de otros materiales y productos químicos por extracción de la
parte soluble o por modificación química (Şen et al., 2015). Las principales posibilidades
de utilización de la corteza se resumen en la Fig. 1.23.
Fig. 1.23. Principales usos de la corteza. Fuente: Şen et al., 2015.
Por otro lado, algunos materiales con alto contenido en lignina y celulosa,
componentes propios de la corteza (Tabla 1.11), han sido estudiados como
bioadsorbentes en la eliminación de metales y metaloides de aguas contaminadas y
residuales, ya que los grupos polihidroxi-polifenoles presentes en los taninos y la lignina
tienen un alto potencial de capacidad de adsorción mediante el intercambio iónico y la
formación de complejos (Randall et al., 1974; Bailey et al., 1999; Vázquez et al., 1994).
Estos materiales bioadsorbentes pueden inmovilizar metales pesados presentes en
sistemas contaminados, lo cual es esencial para mantener la sostenibilidad ambiental, ya
que al no ser biodegradables, pueden entrar en la cadena alimentaria y acumularse en los
organismos vivos. Este es un tema de gran importancia, debido a que la contaminación
del agua por metales pesados se produce, como ya hemos dicho, en numerosas industrias
(minería y procesamiento de minerales, producción de hierro y acero, industrias del
metal, fábricas de pintura, etc.) mediante sus efluentes (Gaballah y Kilbertus, 1998).
CORTEZA
Compostaje
Obtención de materiales y/o
productos químicos (ej. bioaceites)
Adsorción
Obtención de energía (ej.
incineración)
Capítulo I: Introducción
85
Los tratamientos tradicionales que se aplican sobre efluentes industriales para la
eliminación de metales pesados incluyen la precipitación, la filtración por membrana, la
electrólisis, la coagulación, la flotación, la adsorción mediante intercambio iónico con
resinas y la adsorción mediante carbón activo. La precipitación no es tan efectiva como la
adsorción, y da lugar a un problema mayor (después de este proceso se deben tratar
grandes volúmenes de lodos), y los tratamientos mediante resinas y carbón activo son
efectivos para la eliminación de metales, pero son caros. Por tanto, la bioadsorción es
una opción interesante, altamente eficiente y de bajo coste. Los bioadsorbentes
generalmente requieren pocos o ningún tratamiento previo y son abundantes en la
naturaleza como materiales de desecho o subproductos (Bailey et al., 1999; Saka et al.,
2012; Şen et al., 2015, Kumar Jain et al., 2016). También tienen ventajas sobre los
sistemas de tratamiento basados en biomasa viva (por ejemplo, la fitorremediación o los
tratamientos microbianos), ya que no es necesario el aporte de nutrientes o el
mantenimiento de poblaciones microbianas, y permiten la recuperación de los metales
pesados (Park et al., 2011). Sin embargo, la capacidad de retención de metales por el
bioadsorbente va a depender de factores como la naturaleza de éste, el pH, el tiempo de
contacto, el tamaño de partícula y la concentración del metal en cuestión (Kumar Jain et
al., 2016).
En diversos estudios se han utilizado algunos residuos orgánicos como
bioadsorbentes para el tratamiento de suelos y aguas contaminados con metales
pesados. Así, anteriormente se han empleado algas (Kratochvil et al., 1998), serrín de
haya -en el que se demostró que el porcentaje de adsorción disminuye con el aumento de
la concentración inicial de cromo (Acar y Malkoc, 2004)-, orujo de oliva -con el que se
obtuvo que los grupos carboxílicos y fenólicos son los principales centros activos
involucrados en la eliminación de metales (Pagnanelli et al., 2003; Malkoc et al., 2006)-,
cáscara de naranja con nanopartículas de Fe2O3 (Gupta y Nayak, 2012), residuos de la
fabricación de cerveza (Šillerová et al., 2013), concha de mejillón y residuos forestales -
con los que se obtuvo que la concha aumentó la retención de As en suelos forestales y
viñedos, mientras que la ceniza de pino retuvo este metal en aguas residuales (Seco-
Reigosa et al., 2013a; Fernández-Pazos et al., 2013)-, así como la concha de mejillón
también permitió eliminar Cu, Cd, Ni y Zn en los primeros cm de una columna de suelo
(Seco-Reigosa et al., 2013b) y otros metales como Hg y As (Ramírez-Pérez et al., 2013),
ceniza de concha de mejillón y otras mezclas de desechos (Fernández-Pazos et al., 2013;
Seco-Reigosa et al., 2013b; Fernández-Calviño et al., 2016), lodos activos (Hammaini
et al., 2007), carbón activo modificado (Gupta et al., 2011; Ghaedi et al., 2015), cáscara
de huevo (Shaheen et al., 2013), corteza de eucalipto -indicado para la eliminación de Cr
(Sarin y Pant, 2006)-, hojas de Achyranthes aspera (malpica, rabo de gato), Hibiscus
rosa-sinensis (hibisco) y Tribulus terrestris (abrojo) (Prameela et al., 2014), cortezas de
madera de varias especies de árboles (Seki et al., 1997), estiércol (Chamon et al., 2005),
y un compost elaborado con una variedad de piensos (Brown et al., 2003, Farrell y Jones,
2010 y Paradelo et al., 2011).
Capítulo I: Introducción
86
El uso de la corteza para la eliminación de metales en medios contaminados tiene
como ventaja su elevada capacidad de adsorción a bajas concentraciones de metales (por
debajo de 100 ppm) (Vázquez et al., 2002). Por otro lado, la recuperación del metal
después de la adsorción puede realizarse fácilmente con el lavado ácido de la corteza
(Horsfall et al., 2006) y a partir del concentrado usando técnicas electrolíticas.
En trabajos previos, además de la corteza, se ha estudiado la capacidad de
adsorción de la madera de diversos árboles, así como de piñas y hojas de pino, y de todos
ellos, la corteza ha sido la que ha mostrado la mayor capacidad de adsorción (Şen et al.,
2015). Por ejemplo, Al-Asheh y Duvnjak (1997) obtuvieron una adsoción para Cd2+
de
9,2, 7,5 y 7,1 µg mg-1
para corteza, piñas y hojas de pino respectivamente. Shin et al.
(2007) compararon la capacidad de adsorción de Cd2+
por la madera y la corteza de
enebro (Juniperus communis) y concluyeron que la corteza posee de 3 a 4 veces una
capacidad de adsorción mayor que la madera de este arbusto. Boving et al. (2008)
estudiaron la capacidad de adsorción de Cu2+
de diversos residuos agrícolas, incluyendo
la corteza de diversos árboles, y demostraron que ésta resultó ser la más efectiva.
En nuestro caso, la corteza de Pinus pinaster, que fue la que empleamos en el
presente trabajo para evaluar su capacidad de adsorción de metales pesados, es un
subproducto muy abundante en Galicia. La madera de este árbol se utiliza para producir
pasta de papel o tableros, para lo cual es necesario extraer la corteza mediante el astillado.
El pino es el árbol conífero con mayor portencial de generación de corteza, la
cual constituye entre un 10-22% del volumen total de la troza (tronco aserrado por los
extremos para poder hacer tablas), según tamaño y especie, y su eliminación puede
suponer un grave problema (FAO, 2002). Sólo en Galicia, se generan
aproximadamente 350.000 Tm/año de corteza de Pinus pinaster (cuatro veces más
que Pinus radiata) (Jerez et al., 2009).
La mayor parte de este residuo se quema para obtener energía, aunque se desecha
una gran cantidad de éste (Iglesias et al., 2010); también se utiliza como medio de cultivo
sin compostaje, lo que puede conllevar algunos problemas, ya que la corteza debe ser
“vieja” para reducir la fitotoxicidad, y deben hacerse algunos ajustes, como añadir N
extra para evitar su inmovilización, ya sea mediante la adición extra de N como una base
para la producción de cultivos o mediante la liberación controlada de un fertilizante
(Raviv et al., 2008).
Capítulo I: Introducción
87
Estudios recientes han demostrado la capacidad de la corteza de pino para
adsorber cationes metálicos (Pb2+
, Cu2+
, Zn2+
, Cd2+
, Ni2+
y Hg2+
) en disoluciones
acuosas (Vázquez et al., 2006; Nehrenheim et al., 2008; Gundogdu et al., 2009; Blázquez
et al., 2011) y aguas residuales industriales (de Vasconcelos y González Beça, 1992).
Gundogdu et al. (2009) estudiaron el potencial de bioadsorción de la corteza de pino para
la eliminación de Pb2+
en disoluciones acuosas, así como los efectos del pH de la
disolución, la concentración inicial de Pb, la temperatura y los iones interferentes
presentes y la desorción. En este estudio se concluyó que la reutilización de este residuo
era factible con una eficiencia del 90,7%.
La composición de la corteza de pino puede variar según una serie de parámetros,
como la especie de la que se trate o las condiciones de crecimiento. Es rica en
compuestos fenólicos (Chupin et al., 2015). Contiene básicamente lignina, celulosa y
taninos. En estudios previos (Bailey et al., 1999; Hashem et al., 2005b, 2006b; Martin-
Dupont et al., 2006; Sud et al., 2008) se ha demostrado que los residuos agrícolas con
alto contenido en celulosa son un material importante para la bioadsorción de metales en
disoluciones acuosas.
Los cationes metálicos pueden ser selectivos con determinados componentes de la
corteza, por ejemplo, el Cu2+
suele ir ligado a grupos fenólicos de la lignina y los taninos,
mientras que Pb2+
suele unirse a grupos carboxílicos en polisacáridos (Martin-Dupont et
al., 2006). De todas formas, la lignina, junto con los taninos y pectinas, es considerada la
principal responsable de la adsorción de los metales pesados por la corteza de los árboles
(Martin-Dupont et al., 2006; Şen et al., 2012). Generalmente, el contenido de lignina es
mayor en la corteza de pino que en la corteza de otros árboles como el abeto y el abedul
(Tabla 1.11) (Raviv et al., 2008).
Tabla 1.11. Composición de la corteza de algunos árboles en función de su porcentaje en lignina y
celulosa/hemicelulosa.
Fuente: Raviv et al., 2008.
Material Lignina (%) Celulosa/Hemicelulosa (%)
Pino (Solbraa, 1979) 30-50 20-50
Abeto (Solbraa, 1979) 20-35 45-55
Abedul (Solbraa, 1979) 20 35-40
En vista de ello, la corteza de pino podría ser un interesante bioadsorbente de
bajo coste (además de una forma de reciclaje del residuo), alternativo a las tecnologías
tradicionales empleadas para la eliminación de metales pesados en suelos y aguas
contaminados, principalmente en países con una gran producción forestal como es el caso
de España.
CAPÍTULO II: JUSTIFICACIÓN Y OBJETIVOS
Capítulo II: Justificación y Objetivos
91
CAPÍTULO II: JUSTIFICACIÓN Y OBJETIVOS
En los últimos años, las actividades industriales y agrícolas han aumentado
notablemente la concentración de metales pesados en los suelos, provocando una
pérdida de calidad de los mismos, y llegando a niveles potencialmente tóxicos para las
plantas y los organismos.
Los metales pesados presentes en los suelos sufren procesos de adsorción/
desorción que afectan a su comportamiento geoquímico y su impacto en los sistemas
biológicos. Estos contaminantes no son biodegradables, y cuando están presentes en
suelos y aguas, pueden entrar en la cadena y acumularse en los organismos vivos.
El uso de bioadsorbentes para la inmovilización de metales nos permitiría
incrementar la sustentabilidad ambiental de los suelos, aumentando su capacidad de
adsorción y la eliminación de las aguas de drenaje contaminadas, y además, se le
proporcionaría un valor añadido a un residuo.
En estudios previos se ha demostrado que la corteza de pino es un buen
bioadsorbente de metales pesados en disoluciones acuosas y aguas residuales, por lo
que podría ser una posible alternativa a las técnicas tradicionales para la
eliminación o inmovilización de metales en suelos contaminados. Además, Pinus
pinaster es una de las especies más ampliamente distribuidas en nuestro país, cubriendo
más de un millón de ha, por lo que el uso de la corteza de este árbol sería una forma de
reciclaje de la misma.
Así, los principales objetivos que se trataron de alcanzar, y en los que se centró
el estudio, se describen en los siguientes puntos:
Analizar, de forma general, la capacidad de retención de diversos metales
pesados (Cd, Cu, Ni, Pb y Zn) de un adsorbente natural, la corteza de pino, en
disoluciones acuosas. Esto consistió en una serie de experimentos preliminares con
este subproducto en condiciones controladas (laboratorio): experimentos
discontinuos tipo batch, en reactor de flujo continuo y en columnas, evaluando la
adsorción de metales de forma individual (no competitiva), en sistemas bi y multi
metal (competitiva), la desorción y el transporte de metales.
Caracterizar detalladamente (pH, contenido total C y N, CIC, granulometría...)
distintos tipos de suelos contaminados por metales pesados (suelos forestales y
de pradera próximos a una planta cementera, un suelo de viñedo ácido contaminado
por Cu y un suelo de escombrera de mina), empleando para ello muestras de suelo
superficiales (0-20 cm).
Capítulo II: Justificación y Objetivos
92
El análisis de los suelos en el entorno de la cementera, se llevó a acabo
con la intención de evaluar su posible contaminación por metales pesados y si
podrían tratarse en un futuro con este subproducto de la industria de la madera. Para
ello, se analizó el contenido y la distribución de metales pesados en los suelos a
diferentes profundidades y comparando el diferente uso de la tierra (suelos
forestales y de pradera), además de considerar diferentes orientaciones y distancias
a las instalaciones. Los estudios se centraron en tres metales pesados con un
comportamiento diferente en términos de volatilidad (Hg, Pb y Cr). Se estimaron
además los factores de enriquecimiento de dichos metales en los suelos estudiados,
empleando para ello los contenidos de la litología local.
Evaluar la potencialidad de la corteza de pino, añadida al suelo molida y en
distintas dosis, para la inmovilización de algunos metales pesados (Cd, Cu, Ni, Pb
y Zn) en los suelos de viñedo y escombrera de mina.
En el caso del suelo de viñedo, se evaluó además la influencia de la adición de
la corteza en el desarrollo de una especie forrajera, el ryegrass inglés (Lolium
perenne). Esto tiene importancia a la hora de establecer un cultivo herbáceo en
zonas de alta pendiente dedicadas al cultivo de la vid, impidiendo o
disminuyendo significativamente las pérdidas de suelo por erosión.
La corteza de pino se ha mostrado eficaz en diferentes estudios de
adsorción de metales pesados y, por ello, nos planteamos la hipótesis de que su
aplicación en un suelo con altas concentraciones de Cu podría inmovilizarlo,
disminuyendo así su incorporación a plantas de crecimiento rápido como es el
Lolium perenne. Se ha usado esta especie en el experimento ya que ha sido
recomendada previamente como bioindicador de metales en suelos
contaminados por actividades mineras (Arienzo et al., 2004).
Por otro lado, se evaluó la capacidad de esta planta para absorber el
Cu presente en el suelo, tanto en su parte aérea como radicular, conociendo su
distribución en la planta y la influencia que este residuo tiene en dicha
incorporación.
En el suelo de escombrera de mina de cobre, el cual posee un pH muy ácido y
es muy pobre en materia orgánica, se realizaron diversos experimentos para
estudiar el efecto de la adición de corteza de pino sobre la desorción o
liberación de metales pesados (en reactor de flujo continuo), así como su
fraccionamiento (siguiendo un protocolo de extracción secuencial BCR).
Además, se evaluó la influencia de la adición de diferentes dosis de corteza de
pino, individualmente y combinada con concha de mejillón triturada, en el
desarrollo bacteriano y fúngico en dicho suelo.
Capítulo II: Justificación y Objetivos
93
Contribuir al avance en la recuperación de suelos degradados e incrementar la
calidad de las aguas superficiales y subterráneas como una nueva vía de
valorización para este subproducto.
El aporte de esta investigación radica en que la problemática de la
contaminación por metales pesados en suelos y aguas dulces tiene una dimensión
internacional, por lo que los avances que se puedan lograr, podrían ser extensibles a
otras zonas del mundo.
CAPÍTULO III
Capítulo III
97
CAPÍTULO III: EVALUACIÓN LITOLÓGICA Y DEL USO DE SUELOS
CONTAMINADOS POR METALES PESADOS EN EL ENTORNO DE UNA PLANTA
CEMENTERA EN OURAL
III.1. Introducción
En este estudio, se ha tratado de evaluar la posible incidencia de las emisiones de
una planta cementera en Oural (Lugo), en los niveles de algunos metales pesados (Hg, Pb
y Cr) en los suelos próximos a la misma, teniendo en cuenta factores como las
contribuciones debidas a la litología local o el uso del suelo (pradera y forestal), y
analizándolos a diferentes distancias (a menos de 1, entre 1 y 3, y entre 3 y 5 km) de las
instalaciones.
Como ya hemos dicho, en el proceso de elaboración de cemento son emitidos a la
atmósfera numerosos contaminantes, incluyendo metales pesados (Conesa et al., 2008;
Schuhmacher et al., 2009; Rovira et al., 2011), debido fundamentalmente a la quema de
combustibles fósiles (carbón, petróleo, fuel) a las elevadas temperaturas (1.200-1.500ºC)
a las que se produce la mezcla de las materias primas en los hornos, aunque también
existen otras posibles causas, como el empleo de combustibles alternativos a los
combustibles tradicionales y el uso de residuos o subproductos industriales como
aditivos.
Estos metales pueden encontrarse en el producto final (cemento), ser retenidos en
los sistemas de reducción de las emisiones o a ser emitidos a la atmósfera. Estos últimos
pueden dispersarse, alcanzando la superficie terrestre, donde tienden a acumularse en los
suelos y en la vegetación.
III.2. Área de estudio
La zona del presente estudio se encuentra en la localidad lucense de Oural (42° 43'
3,72" N, 7° 26' 55,61" W), perteneciente al ayuntamiento de Sarria (Fig. 3.1). Sarria es
una extensa y fértil comarca de casi 1.000 km2. Ocupa una posición central en la mitad
sur de la provincia de Lugo, y se encuentra a 31 km de la capital. Limita al norte con los
municipios de O Páramo y Láncara, al este con el de Samos y al oeste con Paradela y,
finalmente, al sur con O Incio.
La instalación está ubicada en un paisaje rural, lejos de otras industrias y
carreteras principales, predominando las formas suaves (con pequeñas elevaciones entre
450 y 750 m sobre el nivel del mar), cubierto por pastos y pequeños bosques de tipo
atlántico (caducifolios) dispersos, compuestos principalmente por robles, y algunos
castaños y abedules.
Capítulo III
98
Estructuralmente, el área estudiada pertenece al anticlinal tumbado de
Mondoñedo-Lugo-Sarria (Domo de Lugo) (Matte, 1968) y la parte SW (Galicia Media-
Tras os Montes) forma parte del anticlinorio "Ollo de Sapo". Ambas estructuras fueron
originadas en la primera fase de deformación hercínica, siendo afectadas posteriormente
por pliegues de gran radio de curvatura y plano axial vertical (Capdevila, 1969).
Fig. 3.1. Zona de estudio (Sarria).
Desde el punto de vista paleogeográfico, se encuentran materiales paleozoicos y
precámbricos.
En la geología del área de estudio predominan diferentes tipos de esquistos
(esquistos micáceos y esquistos de pizarra) que pertenecen a la Serie Villalba (Parga y
Las Vegas, 1972), una formación precámbrica. También encontramos cuarcitas y gneises.
Mientras que en el oeste y el noroeste de la cementera predominan los granitos de dos
micas, en el sur encontramos algunas bandas de materiales metamórficos que pertenecen
a la Serie Cándana, que consiste en cuarcitas, diferentes tipos de pizarras, areniscas y una
banda estrecha de ampelitas. Por último, existen pequeñas zonas de sedimentos terciarios
y sedimentos pertenecientes al Holoceno diseminadas por todo el territorio (Fig. 3.2).
Más detalladamente, los materiales (base geológica) que podemos encontrar en el
área estudiada son fundamentalmente rocas metamórficas, las cuales se tomaron como
muestra para el análisis del material de partida (Fig 3.2):
Capítulo III
99
Pizarras y esquistos: Constituidos por cuarzo, albita, moscovita, clorita, biotita y
en ocasiones estaurolita, turmalina, granate y minerales opacos.
Areniscas: Formadas por clastos de cuarzo y feldespato de tamaño medio y fino.
Cuarcitas blancas y grises: Constituidas fundamentalmente por cuarzo, y en
ocasiones, biotita, moscovita, plagioclasa y feldespato.
Gneises (o neises) anfibólicos: Presentan una textura esquistosa. Se componen de
cuarzo, plagioclasa, biotita, anfíbol, apatito, granate... (Instituto Geológico y
Minero de España, Mapa Geológico de Sarria).
Fig. 3.2. Mapa geológico del área de estudio cercana a la planta cementera de Oural. La ubicación de las
muestras de suelo se observan emparejadas forestal-pradera (cuadros rojos) y roca (R). Los círculos
concéntricos de trazos discontinuos representan de forma aproximada las tres distancias estudiadas (< 1 km,
1-3 km y 3-5 km).
Granitos
Pizarras micáceas y esquistosas
Cuarcitas
Sedimentos terciarios
Pizarras
Pizarras de Candana
Pizarras de transición
Sedimientos fluviales
Ampelitas (pizarra blanda)
Pizarras y areniscas
Cementera
Capítulo III
100
En el relieve del municipio, se distinguen tres unidades bien diferenciadas:
Penillanura, que ocupa el centro y oeste y se encuentra entre 500 y 700 m de
altitud. Está formada por materiales graníticos.
Zona montañosa, situada al oeste, alcanza los 800 m de altitud en el monte de O
Páramo, situado al NW, o en Santa Mariña con 764 m situado al sureste. Estas
zonas montañosas constituyen el límite occidental del municipio.
El valle o Veiga de Sarria, que es una depresión de origen tectónico, formada por
materiales fértiles terciarios, situada al norte-NE del municipio, y sus cotas oscilan
entre los 400 y los 500 m.
El clima de la zona es oceánico, con algunas características continentales, con una
temperatura media anual de 11,2°C, y una media de precipitaciones 1.010 mm al año.
III.3. Material y métodos
III.3.1. Toma de muestras
Previamente al muestreo, se realizó un trabajo de gabinete en el que se localizaron
los puntos a muestrear en el entorno de la localidad de Oural (Lugo) (Fig. 3.3 y 3.4).
Mediante la aplicación Google maps (Fig. 3.5a y b), se identificaron los posibles
puntos de toma de muestra, teniendo en cuenta la distancia a la cementera y que las
parcelas de boque caducifolio y pradería fueran adyacentes.
Adicionalmente, la toma de muestras de suelos se diseñó conforme a que ésta
estuviese a menos de 1 km, entre 1 y 3 km y entre 3 y 5 km de distancia de la cementera,
tanto hacia el NE (siguiendo la dirección de los vientos dominantes) como hacia el SW
(en contra de los vientos dominantes).
En cada una de las direcciones (NE y SW) y distancias a la cementera, se
seleccionaron 3 lugares (A, B y C) en cada uno de los cuales se tomaron muestras de
suelo forestal y de suelo de pradera. El total de muestras recogidas fueron 18 suelos
forestales y 18 suelos de pradera (Fig. 3.5a y b).
Capítulo III
101
Fig. 3.3. Imagen correspondiente a la situación de la cementera objeto de estudio (Oural).
Fuente: Google Earth.
Fig. 3.4. Zona de estudio, cementera de Oural.
102
El muestreo del suelo en cada punto fue realizado hasta una profundidad de 20
cm. En cada una de las parcelas de bosque caducifolio se localizó un perfil
representativo donde se tomaron muestras de todo el horizonte orgánico (horizonte O)
o, si era posible, muestras de los subhorizontes Oi (hojarasca menos descompuesta) y
(Oe + Oa) (hojarasca más descompuesta, de color más oscuro), mientras que en los
horizontes minerales, las muestras de suelo fueron recogidas a los siguientes intervalos
de profundidad: 0-5, 5-10 y 10-20 cm, correspondiendo en todos los casos a un
horizonte Ah, de color oscuro y rico en materia orgánica (el subíndice h denota una
acumulación iluvial de materia orgánica) (Fig. 3.6). Para ello, se seleccionó un área
representativa y se excavó una zanja de 1 m de lado hasta 30 cm de profundidad con
una pala.
Fig. 3.5a. Distribución las zonas pradera-bosque vinculadas al muestreo de suelos (cuadrados rojos) en
los alrededores de la planta cementera de Oural. Los círculos concéntricos de trazos discontinuos
representan las tres distancias evaluadas en el estudio (1 km, 1-3 y 3-5 km).
Fuente: Google Earth.
Cementera
Fig. 3.5b. Imagen correspondiente a la toma de muestras en el entorno de la cementera a menos de 1, 3 y 5 km y en las direcciones NE y SW. Fuente: Google Earth.
Cementera
104
En cada parcela de pradera se procedió de la misma forma, pero tomando 3
submuestras de suelo para cada una de las profundidades antes citadas (0-5, 5-10 y 10-
20 cm) que posteriormente fueron mezcladas para obtener una muestra compuesta para
cada profundidad (Fig. 3.7). Las muestras de los suelos de praderas correspondieron
mayoritariamente a un horizonte mineral Ap (el subíndice p nos indica que ha sufrido
laboreo, del inglés plow=arado). No obstante, en algunos casos también se incorporó
material de horizontes más pobres en materia orgánica (transición AB) cuando se trata
de las capas más profundas (10-20 cm).
Con la finalidad de evitar la contaminación del suelo durante el muestreo, se
emplearon guantes de plástico, y en el caso de los suelos de pradera, la parte en contacto
con el material de muestreo se excluyó en el momento de preparación de las muetsras
compuestas.
A continuación, todas las muestras de suelo fueron almacenadas en bolsas a 4ºC
y transportadas al laboratorio para su análisis.
Fig. 3.6. Imágenes del muestreo de suelos de bosque caducifolio próximos a la cementera de Oural.
Capítulo III
105
Fig. 3.7. Imágenes del muestreo de suelos de pradera próximos a la cementera de Oural.
Además de suelo, con el fin de obtener información sobre la composición
geoquímica de fondo de la zona, en algunos lugares de toma de muestra se recogieron
fragmentos de la litología local (pizarras, esquistos, cuarcitas y gneises) en el fondo de
la zanja, los cuales fueron empaquetados y transportados al laboratorio (Fig. 3.8).
Ya en el laboratorio, las muestras de roca se lavaron abundantemente con agua
destilada y se secaron en un horno durante 48 horas a 45ºC. Una vez identificadas, las
muestras de roca se seleccionaron teniendo en cuenta que fueran lo más representativas
posible con respecto a la litología del área de estudio, así como a las diferentes
distancias a la cementera. Esta selección estaba compuesta por 5 muestras de cuarcita y
22 muestras de esquisto (incluyendo algunas muestras de gneis y pizarra).
Capítulo III
106
Fig. 3.8. Imágenes de algunas de las muestras de la litología local, recogida en muestreo de suelos
próximos a la cementera de Oural.
III.3.2. Análisis de los suelos próximos a la cementera: caracterización
general y análisis de los metales pesados
Previamente a su análisis, las muestras de suelo fueron secadas al aire (20ºC) y
tamizadas, haciéndolas pasar a través de un tamiz con una malla de 2 mm de luz,
desechando la fracción de mayor tamaño. Las muestras de roca, como dijimos, fueron
lavadas con agua destilada para retirar restos de suelo y posteriormente secadas en
estufa.
III.3.2.1. Determinación del pH
El pH es una de las propiedades más relevantes del suelo, ya que de él dependen
las propiedades físicas de los suelos, y también influye de forma notable en sus
propiedades químicas y biológicas.
El pH en agua de las muestras de suelo se determinó mediante el método
propuesto por Guitián y Carballas (1976). Este método consiste en la determinación
potenciométrica de la concentración de H+
presentes en una suspensión de suelo en
agua, los cuales no están retenidos por el complejo de cambio, y se mantuvieron en
contacto con el suelo el tiempo suficiente para alcanzar el equilibrio.
Capítulo III
107
Para ello, se empleó una relación suelo:agua de 1:2,5, excepto para los
horizontes orgánicos en las muestras de bosque caducifolio, en los que se empleó una
proporción de 1:5. La suspensión se agitó manualmente varias veces durante un periodo
de 10 minutos, tras el cual se procedió a su medición mediante un electrodo de vidrio
(pH-metro Crison, España).
Para la determinación del pH en KCl, también se empleó el método descrito por
Guitián y Carballas (1976). En él se refleja la acidez intercambiable o potencial del
suelo a través de la adición de una disolución acuosa de una sal neutra, el KCl. Se
añadió KCl 0,1 N a la muestra, con una relación suelo:disolución idéntica a la del pH en
agua (1:2,5 para los horizontes minerales y 1:5 para los orgánicos). Al añadir una
disolución de KCl a la muestra, todos los cationes adsorbidos son desplazados a la
disolución del suelo, y su lugar es ocupado por iones K+. Si los cationes ácidos (H
+ y
Al+3
) son abundantes, inducirán un descenso perceptible de pH al pasar a la fase líquida
del suelo (i.e., el K+ actúa desplazando los cationes acidificantes retenidos por el
complejo de cambio). En este caso, deberán transcurrir 2 horas de contacto entre el
suelo y la disolución antes de la medida del pH.
III.3.2.2. Determinación del carbono y nitrógeno totales
Previamente a la determinación de los contenidos totales de C y N, tanto las
muestras de suelo como de roca fueron finamente molidas en un molino de mortero de
ágata (Molino RM 200, RETSCH, ITC, España).
La concentración de estos dos elementos fue determinada empleando un
analizador Elemental Flash serie ThermoFinnigan 1112 Series NC Soil Analyzer.
A partir de los resultados de C y N obtenidos, se calculó la relación C/N,
parámetro relacionado con la mineralización potencial de la materia orgánica del suelo.
Además, se estimó la materia orgánica de los suelos a partir del C orgánico, empleando
el Factor de Van Bemmelen.
III.3.2.3. Caracterización del Complejo de Intercambio Catiónico (CIC).
Suma de cationes básicos intercambiables (SB)
La Capacidad de Intercambio Catiónico (CIC) es la capacidad que tiene un suelo
para retener y liberar cationes gracias a su contenido en coloides (con carga neta
negativa). De manera general, la caracterización del complejo de intercambio catiónico
en los suelos se lleva a cabo mediante la estimación de los cationes básicos (Na, K, Ca y
Mg) y los acídicos intercambiables (Al).
Capítulo III
108
Los cationes básicos intercambiables se determinaron mediante una extracción
con NH4Cl 1M, siguiendo el protocolo de Peech et al. (1947). Con este método, se
pretende desplazar los cationes básicos con el ión amonio.
A 2 g de muestra de suelo se le añadieron 10 mL de NH4Cl 1M, agitando la
suspensión manualmente para que todo el suelo quede en contacto con la disolución.
Posteriormente, la suspensión permaneció en contacto 14 horas, para filtrarla
posteriormente a través de papel lavado al ácido, y añadir 30 mL más de NH4Cl 1M,
realizando así un lavado del recipiente que contenía la suspensión (procurando arrastrar
todo el suelo del bote al filtro).
Por último, en el sobrenadante, se midieron Na y K por espectrofotometría de
emisión atómica de llama (EEA), y Ca y Mg por espectrofotometría de absorción
atómica de llama (EAA), empleando el equipo Thermo Elemental Solaar M5
spectrometer (EEUU). Para la determinación de Ca y Mg se añadió previamente óxido
de lantano (La2O3) para eliminar las interferencias. Dado que la disolución utilizada no
está tamponada, la extracción de estos cationes se realiza a un pH próximo al del suelo.
La suma de los cationes básicos (Ca2+
, Mg2+
, Na+ y K
+) desplazados por el NH4Cl
constituye la suma de bases (SB). Se hicieron réplicas de hasta un 10% de las muestras,
procurando que fueran lo más representativas posible.
En cuanto a los cationes acídicos intercambiables (Al), su extracción se realiza
tomando 8 g de suelo, a los que se añaden 40 mL de una disolución de KCl 1M (Bertsch
y Bloom, 1996). La suspensión se agitó durante 30 minutos, y posteriormente se filtró
con papel lavado al ácido sobre botes de tapa roja. En el sobrenadante, se midió
finalmente el Al intercambiable mediante espectrofotometría de absorción atómica de
llama.
La capacidad de intercambio catiónico efectiva (CICe) (determinada mediante
disoluciones salinas con pH neutro y semejante al del suelo), se estimó con la suma de
los cationes básicos extraídos con NH4Cl y del Al extraído con KCl.
III.3.2.4. Determinación de la textura del suelo. Granulometría.
Mediante el análisis granulométrico se pretendió conocer la distribución en
porcentaje de las partículas inorgánicas del suelo de viñedo empleado, según su tamaño:
arenas, limos y arcillas. El método consiste en separar las partículas por tamizado para
las fracciones mayores de 50 µm (arena fina y gruesa), y por la velocidad de
sedimentación para aquellas menores de dicho tamaño (limo grueso, limo fino y
arcillas).
Capítulo III
109
Por otro lado, la textura de un suelo viene determinada por la proporción en la
que se encuentran las partículas de los intervalos de tamaño anteriormente descritos,
siguiendo un diagrama textural triangular.
Para determinar la granulometría del suelo, se pesaron 20 g de dicho suelo seco
y tamizado (<2 mm) en un bote de plástico de boca ancha, iniciando a continuación el
proceso de eliminación de la materia orgánica mediante el empleo de peróxido de H
(H2O2). Inicialmente, se añadieron unos mL de H2O2 al 6%, evitando que exista una
reacción muy fuerte que facilite la pérdida de suelo. Transcurridos 2 o 3 días, se
aumentó la concentración de H2O2 hasta el 30%, para acelerar el proceso. Fue necesario
tener precaución con el uso del H2O2 para evitar la pérdida de suelo.
Una vez considerado que la materia orgánica ya está completamente oxidada, se
añadieron 50 mL de HCl 1 M, cuya función es la de disolver los compuestos de Fe y Al
que contribuyen a la agregación del suelo. Se dejó actuar durante 20 minutos, agitando
la suspensión de vez en cuando.
A continuación, se transfirió la suspensión a un embudo con papel de filtro, y se
lavó con agua destilada hasta obtener una respuesta negativa al test de AgNO3,
indicando la ausencia de cloruros.
Tras esta fase, el suelo en el papel de filtro fue pasado con mucho cuidado a una
botella de plástico de 1 L sin que se excedan los 500 mL de volumen en el proceso, y se
le añadieron 20 mL de Calgón, un dispersante compuesto por polifosfato de sodio y
carbonato de sodio. La suspensión se agitó durante unas 2 horas.
Una vez finalizado el proceso de dispersión, se procedió a tamizar en húmedo el
contenido de la botella, ayudándonos de dos tamices, uno de 0,2 mm de luz de malla y
otro de 0,05 mm de luz de malla, lo que nos permitió separar la fracción arena gruesa
(AG) que incluye las partículas entre 2 y 0,2 mm, de la arena fina (AF), que agrupa las
partículas entre 0,2 y 0,05 mm. El material que quedó en ambos tamices tras el tamizado
se pasó a cápsulas de aluminio que se secaron a 110 ºC durante 24 h, determinando su
peso una vez transcurrido este tiempo en una balanza analítica.
El resto del material, de tamaño inferior a 0,05 mm, se vertió en una probeta de
plástico de 1 L de volumen, y se homogenizó durante unos segundos con la ayuda de un
agitador. Tras esta etapa de homogenización, se tomaron alícuotas de 20 mL con una
pipeta Robinson a tres tiempos diferentes, lo que permite la posterior diferenciación en
tamaños en base a la Ley de Stokes.
Capítulo III
110
a T= 0 que incluye las fracciones Limo grueso (LG)+Limo fino (LF)+arcilla
(ARC),
a T= 4 min 48 s que incluye las fracciones Limo fino (LF)+arcilla (ARC),
a T= 8 h que incluye únicamente la fracción arcilla (ARC).
Como ya hemos mencionado, el limo grueso (LG) agrupa las partículas de
tamaño comprendido entre 0,05 y 0,02 mm, mientras que el limo fino (LF) reúne las
partículas entre 0,02 y 0,002 mm de tamaño. Finalmente, la arcilla (ARC) es la fracción
que constituyen las partículas de tamaño inferior a 0,002 mm. Las alícuotas tomadas a
cada tiempo fueron recogidas en crisoles y posteriormente secadas a 110 ºC durante 24
h, determinando su peso una vez transcurrido este tiempo en una balanza analítica.
III.3.2.5. Determinación del contenido total de metales pesados: Hg, Pb y Cr
Previamente a la determinación de los contenidos totales de metales pesados,
tanto las muestras de suelos como de rocas fueron finamente molidas en un molino de
mortero de ágata (Molino RM 200, RETSCH, ITC, España).
El contenido total de Hg en suelos y rocas fue determinado por espectroscopía
de absorción atómica después de la combustión térmica, mediante un autoanalizador de
Hg Nippon-MA 2000 (Japón).
La masa de suelo/roca empleada para el análisis de Hg varió de 50 a 200 mg, y
todos los análisis se llevaron a cabo por duplicado, y se repitieron siempre que el
coeficiente de variación superara el 10%. Los detalles relativos a la calibración, la
detección límite y el rango de trabajo han sido descritos anteriormente por Peña-
Rodríguez et al. (2014).
Como control de calidad, se emplearon materiales de referencia estándar NIST-
1547 (hojas de melocotonero, 31±7 ng g-1
de Hg), NCS MESS-3 (sedimentos de
estuarios, 91±9 ng g-1
de Hg), NCS DC 87101 (suelo, 14±5 ng g-1
de Hg) y NCS DC
73323 (suelo, 290±30 ng g-1
de Hg), los cuales fueron medidos al comienzo de cada
serie de análisis, y se repitieron de nuevo cada 10 muestras medidas.
El analizador de Hg fue recalibrado en los casos en los que la desviación de los
valores de Hg en los materiales estándar estuvo por encima del 5%, para a continuación,
volver a analizar las muestras de suelo/roca desde los últimos valores satisfactorios.
Todos los valores de Hg obtenidos se expresaron referidos a la muestra en peso seco
(105ºC).
Capítulo III
111
Los niveles totales de Pb y Cr en las muestras de suelo/roca fueron determinados
en las muestras molidas mediante un analizador EMMA-XRF de fluorescencia de rayos
X (Cheburkin y Shotyk 1996). Se utilizó el mismo procedimiento para determinar
contenido total de Ti, un elemento no influenciado significativamente por fuentes
atmosféricas, cualidad que nos será útil para los cálculos posteriores. El analizador se
calibró empleando algunos materiales de referencia: NIST, BCR, USGS y CCRM.
Las muestras de suelo y roca se midieron de nuevo por duplicado, y las muestras
de material estándar se midieron cada veinte muestras. Todas las muestras replicaron
con una variación menor al 5%. Los límites de detección (rangos de calibración) fueron:
7 (0,2 a 600 mg kg-1
) de Pb, 10 (5-352 mg kg-1
) para Cr, y 3 (3-1.500 mg kg-1
) para el
Ti.
Los factores de enriquecimiento (FE) de Hg, Pb y Cr, se calcularon a través de la
ecuación (Ec. 3.1), usando el Ti como un elemento que no está significativamente
influenciado por las fuentes atmosféricas (Hissler y Probst, 2006).
FE = ([M]/[Ti])suelo/([M]/[Ti])lit Ec. 3.1
donde ([M]/[Ti])suelo es la relación de las concentraciones para cada uno de los
metales pesados estudiados (Hg, Pb y Cr) y Ti en cada muestra de suelo, y ([M]/[Ti])lit
es la relación media de las concentraciones de cada uno de los metales pesados en la
litología local. Los corchetes indican que se trata de concentraciones en mg kg-1
(para
Ti, Pb y Cr) y µg kg-1
(para el Hg).
III.3.3. Análisis estadístico
Los test estadísticos realizados en este estudio se llevaron a cabo con el
programa SPSS, versión 17.0, empleando un valor de corte de la significación de
P=0,05.
Se realizaron dos tipos de test no paramétricos, la prueba H de Kruskal-Wallis y
el test de Wilcoxon. El primero de ellos se empleó para estimar si el tipo de suelo, la
distancia a la cementera y la profundidad fueron factores influyentes en los valores
obtenidos, tanto en la caracterización general, como en la concentración de los metales
pesados en los suelos. Por otro lado, el test de Wilcoxon se utilizó para comparar
la mediana de dos muestras relacionadas y determinar si existían diferencias entre ellas.
Este test se utiliza como alternativa a la prueba t de Student cuando no se puede suponer
la normalidad de dichas muestras. En nuestro caso, se empleó para realizar una
comparativa de los valores obtenidos según la diferente orientación, y evaluar la posible
influencia de este factor.
Capítulo III
112
III.4. Resultados y discusión
Aunque se tomó muestra y se caracterizaron los horizontes orgánicos (incluso
subhorizontes Oi y Oe+Oa) en cada una de las parcelas de bosque caducifolio para
comprobar el aporte de metales pesados a través de la hojarasca, se muestran solamente
los horizontes minerales de estos suelos, para poder compararlos más fácilmente con los
de pradera.
III.4.1. Caracterización general de los suelos
En la Tabla 3.1 se muestran los resultados obtenidos en la caracterización
general de las muestras de suelo de bosque y pradería a las diferentes distancias de la
planta cementera y para las dos orientaciones estudiadas (NE y SW), diferenciando los
tipos de horizontes (orgánicos y minerales) y profundidades (0-5, 5-10 y 10-20 cm).
El test de Wilcoxon indicó que la orientación no mostró diferencias
significativas (P>0,05) para la mayoría de las características estudiadas en dichos
suelos.
III.4.1.1. pH en agua y KCl
Tanto los suelos de bosque y como los de pradera situados cerca de la cementera
(<1 km) fueron ligeramente ácidos, con un valor medio de pH en agua entre 6,1 y 6,4.
A mayores distancias (1-3 y 3-5 km), se encontró que los suelos tenían un pH más bajo,
con valores medios de 4,7 a 5,2 (según la clasificación de Porta et al. (2003), se trata de
suelos moderadamente ácidos) (Tabla 3.1). En todos los casos, los cambios de pH a
diferentes profundidades fueron prácticamente despreciables, excepto en los horizontes
orgánicos de los suelos forestales, en los que encontramos los valores más reducidos.
No se encontraron diferencias significativas en los valores de pH en agua en
relación con el uso del suelo (observando los horizontes minerales). Además, según los
datos obtenidos en el test de Wilcoxon, no existen diferencias significativas en el pH de
los suelos con respecto a la orientación (NE o SW).
En cambio, según el test no paramétrico de Kruskal-Wallis, sí existen
diferencias significativas (p<0,05) en el pH de ambos tipos de suelos con respecto a
la distancia a la cementera.
En los suelos analizados, el pH en KCl fue menor que en agua, lo que denota un
predominio de carga negativa en el suelo (Tabla 3.1). Los test estadísticos realizados
reflejaron que, al igual que el pH en agua, existen diferencias significativas en el pH de
Capítulo III
113
ambos tipos de suelos (forestal y pradera) con respecto a la distancia a la cementera,
pero no con respecto a la orientación, el uso del suelo y la profundidad de muestreo.
Los bajos valores de pH observados en los suelos estudiados próximos a la
cementera fueron concordantes con los obtenidos por otros autores en suelos de pradera
y forestales de hoja caduca en la zona atlántica del suroeste europeo, encontrándose
entre 5,3-5,7 y 4,6-5,1 para suelos de pasto y de bosque respectivamente (López-
Mosquera et al., 2005, Franco-Uría et al., 2009, Seco-Reigosa et al., 2015, Álvarez et
al., 2002 y 2008, y Eimil-Fraga et al., 2015).
Esta acidez del suelo se atribuye a la pobreza de minerales resistentes al desgaste
debido a los agentes atmosféricos en la litología local, así como el clima húmedo de la
zona, que provoca una intensa lixiviación de cationes (Macías et al., 1982). Algunos
valores más elevados de lo habitual (por encima de 6,0) observados en dos suelos de
pradera y bosque cercanos a la cementera (a menos de 1 km) pueden ser consecuencia
de la propagación del polvo rico en Ca durante la obtención, trituración y transporte de
piedra caliza empleada para la producción de clínker.
III.4.1.2. Niveles de carbono y nitrógeno totales
Los valores medios correspondientes al contenido total de C orgánico
disminuyeron con la profundidad del suelo, oscilando entre 67-83 y 53-56 g kg-1
en
los primeros cm (0-5 cm) para los suelos forestales y praderas, respectivamente. El N
total también mostró una tendencia similar a disminuir con la profundidad tanto en
los suelos de pastos como en los forestales, con los valores medios más bajos entre 2,4-
3,5 g kg-1
en la capa de suelo 10 a 20 cm (Tabla 3.1).
El contenido total de C orgánico fue mayor en suelos forestales que en los de
pradería debido a la aportación de la hojarasca. En cambio, no hubo diferencias
significativas en la concentración total de N en ambos tipos de suelo, lo cual podría
estar relacionado con la aplicación de purín de vacuno a los suelos de pradera, con el fin
de cubrir las necesidades de N para suelos cultivados, que se encuentra en el orden de
30-60 kg N ha-1
para pastos de forraje (López-Mosquera et al., 2005).
A partir de los datos obtenidos de C y N, se determinó la relación C/N. Ésta nos
permite inferir la actividad biológica del medio, ya que es indicativa de la evolución de
la materia orgánica en el suelo (mineralización). Así, si el valor de C/N para la materia
orgánica de un suelo es bajo, ello supone que los componentes predominantes son
ácidos húmicos y/o huminas. Si, al contrario, son altos o muy altos, implicaría que los
componentes predominantes son ácidos fúlvicos y/o materia orgánica escasamente
humificada. A modo orientativo, para los ácidos fúlvicos C/N>15, los ácidos húmicos se
sitúan en 10<C/N<15, y las huminas en valores inferiores a 10.
Capítulo III
114
En nuestro caso, la relación C/N en los horizontes orgánicos de los suelos de
bosque caducifolio fue notablemente más elevada que en los horizontes minerales de
bosque y pradera, fundamentalmente en el subhorizonte Oi (el de hojarasca menos
descompuesta), alcanzando valores entre 30,1 (valor máximo en el punto de muestreo
perteneciente al subhorizonte Oi a 5 km de la cementera y orientación SW) y 23,6 (que
corresponde al punto a menos de 1 km del foco de emisión y orientación NE, Tabla
Suplementaria S3.1). Esto es indicativo de un notable contenido de C orgánico en
dichos horizontes, y que predomina la materia orgánica poco descompuesta. En el
subhorizonte (Oe+Oa) desciende ligeramente la concentración de C, y por tanto,
disminuye también la relación C/N.
En los horizontes minerales, correspondientes a horizontes A, tanto de bosque
como de pradería, los valores entre los que se encuentra la relación C/N varían entre
14,5 y 9,6, (excepto en uno de los suelos de bosque, a menos de 1 km de la cementera y
con orientación NE, donde en su capa más superficial, se alcanza un valor de 23,6), Así,
podemos decir que en general, predominan los ácidos húmicos. Esta relación desciende
paulatinamente con la profundidad, alcanzando los valores más bajos en el rango 10-20
cm, al igual que sucedía con el contenido total de C y N.
Por otro lado, el contenido en materia orgánica (MO) de un suelo puede ser
estimado multiplicando la concentración del carbono orgánico por un factor constante
(Factor de Van Bemmelen) basado en el porcentaje promedio de carbono (C) en la
materia orgánica. Dicho factor, cuyo valor estimado es 1,724, asume que la materia
orgánica del suelo contiene un 58% de C orgánico (Carrasco, 1984).
Por lo tanto, la materia orgánica ha sido calculada mediante la ecuación (Ec.
3.2):
MO = C * 1,724 Ec. 3.2
Como se observa en la Tabla S1, lógicamente los valores más altos de materia
orgánica se encontraron el horizonte O de los suelos forestales, y en los primeros cm del
horizonte A.
Según el test de Kruskal-Wallis, existen diferencias significativas (p<0,05)
tanto en el porcentaje de C y N, como en la relación C/N y el contenido en materia
orgánica de ambos tipos de suelos (forestal y pradera) con respecto a la profundidad
del muestreo, pero no considerando la distancia a la cementera.
Para los suelos forestales, se encontró que la orientación fue un factor influyente
en la relación C/N, particularmente en los subhorizontes (Oe + Oa).
Capítulo III
115
III.4.1.3. Capacidad de intercambio catiónico efectiva (CICe)
La CIC expresa el número de moles de iones de carga positivos adsorbidos que
pueden ser intercambiados por unidad de masa. En unidades del Sistema Internacional
(SI) se expresa en centimoles de carga positiva por kg (cmol(+) kg-1
o bien cmolc kg-1
).
También se emplea como unidad el meq/100g (miligramos equivalentes de hidrógeno
por 100 g de suelo). El valor numérico es el mismo con ambas unidades (Porta et al.,
2003).
A distancias inferiores a 1 km, los valores medios de CICe fueron más altos en
los suelos forestales (23-33 cmolc kg-1
) que en los de pradera (15-20 cmolc kg-1
) (Tabla
3.1), en cambio, a mayores distancias, fue similar para ambos usos del suelo. Los
valores más elevados de CICe se dieron, por lo general, en los horizontes orgánicos de
los suelos forestales, fundamentalmente en el subhorizonte Oi.
En todos los casos, los valores de CICe disminuyeron considerablemente con
la profundidad del suelo, hasta alcanzar las concentraciones más bajas en la capa de
10-20 cm (Tabla 3.1). Los cationes básicos, especialmente el Ca, predominaron en los
sitios de cambio de los coloides del suelo.
La SB y la CICe para los suelos ubicados a menos de 1 km de la cementera
fueron muy similares (Tabla 3.1). Para las demás distancias (1-3 y 3-5 km), el Al
intercambiable supuso un porcentaje de sitios intercambiables cerca del 10-40%
(porcentaje de saturación de Al, SAl), aumentando con la distancia a la planta
cementera (Tabla 3.1).
Según los test estadísticos realizados, la CIC fue un parámetro claramente
influenciado por la distancia a la cementera y la profundidad en los dos tipos de
suelos analizados, tanto forestales como de pradera (Tabla 3.1). En cambio, los valores
obtenidos no presentaron diferencias significativas con respecto a la orientación.
En los suelos de pradera y bosque a menos de 1 km de la cementera, se observan
valores más altos en la suma de cationes básicos (SB) y en la CICe que para las demas
distancias, lo cual puede ser consecuencia de la propagación del polvo con Ca durante la
obtención de la piedra caliza. A medida que nos distanciamos del foco de emisión, estos
valores van disminuyendo, alcanzando valores muy similares a los obtenidos en otros
estudios para suelos de pradera (6,2-29,8 cmolc kg-1
) y forestales (2,3-12,2 cmolc kg-1
)
en el NW de España (Álvarez et al., 2002, Eimil-Fraga et al., 2015 y Seco-Reigosa et
al., 2015).
Capítulo III
116
III.4.1.4. Análisis granulométrico
En lo que respecta a la distribución de tamaños de partículas en los suelos
seleccionados próximos a la cementera, podemos destacar que dominó la fracción de
arena (60% en promedio), seguido por la fracción de arcilla (28%) y la fracción de limo
(12%), resultando la textura franco-arcillo-arenosa predominante (71% de las
muestras) (Fig. 3.9).
Fig. 3.9. Textura de los suelos de bosque y pradera analizados en los alrededores de la planta cementera
de Oural.
Arc
illa
(%)
Arena (%)
Tabla 3.1. Valor medio y desviación estándar (entre paréntesis) de diferentes propiedades de los suelos analizados (de pradera y forestales) en el entorno de la cementera de
Oural.
Uso del suelo Orientación Distancia Profundidad (cm) nb pHw
c C N SB
c CICe
c SAl
c
g kg-1
cmolc kg-1
%
Pradera NE+SW < 1km 0–5 6 6,3 (0,6) 56 (21) 5,0 (1,8) 20 (8) 20 (8) 3
5–10 6 6,1 (0,4) 40 (14) 3,9 (1,3) 16 (8) 16 (8) 4
10–20 6 6,2 (0,5) 28 (8) 2,9 (0,7) 15 (8) 15 (7) 8
1–3km 0–5 6 5,2 (0,1) 54 (13) 4,8 (1,2) 11 (4) 11 (4) 5 (2)
5–10 6 5,2 (0,2) 36 (10) 3,4 (1,0) 8 (4) 8 (4) 17 (9)
10–20 6 5,2 (0,3) 28 (13) 2,7 (1,1) 5 (2) 6 (2) 21 (20)
3–5km 0–5 6 5,1 (0,4)a 53 (24)
a 4,5 (1,7) 8 (4) 8 (4) 10 (11)
5–10 6 5,2 (0,3) a
38 (11) a
3,3 (0,8) 4 (2) 5 (2) 22 (13)
10–20 6 5,1 (0,3) a
30 (12) a
2,6 (0,9) 3 (1) 4 (1) 25 (11)
Forestal NE+SW < 1km 0–5 6 6,4 (0,5) 75 (25) 5,7 (1,7) 33 (15) 33 (15) n.d.
5–10 6 6,4 (0,7) 55 (15) 4,6 (1,1) 23 (14) 23 (14) n.d.
10–20 6 6,5 (0,8) 41 (9) 3,5 (0,8) 19 (12) 23 (14) 3
1–3km 0–5 6 4,9 (0,4) 83 (36) 5,8 (2,1) 13 (5) 14 (4) 11 (13)
5–10 6 5,0 (0,4) 43 (15) 3,4 (1,4) 6 (3) 7 (3) 25 (20)
10–20 6 5,1 (0,3) 29 (15) 2,4 (1,0) 4 (2) 6 (1) 29 (19)
3–5km 0–5 6 4,7 (0,4) 67 (29) 5,0 (1,9) 7 (6) 9 (6) 25 (20)
5–10 6 4,8 (0,3) 44 (18) 3,9 (1,4) 3 (0) 5 (1) 36 (11)
10–20 6 4,9 (0,2) 31 (13) 2,5 (1,2) 3 (1) 4 (1) 34 (10)
n.d.: no determinado. a
Los valores de pHw y C son significativamente diferentes (Test de Wilcoxon, P < 0,05) en los suelos de pradera dependiendo de las orientaciones respecto a la
planta cementera. b n es el número de muestras de suelo en función del uso del suelo, la distancia a la cementera y la profundidad.
c pHw, SB, CICe y SAl son valores de pH medidos en agua destilada, Suma de Bases o cationes básicos (Na, K, Ca, Mg), Capacidad de Intercambio Catiónico
efectiva y porcentaje de saturación de Al en el complejo de intercambio catiónico, respectivamente.
Capítulo III
118
III.4.2. Contenido total de metales pesados (Hg, Pb y Cr) en los suelos y en
la litología local
En la Fig. 3.10 y en la Tabla 3.2 se refleja el promedio del contenido total de
Hg, Pb y Cr, así como de Ti, en la litología (cuarcitas, esquistos, esquistos pizarrosos
y pizarras, y esquistos micáceos) de los suelos de la zona estudiada. Estos datos del
material de partida se emplearon para realizar una comparación con los niveles
obtenidos en los diversos suelos, y evaluar el grado de enriquecimiento.
Fig. 3.10. Contenido total de metales pesados (Hg, Pb, Cr) y Ti en las muestras de roca recogidas como
material de partida en los alrededores de la planta cementera de Oural: cuarcitas (Cuarc), esquistos (Esq),
esquistos pizarrosos y pizarras (Esq-piz) y esquistos micáceos (Esq-mic). Las columnas representan los
valores, y las barras de error muestran la variación estándar.
Hg (
µg k
g-1
)
0
4
8
12
16
20
Quart Schist Sla-Sch Mic-Sch
Pb
(m
g k
g-1
)
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Quart Schist Sla-Sch Mic-Sch
Cr (
mg k
g-1
)
0
25
50
75
100
125
150
Quart Schist Sla-Sch Mic-Sch
Ti
(mg k
g-1
)
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
Quart Schist Sla-Sch Mic-Sch
Cuarc Esq-piz Esq Esq-mic Cuarc Esq-piz Esq Esq-mic
Cuarc Esq-piz Esq Esq-mic Cuarc Esq-piz Esq Esq-mic
Capítulo III
119
Tabla 3.2. Concentración de metales pesados (Hg, Pb y Cr) y Ti en las muestras de roca seleccionadas en
las proximidades de la planta cementera de Oural.
Muestra Orientación Uso
suelo
Distancia
(km)
Litología Hg Pb Cr Ti
μg kg− 1
mg kg− 1
R1 NE Pradería 1–3 Cuarcita 4,8 22,8 99,0 5130
R2 NE Pradería 1–3 Cuarcita 6,9 6,5 113,0 6367
R3 NE Forestal 3–5 Cuarcita <2,0 16,3 59,0 5100
R4 SW Pradería 3–5 Cuarcita 14,6 31,3 112,0 7113
R5 SW Pradería 3–5 Cuarcita 5,3 21,7 88,0 6983
R6 NE Pradería 3–5 Esquisto 3,2 25,0 100,0 5081
R7 NE Pradería 3–5 Esquisto 2,0 29,6 82,0 3792
R8 NE Pradería 1–3 Esq. micáceo 4,3 27,4 128,0 5650
R9 NE Pradería 1–3 Esq. pizarroso 4,5 26,0 116,0 4279
R10 NE Pradería <1 Esq. micáceo 4,3 37,0 102,0 3300
R11 NE Forestal 3–5 Esquisto 2,2 25,6 93,0 4639
R12 NE Forestal 3–5 Esquisto <2,0 30,0 64,0 3882
R13 NE Forestal 3–5 Esquisto 3,1 27,1 97,0 4418
R14 NE Forestal 1–3 Esq. micáceo 12,1 17,1 130,0 6300
R15 NE Forestal 3–5 Gneis 2,5 22,3 44,0 3772
R16 NE Forestal 3–5 Pizarra 3,9 18,6 69,0 5330
R17 SW Pradería 3–5 Esquisto 12,1 24,2 94,0 5794
R18 SW Pradería <1 Esq. pizarroso <2,0 18,0 99,0 3500
R19 SW Pradería 3–5 Pizarra 3,3 2,6 46,0 1422
R20 SW Pradería <1 Esq. pizarroso <2,0 18,0 74,0 3800
R21 SW Pradería <1 Esq. pizarroso 5,7 15,0 111,0 4800
R22 SW Pradería <1 Esq. pizarroso 4,7 9,0 78,0 4400
R23 SW Forestal <1 Esquisto 3,4 26,0 82,0 4400
R24 SW Forestal 3–5 Esquisto 2,0 8,6 33,0 1584
R25 SW Forestal 3–5 Esquisto 7,8 35,6 58,0 2095
R26 SW Forestal 3–5 Esquisto 13,1 20,9 29,0 947
R27 SW Forestal <1 Esq. micáceo <2,0 35,0 115,0 4400
Media 5,7 22,1 85,7 4381
Mediana 4,4 22,8 93,0 4400
Máximo 14,6 37,0 130,0 7113
Mínimo 2,0 2,6 29,0 947
Lím.cuantificación 2.0 1.0 15.0 600
Capítulo III
120
En la Tabla suplementaria 3.1 (S3.1) y en las Fig. 3.11-3.15 se muestran los
resultados obtenidos para el contenido total de cada uno de los tres metales analizados
en los suelos estudiados (Hg, Pb, Cr), junto con el Ti, a las distintas distancias de la
planta cementera (<1, 1-3 y 3-5 km), según el uso del suelo (pradera o bosque
caducifolio) y la orientación (noreste -NE- o suroeste -SW-). Los valores de cada metal
se representaron para las diferentes profundidades a las que se tomó muestra en el suelo
mineral (0-5, 5-10 y 10-20 cm).
Podemos decir que, en vista de los resultados obtenidos, en la mayoría de los
casos, la distancia a la planta cementera no fue un factor influyente en el contenido de
metales pesados en los suelos analizados.
Para el contenido total de Hg (HgT) en el suelo, se encontraron valores medios
entre 10-144 μg kg-1
, siendo significativamente mayores en los suelos forestales que en
los de pradera (Fig. 3.11 y Tabla S1), según se muestra en el test de Wilcoxon (Z=-
5,515; P=0,000). Así, el uso del suelo fue un factor influyente en los valores de HgT
para las tres distancias estudiadas, ya que los suelos de bosque mostraron una mayor
concentración de HgT que los de pradera, sobre todo en la distancia más cercana a
la planta cementera (<1 km), alcanzando valores de hasta 73 μg kg-1
en la capa más
superficial de suelo (Fig. 3.11). Estos resultados son similares a los obtenidos por
Fukuzaki et al. (1986) en suelos forestales y no forestales próximos a una planta
cementera en Japón. Además, es lógico que se obtenga una mayor eficiencia de captura
de Hg atmosférico por las masas arbóreas con respecto a las plantas herbáceas (St.
Louis et al., 2001; Nelson et al., 2008), ya que la cubierta vegetal favorece la deposición
seca de Hg (Zhang et al., 2009).
Por otro lado, en los suelos forestales se encontró que los niveles de HgT
situados en el SW de la planta cementera fueron significativamente mayores que en
NE (test de Wilcoxon, Z=-2,643; P=0,008), mostrando para ambas orientaciones un
rango de 27 a 117 μg kg-1
(Fig. 3.11 y Tabla S1). El hecho de que los suelos con un
mayor contenido en HgT se encuentren en contra de los vientos dominantes (SW),
sugiere que existe una mayor contribución de la deposición seca de Hg en suelos
situados en el SW que en los suelos del NE con respecto a la cementera. Por otra parte,
las diferencias de concentración de HgT entre las dos orientaciones estudiadas fueron
mayores en los suelos forestales más próximos a las instalaciones de la fábrica (<1
km), donde se esperaba una mayor contribución de la deposición de HgT debido a la
proximidad a la fuente de emisión (Rothenberg et al., 2010). Branquinho et al. (2008)
también observaron que existe un mayor impacto debido al polvo producido en la
fabricación de clínker en el intervalo de 200 a 1.000 m de distancia a una planta
cementera.
Capítulo III
121
Estos valores de HgT mostraron una tendencia a disminuir con la profundidad en
los suelos de bosque (χ2=9,951, P=0,007), mientras que en las praderas la concentración
de metales fue bastante homogénea.
Como ocurre en los suelos forestales, los valores medios de HgT que se
detectaron en los suelos de pradería (entre 25-49 μg kg-1
) situados en el SW fueron
significativamente mayores que en NE (test de Wilcoxon, Z=-2,667; P=0,008). Sin
embargo, tanto la distancia a la misma como la profundidad del suelo no fueron factores
influyentes en los valores de HgT para los suelos de pradera en ambas orientaciones.
Se observa además un patrón decreciente en la concentración de HgT con la
profundidad en los suelos forestales, ya que este metal posee una gran afinidad por el
C orgánico (Skyllberg et al., 2006), cuya concentración también disminuye con la
profundidad del suelo (Guedron et al., 2009; Obrist et al., 2011; Richardson et al.,
2013). Por el contrario, prácticas agrícolas frecuentes en los suelos de pradera podrían
justificar las similitudes en el contenido de HgT en las diferentes profundidades.
Finalmente, la caída de restos vegetales senescentes (hojarasca, llamada en inglés
litterfall) contribuye en una mayor acumulación de Hg en suelos forestales en
comparación con los no forestales. Así, la hojarasca proporciona materia orgánica a la
parte más superior del suelo, favoreciendo la retención de este metal y al mismo tiempo,
se considera una de las principales vías para la transferencia de Hg desde la atmósfera
a los ecosistemas terrestres (Demers et al., 2007; Juillerat et al., 2012).
A más de 1 km de la cementera, el contenido de HgT no varió sustancialmente
con la distancia en los suelos estudiados (Fig. 3.11), tal como describieron también
Schuhmacher et al. (2002, 2009) para suelos próximos a una fábrica de cemento en
Cataluña. Sin embargo, debido a la alta volatilidad de este metal, la cual permite su
transporte a través de las masas de aire, no se puede descartar que el Hg se acumule en
los suelos situados a distancias mayores a las evaluadas en este estudio.
Los valores medios de HgT obtenidos en los suelos forestales cercanos a la
cementera de Oural (27-117 µg kg-1
) (Fig. 3.11 y Tabla S1) fueron inferiores a los
encontrados por Fukuzaki et al. (1986) en suelos próximos a una planta cementera en
Japón (170-810 µg kg-1
). Sin embargo, se encuentran en el rango de concentraciones
halladas en horizontes A de suelos forestales en otros países (9-280 µg kg-1
)
desarrollados sobre rocas metamórficas (Nóvoa-Muñoz et al., 2008;. Obrist et al., 2011;
Szopka et al., 2011). En suelos de pradera, los valores de HgT encontrados fueron
similares a los descritos por Rodríguez Martín et al. (2006) en la capa superficial de un
suelo agrícola en el NE de España (36 µg kg-1
), así como por Ottesen et al. (2013) en
suelos de pastoreo en toda Europa (con un valor medio de HgT de 35 µg kg-1
). Algo
superiores fueron los valores medios encontrados en suelos cercanos a dos cementeras
en Cataluña (60-210 µg kg-1
) (Rovira et al., 2011a,b), aunque la falta de datos de Hg en
Capítulo III
122
el material parental del suelo nos impide establecer una relación entre la producción de
cemento y la acumulación de este metal en el mismo.
En nuestro caso, es importante destacar que las concentraciones de HgT
encontradas en los suelos estudiados son considerablemente elevadas en
comparación con la litología local, lo cual es especialmente notable, como ya hemos
dicho, en los suelos forestales, donde los factores de enriquecimiento (FE) alcanzaron
valores de hasta 36 (Tablas 3.3 y S1). Estos resultados tienen cierta importancia, ya que
la acumulación de Hg en suelos es un tema de preocupación ambiental, particularmente
en suelos de pradera, donde la inundación temporal puede favorecer la transformación
del mercurio en metil-Hg, el cual es altamente tóxico.
En lo que respecta al contenido total de Pb (PbT) en los suelos próximos a la
cementera, varió desde el límite de detección (1 mg kg-1
), hasta 41,3 mg kg-1
(Fig. 3.12
y Tabla S1), y el test de Wilcoxon indicó que estos valores fueron significativamente
mayores en los suelos forestales que en los de pradera (Z=-4,155, P=0,000).
Los valores medios de PbT obtenidos en los suelos de pradera estuvieron entre
19,4 y 23,8 mg kg-1
(Fig. 3.12 y Tabla S1). Estos resultados concuerdan con los
encontrados por otros autores (Paz-González et al., 2000; López-Mosquera et al., 2005;
Franco-Uría et al., 2009; Seco-Reigosa et al., 2015) en suelos agrícolas y praderas del
NW español (con una media entre 11,7 y 29,4 mg kg-1
) y en suelos agrícolas del NE
(con un contenido medio de 17,1 mg kg-1
) (Rodríguez Martín et al., 2006).
Para los suelos de bosque, los valores de PbT estuvieron en el rango 20,4-32,9
mg kg-1
, obteniéndose que los situados en el SW de la cementera mostraron mayor
concentración que los localizados en el NE (test de Wicoxon Z=-2,054, P=0,040). Estos
resultados fueron también semejantes a los obtenidos en suelos forestales del NW de
España (13-33 mg kg-1
) (Fernández y Carballeira, 2001; Seco-Reigosa et al., 2015).
Según los tests estadísticos aplicados, la profundidad del suelo y la distancia a
la cementera no fueron factores influyentes en el contenido de PbT tanto en los
suelos de pradera como en los de bosque. La baja tasa de emisión de Pb por la
cementera de Oural, junto con las prácticas agrícolas en los suelos de pradería, ratifica
la ausencia de diferencias significativas respecto al contenido de PbT en los suelos a
diferentes profundidades. Esto contrasta con lo que obtuvieron Al-Khashman y
Shawabkeh (2006), con valores de PbT más elevados a profundidades de 0-10 cm (55
mg kg-1
) que a 10-20 cm (24 mg kg-1
).
Capítulo III
123
Fig. 3.11. Contenido de mercurio en los suelos de pradera (izq.) y bosque (dcha.) en los alrededores de la
planta cementera de Oural, en función de la orientación (NE o SW), distancia a la cementera (< 1 km, 1-3
km, 3-5 km) y profundidad del suelo. Los símbolos representan los valores, mientras que las barras de
error muestran la desviación estándar.
Pradera Forestal
Pro
fun
did
ad
(cm
) P
rofu
nd
idad
(cm
) P
rofu
nd
idad
(cm
)
Capítulo III
124
Los valores de PbT obtenidos en los suelos de este estudio son muy similares a
los observados en otros también próximos a cementeras en Cataluña (valores medios
entre 12-16 mg kg-1
) (Schuhmacher et al., 2002; Rovira et al., 2014), aunque algo
superiores a los encontrados en suelos cercanos a otras plantas cementeras (con rangos
comprendidos entre 51-55 mg kg-1
) (Al-Khashman y Shawabkeh, 2006; Rovira et al.,
2011b; Wang et al., 2014). Según Al-Khashman y Shawabkeh (2006), las altas
concentraciones de PbT en suelos próximos a estas instalaciones se deben a la quema de
combustibles fósiles empleados para calentar los hornos de la cementera.
El que la distancia a la cementera de Oural no sea un factor influyente en el
contenido de PbT en los suelos estudiados concide con los resultados obtenidos por
Schuhmacher et al. (2002), y podría ser atribuido al bajo grado de emisión de este metal
durante la producción de cemento. Sin embargo, la gran capacidad de los árboles para
filtrar las masas de aire podría aumentar la deposición de Pb atmosférico en suelos
forestales, lo que justifica una concentración ligeramente más alta en los suelos de
bosque que en los de pradera (Fig. 3.10). Por otra parte, el Pb es considerado un metal
pesado semivolátil (Conesa et al., 2008), lo que favorece su acumulación en los suelos
próximos a las instalaciones de la fábrica de cemento (Al-Khashman y Shawabkeh,
2006).
De todas formas, los niveles de PbT en estos suelos no son preocupantes, ya que
se encuentran por debajo del rango de 30-100 mg kg-1
definido para la fitotoxicidad
(Hashim et al., 2011), y con un bajo grado de movilidad del metal, debido a su probable
asociación con la materia orgánica (el papel de otros compuestos, como carbonatos o
sulfatos, en la inmovilización del Pb en el suelo es despreciable, ya que apenas están
presentes en el mismo).
Además, estos resultados fueron similares a los encontrados en la litología
local (Fig. 3.10), lo que sugiere que el material de partida del suelo sería la fuente de
este metal, y que la contribución de la planta cementera en lo que respecta al Pb es
prácticamente insignificante. Los niveles de PbT en los suelos que rodean a la cementera
de Oural se encuentran en el rango de los obtenidos por Macías y Calvo (2009) (19-31
mg kg-1
) en suelos desarrollados a partir de materiales de un origen similar en el NW de
España, reforzando la idea de que sea la litología el principal fuente de este metal.
Capítulo III
125
Fig. 3.12. Contenido de plomo en los suelos de pradera (izq.) y bosque (dcha.) en los alrededores de la
planta cementera de Oural, en función de la orientación (NE o SW), distancia a la cementera (< 1 km, 1-3
km, 3-5 km) y profundidad del suelo. Los símbolos representan los valores, mientras que las barras de
error muestran la desviación estándar.
Pradera Forestal P
rofu
nd
ida
d (
cm)
Pro
fun
did
ad
(cm
) P
rofu
nd
idad
(cm
)
Capítulo III
126
Por otro lado, el contenido total de Cr (CrT) en los suelos próximos a la
cementera de Oural alcanzó valores medios en los suelos de pradera de entre 61-119 mg
kg-1
, los cuales no difirieron mucho de los observados en los suelos de bosque (66-120
mg kg-1
) (Fig. 3.13). Además, no mostraron diferencias significativas con respecto a
la profundidad del suelo, siendo bastante uniforme en los perfiles estudiados, tanto de
pradera como forestales (en estos últimos a partir de los 5 cm de profundidad).
Los valores obtenidos para el CrT en los suelos de pradera fueron muy
similares a los obtenidos en otros estudios de suelos agrícolas y praderas en el NW de
España (dentro del rango 40-54 mg kg-1
) (Paz-González et al., 2000; López-Mosquera
et al., 2005; Franco-Uría et al., 2009), e incluso en suelos de pasto desarrollados a partir
de cuarcita en la misma zona, obteniéndose concentraciones entre 39-78 mg kg-1
(Seco-
Reigosa et al., 2015). En nuestro caso, la distancia a la cementera fue un factor
influyente en el contenido de CrT en los suelos de pradera (χ2=30,971, P=0,000), con
concentraciones más altas cuanto más lejos de las instalaciones de la misma.
En lo que respecta al contenido de CrT en los suelos de bosque, las
concentraciones más elevadas se encontraron en las capas más superficiales (0-5
cm) de los suelos situados en el NE y a menos de 1 km de la cementera (Fig. 3.13).
Comparando los resultados obtenidos con otros estudios similares, coinciden con
otros autores que apuntan a que el origen de este metal en praderas y suelos agrícolas
sería litológico (Rodríguez Martín et al., 2006; Franco-Uría et al., 2009). Lo mismo
sucede en zonas boscosas del NW de España, en donde se obtuvieron valores de CrT en
el rango 41-100 mg kg-1
(Fernández y Carballeira, 2001; López-Mosquera et al., 2005;
Seco-Reigosa et al., 2015), relacionando de nuevo el contenido de Cr a la litología
local.
Otros autores hallaron valores de CrT del orden de 10 a 50 mg kg-1
en los
primeros cm en suelos próximos a diferentes cementeras (Schuhmacher et al., 2002,
2009; Al-Khashman y Shawabkeh, 2006; Bermúdez et al., 2010; Rovira et al., 2011a, b,
2014), y concluyeron que parte del mismo podría provenir de fuentes antropogénicas.
Por el contrario, en suelos cercanos a una planta cementera en Nigeria, se encontraron
valores de CrT en torno a 126-399 mg kg-1
, aunque estos suelos no se consideraron
contaminados por el metal, ya que el contenido habitual en los mismos es cercano a 200
mg kg-1
(Asubiojo et al., 1991). Por otro lado, aunque los valores de CrT en nuestros
suelos son cuantitativamente similares a los reportados por Isikli et al. (2003) (con
valores medios entre 66-93 mg kg-1
), en nuestro caso, no hemos encontrado una
disminución de la concentración en los suelos en función de la distancia a las
instalaciones, lo que estos autores atribuyen a un efecto de la contaminación de la
cementera.
Capítulo III
127
Fig. 3.13. Contenido de cromo en los suelos de pradera (izq.) y bosque (dcha.) en los alrededores de la
planta cementera de Oural, en función de la orientación (NE o SW), distancia a la cementera (< 1 km, 1-3
km, 3-5 km) y profundidad del suelo. Los símbolos representan los valores, mientras que las barras de
error muestran la desviación estándar.
Forestal
Pradera Forestal P
rofu
nd
ida
d (
cm)
Pro
fun
did
ad
(cm
) P
rofu
nd
ida
d (
cm)
Capítulo III
128
Así, las concentraciones de CrT encontradas en los suelos estudiados fueron
muy semejantes a las de los fragmentos de roca recogidos en los mismos (Fig. 3.10),
tal como sucedía con el Pb, por lo que el Cr presente en los suelos probablemente
tendría también un origen litológico. En este sentido, este metal puede estar presente en
la composición química de minerales que constituyen a las rocas metamórficas
diseminadas por toda el área de estudio, o isomórficamente sustituyendo al Fe o al Mn.
A pesar de que los niveles de CrT en los suelos cercanos a la planta cementera de
Oural están en el rango (75-100 mg kg-1
) considerado como fitotóxico por Kabata-
Pendias y Pendias (1992), su movilidad biogeoquímica es bastante baja a corto plazo
debido al desgaste al exponerse a la intemperie del material de partida. Esto también nos
hace considerar como extremadamente bajo el riesgo potencial del CrT acumulado en
estos suelos para los seres humanos.
En lo que respecta al Ti, se alcanzaron valores entre 3.800 y 6.700 mg kg-1
en los
suelos estudiados, con los niveles más bajos correspondientes a los suelos de bosque y
pradera localizados a menos de 1 km de la planta cementera (Fig. 3.14 y Tabla S1).
Los valores de fondo geoquímico de los metales pesados y Ti en la litología
local dentro del área de estudio fueron estimados mediante el análisis de 27 muestras de
fragmentos de roca, tratando de ser lo más representativos posible de la litología
dominante, el uso del suelo y las orientaciones y distancias respecto a la fábrica de
cemento (Fig. 3.10). Los valores medios de estos elementos en las muestras de roca se
emplearon para calcular los factores de enriquecimiento (FE) de los suelos (Tabla
3.3). El valor medio de HgT en las muestras de roca fue de 3,6 ng g-1
, mientras que la
concentración media de PbT estuvo entre 3-30 mg kg-1
y el valor medio de CrT resultó
de 93 mg kg-1
(Tabla S1). Finalmente, el Ti presentó un valor medio de 4.400 mg kg-1
,
siendo las cuarcitas las rocas con mayor concentración de este elemento.
Los valores medios correspondientes a los FE de los metales pesados se
muestran en la Tabla 3.3. Para el Hg (HgFE) estuvieron entre 4,5 y 36,0 (Fig. 3.15),
siendo significativamente mayores en suelos forestales que en los de pradera (test de
Wilcoxon, Z=-5,352, P=0,000), y en los suelos situados al SW de la planta cementera en
comparación con los del NE (test de Wilcoxon test de Wilcoxon Z=-2,246, P=0,025 y
Z=-2,883, P=0,004 para suelos de pradera y bosque respectivamente). La distancia a la
cementera fue también un factor de variación para el HgFE en los suelos de bosque
(χ2=16,952, P=0,000), mientras que la profundidad no parece que haya influido en los
FE para este metal.
Capítulo III
129
Fig. 3.14. Contenido de titanio en los suelos de pradera (izq.) y bosque (dcha.) en los alrededores de la
planta cementera de Oural, en función de la orientación (NE o SW), distancia a la cementera (< 1 km, 1-3
km, 3-5 km) y profundidad del suelo. Los símbolos representan los valores, mientras que las barras de
error muestran la desviación estándar.
Ti (mg kg-1
)0 2000 4000 6000 8000
Dep
th (
cm)
0
5
10
15
20
<1 km
0 2000 4000 6000 8000
Dep
th (
cm)
0
5
10
15
20
1-3 km
0 2000 4000 6000 8000
Dep
th (
cm)
0
5
10
15
20
3-5 km
Ti (mg kg-1
)0 2000 4000 6000 8000
0
5
10
15
20
<1 km
0 2000 4000 6000 8000
0
5
10
15
20
1-3 km
0 2000 4000 6000 8000
0
5
10
15
20
3-5 km
NESW
NESW
NESW
NESW
NESW
NESW
Pradera Forestal
Pro
fun
did
ad
(cm
) P
rofu
nd
idad
(cm
) P
rofu
nd
idad
(cm
)
Capítulo III
130
Los HgFE (Fig. 3.15) alcanzaron niveles que son considerados indicativos de un
enriquecimiento significativo (entre 5-20) o bien un alto enriquecimiento (entre 20-40)
(Sutherland, 2000), siendo consistente con el mayor contenido en HgT observado en los
suelos que rodean la planta de cemento de Oural en comparación con la litología local
(Tabla 3.2). Por lo tanto, una fracción significativa de Hg en los suelos estudiados
podría estar relacionada con la actividad de esta fábrica, lo cual no es algo
inesperado, ya que se considera que estas instalaciones son una de las mayores fuentes
antropogénicas de emisión de Hg a la atmósfera (Pirrone et al., 2010). Según Wang et
al. (2014), más del 90% del Hg que entra en la cementera es emitido emitido a la
atmósfera. Este es un tema de preocupación ambiental debido a la potencial toxicidad de
este metal acumulado en los suelos próximos a la planta cementera de Oural. En los
suelos de pradera, donde se producen inundaciones temporales, las condiciones
anaeróbicas podrían favorecer la producción de metil-Hg y su posterior movilización a
través de la cadena alimentaria.
En lo que respecta a los valores de FE del Pb (PbFE) estuvieron entre 0,6 y 1,5
(Tabla S1), lo cual es concordante con la similitud entre los valores de PbT en suelos de
pradera y bosque y los obtenidos para las muestras de roca de diferentes litologías en el
área de estudio, con un rango de 3 a 37 mg kg-1
(Tabla 3.2).
Los valores obtenidos para CrFE tampoco fueron muy relevantes, estando todos
ellos por debajo de 1 (rango 0,5-0,9, Tabla S1). De nuevo, la semejanza entre los
valores de CrT en suelos y rocas se corresponde con los valores de CrFE obtenidos
(Tablas S1 y 3.2).
La interpretación de los FE de metales pesados en estudios medioambientales es
un tema objeto de debate (Reimann y de Caritat, 2005; Sucharovà et al., 2012). Sin
embargo, por lo general se utilizan para discriminar entre los orígenes litogénico o
antropogénico para metales pesados en suelos (Dragovic et al., 2008), o para comparar
su concentración en los suelos con la del material de partida (Hernández et al., 2003).
Los reducidos valores de FE que mostraron Pb y Cr (generalmente inferiores a 2;
Tabla S1), fueron indicativos de un enriquecimiento mínimo (Sutherland, 2000). Estos
resultados eran de esperar, debido a la similitud entre el contenido de PbT y CrT en los
suelos estudiados y en la litología local, lo que sugiere que el material de partida es el
principal origen de ambos metales en los suelos analizados. En este sentido, Zhang y
Liu (2002) también consideran que los valores de FE por debajo de 1,5 derivarían
fundamentalmente de fuentes litológicas.
Además, la falta de diferencias significativas para diferentes profundidades y
usos del suelo en el contenido de PbT y CrT en los suelos estudiados puede explicarse
también con el origen natural de éstos (Figs. 3.12 y 3.13).
Capítulo III
131
Fig. 3.15. Variación de los factores de enriquecimiento (FE) de mercurio (HgFE) en los suelos de pradera
(izq.) y bosque (dcha.) en los alrededores de la planta cementera de Oural, en función de la orientación
(NE o SW), distancia a la cementera (< 1 km, 1-3 km, 3-5 km) y profundidad del suelo. Las columnas
representan los valores, mientras que las barras de error muestran la desviación estándar.
Hg
FE
Hg
FE
Hg
FE
Profundidad Profundidad
Pradera Forestal
Capítulo III
132
Tabla 3.3. Valores medios y variación estándar (entre paréntesis) de los factores de enriquecimiento (FE)
de metales pesados en los suelos forestales y de pradera que rodean a la planta cementera de Oural,
teniendo en cuenta las orientaciones (NE y SW) con respecto a la misma.
Hg-FE Pb-FE Cr-FE
Uso del
suelo
Distancia Profundidad
(cm)
NE SW NE SW NE SW
Pradera <1 km 0-5 10,7 (1,9) 11,4 (1,4) 0,9 (0,17) 1,1 (0,17) 0,7 (0,12) 0,9 (0,12)
5-10 9,5 (1,6) 11,5 (2,0) 0,9 (0,23) 1,0 (0,12) 0,7 (0,06) 0,8 (0,06)
10-20 10,2 (2,4) 10,2 (5,4) 1,0 (0,23) 0,8 (0,06) 0,7 (0,06) 0,8 (0,12)
1-3 km 0-5 7,4 (2,9) 7,7 (0,9) 0,7 (0,06) 0,6 (0,12) 0,6 (0,06) 0,7 (0,12)
5-10 6,2 (1,4) 8,2 (1,3) 0,7 (0,12) 0,6 (0,06) 0,7 (0,06) 0,7 (0,06)
10-20 5,1 (0,8) 8,1 (1,3) 0,6 (0,06) 0,7 (0,06) 0,7 (0,12) 0,7 (0,12)
3-5 km 0-5 4,7 (2,2) 8,4 (1,3) 0,6 (0,06) 0,8 (0,06) 0,9 (0,00) 0,7 (0,12)
5-10 5,3 (2,4) 8,4 (1,3) 0,7 (0,00) 0,8 (0,06) 0,9 (0,12) 0,7 (0,12)
10-20 4,5 (2,3) 8,3 (1,6) 0,7 (0,06) 0,8 (0,06) 0,9 (0,06) 0,7 (0,06)
Forestal <1 km 0-5 17,0 (4,7) 36,0 (7,5) 1,4 (0,29) 1,4 (0,35) 0,8 (0,12) 0,8 (0,12)
5-10 12,3 (1,9) 32,1 (6,6) 1,2 (0,29) 1,5 (0,23) 0,5 (0,12) 0,9 (0,06)
10-20 9,6 (1,8) 27,7 (5,4) 1,0 (0,29) 1,2(0,17) 0,6 (0,12) 0,9 (0,12)
1-3 km 0-5 16,0 (1,4) 12,4 (3,1) 0,7 (0,12) 0,9 (0,12) 0,7 (0,06) 0,6 (0,00)
5-10 12,8 (0,8) 9,0 (1,2) 0,7 (0,06) 0,9 (0,17) 0,8 (0,06) 0,7 (0,06)
10-20 8,8 (1,7) 7,8 (1,2) 0,6 (0,06) 0,7 (0,06) 0,7 (0,06) 0,7 (0,12)
3-5 km 0-5 10,9 (1,0) 14,9 (3,8) 0,7 (0,00) 1,0 (0,06) 0,9 (0,12) 0,7 (0,06)
5-10 7,4 (0,8) 14,3 (2,5) 0,6 (0,06) 1,0 (0,06) 0,8 (0,06) 0,8 (0,12)
10-20 4,6 (1,0) 12,1 (1,3) 0,6( 0,06) 1,0 (0,06) 0,7 (0,06) 0,7 (0,06)
A raíz de los bajos valores encontrados para PbFE y CrFE y la similitud en el
contenido de ambos metales en los suelos y la litología local (Tablas 3.2 y S1, Figs.
3.10, 3.12 y 3.13) nos lleva a descartar una contribución significativa de la planta de
cemento de Oural a la acumulación de Pb y Cr en los suelos cercanos,
contrariamente a lo explicado en estudios similares llevados a cabo en los alrededores
de otras fábricas de cemento (Bermúdez et al., 2010; Wang et al., 2014).
III.5. Conclusiones
A raíz de los resultados obtenidos, se observó que el uso de los niveles de fondo
de los metales presentes en la litología local, así como la consideración de uso del suelo,
resultaron ser factores clave para identificar la existencia de contaminación de Hg, Pb y
Cr en los suelos que rodean a la planta cementera de Oural.
En este sentido, hemos encontrado que el contenido de PbT en los suelos no
puede atribuirse a la actividad de la cementera, ya que se pudo observar un
bajo enriquecimiento en este metal y una similitud entre los valores de Pb en los
suelos y la litología local. Algo similar sucede con los valores obtenidos para
CrT en los suelos analizados y con los FE, por lo que consideramos que no hubo
un gran efecto de contaminación por parte de la cementera en lo que
respecta a estos dos metales.
Capítulo III
133
En cambio, se encontró un enriquecimiento en Hg considerable en los suelos
próximos al foco de emisión, lo cual no se observó en la litología local. Por
tanto, la deposición atmosférica parece ser la principal responsable de la
acumulación observada de este metal, lo cual también es consistente con el
hecho de que exista mayor concentración en los suelos de bosque que en los
de pradera, ya que los árboles atrapan más fácilmente el Hg en las masas de
aire. Aunque el contenido de Hg en el suelo no puede atribuirse totalmente a la
actividad de la planta cementera, la cantidad de este metal encontrada en los
suelos estudiados nos indica que ésta sea la fuente más probable.
En los suelos forestales, la acumulación de Hg en las capas superiores del suelo
es consistente con el hecho de que la atmósfera sea la principal fuente de este
metal, y con la afinidad biogeoquímica entre el Hg y la materia orgánica del
suelo. En cambio, en las praderas, se encontró una similitud en el patrón vertical
de horizontes en los suelos para los tres metales analizados.
El rango de distancias que hemos empleado entre los diferentes puntos de
muestreo del suelo y la cementera (hasta 5 km) no fue suficiente para determinar
su influencia en la contaminación del suelo por metales pesados, y
particularmente en el caso de elementos altamente volátiles como es el Hg. Por
ello, sería recomendable llevar a cabo posteriores estudios para extender el área
analizada hasta varias decenas de km, y así determinar la distancia hasta la cual
la planta cementera tendría influencia en los niveles de HgT del suelo.
Ambientalmente, el riesgo de producción de metil-Hg debido a las inundaciones
en los suelos de las praderas es una gran preocupación, ya que estos suelos son
utilizados para el pastoreo de ganado. Además, debe prestarse atención al
destino del Hg en los suelos forestales, debido a que en la situación actual de
cambio climático, afectaría al volumen de materia orgánica en el suelo. Por
último, la lixiviación potencial del Cr debido a la acidez de los suelos de
praderas y de bosques debería ser evaluado en futuros estudios, analizando los
posibles riesgos relacionados con la movilización de metales en el entorno de la
planta cementera de Oural.
III.6. Material complementario Tabla suplementaria 3.1 (S3.1). Base de datos de las propiedades químicas más importantes, así como los valores totales de Hg, Pb y Cr y sus factores de enriquecimiento
(F.E.) de los suelos estudiados en el entorno de la cementera de Oural.
Muestra Prof.a Uso Dist.b pHw pHk Nc Cc C/N M.O.c Nad Kd Cad Mgd SBd Ald SAlc CICed HgTe PbTf CrTf Tif HgFE PbFE CrFE
NE-1AP1 0-5 Pradera <1 7,22 6,34 0,73 8,24 11,3 14,2 1,4 1,6 25,7 4,6 33,3 <0,17 <0,5 33,5 43,1 19,0 85,3 4400 11,1 0,8 0,9
NE-1BP1 0-5 Pradera <1 6,56 5,42 0,51 6,04 11,8 10,4 1,6 1,4 9,7 3,5 16,2 <0,17 <1,1 16,4 44,0 24,5 43,4 3600 13,8 1,3 0,6
NE-1CP1 0-5 Pradera <1 5,39 4,62 0,45 5,69 12,6 9,8 1,8 0,4 5,7 2,8 10,7 <0,17 <1,6 10,8 29,7 16,0 53,6 4600 7,3 0,7 0,6
NE-1AP2 5-10 Pradera <1 6,38 6,09 0,55 5,56 10,1 9,6 1,7 1,4 22,6 3,6 29,3 <0,17 <0,6 29,4 44,3 22,9 75,3 4900 10,2 0,9 0,7
NE-1BP2 5-10 Pradera <1 6,01 5,07 0,37 3,98 10,8 6,9 1,1 0,7 6,2 1,8 9,8 <0,17 <1,7 9,9 40,7 25,4 54,2 3900 11,8 1,3 0,7
NE-1CP2 5-10 Pradera <1 5,31 4,52 0,37 3,99 10,8 6,9 1,2 0,2 3,8 1,7 6,9 0,26 3,6 7,1 28,6 16,4 60,1 4900 6,6 0,6 0,6
NE-1AP3 10-20 Pradera <1 6,93 6,08 0,35 3,46 9,9 6,0 1,7 1,1 19,8 2,4 25,1 <0,17 <0,7 25,3 44,3 24,4 77,3 4800 10,4 1,0 0,8
NE-1BP3 10-20 Pradera <1 5,93 5,17 0,25 2,35 9,4 4,1 1,7 0,6 8,3 2,6 13,2 <0,17 <1,3 13,4 50,0 26,1 61,7 4000 14,1 1,3 0,7
NE-1CP3 10-20 Pradera <1 5,39 4,50 0,30 2,99 10,0 5,2 1,5 0,2 2,4 1,3 5,4 0,47 8,0 5,9 27,5 16,4 62,6 5200 6,0 0,6 0,6
SW-1AP1 0-5 Pradera <1 6,03 5,42 0,60 6,69 11,2 11,5 1,9 0,8 10,0 4,9 17,6 0,46 2,5 18,1 59,4 20,4 63,1 4700 14,3 0,8 0,6
SW-1BP1 0-5 Pradera <1 6,32 5,84 0,49 5,31 10,8 9,2 1,4 0,9 17,0 6,0 25,4 <0,17 <0,7 25,6 37,3 26,5 84,0 4000 10,5 1,3 1,0
SW-1CP1 0-5 Pradera <1 6,45 5,47 0,19 1,88 9,9 3,2 1,6 0,5 8,1 4,0 14,2 <0,17 <1,2 14,3 34,4 24,6 87,8 4100 9,5 1,2 1,0
SW-1AP2 5-10 Pradera <1 6,23 5,19 0,46 4,93 10,7 8,5 1,5 0,4 8,0 3,4 13,2 <0,17 <1,3 13,4 62,7 20,8 70,4 4600 15,4 0,9 0,7
SW-1BP2 5-10 Pradera <1 6,46 5,89 0,41 3,89 9,5 6,7 1,3 0,8 12,9 5,1 20,1 <0,17 <0,8 20,3 37,5 27,5 77,4 4300 9,8 1,2 0,9
SW-1CP2 5-10 Pradera <1 6,47 5,44 0,17 1,55 9,1 2,7 2,2 0,3 8,1 3,7 14,3 <0,17 <1,2 14,5 36,0 22,6 77,0 4300 9,4 1,0 0,8
SW-1AP3 10-20 Pradera <1 6,12 5,16 0,33 3,51 10,6 6,1 1,5 0,2 6,6 3,5 11,8 <0,17 <1,4 12,0 50,6 18,2 67,7 5100 11,2 0,7 0,6
SW-1BP3 10-20 Pradera <1 6,51 6,04 0,35 3,30 9,4 5,7 2,0 0,7 15,7 5,2 23,7 <0,17 <0,7 23,8 39,8 20,0 75,1 4400 10,2 0,9 0,8
SW-1CP3 10-20 Pradera <1 6,39 5,68 0,16 1,40 8,8 2,4 1,9 0,3 7,0 3,6 12,8 <0,17 <1,3 13,0 34,7 20,5 80,5 4200 9,3 0,9 0,9
NE-3AP1 0-5 Pradera 1-3 5,25 4,16 0,53 5,70 10,7 9,8 0,3 1,0 6,1 2,1 9,5 <0,17 <1,8 9,7 24,0 22,2 104,7 6637 4,1 0,6 0,7
NE-3BP1 0-5 Pradera 1-3 5,17 5,30 0,65 7,21 11,1 12,4 0,4 1,3 11,4 4,1 17,2 <0,17 <1,0 17,4 65,8 23,1 88,8 5686 13,1 0,8 0,7
NE-3CP1 0-5 Pradera 1-3 5,10 4,43 0,38 4,73 12,5 8,1 0,4 0,7 5,5 2,9 9,4 0,31 3,2 9,8 27,4 22,5 71,1 6371 4,9 0,7 0,5
NE-3AP2 5-10 Pradera 1-3 5,21 4,51 0,32 3,51 11,0 6,1 0,2 0,5 2,6 0,9 4,2 0,46 9,8 4,7 26,8 24,1 95,7 6713 4,5 0,7 0,7
NE-3BP2 5-10 Pradera 1-3 5,40 4,76 0,48 4,73 9,9 8,2 0,4 0,9 7,5 2,8 11,6 <0,17 <1,5 11,8 47,8 26,5 102,4 5911 9,1 0,9 0,8
NE-3CP2 5-10 Pradera 1-3 4,91 3,96 0,23 2,43 10,4 4,2 0,4 0,3 1,6 1,5 3,9 1,44 27,1 5,3 28,4 16,7 84,7 6432 5,0 0,5 0,6
NE-3AP3 10-20 Pradera 1-3 5,30 4,50 0,27 2,64 10,0 4,6 0,2 0,5 1,4 0,7 2,7 0,49 15,2 3,2 26,7 22,1 108,8 7034 4,3 0,6 0,7
NE-3BP3 10-20 Pradera 1-3 5,59 4,76 0,26 2,32 8,9 4,0 0,3 0,6 4,8 2,4 8,0 <0,17 <2,1 8,2 37,2 22,4 112,9 6270 6,7 0,7 0,9
NE-3CP3 10-20 Pradera 1-3 4,75 3,90 0,13 1,22 9,7 2,1 0,2 0,3 0,4 1,1 2,1 2,13 50,1 4,2 24,1 19,6 88,8 6471 4,2 0,6 0,6
SW-3AP1 0-5 Pradera 1-3 5,07 4,18 0,45 5,29 11,6 9,1 0,2 0,9 4,3 1,1 6,5 0,42 6,1 7,0 39,5 18,2 93,9 7005 6,4 0,5 0,6
SW-3BP1 0-5 Pradera 1-3 5,30 4,63 0,54 6,23 11,5 10,7 0,2 1,3 8,0 1,5 11,0 <0,17 <1,5 11,2 42,2 15,3 85,5 6437 7,4 0,5 0,6
SW-3CP1 0-5 Pradera 1-3 5,23 4,63 0,31 3,49 11,3 6,0 0,4 0,8 9,1 3,6 13,9 <0,17 <1,2 14,1 49,4 24,7 113,5 5903 9,4 0,8 0,9
SW-3AP2 5-10 Pradera 1-3 5,15 4,27 0,41 4,49 10,9 7,7 0,4 0,5 2,2 0,5 3,7 0,54 12,7 4,2 37,3 18,9 120,0 7107 5,9 0,5 0,8
SW-3BP2 5-10 Pradera 1-3 5,52 5,10 0,37 3,99 10,8 6,9 0,2 0,9 11,5 0,7 13,4 <0,17 <1,3 13,5 51,7 21,9 92,3 6766 8,6 0,6 0,6
SW-3CP2 5-10 Pradera 1-3 5,17 4,37 0,23 2,31 10,1 4,0 0,2 0,5 5,3 2,4 8,5 <0,17 <2,0 8,6 54,6 21,7 86,3 6028 10,2 0,7 0,7
SBd Ald SAlc CICed HgTe pHk Nc Cc C/N M.O.c Nad Kd Cad Mgd SBd Ald SAlc CICed HgTe PbTf CrTf Tif HgFE PbFE CrFE
SW-3AP3 10-20 Pradera 1-3 5,10 4,20 0,43 4,99 11,5 8,6 0,4 0,7 3,5 0,8 5,4 0,63 10,4 6,1 38,0 22,2 77,5 7130 6,0 0,6 0,5
SW-3BP3 10-20 Pradera 1-3 5,19 4,46 0,35 3,73 10,6 6,4 0,4 0,7 4,4 0,4 5,9 0,42 6,7 6,3 47,1 22,4 97,9 6851 7,8 0,6 0,7
SW-3CP3 10-20 Pradera 1-3 5,16 4,31 0,19 1,94 10,5 3,3 0,4 0,6 4,7 1,8 7,4 <0,17 <2,3 7,6 57,8 24,9 105,2 6183 10,6 0,8 0,8
NE-5AP1 0-5 Pradera 3-5 5,24 4,81 0,24 2,74 11,4 4,7 0,2 1,1 2,3 0,6 4,2 0,23 5,1 4,4 13,3 17,8 116,9 6460 2,3 0,5 0,9
NE-5BP1 0-5 Pradera 3-5 5,73 5,07 0,44 4,94 11,3 8,5 0,2 1,9 7,4 2,9 12,4 <0,17 <1,4 12,5 13,7 21,6 114,3 5860 2,6 0,7 0,9
NE-5CP1 0-5 Pradera 3-5 5,00 4,10 0,32 3,10 9,7 5,3 0,3 0,7 1,6 0,2 2,9 1,04 26,6 3,9 49,5 19,8 110,9 6049 9,2 0,6 0,9
NE-5AP2 5-10 Pradera 3-5 5,38 4,49 0,26 2,72 10,3 4,7 0,2 1,0 0,7 0,5 2,3 0,36 13,4 2,7 17,1 21,5 90,3 6326 3,0 0,7 0,7
NE-5BP2 5-10 Pradera 3-5 5,57 4,73 0,40 4,37 11,0 7,5 0,2 1,6 3,3 1,3 6,3 <0,17 <2,7 6,5 15,3 20,8 145,1 6078 2,8 0,7 1,1
NE-5CP2 5-10 Pradera 3-5 5,12 4,17 0,33 3,08 9,2 5,3 0,2 0,7 0,9 0,4 2,2 0,93 29,5 3,1 54,3 20,5 107,4 5991 10,2 0,7 0,8
NE-5AP3 10-20 Pradera 3-5 5,14 4,25 0,23 2,57 11,3 4,4 0,2 1,1 0,0 0,4 3,2 0,49 13,2 2,1 10,3 20,4 108,6 6521 1,8 0,6 0,8
NE-5BP3 10-20 Pradera 3-5 5,36 4,38 0,16 1,87 11,8 3,2 0,4 0,6 1,1 0,4 2,6 0,46 14,9 3,1 14,2 24,5 122,3 6038 2,7 0,8 1,0
NE-5CP3 10-20 Pradera 3-5 5,11 4,21 0,33 3,19 9,5 5,5 0,3 0,4 1,6 0,3 2,7 0,77 22,4 3,4 50,1 24,6 126,7 6307 9,0 0,8 1,0
SW-5AP1 0-5 Pradera 3-5 4,82 4,40 0,72 9,15 12,7 15,8 0,4 1,1 4,1 1,9 7,6 0,59 7,2 8,2 48,9 19,7 115,8 6201 8,9 0,6 0,9
SW-5BP1 0-5 Pradera 3-5 4,69 4,58 0,57 6,83 12,1 11,8 0,3 1,9 8,2 2,1 12,5 0,18 1,4 12,7 43,3 21,1 84,9 6427 7,6 0,6 0,6
SW-5CP1 0-5 Pradera 3-5 4,82 4,78 0,39 4,98 12,6 8,6 0,2 0,6 5,6 2,4 8,9 <0,17 <1,9 9,1 31,8 27,3 106,6 6710 5,4 0,8 0,8
SW-5AP2 5-10 Pradera 3-5 4,80 4,05 0,42 5,39 12,7 9,3 0,3 0,3 0,2 0,2 2,8 1,86 39,6 2,9 49,8 24,2 103,6 5814 9,7 0,8 0,8
SW-5BP2 5-10 Pradera 3-5 4,95 4,11 0,36 4,54 12,7 7,8 0,4 0,6 0,0 0,4 4,3 1,13 20,9 2,5 58,3 28,8 74,9 6722 9,8 0,8 0,5
SW-5CP2 5-10 Pradera 3-5 5,40 4,38 0,22 2,77 12,6 4,8 0,2 0,3 3,5 1,7 5,7 0,37 6,0 6,1 34,8 32,1 120,7 6793 5,8 0,9 0,8
SW-5AP3 10-20 Pradera 3-5 4,70 4,11 0,39 5,04 12,8 8,7 0,2 0,3 0,0 0,1 2,0 1,50 43,2 2,1 47,6 24,8 115,3 6854 7,8 0,7 0,8
SW-5BP3 10-20 Pradera 3-5 4,77 4,03 0,28 3,44 12,3 5,9 0,2 0,3 0,0 0,2 3,4 1,61 32,0 2,3 65,3 29,0 77,6 6584 11,2 0,8 0,6
SW-5CP3 10-20 Pradera 3-5 5,28 4,07 0,17 2,10 12,3 3,6 0,2 0,2 0,0 0,9 3,9 1,06 21,4 2,4 35,2 27,8 96,2 6730 5,9 0,8 0,7
NE-1AF1 0-5 Forestal <1 6,61 6,30 0,70 9,07 13,0 15,6 1,5 0,8 34,7 6,8 43,7 <0,17 <0,4 43,9 102,1 33,9 80,8 4400 26,2 1,5 0,9
NE-1BF1 0-5 Forestal <1 5,72 5,40 0,47 6,06 12,9 10,4 1,4 0,7 11,2 5,5 18,9 <0,17 <0,9 19,0 55,7 40,9 75,9 4400 14,3 1,8 0,8
NE-1CF1 0-5 Forestal <1 6,04 5,44 0,50 6,02 12,0 10,4 1,7 0,6 6,9 14,4 23,5 <0,17 <0,72 23,7 42,4 19,1 45,3 4600 10,4 0,8 0,5
NE-1AF2 5-10 Forestal <1 6,84 6,28 0,47 5,42 11,5 9,3 1,2 0,5 11,7 4,1 17,5 <0,17 <1,0 17,6 52,7 22,3 97,6 4800 12,4 0,9 1,0
NE-1BF2 5-10 Forestal <1 5,69 5,22 0,46 5,33 11,6 9,2 1,2 0,6 11,3 4,8 17,9 <0,17 <1,0 18,1 60,4 40,5 65,9 4400 15,5 1,8 0,7
NE-1CF2 5-10 Forestal <1 5,63 5,04 0,40 4,72 11,8 8,1 1,6 0,3 4,5 4,2 10,6 <0,17 <1,6 10,8 37,7 22,0 56,2 4700 9,0 0,9 0,6
NE-1AF3 10-20 Forestal <1 6,87 6,21 0,28 3,58 12,8 6,2 1,6 0,3 5,5 3,8 11,3 <0,17 <1,5 11,5 35,7 23,3 92,5 5400 7,5 0,8 0,8
NE-1BF3 10-20 Forestal <1 5,79 5,20 0,43 4,54 10,6 7,8 1,3 0,4 9,0 3,9 14,6 <0,17 <1,2 14,7 52,8 37,0 56,4 4500 13,2 1,6 0,6
NE-1CF3 10-20 Forestal <1 5,50 4,71 0,31 3,48 11,2 6,0 1,5 0,2 3,0 2,8 7,5 0,19 2,5 7,7 33,9 17,7 47,6 4800 8,0 0,7 0,5
SW-1AF1 0-5 Forestal <1 6,06 5,15 0,64 7,84 12,3 13,5 1,1 1,1 13,8 6,0 22,0 <0,17 <0,8 22,2 94,6 24,4 80,1 4100 26,0 1,1 0,9
SW-1BF1 0-5 Forestal <1 6,72 6,31 0,33 4,29 13,0 7,4 1,4 0,7 24,8 4,1 31,0 <0,17 <0,6 31,2 111,1 20,0 52,9 4000 31,3 1,0 0,6
SW-1CF1 0-5 Forestal <1 7,08 6,55 0,80 11,40 14,3 19,7 1,2 0,7 39,6 14,7 56,1 <0,17 <0,3 56,3 143,6 33,7 60,0 3200 50,6 2,0 0,9
SW-1AF2 5-10 Forestal <1 5,94 5,10 0,57 6,50 11,4 11,2 1,1 0,8 9,4 4,8 16,1 <0,17 <1,1 16,3 83,6 28,2 68,2 4200 22,4 1,3 0,8
SW-1BF2 5-10 Forestal <1 6,97 6,44 0,27 3,55 13,1 6,1 1,4 0,7 23,4 3,7 29,3 <0,17 <0,6 29,4 101,0 24,8 75,9 3900 29,2 1,2 0,9
SW-1CF2 5-10 Forestal <1 7,30 6,68 0,56 7,74 13,8 13,3 1,3 0,5 34,3 11,7 47,8 <0,17 <0,4 48,0 127,2 32,9 70,5 3200 44,8 2,0 1,0
SW-1AF3 10-20 Forestal <1 6,05 5,18 0,37 4,40 11,9 7,6 1,6 0,7 7,0 3,6 12,9 <0,17 <1,3 13,1 67,6 22,4 67,5 4400 17,3 1,0 0,7
SW-1BF3 10-20 Forestal <1 7,13 6,51 0,24 3,06 12,8 5,3 1,2 0,6 21,4 3,4 26,5 <0,17 <0,6 26,7 99,9 21,1 81,6 3700 30,5 1,1 1,0
SW-1CF3 10-20 Forestal <1 7,43 6,72 0,45 5,47 12,2 9,4 1,2 0,5 29,7 9,0 40,4 <0,17 <0,4 40,6 106,3 29,0 70,9 3400 35,3 1,6 1,0
Muestra Prof.a Uso Dist.b pHw pHk Nc Cc C/N M.O.c Nad Kd Cad Mgd SBd Ald SAlc CICed HgTe PbTf CrTf Tif HgFE PbFE CrFE
NE-3AF1 0-5 Forestal 1-3 5,10 4,59 0,75 8,18 11,0 14,1 0,2 0,4 10,1 3,6 14,3 0,21 1,4 14,5 106,9 30,4 97,4 6434 18,7 0,9 0,7
NE-3BF1 0-5 Forestal 1-3 5,12 4,43 0,45 5,46 12,1 9,4 0,3 0,6 4,9 3,2 8,9 0,67 7,0 9,6 70,4 22,1 99,3 5802 13,7 0,7 0,8
NE-3CF1 0-5 Forestal 1-3 4,02 3,45 0,59 10,13 17,2 17,5 0,6 0,9 1,4 5,5 9,5 4,52 32,3 12,9 89,0 19,6 90,8 6490 15,5 0,6 0,7
NE-3AF2 5-10 Forestal 1-3 5,40 4,86 0,53 5,19 9,9 8,9 0,5 0,3 7,6 3,0 11,4 0,19 1,6 11,6 81,5 27,2 133,2 6835 13,5 0,8 0,9
NE-3BF2 5-10 Forestal 1-3 5,15 4,46 0,43 5,13 11,9 8,8 0,3 0,5 4,6 3,2 8,7 0,75 7,9 9,5 74,1 19,0 86,2 6139 13,6 0,6 0,7
NE-3CF2 5-10 Forestal 1-3 4,35 3,80 0,26 4,54 17,2 7,8 0,3 0,4 0,0 0,8 2,9 3,99 58,3 5,5 69,2 22,5 106,9 6967 11,2 0,6 0,7
NE-3AF3 10-20 Forestal 1-3 5,49 4,82 0,29 3,28 11,2 5,7 0,3 0,3 2,1 1,7 4,4 0,28 6,0 4,6 45,5 25,6 117,3 6628 7,7 0,7 0,8
NE-3BF3 10-20 Forestal 1-3 5,32 4,60 0,39 4,62 11,8 8,0 0,4 0,4 3,5 2,2 6,5 0,55 7,8 7,0 64,6 19,1 80,2 5976 12,2 0,6 0,6
NE-3CF3 10-20 Forestal 1-3 4,62 3,98 0,20 2,28 11,6 3,9 0,3 0,3 0,0 0,4 2,0 2,13 51,3 3,1 42,9 24,7 100,5 7480 6,5 0,6 0,6
SW-3AF1 0-5 Forestal 1-3 4,83 4,03 0,73 12,83 17,6 22,1 0,5 1,2 13,0 4,7 19,3 <0,33 <1,71 19,6 70,1 30,7 78,5 6071 13,0 1,0 0,6
SW-3BF1 0-5 Forestal 1-3 5,02 4,14 0,74 10,22 13,7 17,6 0,4 0,5 14,1 2,7 17,7 0,29 1,6 18,0 95,0 27,2 82,0 6165 17,4 0,9 0,6
SW-3CF1 0-5 Forestal 1-3 5,06 3,97 0,23 2,78 12,1 4,8 0,2 0,5 5,4 2,3 8,5 1,25 12,8 9,7 37,2 23,2 84,0 6120 6,9 0,7 0,6
SW-3AF2 5-10 Forestal 1-3 4,91 3,85 0,26 3,94 15,2 6,8 0,4 0,5 2,1 1,2 4,2 1,39 25,0 5,6 53,1 41,3 103,1 6481 9,2 1,2 0,8
SW-3BF2 5-10 Forestal 1-3 5,19 4,11 0,38 5,31 13,9 9,2 0,3 0,2 2,4 0,8 3,7 0,99 21,3 4,6 64,3 22,0 105,2 6747 10,8 0,6 0,7
SW-3CF2 5-10 Forestal 1-3 4,98 3,63 0,15 1,51 10,4 2,6 0,2 0,3 2,2 1,4 4,1 2,33 36,4 6,4 36,9 26,2 83,5 5997 6,9 0,8 0,7
SW-3AF3 10-20 Forestal 1-3 4,74 3,68 0,15 1,58 10,9 2,7 0,3 0,3 0,2 0,5 3,5 2,16 38,3 3,5 35,5 25,0 117,6 6721 6,0 0,7 0,8
SW-3BF3 10-20 Forestal 1-3 5,27 3,96 0,30 4,60 15,5 7,9 0,4 0,2 2,7 0,6 3,8 1,37 26,4 5,2 43,9 21,1 78,6 6842 7,2 0,6 0,5
SW-3CF3 10-20 Forestal 1-3 5,02 3,62 0,13 1,30 10,1 2,2 0,4 0,2 1,5 1,4 3,5 2,57 42,7 6,0 54,7 21,9 90,5 6086 10,1 0,7 0,7
NE-5AF1 0-5 Forestal 3-5 4,81 4,05 0,44 5,60 12,9 9,7 0,2 1,0 5,2 1,9 8,3 0,88 9,6 9,2 61,3 22,3 97,0 6170 11,2 0,7 0,7
NE-5BF1 0-5 Forestal 3-5 5,09 3,97 0,25 3,45 13,7 5,9 0,2 0,3 0,2 0,5 2,8 1,39 33,5 2,6 53,7 24,1 141,2 6675 9,1 0,7 1,0
NE-5CF1 0-5 Forestal 3-5 4,04 3,62 0,61 6,82 11,2 11,8 0,1 0,3 0,1 0,3 2,2 3,11 58,6 3,9 67,9 22,0 121,8 6201 12,4 0,7 0,9
NE-5AF2 5-10 Forestal 3-5 5,08 4,19 0,31 3,56 11,5 6,1 0,1 0,9 1,3 1,1 3,3 0,95 22,3 4,3 50,0 20,4 91,0 6541 8,6 0,6 0,7
NE-5BF2 5-10 Forestal 3-5 5,05 4,09 0,15 2,00 13,5 3,5 0,1 0,3 0,0 0,2 2,2 0,93 29,6 1,6 32,3 19,0 122,0 6171 5,9 0,6 0,9
NE-5CF2 5-10 Forestal 3-5 4,55 3,80 0,42 4,83 11,4 8,3 0,4 0,4 0,0 0,3 3,0 2,55 45,9 3,6 43,2 21,7 115,8 6267 7,8 0,7 0,9
NE-5AF3 10-20 Forestal 3-5 5,24 4,25 0,22 2,55 11,4 4,4 0,4 0,8 0,2 0,6 3,7 0,91 19,5 2,9 37,4 17,9 106,8 6709 6,3 0,5 0,8
NE-5BF3 10-20 Forestal 3-5 5,00 4,17 0,10 1,43 13,7 2,5 0,1 0,3 0,0 0,1 1,5 0,71 32,8 1,2 17,9 20,7 90,9 6660 3,0 0,6 0,6
NE-5CF3 10-20 Forestal 3-5 4,65 3,91 0,32 3,51 11,0 6,0 0,4 0,4 0,0 0,1 2,3 1,75 43,7 2,7 25,7 24,1 106,4 6365 4,5 0,7 0,8
SW-5AF1 0-5 Forestal 3-5 4,87 4,10 0,66 8,82 13,3 15,2 0,5 0,5 5,5 1,8 8,2 1,65 16,7 9,9 98,0 28,4 68,2 5462 20,3 1,0 0,6
SW-5BF1 0-5 Forestal 3-5 4,91 4,33 0,72 11,17 15,6 19,3 0,5 0,6 14,6 2,9 18,6 0,22 1,2 18,8 88,5 26,8 94,7 5994 16,7 0,9 0,7
SW-5CF1 0-5 Forestal 3-5 4,68 3,82 0,31 4,40 14,3 7,6 0,2 0,5 1,3 1,1 3,0 1,19 28,1 4,2 44,5 35,0 100,8 6611 7,6 1,0 0,7
SW-5AF2 5-10 Forestal 3-5 4,81 3,91 0,53 6,51 12,3 11,2 0,2 0,3 0,0 0,7 3,4 2,43 41,7 3,6 85,4 26,5 109,7 5493 17,5 0,9 0,9
SW-5BF2 5-10 Forestal 3-5 4,48 3,68 0,41 6,36 15,6 11,0 0,4 0,5 0,0 0,6 3,0 2,89 48,7 4,3 92,0 34,5 83,9 6443 16,1 1,0 0,6
SW-5CF2 5-10 Forestal 3-5 4,84 3,84 0,23 3,13 13,6 5,4 0,2 0,2 1,3 1,0 2,7 1,06 28,3 3,7 56,3 37,5 112,1 6842 9,3 1,1 0,8
SW-5AF3 10-20 Forestal 3-5 4,81 3,96 0,45 5,27 11,8 9,1 0,5 0,2 0,0 0,3 3,9 2,25 36,8 3,1 71,8 26,5 91,6 5647 14,3 0,9 0,8
SW-5BF3 10-20 Forestal 3-5 4,75 3,92 0,21 3,19 15,3 5,5 0,2 0,3 0,0 0,4 2,1 1,74 44,8 2,6 58,2 33,4 88,8 6648 9,9 1,0 0,6
SW-5CF3 10-20 Forestal 3-5 4,73 3,82 0,21 2,78 13,5 4,8 0,3 0,2 0,0 0,9 3,3 1,24 27,1 2,6 71,4 33,6 93,1 6690 12,0 1,0 0,7
pHw, pHk, M.O., SB, CICe y SAl son: valores de pH medidos en agua destilada, pH medido en KCl, Contenido en Materia Orgánica, Suma de Bases o cationes básicos (Na, K, Ca, Mg), Capacidad de Intercambio Catiónico
efectiva y porcentaje de saturación de Al en el complejo de intercambio catiónico, respectivamente. a Profundidad del suelo expresada en cm; b Distancia a la cementera expresada en km; c C, N, MO y SAl están expresados en %; d Na, K, Ca y Mg intercambiables, SB, Al intecambiable y CICe están expresados en cmolc kg-1;e HgT es el contenido total de Hg está expresado en ng g-1; f PbT, CrT y Ti son los contenidos totales de Pb, Cr y Ti y están
expresados en mg kg-1.
CAPÍTULO IV
Capítulo IV
139
CAPÍTULO IV: LA CORTEZA DE PINO COMO BIOADSORBENTE DE
METALES PESADOS: Cd, Cu, Ni, Pb Y Zn. EXPERIMENTOS TIPO BATCH Y
DE REACTOR DE FLUJO CONTINUO. EXPERIMENTOS EN COLUMNAS.
ADSORCIÓN COMPETITIVA, DESORCIÓN Y TRANSPORTE DE METALES
IV.1. Introducción
La contaminación del suelo y el agua debido a las altas concentraciones de
metales pesados ha aumentado considerablemente en las últimas décadas. En vista de
ello, encontrar un sistema de retención de contaminantes que logre una descontaminación
eficaz y de bajo coste es un tema de gran interés (Gupta et al., 2012).
Actualmente, el empleo de bioadsorbentes es considerada una técnica de
eliminación de metales en suelos contaminados y aguas residuales no dañina para el
medio ambiente y de bajo coste (Park et al., 2011). Su principal objetivo es la
disminución de la biodisponibilidad de dichos metales mediante su inmovilización con
matrices sólidas que tengan alta afinidad por los cationes metálicos (Sud et al., 2008),
principalmente a través de reacciones de adsorción (y también de complejación) (Park et
al., 2011). Algunos materiales orgánicos tienen una alta afinidad por los metales debido a
su composición (celulosa, hemicelulosas, lignina, proteínas, azúcares y otros
componentes con grupos funcionales con capacidad de unión metálica). Los grupos
carboxilo, fenólico, hidroxilo, carbonilo, acetamida, alcoholes y ésteres proporcionan
afinidad metálica mediante intercambio iónico y complejación (Harter y Naidu, 1995 y
Sud et al., 2008).
El uso de residuos orgánicos para la inmovilización de metales presenta
varias ventajas: su reutilización y reciclado, bajo coste, disponibilidad, eficiencia, y, a
menudo, la posibilidad de regeneración del adsorbente y la recuperación del metal
(Bailey et al., 1999). Ya hemos visto que algunos trabajos previos se han centrado en la
capacidad de adsorción de algas (Kratochvil et al., 1998), serrín (Acar y Malkoc, 2004),
corteza de eucalipto (Sarin y Pant, 2006), desechos de aceitunas (Malkoc et al., 2006,
Pagnanelli et al., 2003), residuos de la fabricación de cerveza (Šillerová et al., 2013),
residuos forestales (Seco-Reigosa et al., 2013a), ceniza de concha de mejillón y otras
mezclas de desechos (Fernández-Pazos et al., 2013; Seco-Reigosa et al., 2013b;
Fernández-Calviño et al., 2016), entre otros.
La corteza de pino es uno de los materiales recientemente investigado con este
objetivo, y ha mostrardo una alta capacidad para adsorber metales pesados (Al-Asheh
et al., 2000, Ribé et al., 2009, Khokhotva, 2010; Mun et al., 2010; Ribé et al., 2012;
Gichangi et al., 2012).
Capítulo IV
140
Su contenido en materia orgánica y su composición la hacen potencialmente
adecuada para el tratamiento de suelos y aguas contaminadas con cationes metálicos. El
alto contenido en taninos y lignina de la corteza de pino han sido señalados como la
principal causa de su capacidad de adsorción de metales (Bailey et al., 1999). Estudios
anteriores han demostrado que los grupos polihidroxi-polifenoles de estas moléculas son
las especies activas en el proceso de adsorción: el intercambio iónico tiene lugar cuando
los cationes metálicos desplazan grupos hidroxilo fenólicos adyacentes, formando un
quelato (Randall et al., 1974; Vázquez et al., 1994).
En este capítulo hemos estudiado ampliamente las características de la corteza de
pino, utilizado enfoques diferentes para estudiar los procesos de adsorción/desorción de
metales pesados (Cd, Cu, Ni, Pb y Zn) que tienen lugar en ella, mediante experimentos
tipo batch, tanto en adsorción individual como competitiva (i.e., en presencia de uno o
varios metales pesados simultáneamente), en cámara de reactor de flujo continuo, y
finalmente, llevando a cabo ensayos de flujo a través de columnas.
Por tanto, los objetivos han sido determinar los factores que controlan los
procesos de adsorción/desorción de dichos metales en la corteza y los parámetros
cinéticos que regulan el flujo y transporte de estos metales contaminantes en su
interacción con ésta.
Todos estos experimentos nos han proporcionado resultados útiles para el diseño
de sistemas de tratamiento de la contaminación por metales, basados en el empleo de
corteza de pino como bioadsorbente.
IV.1.1. El proceso de adsorción
La capacidad de adsorción de un medio poroso (ya sea el suelo o un mineral,
residuo, etc.) está condicionada por varios factores: pH, contenido en materia orgánica y
su tipo, contenido en agua, composición mineralógica (partículas sólidas que lo
constituyen, como la materia orgánica, minerales amorfos y coloides), tamaño de las
partículas (esta propiedad determina la superficie reactiva, porosidad y la conductividad
hidráulica), CIC, concentración del contaminante (en nuestro caso, metal) en el medio, la
presencia de varios metales simultáneamente, las propiedades hidrogeoquímicas del
contaminante (solubilidad, reactividad, persistencia en el medio), tiempo de contacto con
el medio poroso o adsorbente y la temperatura (Şen et al., 2015).
El pH puede influir en el proceso de adsorción de tres formas (Naja et al., 2009):
(a) en el estado de los sitios activos, ya que éstos pueden variar con el pH (a bajo pH, se
da una competición entre los iones metálicos y los protones de los sitios activos), (b)
alterando la superficie del adsorbente (valores extremos de pH pueden modificar dicha
superficie) y (c) en la especiación del metal en la disolución (a altos valores de pH, se
pueden formar complejos metálicos y éstos pueden precipitar).
Capítulo IV
141
La temperatura puede influir en la adsorción, ya que generalmente, cuando ésta
aumenta, lo hace también la adsorción de metales, aunque una temperatura muy elevada
puede modificar la estructura del adsorbente y la capacidad de adsorción puede verse
reducida (Naja et al., 2009). De todas formas, el efecto de ésta es pequeño para el rango
de 4 a 25ºC (Martin-Dupont et al., 2002).
Los cationes metálicos en disolución pueden competir con otros iones por los
sitios de adsorción. Cuando sólamente está un metal disponible, la adsorción es no-
competitiva, pero en el tratamiento de efluentes industriales, siempre están presentes
varios metales disponibles para la adsorción, exisitiendo entonces una adsorción
competitiva.
IV.1.2. Isotermas de adsorción
Las isotermas de adsorción describen la relación de actividad o equilibrio entre
un soluto (en nuestro caso, los iones metálicos) en una disolución y el adsorbente (la
corteza de pino) bajo unas condiciones fisicoquímicas determinadas. Esto es, una curva
que relaciona la concentración de metal en la superficie del adsorbente con la
concentración de metal en la disolución con la que está en contacto. De acuerdo con la
forma de la curva de adsorción, se puede definir a simple vista las posibilidades de que
ocurra el proceso de adsorción (Fig. 4.1).
Fig. 4.1. Representación de los tipos generales de isotermas de adsorción de solutos en un medio poroso.
Fuente: modificado de Marzal, 1992.
El proceso de adsorción se describe mediante 4 tipos fundamentales de
isotermas y diferentes subgrupos (Fig. 4.2; Giles et al., 1960; Sposito, 1984, 1994;
Sparks, 1995, Jenne, 1998). Esta clasificación se basa en la forma inicial de la pendiente
de las mismas, mientras que los distintos subgrupos se basan en las posibles formas de la
parte superior de la curva (meseta) que describe la isoterma. En nuestro caso, nos
centraremos en las formas de las isotermas que son más comunes en el caso de los
metales pesados.
Capítulo IV
142
Fig. 4.2. Clasificación de las isotermas de adsorción y representación de los diferentes subgrupos.
Cw: Concentración del soluto en agua al final del proceso de adsorción.
Fuente: modificado de Giles et al., 1960.
De acuerdo con Sparks (1995), las isotermas más características para los metales
son:
Tipo C: Son lineales, en las que se mantiene en equilibrio la masa del soluto en la
disolución y la masa adsorbida en la matriz sólida, sin que se puedan especificar
los mecanismos de adsorción entre el soluto y el adsorbente (Sparks, 1995). Esta
isoterma es indicativa de que los sitios de adsorción permanecen constantes, i.e., a
medida que se adsorbe el soluto, más sitios de adsorción se van creando. Según Giles
et al. (1960), normalmente este tipo de isoterma se mantiene constante hasta un
determinado valor de concentración, en el que la curva cambia bruscamente de
pendiente hasta alcanzar en su parte superior una meseta completamente horizontal.
Tipo L: Este tipo de isotermas muestran que existe una gran afinidad entre el soluto
y el adsorbente para bajas concentraciones, la cual va decreciendo a medida que
aumenta la concentración. Se caracterizan por una disminución de la pendiente
según va incrementando la concentración del soluto en la disolución, debido a una
disminución de los sitios de adsorción, y termina convirtiéndose en una meseta plana
al ser cubierto completamente el adsorbente por el soluto. El valor de la masa
adsorbida para esta meseta se considera como la máxima capacidad de adsorción del
medio poroso.
Mas
a ad
sorb
ida
(mg/
kg)
Capítulo IV
143
Tipo H: Son un caso particular del tipo L. Esta isoterma nos indica también una alta
afinidad entre el soluto y el adsorbente, y para bajas concentraciones, el soluto en
la disolución es completa y rápidamente adsorbido. La parte inicial de la curva es,
por tanto, completamente vertical (Giles et al., 1960). En este caso, la masa de soluto
adsorbida por la matriz sólida es muy grande; normalmente se necesita una gran
concentración de soluto en la disolución en contacto con el medio poroso para poder
saturar los sitios de adsorción. En algunos casos, puede tener lugar la formación de
complejos y precipitación del soluto en forma de otros minerales (Sparks, 1995).
Tipo S: Este tipo de isotermas reflejan que a bajas concentraciones del soluto en la
disolución, existe poca afinidad entre el soluto y el adsorbente. Esta afinidad se
incrementa a medida que aumenta la concentración de soluto en la disolución, hasta
un cierto valor de concentración donde se produce una saturación de los sitios de
adsorción. Esta isoterma es característica en los casos de fuerte competencia por
los sitios de adsorción entre las moléculas del soluto y las de otra especie, y de
compuestos orgánicos.
Por otro lado, la IUPAC reconoce 6 tipos de isotermas de adsorción. A
continuación se describen brevemente cada una de ellas (Fig. 4.3).
Tipo I: Corresponde a una adsorción en monocapa. La cantidad adsorbida aumenta
con la presión hasta alcanzar un valor límite correspondiente al recubrimiento de la
superficie por una monocapa. Esta isoterma es característica de una adsorción de tipo
químico, y será en la que nos centraremos para analizar los procesos de
adsorción/desorción que tienen lugar en la corteza de pino para retener los
metales.
Tipo II: Es indicativo de una adsorción física en multicapa. El rápido ascenso inicial
corresponde a la formación de la primera capa, que tiene en este caso una constante
de formación mayor que para el resto de capas. Al seguir aumentando la presión, se
forma la segunda capa de moléculas adsorbidas, seguida de otras más.
Tipo III: Describen una adsorción física en multicapas donde la constante de
equilibrio de formación de la primera capa es igual que para las siguientes (no se
observa diferencia entre el llenado de la primera capa y del resto).
Tipos IV y V: Corresponden a una adsorción en multicapas sobre materiales porosos.
Difieren del Tipo II y III por la presencia de una rama horizontal (saturación) y un
ciclo de histéresis (las curvas de adsorción y desorción difieren).
Tipo VI: Corresponde a una adsorción en multicapas o superficies uniformes no
porosas.
Capítulo IV
144
Fig. 4.3. Clasificación de las isotermas de adsorción según la IUPAC.
Vads: velocidad de adsorción; P: presión; Po: presión del líquido puro.
IV.1.2.1. Isoterma de Freundlich
La isoterma de Freundlich linealiza la isoterma de Tipo I, aunque no predice la
adsorción máxima y presenta desviaciones a valores elevados de adsorción.
Esta isoterma presupone que:
Existe una temperatura constante.
La superficie es rugosa (microporosa).
La distribución de la energía de los sitios de adsorción es exponencial.
No supone la formación de una monocapa.
X = KF C 1/n
Ec. 4.1
Donde:
X: Es la concentración de metal adsorbido por unidad de peso de adsorbente
(mmol kg-1
).
C: Es la concentración que permanece en disolución después de 24 h de equilibrio
(mM).
𝐾𝐹 y 1/n: son coeficientes de Freundlich: 1/n es una constante que representa la
velocidad de saturación del adsorbato y 𝐾𝐹 es una constante empírica que indica la
capacidad de adsorción y la afinidad del adsorbato por el adsorbente.
Capítulo IV
145
IV.1.2.2. Isoterma de Langmuir
La isoterma de Langmuir también linealiza la isoterma de Tipo I, y establece que:
Existe una temperatura constante.
La adsorción está localizada sólo en sitios definidos (activos) de la superficie.
La superficie es homogénea y se forma una monocapa, asumiendo que cada sitio
de adsorción puede adherir sólo una molécula de adsorbato.
La energía de adsorción es la misma para todos los sitios de adsorción.
No existe interacción entre las molécula adsorbidas.
La superficie proporciona un cierto número de posiciones para la adsorción y
todas son equivalentes.
Sólo se adsorbe una molécula sobre cada posición.
Las moléculas adsorbidas no interaccionan entre si.
La expresión de la isoterma de Langmuir suele emplearse linealizada para
comprobar más fácilmente si el comportamiento experimental se ajusta a esta expresión
(Ec. 4.2):
X = 𝐾𝐿 𝑋𝑚 𝐶
1+𝐾𝐿 𝐶 Ec. 4.2
Donde:
𝐾𝐿: Es una constante relacionada con la energía de adsorción (L mmol-1
).
𝑋𝑚: Es la máxima capacidad de adsorción (saturación monomolecular) del
adsorbente (corteza de pino) (mmol kg-1
).
Entre los inconvenientes del modelo de Langmuir se encuentra el asumir que la
adsorción es independiente del grado de recubrimiento, además de que establece que la
adsorción se limita a la formación de una monocapa (superficie homogénea). Sin
embargo, debido a que la mayoría de las superficies son heterogéneas, existen múltiples
sitios disponibles para la adsorción (Adamson, 1997) . Por ello, una de las isotermas de
adsorción que se emplea para superficies heterogéneas es la isoterma de Freundlich,
anteriormente descrita.
Capítulo IV
146
IV.2. Material y métodos
IV.2.1. Material bioadsorbente empleado: características de la corteza de
Pinus pinaster
La corteza de pino utilizada en este trabajo es un producto comercial que fue
proporcionado por Geolia (Madrid, España) (Fig. 4.4 y 4.5).
Previamente a su uso en los diversos experimentos, la corteza de pino fue molida
y tamizada por una malla de 2 mm. Se determinó su pH en agua utilizando para ello un
pH-metro (Crison micro-pH 2001, España) en una suspensión con una relación
corteza/agua de 1:2,5.
Los contenidos totales de C y N se determinaron usando el autoanalizador Tru
Spec elemental CHNS (Waltham, EE.UU.), y las concentraciones totales de Ca, Mg, K,
Na, Cd, Cu, Ni, Pb y Zn, utilizando la técnica de fluorescencia de rayos X (difractómetro
Philips PW 1710, Países Bajos).
Fig. 4.4. Corteza de Pinus pinaster. Fig. 4.5. Corteza de pino molida empleada
en el experimento.
Para determinar el área superficial, se empleó un analizador de superficie y
porosidad (modelo Micromeritics ASAP 2020, EEUU). El contenido en lignina,
polisacáridos (glucano, xilano, galactano, arabinano, manano) y grupos acetilo de la
corteza de pino se midieron por medio del método de NREL / TP-510-42618 (Sluiter et
al., 2005, 2008).
En la Tabla 4.1 se muestran las características químicas inorgánicas de la corteza
de pino utilizada en este trabajo, y en la Tabla 4.2 las características químicas orgánicas.
Capítulo IV
147
La corteza de pino presentó un área superficial de 0,36 g m-2
, un pH ácido (4,5) y
un porcentaje de C y N del 48,6% y 0,08% respectivamente. Los niveles de Cd, Cu y Pb
total fueron muy bajos (Zn: 7 mg kg-1
, Ni: 2 mg kg-1
, Pb: 0,2 mg kg-1
, Cd: 0,1 mg kg-1
,
Cu: <0,1 mg kg-1
), y la concentración más alta le correspondió al Zn (Tabla 4.1).
Si observamos la composición de la materia orgánica de la corteza, el 47,9%
corresponde a la lignina, el 18,6% a la celulosa (glucano), y el 14,7% a la hemicelulosa
(suma de xilano+galactano+arabinano+manano+grupos acetilo) (Tabla 4.2).
Como podemos ver, el porcentaje de lignina en la corteza que hemos empleado en
los experimentos es de 47,9% (Tabla 4.2), muy similar al porcentaje obtenido por Morel
et al. (2000) (Tabla 4.3) con un 43%. Por su parte, para la celulosa y la hemicelulosa se
obtuvo un porcentaje total de 33,3%, que concuerda con lo descrito por Solbraa (1979)
(Tabla 4.3).
Tabla 4.1. Características químicas inorgánicas de la corteza de pino.
Los coeficientes de variación de las variables analizadas fueron ≤10%.
Tablas 4.2. Características químicas orgánicas de la corteza de pino.
Variable
Área superficial (g m-2
) 0,36
pH (H2O) 4,5
C (%) 48,6
N (%) 0,08
Ca (mg kg-1
) 2319
Mg (mg kg-1
) 474
K (mg kg-1
) 738
Na (mg kg-1
) 69
Cd (mg kg-1
) 0,1
Cu (mg kg-1
) <0,1
Ni (mg kg-1
) 2
Pb (mg kg-1
) 0,2
Zn (mg kg-1
) 7
Variable %
Lignina 47,9±0,03
Celulosa (glucano) 18,6±0,1
Hemicelulosa 14,7±0,3
Xilano 3,1
Galactano 2,0
Arabinano 2,6
Manano 6,5
Grupos acetilo 0,5
Cenizas 4,1±0,3
Capítulo IV
148
Tabla 4.3. Composición en porcentaje de lignina y de celulosa/hemicelulosa de la corteza de pino
analizada por otros autores.
Fuente: Raviv et al., 2008.
Lignina
(%)
Celulosa/Hemicelulosa
(%)
Referencia
43 42 Morel et al., 2000
30-50 20-50 Solbraa, 1979
IV.2.2. Experimentos de adsorción-desorción de metales: experimentos
discontinuos tipo batch
En esta parte, se estudió la retención de cinco metales pesados por la corteza de
pino mediante experimentos discontinuos tipo batch.
Los estudios de adsorción-desorción en un sistema cerrado tipo batch constituyen
una de las técnicas más frecuentes utilizadas en la caracterización de la adsorción de los
compuestos orgánicos e inorgánicos (Condesso, 1996; Wang et al., 1998; Rodríguez et
al., 1998, Payne et al., 1998), aunque presentan una cierta limitación debido a las
siguientes razones (Rodríguez-Pacheco et al., 2006):
Predominio de la fase líquida sobre la sólida.
El ensayo se realiza en un sistema cerrado, lo que da lugar al desarrollo de
procesos secundarios debido a un elevado tiempo de contacto entre el soluto y el
líquido.
No se produce un proceso de suspensión de las partículas coloidales de manera
uniforme.
La superficie de contacto sólido-líquido es mayor en estos experimentos que en
los de reactor o columna, o en condiciones naturales en los medios porosos, pues
las partículas se encuentran dispersas en un medio acuoso. El proceso de agitación
facilita la separación de las partículas sólidas y se destruye la estructura del medio
poroso.
No se produce el proceso de dispersión y difusión como ocurre en un medio de
flujo continuo (reactor).
Las técnicas de separación de la fracción líquida de la sólida en muchos casos son
dependientes del sistema de separación empleado.
Las condiciones ambientales establecidas durante el tiempo de agitación son
alteradas al ponerse en contacto con el medio ambiente (atmósfera del laboratorio)
para realizar la separación de las dos fases (filtración).
Capítulo IV
149
IV.2.2.1. Experimentos de adsorción en función del tiempo
Se añadieron 10 mL de diversas disoluciones que contenían Cd, Cu, Ni, Pb o Zn
en una concentración 0,75 mM (obtenidas a partir de sus respectivas sales de nitrato:
Cu(NO3)2·3H2O, Cd(NO3)2·4H2O, Ni(NO3)2·6H2O, Pb(NO3)2 y Zn(NO3)2·6H2O) a
muestras de 0,5 g de corteza de pino, empleando NaNO3 0,01 M como electrolito de
fondo. Se realizaron tres réplicas de cada una de las muestras.
Las suspensiones resultantes se agitaron durante 1, 2, 4, 8, 12, 24 y 48 horas a
temperatura ambiente (20±2ºC), y posteriormente se centrifugaron a 4000 rpm durante 15
min, para finalmente filtrarlas a través de papel lavado al ácido. En el extracto, se midió
el pH y la concentración de los metales mediante espectrofotometría de absorción
atómica de llama (EAA), empleando el equipo Thermo Elemental Solaar M5
Spectrometer (Estados Unidos).
Para cada uno de los siete tiempos de agitación evaluados, la cantidad de Cd, Cu,
Ni, Pb y Zn adsorbida se calculó por diferencia entre la concentración de metal que
permanece en disolución (concentración de equilibrio) y la concentración de metal
añadida al inicio.
IV.2.2.2. Experimentos de adsorción en función de la concentración de
metales añadida
En esta parte, los experimentos se llevaron a cabo como sigue: a 0,5 g de corteza
de pino molida se le adicionaron 10 mL de la disolución correspondiente, consistente en
un metal (Cd, Cu, Zn, Ni o Pb) en diferentes concentraciones en orden creciente (0,08,
0,16, 0,39, 0,79, 1,57 y 3,15 mmol L-1
), utilizando NaNO3 0,01 M como electrolito de
fondo.
Las muestras se agitaron 24 h, se centrifugaron a 4000 rpm durante 15 min a
temperatura ambiente y se filtraron. La corteza se reservó para la llevar a cabo, a
continuación, la etapa de desorción. En el extracto, se midió el pH y la concentración de
los metales mediante espectrofotometría de absorción atómica de llama (EAA),
empleando el equipo Thermo Elemental Solaar M5 Spectrometer (Estados Unidos).
Todas las medidas se realizaron por triplicado para comprobar su concordancia.
La cantidad de metal adsorbido se calculó de nuevo por diferencia entre la
concentración de metal que permanece en disolución (concentración de equilibrio) y la
concentración de metal añadida al inicio. Se realizaron tres réplicas de cada una de las
muestras.
Los datos obtenidos para la adsorción fueron ajustados a las isotermas de
Freundlich (Ec. 4.1) y Langmuir (Ec. 4.2).
Capítulo IV
150
IV.2.2.3. Experimentos de desorción en función de la concentración de
metales añadida
Los experimentos de desorción se llevaron a cabo inmediatamente después de
realizar los experimentos de adsorción. Para ello, se pesó el residuo de corteza
anteriormente centrifugado, resultante de los experimentos de adsorción, para determinar
la cantidad de disolución ocluida. A continuación, se añadieron 10 mL del electrolito de
fondo NaNO3 0,01 M, y las muestras se agitaron de nuevo durante 24 h. Posteriormente,
las muestras se centrifugaron a 4000 rpm 15 min y se filtraron. En el extracto se midió de
nuevo el pH y la concentración de los metales mediante EAA.
La concentración intersticial de Cd, Cu, Ni, Pb y Zn se determinó por diferencia
de peso. Esta concentración, así como la concentración en el sobrenadante, fueron
determinadas para estimar la cantidad de metal desorbido.
IV.2.3. Experimentos de adsorción-desorción competitiva: competencia de
metales en sistema bimetal y multimetal mediante experimentos discontinuos
tipo batch
Cuando están presentes varios metales simultáneamente, la competencia por los
sitios de adsorción puede provocar cambios drásticos en los procesos de adsorción, tal
como ya se ha demostrado en suelos y algunos componentes del suelo (Arias et al., 2002,
Serrano et al., 2005). Sin embargo, hay poca información sobre la capacidad de adsorción
de metales pesados por la corteza de pino en estas condiciones. Teniendo en cuenta que la
contaminación por metales puede tener lugar afectando a diversos contaminantes
simultáneamente, es interesante realizar estudios centrados en sistemas multimetal.
Consecuentemente, en este apartado se evaluó la adsorción y desorción
competitivas de metales (Cd, Cu, Ni, Pb y Zn) por la corteza de pino mediante
experimentos discontinuos tipo batch, procediendo de la misma forma que el el
apartado anterior, pero empleando dos o más metales simultáneamente en las
disoluciones añadidas a la corteza.
Capítulo IV
151
IV.2.3.1. Experimentos de adsorción competitiva en sistema bimetal
Para analizar la competencia de metales en sistema bimetal, se llevó a cabo el
siguiente procedimiento: a los 0,5 g de corteza de pino se le añadieron 10 mL de la
disolución correspondiente, consistente en un metal (Cd, Cu, Zn, Ni o Pb) con una
concentración fija de 0,79 mmol L-1
, más una concentración creciente de otro metal
(0,08, 0,16, 0,39, 0,79, 1,57 y 3,15 mmol L-1
), obtenidas a partir de su sal de nitrato
correspondiente, y utilizando NaNO3 0,01 M como electrolito de fondo. Es decir, cada
metal en concentración fija fue comparado con los otros 4 metales, cada uno de ellos en
sus diferentes concentraciones (se realizaron tres réplicas de cada una de las muestras).
A continuación, las muestras se agitaron 24 h, se centrifugaron a 4000 rpm durante 15
min a temperatura ambiente y se filtraron. En el extracto, se midió el pH y la
concentración de los metales mediante EAA. El pH después de 24 h de contacto fue de
4,0±0,5.
Para comparar cómo afecta la adición de un metal de concentración creciente a
un metal de concentración fija en la adsorción por la corteza de pino, se calculó el
porcentaje de reducción (PR) de la adsorción para cada metal. La ecuación utilizada
fue la siguiente (Ec. 4.3):
𝑃𝑅 =𝐶0−𝐶𝑥
𝐶0 100 Ec. 4.3
Donde:
𝐶0: Es la concentración de metal adsorbido cuando el metal está solo (mmol kg-1
).
𝐶𝑥: Es la concentración de metal adsorbido cuando el metal anterior está en
presencia de otro metal (mmol kg-1
).
Si el resultado obtenido es cercano a 0 significa que la adición del metal de
concentración variable no afecta a la adsorción del metal de concentración fija. Por el
contrario, cuanto más próximo a 100, más afectada se encuentra la adsorción del
primer metal (de concentración fija) por la presencia del segundo.
IV.2.3.2. Experimentos de adsorción competitiva en sistema multimetal
La adsorción competitiva en un sistema multicomponente, es decir, la
competencia entre los cinco metales estudiados, se realizó de nuevo mediante
experimentos discontinuos tipo batch de la siguiente forma: a 0,5 g de corteza, se le
añadieron 10 mL de las diferentes disoluciones con todos metales en conjunto (Cd, Cu,
Zn, Ni o Pb), de menor a mayor concentración (0,08, 0,16, 0,39, 0,79, 1,57 y 3,15 mmol
L-1
).
Capítulo IV
152
Posteriormente, se siguió el mismo procedimiento que en los pasos anteriores, y
en el extracto se midió el pH y la concentración de los metales mediante
espectrofotometría de absorción atómica de llama (EAA). El pH después de 24 h de
contacto fue de 3,9±0,4.
Los datos experimentales se ajustaron a la ecuación de Freudlinch para
sistemas multimetal (Ec. 4.4):
(XCu
+ XCd
+ XNi
+ XPb
+ XZn
) = KF (CCu
+ CCd
+ CNi
+ CPb
+ CZn
)n Ec. 4.4
Donde:
X: Es la cantidad total de metal adsorbido (mmol kg-1
).
C: Es la concentración en el equilibrio (mM).
KF y n son constantes de Freundlich.
IV.2.3.3. Experimentos de desorción competitiva en sistema bimetal y
multimetal
Los experimentos de desorción se llevaron a cabo en ambas situaciones
inmediatamente después de la adsorción, del mismo modo que hemos descrito en el
apartado IV.1.2.3. En el extracto se midió nuevamente el pH y la concentración de los
metales mediante espectrofotometría de absorción atómica de llama (EAA). Todas las
medidas se realizaron por triplicado.
IV.2.4. Experimentos de adsorción-desorción de metales: experimentos en
reactor en cámara de flujo continuo
El objetivo de este apartado fue determinar la adsorción de los cinco metales
estudiados empleando la corteza de pino mediante experimentos en reactor de flujo
continuo.
Aunque la corteza de pino ha sido estudiada anteriormente como adsorbente de
metales pesados (Al-Asheh et al., 2000, Nehrenheim y Gustafsson, 2008; Gundogdu et
al., 2009), no hay estudios previos que describan la adsorción y desorción de metales
pesados por corteza de pino empleando la técnica de reactor en cámara de flujo continuo
o agitado.
Boonjob et al. (2013) han empleado una técnica similar para la caracterización
de metales en cenizas de residuos de biomasa leñosa y cenizas de corteza, pero
centrándose en el fraccionamiento químico en lugar de en procesos de adsorción-
desorción.
Capítulo IV
153
Los experimentos de reactor en cámara de flujo continuo presentan varias
ventajas en comparación con los experimentos tipo batch de adsorción-desorción, tal
como describe Pérez-Novo et al. (2011). En este sentido, este tipo de experimentos,
como complemento a los de tipo batch, nos permiten comprender más profundamente
los procesos de adsorción-desorción que tienen lugar cuando este material se emplea
para retener metales pesados.
Se realizó de la siguiente forma: se empleó un reactor de polipropileno
(volumen 1,5 cm3) (Pérez-Novo et al., 2011) (Fig. 4.6) que poseía dos filtros en su
interior (uno a la entrada y otro a la salida del mismo) de 0,45 µm y 10 mm de diámetro,
fabricados en politetrafluoroetileno (PTFE). El reactor constaba de una entrada en la
parte inferior, para evitar las burbujas, y una salida en la parte superior, ambas partes
conectadas a una bomba peristáltica Gilson Minipuls 3 (Gilson S.A.S., Villiers Le Bel,
Francia) a través de tubos de 0,5 mm de PTFE. Dentro del mismo, se depositaron 0,1 g
de corteza molida, que estuvo agitada durante todo el experimento mediante un agitador
magnético y una barra magnética girando a 400 rpm.
Para evaluar la adsorción, se hizo pasar una disolución 0,1 mM de cada uno de
los cinco metales estudiados, empleando NaNO3 0,01M como electrolito de fondo, a
una velocidad de flujo (Jw) constante de 0,6 mL min-1
. El caudal fue controlado a lo
largo del proceso, variando menos de un 3%. Se recogieron ochenta muestras, una cada
2,5 minutos (1,5 mL cada muestra). Todo ello se realizó en una cámara termostática a
temperatura constante (25,0±0,1ºC). Las muestras de la disolución de salida se
recogieron en viales de polipropileno de 5 mL de volumen por muestra, mediante un
colector automático de fracciones Gilson 203G (Gilson FC, Villiers Le Bel, Francia).
A continuación, se determinó la concentración de Cu, Zn, Ni, Cd y Pb mediante
EAA (utilizando un espectrómetro Thermo Solar M5, EEUU), y empleando un
dispositivo de medición de micro-muestra. Se midió también el pH de cada una de las
alícuotas, usando para ello un pH-metro (Crison micro-pH, 2001, España) con un
electrodo para micro-muestras.
Inmediatamente después, se llevó a cabo la desorción, inyectando una
disolución de NaNO3 0,01 M en el reactor, en las mismas conciciones en las que se
realizó la adsorción y obteniéndose de nuevo ochenta alícuotas (de 1,5 mL cada una).
Finalmente, se determinó la concentración de Cu, Zn, Ni, Cd y Pb mediante EAA y el
pH de cada una de las muestras. Todos los experimentos se realizaron por duplicado.
Capítulo IV
154
Fig. 4.6. Representación esquemática del sistema de reactor en cámara de flujo continuo empleado
en el estudio.
Fuente: Pérez-Novo et al., 2011.
Finalmente, sabiendo que q(i) denota el contenido de cada uno de los 5 metales
pesados presentes en la muestra, en el momento iΔt (donde Δt es el tiempo necesario
para recoger cada muestra en la disolución de salida), q(i) fue calculado a partir de la
ecuación descrita por Yin et al. (1997) (Ec. 4.5):
𝒒(𝒊) = {∑ [(𝑪𝟏(𝒊)− 𝑪𝟐(𝒊)) ∆𝒕𝑱𝒘
𝑽𝒆] + [𝑪𝟏(𝒊 + 𝟏) − 𝑪𝟐(𝒊 + 𝟏)]}
𝑽𝒆
𝒎 Ec. 4.5
Donde:
C(i): Es la concentración de cada metal (Cd, Cu, Ni, Pb o Zn) en la i-ésima
muestra en la disolución de salida.
C(i + 1): Es la concentración de metal en la cámara.
Jw: Es el caudal.
Ve: Es el volumen efectivo de disolución en el reactor.
m: Es la masa de la corteza de pino empleada.
Los subíndices 1 y 2 (para C1 y C2) se refieren a los casos en los que la corteza
de pino está presente o ausente (blanco) en la cámara, respectivamente.
Se utilizó una ecuación de pseudo primer orden (Ec. 4.6 y 4.7) (Aharoni y
Sparks, 1991) para describir la cinética de adsorción y desorción de cada metal.
Colector de fracciones
Bomba
Agitador
magnético
Reactor
Disolución de entrada
Capítulo IV
155
Así, la ecuación para un proceso que tiene lugar en dos tipos diferentes de sitios
(rápidos o lentos) es:
𝒅𝒒𝒙
𝒅𝒕= 𝒌𝒙𝟏 (𝑭𝒒𝒙𝒎𝒂𝒙 − 𝒒𝒙) para qx < qF Ec. 4.6
𝒅𝒒𝒙
𝒅𝒕= 𝒌𝒙𝟐 [(𝟏 − 𝑭)(𝒒𝒙𝒎𝒂𝒙 − 𝒒𝒙)] para qx < qF Ec. 4.7
Donde:
dqx/dt: Es la velocidad de adsorción o desorción (mmol kg-1
min-1
) para cada
uno de los cinco metales pesados.
kx1: Es la constante de velocidad de adsorción o desorción para los sitios rápidos
(min-1
).
kx2: Es la constante de velocidad de adsorción o desorción para los sitios lentos
(min-1
).
F: Es la fracción de sitios rápidos.
qxmax: Es la máxima capacidad de adsorción o desorción (mmol kg-1
) de la
corteza de pino bajo las condiciones experimentales empleadas.
qx: Es la cantidad de cada uno de los 5 metales que fue adsorbida o desorbida por
la corteza de pino.
qF: Es la cantidad de cada metal retenido o liberado en la transición de los sitios
rápido a los lentos.
Como en Pérez-Novo et al. (2011), F se determinó utilizando un método
iterativo que implica aproximaciones sucesivas a la solución. Si sólo existe un sitio,
F=1, y por lo tanto el modelo coincide con la ecuación de pseudo primer orden para un
sitio; x=a en los experimentos de adsorción, y x=d en los de desorción.
IV.2.5. Experimentos de transporte de metales pesados mediante
experimentos en columnas con corteza de pino
Los experimentos con columnas de laboratorio para caracterizar la retención y
el transporte de metales pesados, se consideran un paso más para abordar las
condiciones de campo y el uso industrial de la corteza de pino como material
bioadsorbente de metales en medios contaminados, completando así los estudios
anteriores. Además, estos experimentos de transporte en columnas son necesarios para
caracterizar algunos procesos de tratamiento de aguas contaminadas, tales como los que
afectan las tareas de descontaminación in situ del agua subterránea emprendidas con
barreras reactivas permeables (Blowes et al., 2000).
Capítulo IV
156
En este apartado se evaluó el uso potencial de la corteza de pino como
bioadsorbente para Cu, Pb, Zn, Ni y Cd, estudiando su efecto sobre la retención y
transporte de metales mediante columnas en laboratorio. Estos experimentos se
realizaron para obtener curvas de ruptura (o BTCs, del inglés Breakthrough curves)
correspondientes a disoluciones de metales que se hicieron pasar a través de columnas
de corteza de pino.
IV.2.5.1. En sistemas monometal
Se emplearon disoluciones que contenían metales (Cd, Cu, Ni, Pb o Zn)
individualmente y a tres concentraciones diferentes (2,5, 10 y 25 mM).
Se llevaron a cabo experimentos de laboratorio para obtener BTCs de
disoluciones metálicas, que se hicieron pasar a través de columnas de corteza de pino.
Las disoluciones empleadas en los experimentos se obtuvieron de su sal de nitrato
correspondiente, y contenían concentraciones de 2,5, 10 ó 25 mM de Cd, Cu, Ni, Pb o
Zn, todos ellos presentes individualmente, con NaNO3 0,01 M como electrolito de
fondo.
Las concentraciones de metal de las disoluciones de entrada seleccionaron
teniendo en cuenta la capacidad de retención de metales de la corteza de pino obtenida
previamente en condiciones batch. Todos los experimentos se realizaron a 20±1°C en
una cámara termostatizada.
Para ello, se construyeron columnas orientadas verticalmente utilizando tubos de
vidrio de 60 mm de longitud con un diámetro interior de 10 mm, y se llenaron con
corteza de pino húmeda en cantidades equivalentes a 1,1-1,2 g de corteza seca. Se
introdujo la corteza de pino de forma gradual, con profundidades de 1 cm; cada adición
fue seguida de un ligero toque de la columna para consolidarla y eliminar cualquier
burbuja de aire.
Las columnas se pesaron en este punto para determinar la masa de corteza de
pino empleada. En la entrada, las columnas se conectaron a una bomba peristáltica
(Gilson Minipuls 3, Estados Unidos) a través de un tubo de PVC de 1/16 pulgadas. La
bomba se conectó a través de una válvula de tres vías a las botellas que contenían agua
desionizada o las disoluciones metálicas. En la salida, las columnas se conectaron a un
colector de fracciones (Gilson FC 203 B, Estados Unidos) a través de un tubo de PVC
de 1/16 pulgadas. Las condiciones experimentales para todas las columnas se resumen
en la Tabla 4.4.
Capítulo IV
157
Tabla 4.4. Resumen de las características de las columnas de corteza de pino. T0 es la duración del pulso
de metal expresada en número de volumen de poros; Tf es el número total de volumen de poros eluidos.
Concentración de
metal (mM) Masa (g) Densidad
aparente (g cm-3
) Volumen de
poros (cm3)
T0 Tf
Cu 2,5 0,96 0,22 3,8 4,2 16,7
Cu 10 1,07 0,25 3,6 4,5 17,9
Cu 25 0,99 0,23 3,7 4,3 17,4
Pb 2,5 1,08 0,23 4,2 3,8 15,1
Pb 10 1,16 0,25 4,0 4,0 16,2
Pb 25 1,12 0,24 4,5 3,6 14,3
Zn 2,5 0,90 0,23 3,6 4,5 17,9
Zn 10 1,05 0,22 3,6 3,6 14,5
Zn 25 0,91 0,19 4,6 3,5 13,9
Ni 2,5 1,10 0,23 4,6 3,4 13,8
Ni 10 1,10 0,23 3,5 4,6 18,4
Ni 25 1,24 0,26 4,3 3,7 14,9
Cd 2,5 1,05 0,22 4,0 4,0 15,9
Cd 10 1,10 0,23 4,5 3,6 14,3
Cd 25 0,96 0,20 4,2 3,8 15,3
Una vez introducida la corteza en el tubo de vidrio formando la columna, ésta se
saturó lentamente desde la parte inferior con agua desionizada durante un período de 3
días, con el agua penetrando en la columnas a un flujo de entrada de 2 mL h-1
.
Transcurrido este periodo, se cambió la válvula y se hicieron pasar las disoluciones
metálicas a través de la columna, manteniéndose el caudal de 2 mL h-1
durante 8 h,
aproximadamente equivalente a cuatro volúmenes de poros (Tabla 4.4).
A continuación, se cambió la válvula y se introdujo de nuevo agua desionizada,
con un caudal de 2 mL h-1
durante 24 h. En este punto, la columna se pesó de nuevo
para determinar el volumen de poro. Los efluentes de salida se muestrearon cada 40
minutos, tanto durante la fase de adición de disolución con metales como durante la fase
de adición de agua. Finalmente, se midieron las concentraciones de Cd, Cu, Ni, Pb y Zn
en cada muestra de salida, mediante EAA (espectrómetro de la serie Thermo Solaar M,
EEUU). Todos los experimentos de transporte se realizaron a 20°C.
Se llevó a cabo un experimento paralelo para determinar el factor de retardo
para cada metal dentro de la columna. Con este objetivo, se utilizó una disolución de
KBr de 10 mg L-1
como trazador de soluto. El bromuro (Br-) en las muestras de efluente
se midió en un analizador de flujo segmentado (Bran Luebbe Auto Analyzer 3,
Alemania).
Capítulo IV
158
IV.2.5.2. En sistemas bimetal y multimetal
Se emplearon disoluciones que contenían todas las combinaciones binarias
posibles de Cd, Cu, Ni, Pb y Zn, con una concentración de 10 mM de cada metal, con
NaNO3 0,01 M como electrolito de fondo. Y además, se utilizó una disolución que
contenía simultáneamente los cinco metales (5 mM de cada uno de ellos, esto es, una
concentración total de metal de 25 mM).
El sistema que se ultilizó fue exactamente el mismo que en apartado anterior
para disoluciones monometal. Las condiciones experimentales para todas las columnas
se resumen en la Tabla 4.5.
Tabla 4.5. Resumen de las características de las columnas de corteza de pino. T0 es la duración del pulso
de metal expresada en número de volumen de poros; Tf es el número total de volumen de poros eluidos.
Concentración de metal (mM) Masa
(g) Densidad aparente
(g cm-3
) Volumen de poros
(cm3)
T0 Tf
Pb 10 + Cu 10 1,17 0,25 4,3 3,7 14,9
Pb 10 + Zn 10 1,12 0,24 4,0 4,0 16,2
Pb 10 + Ni 10 1,17 0,25 4,5 3,6 14,3
Pb 10 + Cd 10 1,08 0,23 4,4 3,6 14,6
Cu 10 + Zn 10 1,14 0,24 4,2 3,8 15,3
Cu 10 + Cd 10 1,22 0,26 4,4 3,6 14,5
Cu 10 + Ni 10 1,22 0,26 4,3 3,7 15,0
Zn 10 + Cd 10 1,10 0,23 3,9 4,1 16,4
Zn 10 + Ni 10 1,06 0,23 4,3 3,7 14,8
Cd 10 + Ni 10 1,18 0,25 4,3 3,7 14,8
Cd 5 + Cu 5 + Ni 5 + Pb 5 + Zn 5 1,15 0,24 4,1 3,9 15,7
Una vez introducida la corteza en el tubo de vidrio, se procedió igual que el
apartado anterior, saturando la columna desde la parte inferior con agua desionizada
durante 3 días, con un flujo de entrada de 2 mL h-1
. A continuación, se hicieron pasar las
disoluciones metálicas a través de la columna, manteniéndose el caudal durante 8 horas,
para introducir después de nuevo agua desionizada, durante 24 horas. Finalmente se
midieron las concentraciones de Cd, Cu, Ni, Pb y Zn en cada muestra de salida,
mediante EAA.
Además, también se determinó el factor de retardo para cada metal dentro de la
columna, empleando KBr de 10 mg L-1
como trazador de soluto.
Capítulo IV
159
IV.2.5.3. Curvas de ruptura (BTC)
Se representaron las curvas de ruptura (BTC) resultantes (concentración relativa
de metal en el efluente frente al tiempo transcurrido) para todos los metales. La
concentración relativa de metal (C/C0) se calculó dividiendo la concentración de metal
en el efluente (C) por la concentración de metal en la disolución de entrada (C0).
Posteriormente, se realizó el análisis de momentos temporales según Valocchi
(1985), Stagnitti et al. (2000) y Kamra et al. (2001), que nos permite cuantificar las
propiedades de transporte de los solutos independientemente de un modelo matemático
subyacente. Utilizando este método, se calcularon varios parámetros utilizados para la
descripción de las BTC.
En los estudios de transporte de solutos, la curva de ruptura del soluto en forma
adimensional está representada por:
f(t)=C(z,t)/C0
Donde:
C0: Es la concentración inicial de la disolución en el tiempo t=0.
z: Es la localización.
La función de generación de momentos para una función continua f(t) es:
𝑀𝑝 = ∫ 𝑡𝑝𝑓(𝑡)𝑑𝑡
∞
0
Donde el exponente p=0; 1; 2; 3 ... representa el momento cero, primero,
segundo, tercero, etc. Los momentos normalizados, μp<n>
, se definen por:
μp<n>
=Mp/M0
y los momentos centrales μp se definen por:
𝝁𝒑 =𝟏
𝑴𝟎∫(𝒕 − 𝝁𝟏
<𝒏>)𝒑𝑪(𝒛, 𝒕)/𝑪𝟎 𝒅𝒕
∞
𝟎
Así, se han calculado varios parámetros utilizados para la descripción de las
curvas de ruptura utilizando este método. El primer momento normalizado es el tiempo
medio de ruptura de la concentración (τ), y se calculó como:
τ=μ1<n>
=M1/M0
Capítulo IV
160
El factor de retardo relativo (R) se determinó para cada metal con respecto al
trazador inerte (Br-):
R = τM/ τBr
La desviación estándar, σ, viene dada por la raíz cuadrada del segundo
momento central (μ2), una medida de la propagación típica de las BTC en relación con
el tiempo de ruptura promedio:
σ =√𝝁𝟐
La dispersividad λ, que indica la dispersión de un elemento dado dentro de la
columna (Stagnitti et al., 2000 y Schoen et al., 1999) y el parámetro de asimetría no
dimensional, S, se calcularon a partir del tercer momento central (μ3), que caracteriza la
asimetría de la curva de avance:
λ=(L/2)(μ2/τ2)
Donde L es la longitud de la columna.
El tercer momento central (μ3) caracteriza la asimetría de la curva de ruptura y
puede utilizarse para calcular el parámetro S, definido por:
S = μ3/μ23/2
Finalmente, los datos obtenidos en estos experimentos en columnas se utilizaron
para estudiar la cinética de adsorción de metales. Los resultados fueron descritos por
la ecuación de pseudo-primer orden (Ec. 4.8):
𝒅𝒒
𝒅𝒕= 𝒌𝟏 (𝒒𝒆 − 𝒒) Ec. 4.8
Donde:
q: Es la cantidad de metal adsorbido en un momento t.
qe: Es la cantidad de metal adsorbido en el equilibrio.
k1: Es la constante cinética de primer orden.
El análisis se realizó utilizando el software de estadística R versión 3.1.3 (R Core
Team, 2015) y el paquete nlstools para la regresión no lineal (Baty et al., 2015).
Capítulo IV
161
IV.2.5.4. Análisis de las columnas de corteza de pino
Finalmente, la concentración de los metales se midió a lo largo del perfil de
corteza de pino en las columnas. La corteza de pino se retiró de las columnas después
del experimento y se cortó en rodajas de 1 cm de ancho, y se secó a 105°C hasta que se
alcanzó un peso constante. Las muestras se digirieron con aqua regia para extraer la
concentración total de los metales, y ésta se midió por EAA. La extracción mediante
aqua regia se basó en el procedimiento ISO 11.466.
De forma resumida, se realizó como sigue: se colocaron 0,1 g de muestra en un
tubo de digestión de Pyrex de 100 mL. A continuación se añadieron 9 mL de HCl al
35% y 3 mL de HNO3 al 69%, después la muestra se cubrió con un cristal de reloj y se
predigirió a temperatura ambiente durante 16 h. Posteriormente, la suspensión se digirió
durante 2 h en condiciones de reflujo. Una vez se enfrió, la suspensión se filtró a través
de un filtro Whatman 42 libre de cenizas, se diluyó a 50 mL con HNO3 0,5 M y se
almacenó en botellas de polietileno a 4ºC para los análisis. Los blancos también se
trataron usando el mismo procedimiento. La recuperación media en masa de los metales
fue del 98%, oscilando entre el 85 y el 112%.
IV.2.6. Análisis estadístico
El cálculo estadístico y el ajuste correspondiente a los parámetros de las
ecuaciones anteriormente descritas (Ec. 4.1-4.8), se llevaron a cabo con el programa
SPSS, versión 17.0 y con MS Excel.
En el análisis de las BTC en el experimento en columnas, éste se realizó
utilizando el software de estadística R versión 3.1.3 (R Core Team, 2015) y el paquete
nlstools para la regresión no lineal.
IV.3. Resultados y discusión
IV.3.1. Experimentos de adsorción-desorción de metales: experimentos
discontinuos tipo batch
La Fig. 4.7 muestra los resultados obtenidos en los experimentos cinéticos tipo
batch (adsorción en función del tiempo), para la adsorción de los 5 metales pesados
estudiados (Cd, Cu, Ni, Pb y Zn) al añadir una concentración de 0,75 mM de cada uno
de ellos individualmente a las muestras de corteza de pino.
Capítulo IV
162
Fig. 4.7. Experimentos tipo batch de adsorción de Cd, Cu, Ni, Pb y Zn en función del tiempo, después de
añadir 0,75 mM de disoluciones que contenían los metales individualmente a las muestras de corteza de
pino molida.
Se observa que la adsorción fue rápida, sin diferencias significativas para los
diferentes tiempos de contacto (de 1 a 48 h). En porcentaje, la adsorción resultó entre un
98-99% para el Pb, 83-84% para el Cu, 78-84% para el Cd, 77-83% para el Zn y 70-
75% para el Ni, siendo más rápida cuanto más bajas fueron las concentraciones,
obteniéndose una mayor retención para el Pb, seguido de Cu, Cd, Zn y Ni.
Fig. 4.8. Experimentos tipo batch de adsorción de Cd, Cu, Ni, Pb y Zn en función de la concentración
añadida a las muestras de corteza de pino molida (se emplearon disoluciones individuales que contenían
concentraciones crecientes de cada uno de los 5 metales pesados, de 0,08 a 3,15 mM). Se representa el
metal adsorbido frente a sus respectivas concentraciones en disolución en equilibrio (24 h).
Met
al
ad
sorb
ido
(m
mo
l k
g-1
)
Tiempo (h)
Met
al
ad
sorb
ido (
mm
ol
kg
-1)
Concentración de metal en
equilibrio (mM)
Capítulo IV
163
La Fig. 4.8 muestra datos de adsorción en función de la concentración añadida
de cada uno de los cinco metales a las muestras de corteza de pino. En todos ellos se
obtuvo curvas de adsorción de tipo L, lo que nos indica que la corteza tiene una alta
afinidad por los contaminantes cuando la ocupación superficial es baja, y además,
señala la progresiva disminución de los sitios de adsorción a medida que se producen
los procesos de adsorción.
Los datos se ajustaron satisfactoriamente tanto al modelo de Freundlich como al
de Langmuir (R2 entre 0,959 y 0,992 para Freundlich y entre 0,983 y 0,997 para
Langmuir) (Tabla 4.6).
En lo que respecta al modelo de Freundlich, el parámetro 1/n mostró una baja
variabilidad para los diversos metales pesados, dentro del rango 0,35-0,47; El parámetro
Kf mostró la secuencia Pb>Cu≥Cd>Zn>Ni. En el modelo de Langmuir, el parámetro KL
(relacionado con la energía que caracteriza la interacción entre el material adsorbente y
los metales) mostró una secuencia ligeramente diferente: Pb>Cu≥Zn≥Cd≥Ni, indicando
que el Zn experimentó una adsorción más fuerte que la descrita por el modelo de
Freundlich. Es importante destacar el alto valor de KL correspondiente al Pb (35,57) en
comparación con los otros 4 metales (entre 4,32 y 2,74).
Los valores máximos de adsorción del modelo de Langmuir (Xm) mostraron la
secuencia Pb>Cd≥Cu>Zn≥Ni, muy similar al correspondiente parámetro de Freundlich
KF.
Tabla 4.6. Parámetros de las ecuaciones de Freundlich y Langmuir (Ec. 4.1 y 4.2) que fueron ajustados
a los datos de adsorción correspondientes a Cd, Cu, Ni, Pb y Zn (media ± desviación estándar).
El metal adsorbido está expresado en mmol kg-1
; el metal en la disolución de equilibrio está expresado en
mmol L-1
.
Metal Freundlich Langmuir
KF 1/n R2 KL Xm R
2
Cd 28,72±0,88 0,47±0,03 0,992 2,85±0,54 40,15±2,83 0,990
Cu 30,82±1,16 0,43±0,03 0,988 4,32±0,91 38,46±2,69 0,987
Ni 20,44±1,05 0,45±0,05 0,974 2,74±0,27 30,15±1,08 0,997
Pb 67,29±6,88 0,35±0,05 0,959 35,57±8,15 51,68±3,24 0,983
Zn 24,87±1,13 0,44±0,04 0,981 3,67±0,57 33,25±1,73 0,992
Para el porcentaje de ocupación de los sitios de adsorción, los resultados
muestran secuencias de afinidad equivalentes para alta y baja saturación (secuencia
Pb>Cu>Cd>Zn>Ni).
Capítulo IV
164
Cuantitativamente, para una baja concentración inicial de metales (0,08 mM),
los valores fueron 1,45±0,00, 1,38±0,02, 1,36±0,00, 1,32±0,00 y 1,25± 0,01,
respectivamente, mientras que para las concentraciones iniciales más altas de cada metal
los valores fueron 50,03±0,73, 33,64±0,68, 32,41±0,08, 28,96±0,10 y 25,01±1,02,
respectivamente.
Así, cuando se analizan las curvas de adsorción teniendo en cuenta el porcentaje
de ocupación de los sitios de adsorción, los resultados fueron equivalentes, mostrando
secuencias de afinidad comparables para alta y baja saturación de dichos sitios. Los
porcentajes de adsorción disminuyeron con el aumento de la concentración inicial de
los metales, con 92, 93, 84, 98 y 89% para la dosis más baja y 54, 56, 42, 84 y 49% para
la más alta de Cd, Cu, Ni, Pb y Zn, respectivamente. En cualquier caso, la adsorción de
Pb fue elevada incluso para la dosis más alta de metal añadido.
En comparación con otros trabajos, Al-Ashed et al. (2000) obtuvieron la
secuencia Cu>Cd>Ni en experimentos discontinuos de adsorción con corteza de pino a
la que se le añadieron dichos metales de forma individual.
Por otro lado, como se observa en la Tabla 4.7, los valores de desorción
(expresados en mmol kg-1
) muestran una tendencia a aumentar en función de la
concentración de metales pesados añadida.
La tendencia es casi la misma cuando se expresa la desorción como porcentaje
de la cantidad total previamente adsorbida, con excepción del Pb, y con discordancias
mínimas en el caso del Cu y el Ni. Los resultados obtenidos indican que la desorción es
una función de la concentración inicial añadida de cada metal; concretamente, para
las dosis bajas (0,08 y 0,16 mM), la secuencia fue Pb<Cd<Cu<Zn<Ni, mientras que la
dosis más alta (3,15 mM) resultó la secuencia Pb<Zn≤Cd<Ni<Cu, cambiando el orden
de todos los metales pesados excepto el Pb, que mostró en todos los casos una desorción
claramente más baja que el resto de metales.
Capítulo IV
165
Tabla 4.7. Resultados de la desorción de Cd, Cu, Ni, Pb y Zn (expresada en mmol kg-1
,
Media±desviación estándar) en función de la concentración añadida de cada metal (mM). Entre
paréntesis, se muestra la desorción expresada como porcentaje de la cantidad total previamente adsorbida.
Concentración
añadida
(mM)
Cd Cu Ni Pb Zn
0,08 0,045±0,000
(2,9)
0,052±0,000
(3,8)
0,102±0,003
(7,3)
0,008±0,003
(0,6)
0,068±0,001
(4,9)
0,16 0,089±0,002
(3,2)
0,099±0,002
(3,5)
0,192±0,026
(7,0)
0,010±0,003
(0,3)
0,138±0,001
(5,3)
0,40 0,292±0,003
(4,1)
0,411±0,005
(6,4)
0,598±0,031
(9,1)
0,016±0,001
(0,2)
0,345±0,007
(6,0)
0,75 0,707±0,005
(6,8)
1,237±0,006
(9,7)
1,333±0,013
(13,7)
0,029±0,002
(0,2)
0,823±0,038
(7,7)
1,57 2,050±0,046
(9,3)
3,671±0,012
(17,0)
3,406±0,081
(16,5)
0,177±0,007
(0,6)
2,329±0,006
(11,2)
3,15 5,508±0,135
(16,2)
8,794±0,151
(26,2)
7,248±0,177
(26,3)
1,744±0,150
(3,3)
5,315±0,147
(19,3)
IV.3.2. Experimentos de adsorción-desorción competitiva: competencia de
metales en sistema bimetal y multimetal mediante experimentos
discontinuos tipo batch
IV.3.2.1. Adsorción/desorción competitivas en sistemas bimetal
La Tabla 4.8 muestra el porcentaje de reducción en la adsorción de cada metal
debido a la presencia del segundo metal en sistemas binarios. En estos experimentos se
encontraron dos tipos de comportamiento:
Metales que estuvieron claramente afectados por la presencia de un segundo
metal, concretamente Cd, Ni y Zn. La adsorción de Cd por la corteza de pino
disminuyó notablemente en presencia de cada uno de los otros metales, partiendo
de valores de concentración de 1,57 mM del segundo metal. Para la concentración
más alta del segundo metal agregado, la adsorción de Cd se vio afectada siguiendo
la secuencia Pb>Cu>Zn>Ni, con un porcentaje de reducción del 73%, 54%, 19% y
11%, respectivamente (Tabla 4.8).
La disminución en la adsorción de Ni comenzó ya en concentraciones de
0,39 mM del segundo metal añadido, con un porcentaje de reducción del 78%,
70%, 65% y 49% causado por la presencia de Pb, Cu, Cd y Zn, respectivamente. El
comportamiento de Zn fue similar al de Cd y Ni, con una reducción de la adsorción
incluso a bajas concentraciones añadidas de cada uno de los otros metales, con una
disminución del 78%, 48%, 48% y 32% cuando las concentraciones más altas de
Pb, Cu, Cd y Ni, respectivamente, se aplicaron como segundos metales.
Capítulo IV
166
El segundo tipo de comportamiento, correspondió a Cu y Pb, cuya adsoción se vio
poco afectada por la presencia de un segundo metal. La adsorción de Cu solo se
redujo debido a la presencia de Pb a partir de 0,16 mM, pero con disminuciones
porcentuales en la adsorción de Cu siempre inferiores al 10% (salvo en el caso de la
concentración de Pb más alta, 3,15 mM, en donde alcanzó una disminución del
18%). La presencia de Cd también afectó a la adsorción de Cu de forma similar al
Pb, pero los valores del porcentaje de reducción fueron menores. La concentración
más alta del segundo metal añadido afectó a la adsorción de Cu siguiendo la
secuencia Pb>Cd>Zn>Ni (con una disminución del 18%, 10%, 5% y 2%,
respectivamente). La adsorción de Pb solamente se vio afectada por la presencia de
Cu, disminuyendo su adsorción al 4% cuando con la adición de la concentración de
Cu más alta (3,15 mM) (Tabla 4.6).
En vista de ello, podemos decir que Pb y Cu fueron los metales que sufrieron
una mayor retención por la corteza de pino, con alta capacidad para desplazar Cd, Ni
y Zn de los sitios de adsorción de la corteza, incluso cuando se agregaron altas
concentraciones de los otros metales. Cd, Ni y Zn fueron más afectados por la
presencia de otros metales (principalmente Cu y Pb).
Estos resultados son coincidentes con los publicados por Covelo et al., 2004,
Shaheen et al., 2013 y Nehrenheim y Guftansson (2008), lo que indica que Cu y Pb
compiten de forma más fuerte que otros metales por sitios de unión. Algunas
características del Pb y el Cu, tales como una alta electronegatividad, radio de baja
hidratación, estructura electrónica y una mayor capacidad de hidrólisis, hacen que
ambos metales puedan establecer enlaces más fuertes que Cd, Ni y Zn.
Antoniadis y Tsadilas (2007), estudiando la adsorción de Cd, Ni y Zn en
sistemas bimetales y trimetales, concluyeron que la competencia causó una drástica
disminución en la adsorción de los tres metales. Los resultados que hemos obtenido
respecto a Pb y Cu también coinciden con los de Covelo et al. (2004), quienes
encontraron que la adsorción de Pb apenas se ve afectada por la presencia de otros
metales, y con los de Shaheen et al. (2013), quienes indicaron que Pb y Cu están
fuertemente adsorbidos y apenas se ven afectados por la presencia de otros elementos
más móviles, como Cd, Ni y Zn.
Además, otros estudios en los que se emplearon superficies orgánicas como
adsorbentes, mostraron que el Cu puede desplazar al Zn, pero no al contrario, incluso
usando altas concentraciones de Zn (Arias et al., 2006), y que el Cu se adsorbe en
mayor proporción que el Cd en experimentos de tipo binario con ácidos húmicos (Arias
et al., 2002).
Capítulo IV
167
Tabla 4.8. Porcentaje de reducción para la adsorción de Cd, Ni, Zn, Cu y Pb cuando se añaden diferentes
concentraciones de otro metal en sistemas binarios. Los valores de cero indican un porcentaje ≤0,05%.
Por último, debe tenerse en cuenta que la competencia se produce
principalmente cuando se da la saturación de las superficies absorbentes. En el caso de
los metales estudiados, las diferencias que afectan a la adsorción se deben
principalmente a la distinta afinidad por los sitios de adsorción, como se demostró
anteriormente por Al-Asheh y Duvnjak (1998).
En lo que respecta a la desorción competitiva en sistemas bimetálicos, ésta
aumentó para cada metal en función de la concentración añadida gradualmente del otro
metal, excepto en el caso de Pb, en el que la desorción fue casi inexistente (Tabla 4.9)
Así, la desorción del Cd fue del 2% cuando no estaba presente ningún otro
metal, y aumentó progresivamente en función de la concentración añadida del segundo
metal, hasta 10%, 14%, 26% y 70% para la concentración más alta (3,15 mmol L-1
) de
Ni, Zn, Cu y Pb respectivamente (Tabla 4.9). Zn se comportó de forma similar,
mostrando valores de desorción del 12%, 20%, 22% y 67% en presencia de 3,15 mmol
L-1
de Ni, Cd, Cu y Pb, respectivamente. La desorción de Ni fue mayor, y estuvo más
afectada por los otros metales, mostrando valores del 27%, 45%, 47% y 100% en
Metal
añadido
Concentración del metal (mM)
0,08 0,16 0,39 0,79 1,57 3,15
Cd
Cu 0±0 0±0 0±0 2±1 14±3 54±2
Ni 0±0 0±0 0±0 0±0 6±0 11±0
Pb 0±0 0±0 0±0 6±1 34±2 73±0
Zn 0±0 0±0 0±0 0±0 5±1 19±1
Cu
Cd 0±0 0±0 1±1 2±0 3±0 10±1
Ni 0±0 0±0 0±0 0±0 0±0 2±0
Pb 0±0 4±0 5±0 6±0 9±0 18±0
Zn 0±0 0±0 0±0 0±0 3±1 5±2
Ni
Cd 0±0 0±0 10±1 20±1 30±0 65±3
Cu 0±0 0±0 13±1 18±1 52±1 70±1
Pb 0±0 0±0 13±1 30±0 54±2 78±3
Zn 0±0 0±0 1±1 16±6 29±2 49±6
Pb
Cd 0±0 0±0 0±0 0±0 0±0 0±0
Cu 0±0 0±0 0±0 0±0 0±0 4±0
Ni 0±0 0±0 0±0 0±0 0±0 0±0
Zn 0±0 0±0 0±0 0±0 0±0 0±0
Zn
Cd 1±1 2±0 13±1 22±1 27±0 48±1
Cu 1±1 1±1 3±0 28±0 32±0 48±0
Ni 0±0 0±0 10±0 13±1 21±1 32±2
Pb 0±0 1±1 9±2 21±0 42±2 78±2
Capítulo IV
168
presencia de Zn, Cu, Cd y Pb, respectivamente. La desorción de Cu fue menor que la de
Cd, Zn y Ni, y su mayor valor (27%) fue encontrado cuando se agregó la concentración
de Pb más alta (3,15 mmol L-1
) (Tabla 4.9).
Los valores de desorción de Pb y Cu fueron los más bajos debido a las
interacciones con la materia orgánica presentes en la corteza de pino, concretamente con
glucano, xilano, galactano, arabinano, manano y lignina, que contienen grupos fenólicos
responsables de la adsorción irreversible de algunos metales pesados, formando
complejos de esfera interna que afectan principalmente a Pb y Cu.
Tabla 4.9. Desorción de los metales estudiados (media±desviación estándar, expresada en mmol kg-1
),
después de añadir una concentración inicial fija del primer metal de 0,79 mmol L-1
, más la concentración
creciente correspondiente de cada uno de los metales añadidos en los sistemas binarios. El porcentaje de
adsorción se encuentra entre paréntesis.
Metal
añadido Concentración del metal (mM)
0,08 0,16 0,39 0,79 1,57 3,15
Cd
Cu 0,51±0,05(4) 0,55±0,06(4) 0,70±0,06 (5) 0,84±0,08 (8) 1,00±0,15(11) 1,23±0,12(26)
Ni 0,49±0,08(4) 0,52±0,01(4) 0,57±0,04 (5) 0,62±0,04(5) 0,77±0,10(8) 0,97±0,08(10)
Pb 0,50±0,02(4) 0,52±0,02(5) 0,73±0,01 (6) 0,10±0,03(10) 1,36±0,11(20) 1,95±0,02(70)
Zn 0,50±0,04(4) 0,56±0,03(4) 0,59±0,02 (5) 0,66±0,00(6) 0,93±0,10(9) 1,16±0,06(14)
Cu
Cd 0,61±0,02(5) 0,96±0,04(7) 1,03±0,04(8) 1,19±0,03(9) 1,41±0,02(11) 1,62±0,00(13)
Ni 0,84±0,04(6) 0,84±0,01(6) 0,84±0,03(6) 0,84±0,09(6) 0,96±0,04(7) 1,00±0,01(8)
Pb 0,84±0,01(6) 0,98±0,02(8) 1,34±0,00(11) 1,66±0,02(13) 2,34±0,03(18) 2,96±0,02(27)
Zn 0,85±0,02(6) 0,80±0,02(6) 0,84±0,01 (6) 0,81±0,04(6) 0,93±0,06(7) 1,08±0,02(9)
Ni
Cd 1,21±0,03(12) 1,27±0,04(6) 1,38±0,00(14) 1,45±0,15(17) 1,61±0,07(21) 1,76±0,00(47)
Cu 1,14±0,02(10) 1,20±0,02(11) 1,26±0,06(13) 1,38±0,04(15) 1,43±0,07(27) 1,48±0,11(45)
Pb 1,12±0,01(11) 1,316±0,03(12) 1,34±0,14(16) 1,81±0,12(26) 2,28±0,43(49) 2,31±0,00(100)
Zn 1,24±0,06(11) 1,207±0,06(11) 1,17±0,08(11) 1,28±0,04(14) 1,38±0,01(18) 1,53±0,01(27)
Pb
Cd 0,00±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0)
Cu 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,02±0,00(0)
Ni 0,02±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0)
Zn 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0) 0,01±0,00(0)
Zn
Cd 0,59±0,04(5) 0,74±0,04(6) 0,75±0,06(7) 0,96±0,10(10) 1,07±0,06(11) 1,35±0,09(20)
Cu 0,38±0,02(3) 0,39±0,03(3) 0,57±0,00(5) 1,17±0,05(14) 1,17±0,04(14) 1,36±0,02(22)
Ni 0,39±0,03(3) 0,46±0,07(4) 0,65±0,05(6) 0,67±0,07(6) 0,79±0,01(8) 0,97±0,06(12)
Pb 0,47±0,11(4) 0,54±0,06(4) 0,61±0,22(6) 0,85±0,00(9) 1,54±0,04(22) 1,80±0,04(67)
Capítulo IV
169
IV.3.2.2. Adsorción/desorción competitivas en sistemas multimetal
La Fig. 4.9 muestra curvas de adsorción correspondientes a los experimentos
batch multi-metal, con los cinco metales añadidos simultáneamente a muestras de
corteza de pino.
Fig. 4.9. Adsorción de Cu, Cd, Ni, Pb y Zn por la corteza de pino, después de la adición de todos los
metales simultáneamente en distintas concentraciones (0,08, 0,16, 0,39, 0,79, 1,57 y 3,15 mM),
empleando NaNO3 0,01 M como electrolito de fondo.
Para calcular la composición de equilibrio se realizó una simulación utilizando
el software de especiación MINTEQA2, que nos permite conocer la especiación de
equilibrio de disoluciones acuosas. Este modelo es útil para calcular la distribución de
masa de equilibrio entre especies disueltas, especies adsorbidas y múltiples fases sólidas
bajo una variedad de condiciones, incluyendo una fase gaseosa con presiones parciales
constantes. La simulación con este modelo nos indicó que, al valor de pH de las
muestras (el valor de pH medio fue de 3,2±0,2; n=90) y añadiendo la concentración
máxima de metal, más del 99% de todos los metales estaban en forma catiónica y la
disolución no estaba saturada para ninguna fase sólida, lo que sugiere que en esas
condiciones el principal mecanismo de retención de metal que tiene lugar en la
corteza de pino es la adsorción.
La secuencia de adsorción correspondiente a dosis bajas (0,08 y 0,16 mM) de
los cinco metales añadidos simultáneamente en una relación molar 1:1 fue
Pb≈Cu>Cd>Zn>Ni. Esta secuencia es coincidente con la encontrada previamente
estudiando la adsorción de los mismos cinco metales (añadidos individualmente en ese
trabajo previo) sobre muestras de corteza de pino. Cuando las dosis de metal añadidas
fueron intermedias (0,39 y 0,79 mM), los resultados de adsorción fueron similares,
Met
al
ad
sorb
ido
(m
mo
l k
g-1
)
Concentración de metal en equilibrio (mM)
Capítulo IV
170
aunque el Pb sufrió mayor adsorción que el Cu, dando lugar a la secuencia
Pb>Cu>Cd>Zn>Ni. Sin embargo, cuando las dosis de metal añadidas fueron altas (1,57
y 3,15 mM), la adsorción disminuyó claramente para Cd, Ni y Zn, resultando la
secuencia Pb>Cu>Cd≈Zn≈Ni.
El ajuste de los datos de adsorción a la ecuación de Freundlich fue satisfactorio
(R2=0,960), con valores de K y n de 26,4±1,2 y 0,29±0,02, respectivamente.
Comparando los valores de K con los previamente observados para adsorción no
competitiva, la secuencia fue: KPb>KCu>KCd>KCu-Cd-Ni-Pb-Zn>KZn>KNi. En cuanto a los
valores del coeficiente n, fue menor que los encontrados anteriormente para todos los
metales estudiados individualmente en ensayos no competitivos (entre 0,35 y 0,47).
Generalmente, la adsorción específica de metales sobre diferentes superficies de
adsorción depende de la capacidad de hidrólisis de cada metal (más capacidad de
hidrólisis implica más adsorción). En este sentido, Brummer (1986) indica la siguiente
secuencia para las capacidades de hidrólisis y adsorción: Hg>Pb>Cu≥Zn>Co>Ni>Cd.
McBride (1989) utilizó otras características de los metales, como la relación
carga/radio, electro-negatividad y parámetro de blandura de Misono, para predecir la
afinidad de los metales por los sitios de adsorción, pero los resultados son muy
diferentes a los encontrados en el presente trabajo.
El tipo de superficie de adsorción afecta también a la adsorción del metal.
Gomes et al. (2001) indican que, teniendo en cuenta el coeficiente de distribución Kd
(adsorbido/equilibrio), las secuencias de adsorción más frecuentes correspondientes a
suelos con pH entre 4,9 y 6,7 son Pb>Cu>Cd>Zn>Ni, o Pb>Cu>Cd>Ni>Zn. Covelo et
al. (2004) encontraron la secuencia Pb>Cu>Cd≈Ni≈Zn para los umbrisoles húmicos.
Stevenson (1977) describió la secuencia Cu>Pb>Cd>Zn, similar a nuestros resultados,
lo que sugiere que la corteza del pino se comporta de forma similar a los substratos
orgánicos presentes en los suelos.
La Tabla 4.10 muestra los datos de desorción correspondientes a los cinco
metales cuando se añaden simultáneamente. La desorción aumentó progresivamente
cuando también lo hizo la concentración de metal añadida. Para la menor concentración
de metal añadida (0,08 mmol L-1
), la desorción fue menor del 1% para los cinco
metales, mostrando la secuencia Pb<Cd<Cu<Zn<Ni. Cuando se añadió la concentración
de metal más alta (3,15 mmol L-1
), la desorción también se incrementó, resultando 0,68,
0,68, 0,61, 0,57 y 0,20 mmol kg-1
, para Cu, Ni, Zn, Cd y Pb, respectivamente. Al
expresar la desorción como porcentaje de la cantidad previamente adsorbida, Pb y Cu
mostraron los valores más bajos (0,7% y 3,7%, respectivamente), mientras que Zn, Ni y
Cd mostraron resultados claramente superiores (30,5%, 47,0% y 34,6%,
respectivamente). En este caso, la secuencia fue Pb<Cu<Zn<Cd<Ni.
Capítulo IV
171
Estos resultados indican que, cuando la concentración de metal añadida se
incrementa progresivamente, la adsorción de la corteza de pino tiene lugar en sitios de
adsorción caracterizados por una afinidad progresivamente más baja, facilitando así una
mayor desorción. En cualquier caso, esto ocurrió principalmente en el caso de Zn, Ni y
Cd, mientras que Pb y Cu se adsorbieron en sitios de alta afinidad incluso cuando se
agregaron las concentraciones de metal más altas.
En vista de ello, los resultados porcentuales de desorción fueron inversos a los
correspondientes a la adsorción, mostrando la secuencia la secuencia
Pb<Cd<Cu<Zn<Ni para las dosis más bajas, y Pb<Cu<Zn<Cd<Ni para las más
elevadas.
Los resultados globales obtenidos indican que la corteza de pino puede ser un
material adsorbente útil para la retención de metales pesados, incluso cuando se usa en
medios contaminados con múltiples metales. En comparación con otros bioadsorbentes,
la eficacia de la corteza de pino fue notable en cuanto a la adsorción de metales pesados.
Nehrenheim y Gustafsson (2008), comparando diferentes bioadsorbentes, también
indicaron que la corteza de pino fue la más eficiente a bajas concentraciones de metales,
mientras que las escorias de alto horno fueron más eficientes en altas concentraciones
de metales.
Tabla 4.10. Desorción competitiva (mmol kg−1
) en los sistemas multimetal empleados. El porcentaje de
desorción aparece en paréntesis. La desviación estándar fue ≤0,01 mmol kg−1
en todos los casos.
Metal
desorbido Metal añadido (mM)
0,08 0,16 0,39 0,79 1,57 3,15
Cd 0,01
(0,4)
0,02
(0,5)
0,05
(1,1)
0,14
(2,4)
0,26
(5,7)
0,57
(34,6)
Cu 0,01
(0,6)
0,01
(0,5)
0,06
(1,1)
0,17
(1,9)
0,38
(2,9)
0,68
(3,7)
Ni 0,01
(0,7)
0,02
(0,8)
0,07
(1,9)
0,07
(2,4)
0,29
(11,9)
0,68
(47,0)
Pb <0,005
(<0,005)
<0,005
(<0,005)
<0,005
(<0,005)
0,01
(0,1)
0,04
(0,2)
0,20
(0,7)
Zn 0,01
(0,6)
0,02
(0,7)
0,06
(1,6)
0,07
(1,5)
0,26
(6,2)
0,61
(30,4)
Capítulo IV
172
IV.3.3. Experimentos de adsorción-desorción de metales: experimentos en
cámara de reactor de flujo continuo
La Fig. 4.10 muestra la evolución de los valores de pH en función del tiempo a
lo largo de los experimentos de adsorción en los experimentos en reactor de flujo
continuo.
Fig. 4.10. Evolución temporal de los valores de pH a lo largo de los experimentos de adsorción en cámara
de reactor de flujo continuo.
Se observa que los valores de pH tienden a aumentar ligeramente a lo largo de la
fase de adsorción, no mostrando diferencias significativas entre los cinco metales (Fig.
4.10). Además, en la Fig. 4.11 se puede observar la adsorción acumulada para cada uno
de los 5 metales estudiados en función del tiempo. Al final del experimento (200 min) la
secuencia de adsorción fue Pb>Cu>Cd>Ni≥Zn, obteniéndose 74, 51, 38, 34 y 31 mmol
kg-1
, respectivamente.
Fig. 4.11. Adsorción acumulada para Cd, Cu, Ni, Pb y Zn en función del tiempo, resultado de la adición
de disoluciones 0,75 mM de cada uno de los metales pesados de forma individual a la corteza de pino.
3.0
3.5
4.0
4.5
5.0
5.5
6.0
0 50 100 150 200 250
Time (min)
pH
Cd
Cu
Ni
Pb
Zn
pH
Tiempo (min)
Met
al
ad
sorb
ido
(m
mo
l k
g-1
)
Tiempo (min)
Capítulo IV
173
La adsorción del Pb fue claramente diferente de la del Cu a partir de los 30
minutos del inicio del experimento, y el Cu mostró una adsorción claramente mayor que
el Cd desde el minuto 80 del ensayo. El Ni mostró una adsorción similar al Zn, aunque
ligeramente superior.
Fig. 4.12. Velocidad de adsorción para Cd, Cu, Ni, Pb y Zn en función del la adsorción acumulada
correspondiente a cada uno de los cinco metales pesados.
Además, los resultados que se muestran en la Fig. 4.12 sugieren que solamente
los sitios de adsorción rápidos fueron activos para todos los metales. En el caso del Pb,
hay una fase inicial con una adsorción relativamente constante hasta alcanzar un valor
de 34 mmol kg-1
, lo que significa que la adsorción estuvo limitada por el flujo de
entrada al reactor de la cámara.
Por otro lado, el ajuste de los datos experimentales a las ecuaciones de pseudo
primer orden (Ec. 4.5 y 4.6) fue satisfactoria para los cinco metales pesados,
considerando un solo tipo de sitios de adsorción, en vista de los valores obtenidos para
R2 (Tabla 4.11). Los valores de la constante cinética de adsorción ka siguieron la
secuencia: Cd>Pb>Ni>Zn>Cu.
dq
a/d
t (m
mo
l k
g-1
min
-1)
Adsorción acumulada (mmol kg-1
)
Capítulo IV
174
Tabla 4.11. Parámetros de adsorción para Cd, Cu, Ni, Pb y Zn ajustados a las ecuaciones Ec. 4.5 y 4.6.
dqa/dt = ka(qamax -qa) siendo qamax la máxima capacidad de adsorción en mmol kg-1
, ka la constante de
velocidad de adsorción en min-1
y R2 el coeficiente de deteminación.
Metal qamax
(mmol kg-1
) ka
(min-1
) R
2
Cd 39,4 0,0150 0,989
Cu 65,9 0,0074 0,980
Ni 39,7 0,0096 0,949
Pb 87,9 0,0101 0,961
Zn 38,1 0,0084 0,960
La Fig. 4.13 muestra la desorción acumulada para cada uno de los cinco metales
en función del tiempo. Al final del experimento (200 min), la secuencia que describe la
desorción fue Pb<Cu<Cd<Ni<Zn, que corresponde a los siguientes valores de
desorción: 9, 13, 20, 25 y 28 mmol kg-1
respectivamente, representando los porcentajes
de 12, 25, 53, 83 y 90% de las cantidades totales previamente adsorbidas.
Fig. 4.13. Desorción acumulada para Cd, Cu, Ni, Pb y Zn en función del tiempo.
La Fig. 4.14 muestra la tasa de desorción en función de la desorción acumulada
para cada uno de los cinco metales pesados. Estas curvas evidencian dos segmentos
claramente diferenciados, que corresponden a los sitios de unión rápida y lenta.
Met
al
des
orb
ido (
mm
ol
kg
-1)
Tiempo (min)
Capítulo IV
175
Fig. 4.14. Velocidad de desorción para Cd, Cu, Ni, Pb y Zn en función del la desorción acumulada
correspondiente a cada uno de los cinco metales pesados.
Los resultados del ajuste de los datos de desorción mediante las ecuaciónes de
pseudo primer orden (Ec. 4.5 y 4.6) se muestran en la Tabla 4.12, con ajuste
satisfactorio, tal como se puede comprobar con los valores de R2. La constante cinética
para los sitios rápidos (kd1) fue mayor para el Pb, con bajos valores para los otros cuatro
metales (por ejemplo, Ni y Zn). La constante cinética para los sitios lentos (kd2) también
fue mayor para el Pb. La capacidad máxima de desorción determinada mediante las
ecuaciones (qdmax), siguió una secuencia coincidente con la que se observa en la Fig.
4.14: la menor desorción corresponde al Pb seguido de Cu, mientras que la mayor
desorción corresponde a Zn y Ni, seguidos de Cd. La fracción de sitios rápidos (F) para
la desorción fue mayor para Cu y Pb que para los otros tres metales pesados.
Tabla 4.12. Parámetros de desorción para Cd, Cu, Ni, Pb y Zn ajustados a las ecuaciones Ec. 4.5 y 4.6.
dqd/dt = ka(qdmax -qd) siendo qdmax la máxima capacidad de desorción en mmol kg-1
, kd1 la constante de
velocidad de desorción para los sitios rápidos en min-1
, kd2 la constante de velocidad de desorción para
los sitios lentos en min-1
, F la fracción de los sitios rápidos, R12 el coeficiente de deteminación para los
sitios rápidos y R22 el coeficiente de deteminación para los sitios lentos.
Metal qamax
(mmol kg-1
) F Kd1
(min-1
) Kd2
(min-1
) R1
2 R2
2
Cd 21,4 0,52 0,0411 0,0119 0,986 0,921
Cu 14,1 0,71 0,0441 0,0082 0,956 0,926
Ni 26,2 0,53 0,0381 0,0121 0,993 0,961
Pb 9,1 0,65 0,0620 0,0201 0,991 0,936
Zn 29,3 0,56 0,0336 0,0137 0,952 0,922
dq
d/d
t (m
mo
l k
g-1
min
-1)
Desorción acumulada (mmol kg-1
)
Capítulo IV
176
La adsorción observada en los experimentos en cámara de flujo continuo
fue mayor que la obtenida en los experimentos discontinuos para los cinco metales
pesados. Esto era de esperar, debido al flujo continuo de disolución con metal que
atraviesa a la muestra en el reactor. De todas formas, la secuencia de adsorción obtenida
fue la misma que en los experimentos batch, si observamos los valores de adsorción
máxima Xm.
Comparando estos resultados en cámara de flujo con los anteriormente obtenidos
en los experimentos batch, se observa que en ambos casos Pb, Cu y Cd mostraron una
mayor adsorción que Ni y Zn.
Si comparamos además con otros bioadsorbentes, la eficacia de la corteza del
pino fue notable en la adsorción de metales pesados. Gundogdu et al. (2009)
encontraron resultados de retención similares a los del presente trabajo en relación al
Pb.
Nehrenheim y Gustafsson (2008), compararon diferentes bioadsorbentes, e
indicaron que la corteza de pino fue el más eficaz para bajas concentraciones de
metales, mientras que las escorias de horno resultaron más eficientes para
concentraciones más elevadas. Martín-Dupont et al. (2002) encontraron que la cortezas
de coníferas poseen una alta capacidad de adsorción de contenido de metales,
mostrando la secuencia Cu>Pb>Ni>Zn para el máximo de adsorción, y la secuencia Pb>
Ni>Zn>Cu cuando se tiene en cuenta la afinidad de la corteza para adsorber dichos
metales pesados. Resultados similares fueron encontrados por Aoyama et al. (1993), y
por Al-Asheh y Duvnjak (1998), comparando la corteza de pino con la de otros árboles.
Con respecto a la desorción, la secuencia obtenida (Pb<Cu<Cd<Ni<Zn) fue
opuesta a la correspondiente para la adsorción.
Los datos de adsorción/desorción mostraron una fuerte histéresis para el Pb (i.e.,
no coinciden las curvas isotermas de adsorción y desorción), seguido de Cu, debido a la
adsorción mayoritariamente irreversible que tiene lugar para estos metales.
En el lado opuesto, Cd, y más notablemente Ni y Zn, experimentaron
principalmente adsorción reversible. Estos hechos pueden tener relación con el tipo de
interacciones entre cada metal y la superficie adsorbente de la corteza de pino. Con
respecto a esto, Diesing et al. (2008), refiriéndose a suelos, atribuyeron la adsorción
más reversible para el Zn a los complejos de esfera externa con sus ligandos, mientras
que el Cu formó principalmente complejos de esfera interna (Strawn y Baker, 2008).
Además, Miller et al. (1983) observaron una adsorción preferente para Cu y Pb que para
Cd y Zn.
Capítulo IV
177
De manera similar, otros estudios indican que, en suelos con bajo pH y alto
contenido de materia orgánica, la adsorción de Zn fue mucho más reversible que la de
Cu (Arias et al., 2006). De hecho, el Cu es adorbido prácticamente de forma irreversible
por los ácidos húmicos (Arias et al., 2002). Además, sobre la base de valores de kd100
para la adsorción, Covelo et al. (2007) encontraron que la caolinita y la mica adsorben
preferentemente el Cr, mientras que para la vermiculita, la adsorción fue mayor en el
caso de Cu y Zn, y respecto a la materia orgánica humificada (MOH), los óxidos de
Fe y los óxidos de Mn, la adsorción fue mayor para el Pb, observándose que la MOH y
los óxidos de Mn también absorbieron cantidades considerables de Cu.
Como ya hemos dicho, la corteza de pino tiene un alto contenido en carbono,
con la materia orgánica representada principalmente por la lignina, celulosa y
hemicelulosa (Tabla 4.2) (Feng et al., 2014). La lignina contiene grupos fenólicos, que
pueden ser muy activos en la adsorción de metales pesados por medio de complejos de
esfera interna, afectando principalmente al Pb y al Cu, lo que podría explicar los
resultados de mayor adsorción y menor desorción para estos dos metales.
Las diferencias encontradas para los cinco metales pesados con respecto a la
adsorción también podría atribuirse al pH. Sin embargo, en el caso de los experimentos
batch, el valor del pH en el equilibrio fue de 3,4±0,1 para los cinco metales pesados, lo
que significa que este parámetro no puede explicar las variaciones de adsorción, sin
afectar a la posible carga variable de los sitios de adsorción en la corteza de pino, ni a la
distribución de especies disueltas de los cinco metales.
Por otro lado, las diferencias en la adsorción pueden verse afectadas por las
características químicas de cada metal (Tabla sumplementaria 4.1, S4.1).
Según esto, la afinidad en función de la capacidad de hidrólisis de cada metal
sería Pb>Cu>Zn>Ni>Cd (Brummer, 1986); pero esta secuencia es sólo coincidente para
Pb y Cu al comparar con los resultados del presente trabajo; además, McBride (1989)
utilizó diferentes características para predecir la afinidad de los metales por los sitios de
adsorción: relación carga/radio, electronegatividad, y blandura de Misono, siendo esta
última la que mejor se ajusta a nuestros resultados, con la secuencia Pb>Cd>Cu>Ni>Zn.
Teniendo en cuenta las condiciones experimentales de los ensayos, se utilizó de
nuevo el modelo MINTEQA2 (Allison et al., 1991) para estimar las especies químicas
dominantes para cada uno de los 5 metales pesados estudiados, así como la probabilidad
de saturación que podría hacer posible la precipitación de alguna fase sólida. Las
condiciones utilizadas fueron pH 3,4 y una concentración de 3,2 mM de metal añadido
(NaNO3 0,01 M como electrolito de fondo).
Capítulo IV
178
El resultado de las simulaciones indicó que el 98% de cadmio, cobre, níquel y
zinc se encontrarían como Cd2+
, Cu2+
, Ni2+
y Zn2+
, respectivamente, mientras que el
91% de plomo sería como Pb2+
y el 9% restante como PbNO3. En ningún caso la
disolución estaría saturada para permitir la precipitación de una fase sólida. En vista de
ello, el principal mecanismo implicado en la retención de los cinco metales pesados
en las muestras de corteza de pino sería la adsorción.
Por tanto, nuestros resultados sugieren que las diferencias encontradas para
todos los metales pesados con respecto a la adsorción se deben a las distintas
afinidades que caracterizan a cada metal para los sitios de adsorción, que estarían en
relación con sus características químicas, especialmente el parámetro de blandura de
Misono.
IV.3.4. Experimentos de transporte de metales pesados mediante
experimentos en columnas con corteza de pino
IV.3.4.1. En sistemas monometal
En este apartado se emplearon disoluciones que contenían metales (Cu, Cd, Ni,
Pb o Zn) individualmente y a tres concentraciones diferentes (2,5, 10 y 25 mM).
La Fig. 4.15 muestra las curvas de ruptura (BTCs) obtenidas en los
experimentos de transporte en columnas. Es evidente que la corteza de pino afectó al
transporte de los metales, que también estuvo influenciado por la concentración de cada
metal en la disolución.
La concentración afectó a la forma de las BTCs para todos los elementos de una
manera similar (Fig. 4.15).
Para la concentración de metal más alta (25 mM), las curvas fueron similares a
la del trazador inerte (Br-), aunque en todos los casos hubo un retraso (variable para
cada elemento). Los máximos de las curvas fueron cercanos a 1 para Cu, Cd y Ni, y
próximo a 0,8 para Pb y Zn (Fig. 4.15).
Para la concentración intermedia (10 mM), los retrasos con respecto al trazador
inerte aumentaron en todos los casos, así como los valores máximos de C/C0. En
general, las curvas de los cinco metales a esta concentración presentaron una meseta y
una pronunciada declinación siguiendo el pulso, sin una cola. Los valores máximos de
C/C0 variaron para cada metal: aproximadamente de 0,7 para Pb, 0,8 para Cu y Zn y
próximo a 1 para Ni y Cd. Para 2,5 mmol L-1
de metal, las concentraciones de los cinco
elementos en el flujo de salida fueron extremadamente bajas (C/C0 por debajo de
0,004).
Capítulo IV
179
Fig. 4.15. Curvas de ruptura para las diferentes concentraciones de metal. C/C0 es la concentración
relativa de metales en el efluente.
Los parámetros de transporte de las BTCs ajustadas por el método de análisis
de momentos temporales (Tabla 4.13) confirman estas observaciones. Los tiempos
medios de ruptura de la concentración (τ) y los factores de retardo (R) disminuyeron al
aumentar las concentraciones de metales en la disolución, mostrando que la retención de
metal por la corteza de pino disminuyó en el mismo sentido (exceptuando los valores
para la concentración más baja, en los que las BTC no existían en esos casos).
Tiempo (h)
Cu Pb
Zn Ni
Cd
Tiempo (h)
Tiempo (h) Tiempo (h)
Tiempo (h)
Capítulo IV
180
Tabla 4.13. Parámetros de transporte derivados de las curvas de ruptura (BTC) en los sistemas
monometal. τ: Tiempo de ruptura para la concentración media; R: retardo con respecto a Br−; σ:
desviación estándar; λ: dispersividad; S: oblicuidad.
Concentración
metal 2,5 mM 10 mM 25 mM
Cd
τ (h) 22,2 8,5 7,9
R 3,3 1,3 1,2
σ (h) 2,85 1,81 2,12
λ (cm) 0,05 0,13 0,22
S 0,05 0,35 0,18
Cu
τ (h) 11,6 9,3 7,7
R 1,7 1,4 1,1
σ (h) 0,33 2,67 2,08
λ (cm) 0,00 0,25 0,22
S 0,04 0,43 0,12
Ni
τ (h) 14,5 9,8 7,9
R 2,1 1,5 1,2
σ (h) 8,24 3,30 3,00
λ (cm) 0,97 0,34 0,44
S 0,03 0,41 0,41
Pb
τ (h) 15,4 9,9 8,4
R 2,3 1,5 1,2
σ (h) 9,01 2,39 2,13
λ (cm) 1,03 0,17 0,19
S -0,01 0,51 0,30
Zn
τ (h) 7,1 8,7 7,4
R 1,0 1,3 1,1
σ (h) 2,92 3,24 2,77
λ (cm) 0,51 0,41 0,42
S -0,03 0,43 0,25
De acuerdo con lo observado en la Fig. 4.15, la corteza de pino causó un retraso
en el transporte de metales (R>1), incluso a las concentraciones más altas. De entre los
cinco elementos, los valores más altos para ambos parámetros (τ y R) correspondieron al
Pb. El parámetro σ, que refleja la dispersión de la curva, presentó valores que oscilaban
entre 2 y 3 horas, y no se detectó una clara influencia de la concentración de cada
elemento de la disolución. Si no se tienen en cuenta los valores obtenidos para las
disoluciones de concentración 2,5 mM (que tiene poca significación porque las curvas
son en realidad rectas debido a la alta adsorción metálica), la dispersividad de los
metales dentro de las columnas de corteza de pino osciló entre 0,13 y 0,44 cm. Estos
valores fueron inferiores a una décima parte de la longitud de la columna de corteza, lo
que muestra la baja movilidad de los metales en este medio.
Capítulo IV
181
Zn y Ni tuvieron valores más altos que el resto, lo que indica que poseen una
mayor movilidad. La asimetría fue máxima para 10 mM de metal, disminuyó para la
concentración de 25 mM, y fue aproximadamente igual a cero para las disoluciones de
2,5 mM. En cualquier caso, los valores de S fueron en general bajos, tal y como reflejan
las curvas de ruptura sin colas asimétricas que se extienden a la derecha de la
concentración máxima.
En la Tabla 4.14 se muestra el porcentaje de eliminación y la cantidad de metal
adsorbido por las columnas de corteza de pino. Se observó un claro efecto de la
concentración de metal sobre la capacidad de adsorción. Los porcentajes de eliminación
disminuyeron progresivamente en todos los casos a concentraciones crecientes.
Para la concentración 2,5 mM de cada uno de los metales empleados, la corteza
eliminó el 100% de los metales de las disoluciones, i.e., éstos quedaron retenidos en la
columna de corteza de pino. Para la concentración 10 mM, el porcentaje de metales
adsorbidos disminuyó al 38-67%, mientras que para la concentración de metal 25 mM,
sólo se alcanzó una adsorción entre el 16 y el 43%. En todos los casos, la mayor
capacidad de retención correspondió a Pb, y la más baja a Zn, mientras que Cu, Cd y Ni
dieron lugar a resultados comparables intermedios.
Inversamente a los porcentajes de eliminación, la masa de metal adsorbido
aumentó a concentraciones crecientes, aunque hubo diferencias en función del elemento
considerado. Concretamente, la adsorción de Pb y Zn aumenta proporcionalmente a la
concentración, mientras que Cu, Cd y Ni alcanzan el máximo en la concentración
intermedia. La cantidad máxima de metal adsorbido por la corteza de pino varió de 69
mmol kg-1
(para Zn) a 152 mmol kg-1
(para Pb). La secuencia de adsorción de cada por
la corteza fue la siguiente: Pb>Cu≈Cd≈Ni>Zn.
Tabla 4.14. Capacidad de adsorción de la corteza de pino en los experimentos en columnas.
Concentración de metal
2,5 mM 10 mM 25 mM
Cd % Adsorción 100 55 20
Metal adsorbido (mmol kg−1
) 38 80 84
Cu % Adsorción 100 59 19
Metal adsorbido (mmol kg
−1) 41 87 79
Ni % Adsorción 100 54 22
Metal adsorbido (mmol kg
−1) 36 79 75
Pb % Adsorción 100 67 43
Metal adsorbido (mmol kg
−1) 37 92 152
Zn % Adsorción 100 38 16
Metal adsorbido (mmol kg
−1) 44 58 69
Capítulo IV
182
La alta afinidad de los materiales ricos en materia orgánica por metales los
convierte en buenos bioadsorbentes (Sud et al., 2008 y Park et al., 2011). En
experimentos de transporte, esta afinidad influye en la forma en la que se desplazan los
solutos. La interacción del soluto con la matriz sólida reduce su velocidad de transporte
con respecto al flujo: esto resulta en un retraso de la aparición del soluto en la
disolución saliente (aunque no necesariamente una disminución de su concentración).
Además, si la interacción con la matriz sólida es fuerte, una fracción del elemento puede
eliminarse eficazmente de la disolución, reduciendo así la cantidad de soluto en el flujo
de salida. Por lo tanto, en experimentos de transporte, se espera observar un retraso, una
reducción de la concentración, o ambos.
En nuestro caso, el análisis de las curvas de ruptura confirma tanto un retraso en
el transporte como una reducción de la concentración para los cinco elementos
estudiados. La disminución en la concentración de la disolución de salida con respecto a
la disolución de entrada se demuestra por los valores de C/C0 de las BTCs (Fig. 4.15),
que alcanzaron el valor de 1 sólo en algunos casos, y nunca durante toda la duración del
pulso de metal. Como ya dijimos, el retardo en la aparición de los metales se observa en
varios parámetros de transporte: altos valores de τ y retardo superior a 1 indican que
existe un retraso con respecto al trazador inerte (Br-) para todos los metales (Tabla
4.13). Este retardo puede interpretarse como el tiempo necesario para saturar la corteza
de pino en la columna con cada elemento: cuanto mayor es la concentración de la
disolución entrante, menor es el tiempo necesario para saturar la corteza de pino, lo que
produce valores bajos para los parámetros de transporte que indican retraso. Además,
diferentes factores de retardo para cada elemento indican diferente capacidad de
adsorción en cada caso, señalando al Pb como el elemento con mayor afinidad por la
corteza de pino.
Los parámetros λ y S nos proporcionan una información adicional sobre el
proceso de transporte, describiento la difusión de cada elemento dentro de la columna y
la asimetría de la curva, respectivamente.
Los valores λ más altos son indicativos de una interacción más débil con la
matriz sólida, puesto que la interacción reduce la difusión. De todas formas, en todos los
casos fueron valores muy pequeños con respecto a la longitud de la columna: esto
significa que se produce una difusión pequeña y que la interacción del metal con la
corteza del pino resultó fuerte. En este caso, los valores fueron más altos para Zn y Ni
que para el resto de elementos.
La asimetría de las curvas, dada por S, en combinación con los valores de C/C0
proporciona una idea de la desorción. Ésta fue extremadamente baja, ya que valores S
muy bajos o ligeramente negativos indican una distribución sin colas asimétricas que se
extienden hacia la derecha y todas las curvas presentaron valores C/C0 muy bajos en su
sección derecha (<0,01). Esto sugiere una alta eficiencia del proceso de adsorción y una
irreversibilidad.
Capítulo IV
183
Por otro lado, el análisis de las secciones de las columnas de corteza de pino
tras el experimento de transporte mostró diferencias en los perfiles de cada metal en
función de su concentración en la disolución (Fig. 4.16). La heterogeneidad en la
distribución del contenido de metal mostró una tendencia más clara a la menor
concentración de metal. Cuando se inyectó la disolución de concentración 2,5 mM, la
mayor parte del metal permaneció en los primeros tres cm del fondo (el punto de
entrada) y las concentraciones de metales disminuyeron bruscamente en la sección
superior de la columna, en particular para el Pb. Para las disoluciones más concentradas,
los metales se distribuyeron de forma más homogénea a lo largo de la columna, dando
perfiles similares para todos los elementos, excepto para la concentración más alta,
donde el contenido de Cu y Zn aumentó para la concentración 10 mM. Esto significa
que los metales que entran en la columna se adsorben progresivamente hasta alcanzar
una concentración de saturación en toda la columna y sólo entonces pueden liberarse a
concentraciones significativas. Esto es, no se detectaron metales en la disolución de
salida hasta que la corteza del pino alcanzó la saturación.
Las concentraciones absolutas variaron de acuerdo con las capacidades de
adsorción de la corteza de pino para cada elemento (Tabla 4.14). Las concentraciones
máximas de saturación para cada metal fueron de aproximadamente 70 mmol kg-1
para
Ni, Cd y Zn, 100 mmol kg-1
para Cu y 125 mmol kg-1
para Pb.
Como se ha planteado anteriormente, el retardo observado en las curvas de
ruptura es el tiempo necesario para que la columna alcance la saturación con un metal
dado. El metal que entra en la columna se adsorbe progresivamente a la corteza de pino
hasta que se alcanza una concentración de saturación para toda la columna, y sólo
entonces se libera el elemento a concentraciones significativas. El análisis de los
perfiles de las columnas confirma esta hipótesis. Cuando se probó la disolución de 2,5
mM, sólo los primeros cm de las columnas (desde el fondo) presentaron
concentraciones de metal significativas, y la disolución de salida no tenía
concentraciones de metal detectables.
Cuando la concentración de soluto se incrementó a 10 mM, se encontraron
metales a lo largo de la columna a concentraciones similares, lo que muestra que la
columna estaba saturada con el metal. Debe esperarse que un aumento adicional de la
concentración de la disolución entrante resulte, en consecuencia, en un aumento del
metal saliente, ya que ningún metal adicional puede ser adsorbido por la corteza de
pino, que ya ha alcanzado la saturación. Confirmando la hipótesis, la disolución de 25
mM dio lugar a una mayor concentración de metal en el flujo de salida, pero contenido
de metal similar en la fase sólida a la columna por que que se hizo pasar la disolución de
10 mM.
Capítulo IV
184
Fig. 4.16. Distribución de los metales en las columnas de corteza de pino después de los experimentos de
transporte. Las disoluciones entran en las columnas desde abajo hacia arriba.
Alt
ura
co
lum
na
(cm
) A
ltu
ra c
olu
mn
a (
cm)
Alt
ura
co
lum
na
(cm
)
Capítulo IV
185
Existen algunas diferencias en el comportamiento de los elementos estudiados,
que afectan principalmente a su afinidad por la corteza de pino. Las capacidades de
adsorción máximas (Tabla 4.14) son similares a las obtenidas por otros investigadores
(Seki et al., 1997, Gichangi et al., 2012, Gonçalves et al., 2012 y Ronda et al., 2014).
Teniendo en cuenta los parámetros de transporte (Tabla 4.13) y los porcentajes de
adsorción (Tabla 4.14), la secuencia de afinidad encontrada en nuestro trabajo fue la
siguiente: Pb>Cu≈Cd≈Ni>Zn. Esta secuencia está en concordancia con los datos
obtenidos por otros autores que reportan menor afinidad por Zn y Ni en estudios de
adsorción con corteza de pino (Martin-Dupont et al., 2002, Gichangi et al., 2012, Zhou
y Haynes, 2012 y Cutillas-Barreiro et al. , 2014) y otros materiales orgánicos (Grimes et
al., 1999, Song y Greenway, 2004 y Paradelo y Barral, 2012). El Pb presentó mayores
retrasos y menores máximos en las curvas de ruptura que el resto de los metales, por lo
que la corteza de pino presentó la mayor capacidad de retención para este elemento.
En este sentido, otros investigadores que han empleado la corteza de pino
como material adsorbente, ya han observado una mayor afinidad por el Pb que por otros
metales (Gichangi et al., 2012). Sin embargo, también se ha encontrado una mayor
afinidad por Cu que por Pb en algunos estudios de adsorción (Martin-Dupont et al.,
2002, Zhou y Haynes, 2012 y Ronda et al., 2014) y de hecho, el orden general esperado
de afinidad de metales pesados sobre la materia orgánica es el siguiente
Cu2+
>Hg2+
>Cd2+
>Fe2+
>Pb2+
>Ni2+
>Co2+
>Mn2+
>Zn2+
>As3+
(Park et al., 2011).
La menor adsorción del Cu con respecto al Pb puede explicarse por la alta
solubilidad de los complejos del Cu con la materia orgánica. Una alta afinidad no
siempre es sinónimo de una alta inmovilización o baja solubilidad. El cobre puede tener
una alta afinidad por la corteza de pino, con alguna fracción fuertemente unida a la
matriz sólida y otra fracción formando complejos con el carbono orgánico soluble que
después son eliminados de la columna. El transporte combinado de Cu y carbono
orgánico disuelto ha sido frecuentemente observado en suelos (Temminghoff et al.,
1997, Wang et al., 2009, Paradelo et al., 2012 y Cambier et al., 2014) y contribuye a
una menor capacidad de adsorción de la corteza de pino a pesar de una alta afinidad por
el elemento.
Comparado con otros bioadsorbentes, nuestros datos muestran que la corteza
de pino presenta un comportamiento similar a otros materiales, como la biomasa de
algas (Apiratikul y Pavasant, 2008 y Vilar et al., 2008), paja de trigo (Muhamad et al.,
2010) o corteza de castaño (Vázquez et al., 2009). Las comparaciones de estos los
resultados de diferentes autores es complicada, dada la enorme variación de las
condiciones experimentales y los parámetros empleados para evaluar la capacidad de
retención.
Capítulo IV
186
Un factor a tener en cuenta al comparar los resultados de diferentes
experimentos (bajo condiciones experimentales variables) es la cinética de adsorción.
Dado que los experimentos de transporte se realizan a menudo en condiciones de no
equilibrio, se pueden encontrar discrepancias con las capacidades de adsorción
obtenidas en experimentos de equilibrio tipo batch, en particular cuando la cinética es
lenta o el tiempo de contacto en la columna es bajo. La cinética de adsorción de los
metales respecto a la corteza de pino es bastante rápida, con valores de adsorción
máximos alcanzados después de sólo tres horas (Cutillas-Barreiro et al., 2014), pero
dado que el tiempo de contacto de las disoluciones metálicas con corteza de pino en
nuestras columnas es de dos horas aproximadamente, los experimentos de transporte
están probablemente bajo condiciones de no equilibrio.
Con el fin de comparar adecuadamente los resultados obtenidos de diferentes
experimentos, se calcularon los factores de retardo teóricos utilizando los parámetros
de Freundlich obtenidos por Cutillas-Barreiro et al. (2014) en experimentos batch de
equilibrio. La expresión del factor de retardo para las condiciones de adsorción no
lineales es la siguiente (Ec. 4.9):
𝑹 = 𝟏 +𝝆𝒃
𝜽 . 𝑲 . 𝒏 . 𝑪𝒏−𝟏 Ec. 4.9
Donde:
ρb: Es la densidad aparente.
θ: Es el contenido de agua a la saturación,
K y n: Son la constante de Freundlich y el exponente, respectivamente, cuyos
valores se encuentran entre 0 y 1.
En la ecuación de Freundlich, pueden expresarse como (Ec. 4.10):
X = K · Cn Ec. 4.10
Los valores de retardo teóricos calculados (Ec. 4.9) (Tabla 4.15) son más altos
que el retardo experimental encontrado en los experimentos de transporte (Tabla 4.13).
Este comportamiento es típico de las condiciones de no equilibrio: según los datos de
equilibrio, los metales deben mantenerse más tiempo dentro de la columna, pero como
no se alcanza el equilibrio, salen más rápido de lo esperado. Esto indica que la
adsorción de los solutos reactivos en la columna no había alcanzado el equilibrio. Lo
mismo fue observado por Pang et al. (2005) comparando la adsorción de los pesticidas
en los experimentos batch y en columnas, y muestra que bajo las condiciones de no
equilibrio que prevalecen en los experimentos de transporte, la cinética de adsorción
podría ser un factor importante en el transporte.
Capítulo IV
187
Curiosamente, en apartados anteriores, ya mencionamos que se encontraron
diferentes secuencias para la máxima capacidad de adsorción de los metales
(Pb>Cu>Cd>Zn>Ni) y constantes cinéticas de adsorción (Cd>Pb>Ni>Zn>Cu).
Además de los resultados de los experimentos de transporte, es evidente que los
datos obtenidos en experimentos de equilibrio deben considerarse con precaución al
tratar de predecir la adsorción en situaciones reales de no equilibrio.
Tabla 4.15. Factores de retardo para las columnas calculados en base a los datos de adsorción en los
experimentos batch.
Ecuación de Freundlich Factores de retardo
K n 2,5 mM 10 mM 25 mM
Cu 30,8 0,43 3,0 2,1 1,6
Pb 67,3 0,35 4,3 2,5 1,7
Zn 24,9 0,44 2,6 1,9 1,5
Ni 20,4 0,45 2,3 1,8 1,5
Cd 28,7 0,47 3,2 1,6 2,0
En general, los experimentos han demostrado la alta efectividad de la corteza
de pino para retener los metales ensayados en formas estables de baja movilidad.
IV.3.4.2. En sistemas binarios y multimetal
La Fig. 4.17 muestra las curvas de ruptura (BTCs) obtenidas en los
experimentos de transporte de metales pesados en columnas con corteza de pino. Todos
los metales mostraron un retraso en sus curvas de ruptura con respecto al trazador inerte
(Br) (con valores de R siempre superiores a 1, Tabla 4.15). La interacción con la
corteza de pino fue mayor para Pb y Cu, en los que los valores de C/C0 fueron inferiores
a 1 (Fig. 4.17), y sus valores R fueron los más altos (Tabla 4.15), mientras que la
interacción fue menor para Zn, Ni y Cd.
La presencia de un segundo metal afectó el transporte de todos los elementos
estudiados excepto el Pb. Todas las BTCs para el Pb fueron muy similares (Fig. 4.17,
A-D), con apenas ningún cambio en los parámetros de transporte (Tabla 4.16), lo que
significa que casi no le afectó la presencia del segundo metal (sólo se observó un ligero
efecto del Cu, como lo demuestra la reducción del factor R).
Capítulo IV
188
El transporte de los otros metales estuvo fuertemente influenciado por la
presencia de Pb (Fig. 4.17, A, E-G), que produjo importantes reducciones en su
retención por la corteza de pino. En el caso del Cu, las tres curvas que muestran la
combinación con Zn, Ni y Cd fueron similares, con bajos valores de C/C0 y un gran
retardo, mientras que en combinación con Pb las curvas mostraron una relación C/C0
superior y un menor valor de R, lo que indica una reducción de la interacción debido a
la presencia de Pb.
Para Zn, Ni y Cd, las BTCs fueron diferentes en todos los casos, con las curvas
cambiando a mayores valores de C/C0 y menor R cuando cualquiera de estos tres
metales se combinaron con Pb o Cu.
La presencia de otros metales también afectó a la cinética de retención, de la
misma manera que para los parámetros de transporte: Pb y Cu aumentaron los valores
de la velocidad cinética K1 para los otros metales, mientras que Zn, Ni y Cd no tuvieron
efecto (Tabla 4.16).
Sobre estos resultados, podríamos establecer una secuencia de "fuerza/afinidad"
de los metales para la corteza de pino: Pb>Cu>Zn≈Ni≈Cd. Esta secuencia está
perfectamente ilustrada por las BTCs de la disolución de elementos múltiples (Fig.
4.17K), y también se refleja en la distribución longitudinal de los elementos dentro de
las columnas de corteza de pino después de los experimentos de transporte (Fig. 4.18).
No hubo diferencias en los contenidos metálicos asociados a la posición dentro
de la columna, debido a que las columnas estaban saturadas. De hecho, el contenido
total de metales fue bastante constante.
De acuerdo con la información obtenida de las curvas de ruptura, se observó
que, en los experimentos bimetálicos (Fig. 4.18, A-J), la cantidad de metal retenido
dependió del segundo metal presente. Pb fue siempre más retenido que el otro elemento,
solamente el Cu causó una ligera reducción en su adsorción. A continuación, Cu mostró
un comportamiento similar al Pb cuando se enfrentó a Zn, Ni o Cd. Estos tres últimos
metales estuvieron distribuidos más o menos equitativamente cuando se enfrentaron
entre ellos, y minoritarios cuando se enfrentaron a Pb o Cu. Cuando los cinco elementos
se hicieron pasar a través de la columna de corteza conjuntamente, el Pb fue el más
retenido, seguido por Cu, y lejos de Zn, Ni y Cd. Por lo tanto, se observó una secuencia
de influencia coincidente con la derivada de las curvas de ruptura.
Capítulo IV
189
Tabla 4.16. Parámetros cinéticos y de transporte derivados de las curvas de ruptura (BTC) en los sistemas
bimetal y multimetal. τ: Tiempo de ruptura para la concentración media; R: retardo con respecto a Br−; σ:
desviación estándar; λ: dispersividad; S: oblicuidad; k1: constante de velocidad de pseudo-primer orden.
Segundo metal
10 mM Cd 10 mM
Cu 10 mM Ni 10 mM Pb
10 mM
Zn
5 mM
todos
Cd
τ (h) 7,7 8,2 8,3 8,1 7,6
R 1,1 1,2 1,2 1,2 1,1
λ (cm) 0,19 0,14 0,18 0,22 0,28
σ (h) 2,0 1,8 2,1 2,2 2,3
S 0,04 0,21 0,07 0,15 0,02
k1 (h−1) 0,28 0,24 0,30 0,41 0,83
Cu
τ (h) 9,1 9,4 8,5 9,1 8,4
R 1,3 1,4 1,3 1,3 1,2
λ (cm) 0,10 0,07 0,30 0,07 0,43
σ (h) 1,7 1,4 2,7 1,3 3,2
S 0,14 0,34 0,38 0,05 0,31
k1 (h−1) 0,15 0,11 0,29 0,12 0,22
Ni
τ (h) 7,9 7,7 7,8 7,9 7,4
R 1,2 1,1 1,2 1,2 1,1
λ (cm) 0,25 0,19 0,16 0,24 0,31
σ (h) 2,3 1,9 1,8 2,2 2,4
S 0,37 0,17 0,09 0,29 0,06
k1 (h−1) 0,28 0,25 0,37 0,28 0,87
Pb
τ (h) 10,1 8,9 9,8 10,0 8,1
R 1,5 1,3 1,5 1,5 1,2
λ (cm) 0,08 0,10 0,03 0,07 0,15
σ (h) 1,6 1,6 1,0 1,5 1,8
S 0,32 0,07 0,08 0,42 0,03
k1 (h−1) 0,10 0,26 0,07 0,07 0,15
Zn
τ (h) 7,9 7,7 8,1 8,1 7,5
R 1,2 1,1 1,2 1,2 1,1
λ (cm) 0,23 0,19 0,18 0,17 0,31
σ (h) 2,2 1,9 2,0 1,9 2,4
S 0,30 0,16 0,24 0,16 0,08
k1 (h−1) 0,34 0,37 0,35 0,33 0,75
Finalmente, se observó una característica particular en la mayoría de las BTCs,
en relación con la afinidad relativa de la corteza de pino para cada elemento. En la
mayoría de las curvas, el metal menos retenido por la corteza de pino presentó un pico a
valores C/C0 superiores a 1, hacia el centro del pulso. Este pico fue particularmente
evidente cuando Pb estuvo presente, pero también se encontró en el caso de Cu.
Este fenómeno se conoce como una "concentración excesiva" de efluente y fue
ejemplificado por Kratochvil y Volesky (2000) en un sistema de columnas de flujo
múltiple. Puede explicarse mediante un intercambio iónico competitivo entre todos los
iones metálicos, por lo que la mayor afinidad por el biosorbente del primer metal
Capítulo IV
190
provoca el desplazamiento de los iones inicialmente limitados del segundo metal. Los
cambios que afectan a la desorción del metal tienen una fuerte conexión con la
disponibilidad de superficies absorbentes, lo que significa que la competencia de los
metales es baja con una ocupación superficial baja, pero el grado de competencia
aumenta claramente cuando la ocupación de la superficie es alta.
Varios autores han observado esta superación en sistemas binarios o multi-
metal: por ejemplo, Naja y Volesky (2006) observaron este efecto en sistemas
Cu/Zn/Cd, Naddafi et al. (2007) para Cd con respecto a Pb, Vilar et al. (2008) para Cu y
Pb, Escudero et al. (2013) para Pb/Cu/Cd/Ni, y Hackbarth et al. (2015) en sistemas
Pb/Cd/Cu/Zn.
Fig. 4.17. Curvas de ruptura (BTC) para diferentes combinaciones bimetal y multimetal añadidas. Br es el trazador inerte. C/C0: concentración de cada metal en el efluente
con respecto a la concentración en la disolución de entrada. Disoluciones de entrada: A: 10 mM Pb+10 mM Cu; B: 10 mM Pb+10 mM Zn; C: 10 mM Pb+10 mM Ni; D:
10 mM Pb+10 mM Cd; E: 10 mM Cu+10 mM Zn; F: 10 mM Cu+10 mM Ni; G: 10 mM Cu+10 mM Cd; H: 10 mM Zn+10 mM Ni; I: 10 mM Zn+10 mM Cd; J:
10 mM Cd+10 mM Ni; K: 5 mM Pb+5 mM Cu+5 mM Zn+5 mM Ni+5 mM Cd.
Tiempo (h)
Tiempo (h)
Tiempo (h)
Tiempo (h) Tiempo (h) Tiempo (h)
Tiempo (h) Tiempo (h) Tiempo (h)
Tiempo (h) Tiempo (h)
Fig. 4.18. Concentración de metal adsorbida en cada sección de columna de corteza de pino después de los experimentos de transporte. Las disoluciones entran en las
columnas desde abajo hacia arriba. Disoluciones de entrada: A: 10 mM Pb+10 mM Cu; B: 10 mM Pb+10 mM Zn; C: 10 mM Pb+10 mM Ni; D: 10 mM Pb+10 mM Cd; E:
10 mM Cu+10 mM Zn; F: 10 mM Cu+10 mM Ni; G: 10 mM Cu+10 mM Cd; H: 10 mM Zn+10 mM Ni; I: 10 mM Zn+10 mM Cd; J: 10 mM Cd+10 mM Ni; K: 5 mM
Pb+5 mM Cu+5 mM Zn +5 mM Ni+5 mM Cd.
Secció
n d
e c
olu
mn
a (
cm
) S
ecció
n d
e c
olu
mn
a (
cm
) S
ecció
n d
e c
olu
mn
a (
cm
)
Capítulo IV
193
IV.4. Conclusiones
Los experimentos de adsorción llevados a cabo evidenciaron las diferentes
capacidades de retención de la corteza de pino en lo que respecta a Cd, Cu, Ni, Pb y Zn.
Los experimentos discontinuos de tipo batch mostraron una adsorción rápida,
que osciló entre el 99% (Pb) y el 70% (Ni), con los mejores resultados para las
concentraciones iniciales más bajas. Los experimentos indicaron que Pb sufrió
una mayor adsorción, seguido de Cu, Cd, Zn y Ni.
Los experimentos competitivos batch multimetal mostraron la secuencia de
adsorción Pb≈Cu>Cd>Zn>Ni para las dosis más bajas de metal,
Pb>Cu>Cd>Zn>Ni para dosis intermedias, y Pb>Cu>Cd≈Zn≈Ni para altas dosis
de metal. Por tanto, la corteza de pino es un residuo forestal con alta capacidad
de retención de metales en sistemas multimetal, en particular para Pb y Cu.
Además, los resultados han demostrado que la eficacia de la corteza de pino
para la retención de metales en condiciones competitivas fue menor que en
los experimentos en los que se emplearon los metales de forma individual,
mientras que la desorción fue mayor. Cuando Cu y Pb estuvieron presentes de
forma conjunta con Zn, Cd y/o Ni, desplazaron a los otros metales de los sitios
de adsorción, reduciendo así la eliminación de éstos por la corteza de pino.
Los experimentos en cámara de reactor de flujo continuo mostraron
histéresis de adsorción/desorción para el Pb y el Cu, siendo la adsorción
principalmente irreversible. Las diferencias obtenidas en los metales estudiados
se deben principalmente a la diferente afinidad para los lugares de adsorción.
Los experimentos de transporte de metales pesados en columnas en sistemas
monometal con corteza de pino dieron lugar a resultados comparables a los
experimentos batch, mostrando una capacidad de retención de la corteza que
siguió la secuencia Pb>Cu>Zn>Cd>Ni. La presencia de un segundo metal afectó
al transporte de todos los elementos estudiados excepto al Pb, y confirmó la
fuerte influencia del Pb y el Cu sobre la retención de los otros metales.
Así, según los resultados obtenidos en estos experimentos, podemos decir que en
general, la corteza de pino sería un material adsorbente eficaz que podría
emplearse para retener y eliminar metales pesados, principalmente Pb y
Cu, en medios contaminados (suelos, aguas residuales..), incluso en aquellos
con altas concentraciones de varios metales a la vez.
Capítulo IV
194
IV.5. Material suplementario
Tabla suplementaria 4.1 (S4.1.) Orden predictivo de afinidades basado en diversas propiedades de los
cinco metales pesados estudiados.
Propiedad Afinidad Referencia
Hidrólisis Pb > Cu > Zn > Ni > Cd Brummer, 1986
Z2/r Ni > Cu > Zn > Cd > Pb McBride, 1989
Electronegatividad Cu > Ni > Pb > Cd > Zn McBride, 1989
Blandura de Misono Pb > Cd > Cu > Ni > Zn McBride, 1989
Z: carga; r: radio iónico
CAPÍTULO V
Capítulo V
197
CAPÍTULO V: CRECIMIENTO DE Lolium perenne EN UN SUELO DE
VIÑEDO CONTAMINADO POR Cu Y ENMENDADO CON DIFERENTES DOSIS DE
CORTEZA DE PINO
V.1. Introducción
Como ya hemos dicho anteriormente, el cobre es un elemento esencial para los
seres vivos, pero cuando se superan ciertos valores en los suelos se considera un
contaminante. En los suelos de viñedo europeos encontramos muchas veces
concentraciones de este metal que exceden los límites toxicológicos, debido a una
inadecuada utilización durante más de un siglo de fungicidas con base cúprica.
Por ello, se ha estudiado el efecto de la adición de distintas dosis de corteza de
pino, junto con una combinación con concha de mejillón, en un suelo ácido dedicado al
cultivo de la vid, contaminado por Cu, y su influencia en el rendimiento del ryegrass
inglés (Lolium perenne).
Tanto la corteza de pino como la concha de mejillón han demostrado previamente
ser eficaces en la adsorción de metales pesados, y por ello, se pensó en la posibilidad de
añadirlos a un suelo con altas concentraciones de Cu para inmovilizar dicho metal,
disminuyendo así su incorporación a plantas de crecimiento rápido como Lolium perenne.
V.2. Área de estudio
El suelo empleado en los experimentos de invernadero procede de un viñedo (42°
15' 44,53"N; 8° 8' 45,76"O), situado a 140 m de altura y dentro de la Denominación de
Origen O Ribeiro (Fig. 5.1).
Fig. 5.1. Situación del viñedo en el cual se tomaron las muestras de suelo para su posterior análisis.
Fuente: Google Maps.
Capítulo V
198
V.3. Material y métodos
V.3.1. Material
V.3.1.1. Suelo empleado en el estudio
Se tomó muestra de la capa superficial del suelo de viñedo (0-20 cm de
profundidad) en marzo del año 2015, se secó al aire y posteriormente se tamizó por 2 mm
de malla. La fracción inferior a 2 mm se almacenó en botes de polipropileno para ser
usada posteriormente en los ensayos.
Para la caracterización general del suelo (pH en agua y KCl, contenido en C y N
totales, CIC y granulometría) se usaron los métodos que ya han sido descritos en el
Capítulo III, apartado III.3.2. Las características del suelo empleado se presentan en la
Tabla 5.1.
Tabla 5.1. Características generales del suelo de viñedo.
Los coeficientes de variación de las variables analizadas fueron ≤10%.
Variable
pH (H2O) 4,7
pH (KCl) 3,6
Arena (g kg-1
) 673
Limos (g kg-1
) 160
Arcillas (g kg-1
) 167
C orgánico total (g kg-1
) 10
CICe (cmol(c) kg-1
) 3,9
Al intercambiable (cmol(c)kg-1
) 0,9
Ca intercambiable (cmol(c)kg-1
) 1,8
Mg intercambiable (cmol(c)kg-1
) 0,5
K intercambiable (cmol(c)kg-1
) 0,5
Na intercambiable (cmol(c)kg-1
) 0,2
Cu intercambiable (mg kg-1
) 28,4
Cu disponible (EDTA) (mg kg-1
) 54,4
Cu disponible (DTPA) (mg kg-1
) 43,6
Cu total (mg kg-1
) 187,4
El suelo posee una textura franco-arenosa, un pH ácido (4,7) y un contenido en C
orgánico de 10 g kg-1
. En el complejo de intercambio catiónico predomina el Ca, con un
valor de 1,8 cmol(c)kg-1
, destacando también la presencia de Al (0,9 cmol(c)kg-1
) y siendo
la capacidad de intercambio catiónico efectiva (CICe) baja.
Además, presenta una elevada concentración de Cu total (187 mg kg-1
) lo que nos
lleva a considerarlo como un suelo contaminado por este metal. Por otra parte, el nivel de
Cu intercambiable fue de 28,4 mg kg-1
y el de Cu potencialmente asimilable o disponible
(extraído en EDTA y DTPA) fue de 54,4 y 43,6 mg kg-1
, respectivamente (Tabla 5.1).
Capítulo V
199
V.3.1.2. El ryegrass inglés (Lolium perenne L)
La especie elegida para realizar el experimento fue el ryegrass o rye-grass inglés,
Lolium perenne, que pertenece a la familia de las gramíneas y es característica de las
praderas en zonas de clima templado (Figs. 5.2 y 5.3). Esta especie forrajera es originaria
de Europa y el norte de África, y es uno de los componentes principales de la
alimentación para el ganado bovino y ovino.
El Lolium perenne crece en todo tipo de suelos, aunque lo hace preferiblemente en
aquellos húmedos y fértiles, es altamente exigente en agua y nitrógeno, y tolera bien el
frío. Es sensible a la sequía y al exceso de agua, poco tolerante a la sombra y prefiere un
pH ligeramente ácido o próximo a la neutralidad (entre 5,8-6,7).
Se caracteriza por una gran producción de biomasa y por su precocidad (tiene una
rápida germinación, a los 5 o 7 días ya puede apreciarse que comienza a crecer), y su
sistema radical es fibroso y poco profundo (20-25 cm).
Las semillas de rye-grass empleadas en el experimento se adquirieron en un lote
que garantizaba una pureza y porcentaje de germinación superior al 98% (Fig. 5.4).
Para el control de la erosión del suelo, una de las medidas más eficaces es el
establecimiento de cubiertas vegetales (Durán-Zuazo y Rodríguez-Pleguezuelo, 2008). Se
han estudiado diferentes cultivos para intentar reducir dicha erosión en suelos de viñedo
(Novara et al., 2011), y las gramíneas mostraron una alta eficacia en la protección del
suelo contra la erosión (Lieskovský y Kenderessy, 2012), debido principalmente a su
sistema radicular muy desarrollado y por el efecto de cobertura del suelo mediante sus
partes aéreas.
Fig. 5.2. Semillas de Lolium perenne.
Fuente: http://www.agroads.com.ar/
Fig. 5.3. Rye-grass (Lolium perenne).
Fuente: http://fichas.infojardin.com/
Capítulo V
200
Fig. 5.4. Semillas de Lolium perenne empleadas en el experimento.
Entre las gramíneas, Lolium perenne presentó una alta tolerancia al Cu en suelos
muy ácidos (Carvalho et al., 2013), lo que indica que su uso puede ser recomendable en
suelos de viñedo, con el fin de minimizar la erosión del suelo y el transporte de Cu
unido a las partículas del suelo.
Para aumentar la eficacia del ryegrass contra la erosión del suelo, se necesita un
adecuado desarrollo de las raíces y brotes de las plantas. Sin embargo, el crecimiento de
la planta puede verse afectado negativamente por un pH ácido (Kidd y Proctor, 2001)
y la acumulación de Cu en el suelo (Arienzo et al., 2004). Por tanto, es recomendable la
adición de enmiendas al suelo que aumenten su pH y disminuyan el Cu biodisponible
para un desarrollo adecuado en este tipo de cultivos de cobertura.
Por otro lado, se debe tener en cuenta que el uso de enmiendas puede provocar
otros problemas en las plantas, tales como los descritos por Rillig et al. (2010). Estos
efectos negativos pueden deberse a la presencia de sustancias tóxicas, la reducción en
la actividad microbiana del suelo o cambios en la disponibilidad de nutrientes del
suelo (Lehmann et al., 2011).
V.3.1.3. Corteza de pino (Pinus pinaster)
Se utilizó corteza de pino (CRP) al natural, molida y tamizada por 2 mm (Figs.
4.4 y 4.5), cuyas características químicas se pueden ver en el capítulo anterior (Tablas
4.1 y 4.2).
Capítulo V
201
En la Tabla 4.1 se muestran las características químicas inorgánicas de la corteza
de pino utilizada en este trabajo, y en la Tabla 4.2 las características químicas orgánicas.
V.3.1.4. Concha de mejillón
La concha de mejillón triturada (CMT) que se utilizó en el experimento fue
proporcionada por la empresa Abonomar S. L. (Illa de Arousa, España) (Fig. 5.5).
Previamente a su uso, la CMT fue tamizada mediante un tamiz de malla de 1 mm
y almacenada en botes de polipropileno. La caracterización de este material ha sido
realizada anteriormente por el equipo de investigación responsable de este trabajo
(Garrido-Rodríguez et al., 2013).
Fig. 5.5. Concha de mejillón triturada empleada en el experimento.
Las características químicas de la concha de mejillón triturada en su fracción
menor de 1 mm se presentan en la Tabla 5.2.
Tabla 5.2. Características generales de la concha de mejillón.
Fuente: Garrido-Rodríguez et al. (2013).
Variable
pH (H2O) 9,4
pH (KCl) 9,0
C (%) 11,4
N (%) 0,2
CICe (cmol(c) kg-1
) 30,3
Cu total (mg kg-1
) 9
Zn total (mg kg-1
) 28
Capítulo V
202
V.3.2. Diseño experimental
V.3.2.1. Condiciones de crecimiento de Lolium perenne
El trabajo experimental se realizó en el invernadero de la Facultad de Ciencias de
Ourense, mediante ensayos en macetas de plástico, con unas dimensiones de 10 cm de
diámetro superior, 7,5 cm de diámetro inferior y con 9 cm de altura (Fig. 5.6).
Fig. 5.6. Medidas de la maceta tipo empleada en el experimento.
Cada maceta estaba constituida por lo siguiente (Fig. 5.7):
La parte inferior se cubrió con un trozo de malla porosa de plástico que cubría
toda la base interior de la maceta, para evitar la pérdida de suelo.
A continuación, una capa de gravas de cuarzo lavadas (aproximadamente el
35% del peso total, lo que corresponde a unos 160 g) para facilitar el drenaje.
Por último, una capa de suelo (control), o bien del suelo con distintas dosis de
los residuos empleados, ya sea corteza o corteza con concha (esta capa
comprendió el 65% del peso total, que corresponde aproximadamente a 300 g).
Así, el suelo de viñedo fue enmendado con diferentes dosis de los residuos, se
homogeneizó y se colocó en las macetas. Además, se midió el pH del suelo en agua y
KCl en este paso inicial.
Se añadieron tres dosis de corteza de pino (CRP) (12, 48 y 96 Tm ha-1
o Mg ha-1
,
lo que corresponde a 6, 24 y 48 g kg-1
respectivamente), y una dosis de CRP junto con
concha de mejillón triturada (CMT) (48 Mg ha-1
de cada uno de los residuos, es decir, 24
g kg-1
de CRP y de CMT para un total de 48 g kg-1
de las dos enmiendas combinadas)
para estudiar el efecto de estos dos residuos combinados.
9 cm
10 cm
7,5
cm
Capítulo V
203
Todo ello se realizó por cuadriplicado (es decir, cuatro macetas para cada dosis de
residuo). Se usaron además como control otras cuatro macetas con suelo sin adición de
residuo, por lo que en total se emplearon 20 macetas.
Fig. 5.7. Esquema representativo de los elementos que constituían las macetas.
Para cada mezcla se empleó 1,3 kg de suelo (para que fuera suficiente para cada
maceta, teniendo en cuenta las 4 réplicas), a lo que se le añadió la dosis correspondiente
de CRP o CRP + CMT. Las mezclas se agitaron durante 24 h en botellas de plástico,
empleando para ello un agitador eléctrico.
Las cantidades empleadas de cada residuo se describen a continuación:
Para una concentración de 12 Tm ha-1
o Mg ha-1
de residuo: a 1300 g de suelo se
le añadieron 7,2 g de residuo, teniendo para ello en cuenta una profundidad de
suelo de 20 cm y una densidad aparente de 1 g cm-3
.
Para una concentración de 48 Tm ha-1
de residuo: a 1300 g de suelo se le
añadieron 28,8 g de residuo, teniendo para ello en cuenta una profundidad de
suelo de 20 cm y una densidad aparente de 1 g cm-3
.
Para una concentración de 96 Tm ha-1
de residuo: a 1300 g de suelo se le
añadieron 57,6 g de residuo, teniendo para ello en cuenta una profundidad de
suelo de 20 cm y una densidad aparente de 1 g cm-3
.
A continuación se llevó a cabo la preparación de las macetas como se indicó en la
Fig. 5.7. Se añadieron aproximadamente 300 g de suelo o la mezcla de suelo + residuo
correspondiente para cada maceta, y se llevó a su capacidad de campo (CC).
Capa de
gravas
Malla porosa
Suelo
suelo + CRP
suelo + CRP + CMT
Semillas de Lolium perenne
Capítulo V
204
El método que utilizamos para determinar la CC de la muestra de suelo fue el
termo-gravimétrico (Reynolds, 1970; Porta et al., 2008). Este método consiste
básicamente en el cálculo de la humedad por diferencia de pesos entre el suelo en
condiciones saturadas y después de secarlo en la estufa a 105ºC durante 24 h (Reynolds,
1970) o hasta peso constante. El valor de la CC (en porcentaje) viene dado por la
expresión (Martínez-Fernández y López-Bermúdez, 1996) (Ec. 5.1):
CC (%) = [(Ph – Ps)/Ps] x 100 Ec. 5.1
Siendo:
CC: Capacidad de campo (en %).
Ph: Peso de la muestra húmeda (saturada).
Ps: Peso de la muestra después de secarla en la estufa.
Conocido este dato, se añadió el volumen de agua destilada necesario a cada
maceta (en nuestro caso, el volumen obtenido que se añadió inicialmente fue de 50 mL),
tratando de lograr la mejor homogenización posible entre los materiales.
Después, se realizó la plantación de una semilla por cm2. Para ello, se calculó la
superficie de plantación de cada maceta teniendo en cuenta el radio de la misma, lo que
supuso un área de 78,5 cm2. Así, se sembraron por maceta 75 semillas, empleando unas
pinzas para introducirlas superficialmente, y con la ayuda de una plantilla para procurar
que las semillas estuvieran distribuidas uniformemente por toda la superficie y obtener la
separación adecuada entre las mismas. Se descartaron las zonas próximas a los bordes.
Posteriormente, se regaron con un pulverizador y se volvieron a pesar las macetas para
conocer el peso total (Fig. 5.8).
Fig. 5.8. Preparación de las macetas.
Capítulo V
205
Las macetas se pesaron diariamente mientras duró el experimento, y en el caso
de ser necesario, se repuso el volumen de agua perdido por evaporación para mantener la
humedad constante a la CC, añadiendo agua con la ayuda del pulverizador. Se
mantuvieron en el invernadero a temperatura constante (22±2°C) durante 51 días. Se
procedió al conteo de las plantas germinadas a los 8 y 51 días de cultivo, ya que
transcurrido este tiempo, se observó que se estabilizaba el crecimiento.
Finalmente (tras los 51 días), se cuantificaron y se extrajeron las plantas
germinadas de las macetas, con cuidado para evitar perder las raíces.
V.3.3. Métodos
V.3.3.1. Análisis de las plantas
El efecto de los residuos en la respuesta de Lolium perenne se determinó
teniendo en cuenta la germinación de las semillas, el desarrollo de las plantas y la
incorporación de Cu por las mismas (tanto en las raíces y como en la parte aérea).
Para ello, las plantas recolectadas se depositaron en bandejas con papel de filtro, y
se dejaron secar al aire a temperatura ambiente (20±2ºC) durante 7 días. Después, se
eliminaron con cuidado los restos de suelo rizosférico, y se lavaron las plantas con agua
destilada, dejándolas secar de nuevo sobre papel de filtro. Posteriormente se secaron a
65ºC hasta peso constante.
A continuación, se separó la parte aérea de la parte radicular y se midió su
longitud (en cm), así como la producción de biomasa (expresada como materia seca)
tanto del tallo como de las raíces (en g), para comprobar la influencia de los tratamientos
con los residuos en el crecimiento de las plantas. Se determinó la longitud media y la
producción de biomasa media para ambas partes de las plantas (aérea y radicular) de
cada maceta, y se almacenaron en bolsas de plástico con cierre zip hermético hasta su
posterior análisis.
V.3.3.1.1. Porcentaje de germinación de las semillas
Con el objetivo de comprobar la germinación de las semillas, se realizó un estudio
de las mismas en placas Petri (Fig. 5.9).
Capítulo V
206
Fig. 5.9. Estudio de la germinación de las semillas en placas Petri.
Para esto, se colocaron 10 semillas en una placa sobre papel de filtro, y se añadió
1 mL de agua destilada (esto se realizó por cuadriplicado).
Las placas se colocaron en una cámara de incubación a 25ºC en oscuridad.
Mediante el recuento a los 3 y a los 10 días de las semillas germinadas (plazos marcados
por el ISTA-International Seed Testing Association, 2016- para el conteo de
germinación) se determinó el porcentaje de germinación.
V.3.3.1.2. Medida del contenido de Cu en las plantas
Para determinar la concentración de este metal en las plantas de rye-grass, tanto
en tallos como en raíces, se siguió el método propuesto por Gray et al. (1999).
Se llevó a cabo una digestión de la siguiente forma: la biomasa aérea y radicular
de las plantas de cada maceta se trituró por separado finamente en un mortero de ágata, y
después se transfirió cuidadosamente a tubos de Pyrex. En los tubos de digestión se
pesaron 0,1 g de muestra, añadiéndoles 7,5 mL de ácido nítrico (HNO3) al 69% y se
llevaron a un bloque digestor durante 7 horas a una temperatura de 130 ºC (Gray et al.,
1999). Finalizada la digestión, se dejaron enfriar los tubos durante 20 minutos y se filtró
su contenido por papel de filtro lavado al ácido para posteriormente medir la
concentración de Cu mediante espectrofotometría de absorción atómica de llama en un
equipo Solaar M5 Thermo Elemental (Estados Unidos). El contenido del metal se expresó
en mg por gramo de materia seca.
Para asegurar la calidad y el control del método, se seleccionaron dos materiales
de referencia certificados (patrones estándar): SRM 1570 (hojas de espinaca) y BCR-062
(hojas de olivo). Las muestras de referencia fueron digeridas por triplicado y se
analizaron mediante el método anteriormente mencionado para las muestras de plantas.
Se obtuvieron resultados satisfactorios de Cu en los materiales de referencia, ya que en
todos los casos estaban dentro de los valores certificados.
Capítulo V
207
V.3.3.2. Análisis previo del suelo empleado y análisis posterior del suelo de las
macetas
El suelo de viñedo empleado en el experimento, previamente secado al aire y
tamizado por 2 mm, fue caracterizado antes de la siembra de las semillas de Lolium
perenne (los valores obtenidos pueden verse en la Tabla 5.1).
Además, después de los diferentes tratamientos y transcurridos los 51 días de
incubación, también se realizó el análisis de los suelos de cada maceta.
Se midió el pH en H2O y KCl, se determinó Na, K, Ca, Mg y Al de cambio, Cu
disponible (CuEDTA y CuDTPA) y Cu intercambiable (Cu en acetato amónico CuAA y en
cloruro amónico CuCA).
Como ya hemos mendionado, los métodos de caracterización general del suelo
empleado ya han sido descritos en el Capítulo III, apartado III.3.2.
V.3.3.2.1. Determinación del contenido de Cu biodisponible (EDTA y DTPA),
intercambiable (CuAA y CuCA) y total
Se determinó el contenido de Cu en el suelo antes de la siembra, y para cada
maceta después de la recogida de las plantas germinadas.
Para obtener el Cu biodisponible (CuEDTA y CuDTPA), se llevó a cabo el siguiente
procedimiento (Lakanen y Erviö, 1971): se agitó una suspensión formada por 5 g de suelo
(o mezcla con el residuo empleados) con 25 mL de una disolución de EDTA-Na2 0,02 M
y NH4Ac 0,5 M durante 30 minutos. Trascurrido este tiempo, las suspensiones se
centrifugaron a 3000 rpm durante 15 minutos y se filtraron sobre papel lavado al ácido.
La extracción con DTPA se llevó a cabo empleando una disolución consistente en
0,0005 M DTPA, 0,1 M de TEA (trietanolamina) y 0,01 M CaCl2 ajustado a pH 7,3
(Lindsay y Norwell, 1978). En los extractos se determinó el Cu mediante
espectrofotometría de adsorción atómica de llama en el equipo Solaar M5 Thermo
Elemental (EEUU).
El Cu intercambiable (CuAA y CuAC) se determinó en los extractos obtenidos
después de agitar la suspensión constituida por 10 g de suelo (o mezcla con residuo) y 50
mL de acetato amónico (NH4Ac) 1M durante 1 hora a pH 7, centrifugar a 3000 rpm
durante 15 minutos y filtrar sobre papel lavado al ácido (Gupta y Chen, 1975). También
se determinó el Cu intercambiable empleando cloruro amónico (NH4Cl) 0,2 M (Sumner y
Miller, 1996). En los extractos se midió el Cu mediante espectrofotometría de adsorción
atómica (EAA).
Capítulo V
208
Por último, se determinó el contenido de Cu total (CuT) en el suelo (o mezcla con
CRP o CRP+CMT) finamente molido, mediante la digestión en un horno microondas de
0,5 g de suelo con 5 mL de HNO3, 4 mL de HF y 1 mL de HCl a una presión de 100 psi
(Reed y Martens, 1996).
V.3.3.3. Análisis estadístico
Las diferencias entre las muestras de suelo no enmendado con los residuos
(control) y el suelo enmendado con CRP o CRP+CMT, se probaron mediante análisis
unidireccional de la varianza (ANOVA).
A continuación, se aplicó el Test de Dunnett de diferencias significativas, para
evaluar la eventual importancia de las diferencias con el suelo control, es decir, se
compararon las medias de los diferentes tratamientos en las macetas con la media de las
macetas control.
Se utilizó el programa SPSS, versión 23.0, para todos los cálculos estadísticos.
V.4. Resultados y discusión
En este apartado se presentarán los resultados obtenidos en los diferentes
tratamientos del suelo con corteza de pino (CRP) y la combinación de la dosis de corteza
con concha (CRP+CMT).
V.4.1. Influencia de la corteza de pino (y su combinación con concha de
mejillón) en la germinación de Lolium perenne
En los ensayos de germinación realizados en placas Petri se obtuvo que, a los 3
días de incubación en oscuridad, no había germinado todavía ninguna semilla. En
cambio, a los 10 días se realizó de nuevo el recuento y habían germinado el 70% de ellas.
Capítulo V
209
Fig. 5.10a y b. Número de plantas germinadas (media±desviación estándar) a los 8 días de cultivo (a) y a
los 51 días de cultivo (b) en función de la dosis de CRP y la combinación CRP+CMT. Los asteriscos
indican diferencias significativas con respecto a la muestras control (Test de Dunnett, p<0,05).
En las gráficas de la Fig. 5.10 se puede observar el número de plantas
germinadas en las macetas a los 8 días (a) y a los 51 días (b) después de la siembra, en
función de la dosis añadida de CRP (o combinación de los dos residuos).
Se puede ver que, transcurridos los 51 días, aumentó considerablemente el número
de plantas germinadas en las macetas que contenían 48 g kg-1
de corteza de pino, y en las
que contenían ambos materiales, 24 g kg-1
de CRP+24 g kg-1
de CMT (Fig. 5.10).
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
Control A B C D
Nº
Ger
min
ated
pla
nts
a
* ** *
Nº
Pla
nta
s ger
min
ad
as
a
6 24 48 24+24
CRP o CRP+CMT (g kg-1
)
0
10
20
30
40
50
60
70
C A B C D
Nº
Ge
rmin
ate
d p
lan
ts b
Nº
Pla
nta
s ger
min
ad
as
Control
b
6 24 48 24+24
Capítulo V
210
V.4.2. Influencia de la corteza de pino (y su combinación con concha de
mejillón) en la longitud y producción de biomasa de la parte aérea y
radicular de Lolium perenne
En las imágenes Fig. 5.11 y 5.12 se puede observar el crecimiento de las plantas
de Lolium perenne a los 8 y a los 51 días después de la siembra, respectivamente, con y
sin la adición de CRP o CRP+CMT.
Además, los resultados obtenidos para la longitud de la parte aérea de las
plantas se presentan en la gráfica de la Fig. 5.13. En ella se puede observar que las
muestras control presentaron una longitud media de 5,3±1,4 cm. Dicha longitud no fue
significativamente diferente para los distintos tratamientos con corteza de pino (CRP), sin
embargo, las muestras con tratamiento de corteza de pino (CRP) y concha de mejillón
(CMT) mostraron un crecimiento significativamente superior (Test de Dunnett, p<0,05),
siendo éste de 6,5±1,7 cm.
Así, se observó que la corteza de pino retrasó ligeramente la germinación de
Lolium perenne (Fig. 5.12 y 5.13), lo cual puede estar relacionado con la presencia de
sustancias alelopáticas que inhiben la germinación (la alelopatía es la influencia directa
de un compuesto químico liberado por una planta sobre el desarrollo y crecimiento de
otra). Bulut y Demir (2007) demostraron mediante experimentos de laboratorio que los
porcentajes de germinación de diferentes especies, entre ellas Lolium perenne, disminuía
al añadir extractos de hojas de Pinus sylvestris, y al mismo tiempo se producía una
disminución del tiempo de germinación. Resultados similares bajo condiciones de
laboratorio han sido obtenidos por Aliloo et al. (2012), que indicaron que el efecto
alelopático es dependiente de la concentración del extracto de hojas de pino. Esto
justificaría los resultados obtenidos en este trabajo; el leve retraso en la germinación (Fig.
5.10) sería debido a que la concentración de sustancias alelopáticas en las condiciones de
nuestro experimento en macetas es baja, pudiendo ocurrir que al entrar en contacto con el
suelo éstas sean adsorbidas. Así, el efecto sobre la germinación sería menor en
comparación con los experimentos de laboratorio en los que las semillas entran
directamente en contacto con estas sustancias aleopáticas.
Capítulo V
211
Fig. 5.11a y b. Crecimiento de las plantas de Lolium perenne a los 8 días después de la siembra con y sin la
adición de corteza de pino (CRP) (a) y con o sin la adición de CRP+CMT (b).
a
CONTROL
sin CRP
Suelo + 6 g
kg-1
de
CRP
Suelo + 24
g kg-1
de
CRP
Suelo + 48
g kg-1
de
CRP
8 días de incubación
b
CONTROL
sin CRP
Suelo +
24 g kg-1
de CRP
+ 24 g
kg-1
de
CMT
Capítulo V
212
Fig. 5.12a y b. Crecimiento de las plantas de Lolium perenne a los 51 días después de la siembra con y sin
la adición de corteza de pino (CRP). Dosis añadidas: 6 g kg-1
de CRP (a) y 24 g kg-1
de CRP (b).
a
b
Suelo + 6 g
kg-1
de
CRP
Suelo + 24
g kg-1
de
CRP
CONTROL
sin CRP
CONTROL
sin CRP
51 días de incubación
Capítulo V
213
Fig. 5.12c y d. Crecimiento de las plantas de Lolium perenne a los 51 días después de la siembra con y sin
la adición de corteza de pino (CRP) o CRP+CMT. Dosis añadidas: 48 g kg-1
de CRP (c) y 24 g kg-1
de CRP
+ 24 g kg-1
de CMT (d).
Con respecto al crecimiento radicular, podemos observar que se produce un
incremento de éste a medida que aumenta la dosis de corteza de pino añadida (Fig.
5.13), pasando de 0,5±0,1 cm para las muestras control, a 1,6±0,5 cm para las muestras
con la dosis 48 g kg-1
de corteza de pino. Las muestras con mezcla de corteza de pino y
concha de mejillón (CRP+CMT) también mostraron un crecimiento radicular mayor que
las muestras control, con un valor de 1,5±0,3 cm. Todos los tratamientos mostraron
diferencias significativas con respecto a la muestras control (Test de Dunnett, p <0,05).
c
CONTROL
sin CRP
Suelo + 48
g kg-1
de
CRP
d
51 días de incubación
CONTROL
sin CRP
Suelo + 24
g kg-1
de
CRP + 24 g
kg-1
de
CMT
Capítulo V
214
Fig. 5.13. Longitud de la parte aérea y radicular (media±desviación estándar) en función de la dosis de CRP
o CRP+CMT. Los asteriscos indican diferencias significativas con respecto a la muestras control (Test de
Dunnett, p<0,05).
La longitud de la parte aérea no presentó cambios significativos debidos a la
adición de corteza de pino (CRP), en contraste con la longitud de las raíces, que ya
presentan cambios significativos con la dosis de 6 g kg-1
de CRP; esto trae como
consecuencia que la relación Longitud raíz/Longitud brote incremente de valores de 0,09
para las muestras control a valores de 0,19, 0,25 y 0,29 para dosis de corteza de pino de 6,
24 y 48 g kg-1
respectivamente. Esto se debe probablemente al pH ácido del suelo
(4,7), el cual no cambia significativamente con la adición de CRP (valores entre 4,8-
4,9 para diferentes dosis de CRP) (Tabla 5.3).
Tabla 5.3. pHs y análisis del complejo de intercambio catiónico (CIC) (media±desviación estándar) en los
suelos con y sin tratamiento de CRP y CRP+CMT después de 51 días de cultivo.
Muestra pH Agua pH KCl Ca
(cmol(c)kg-1
)
Mg
(cmol(c)kg-1
)
K
(cmol(c)kg-1
)
Al
(cmol(c)kg-1
)
Control 4,6 ± 0,1 3,8 ± 0,1 0,52 ± 0,18 0,15 ± 0,07 0,09 ± 0,01 1,11 ± 0,10
6 g kg-1
4,8 ± 0,1 3,8 ± 0,0 0,52 ± 0,16 0,16 ± 0,05 0,09 ± 0,01 0,90 ± 0,04
24 g kg-1
5,0 ± 0,1 3,8 ± 0,0 0,44 ± 0,05 0,14 ± 0,02 0,10 ± 0,02 0,77 ± 0,02
48 g kg-1
4,9 ± 0,1 3,7 ± 0,0 0,53 ± 0,02 0,18 ± 0,00 0,11 ± 0,01 0,60 ± 0,03
24 + 24 g kg-1
7,3 ± 0,1 6,5 ± 0,0 5,22 ± 2,04 0,13 ± 0,02 0,09 ± 0,02 <0,06
Suelo inicial 4,7 ± 0,0 3,6 ± 0,0 1,80 ± 0,00 0,50 ± 0,00 0,50 ± 0,00 0,90 ± 0,00
Esto se confirma si observamos las muestras con la mezcla de corteza de pino y
concha de mejillón, donde el pH se eleva hasta 7,3 y el crecimiento de Lolium perenne es
significativamente diferente del control (Tabla 5.3).
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
Control A B C D
Len
gth
(cm
)
Roots Aereal plant
*
* * * *Lon
git
ud
(cm
)
Raíces Parte aérea
6 24 48 24+24
CRP o CRP+CMT (g kg-1
)
Capítulo V
215
Por otra parte, que la longitud de las raíces sea significativamente mayor se
puede deber a una disminución del Al cambiable (Tabla 5.3), disminuyendo así su
efecto inhibidor del crecimiento de las raíces. Por tanto, en nuestro estudio la corteza de
pino tendría un efecto directo sobre el crecimiento de la parte radicular. Aunque no
tenemos conocimiento de trabajos similares, sí nos encontramos con experimentos de
laboratorio en los que se estudia el efecto de extractos de hoja de pino en el crecimiento
radicular, con resultados contrapuestos; por un lado, Bulut y Demir (2007) describen un
incremento en la longitud de las raíces debido a la adición de extractos de hoja de pino y,
por otro, Ailoo et al. (2012) indican una disminución en la longitud de las raíces y de la
relación Longitud raíz/Longitud brote debido a la presencia de extractos de hoja de pino.
En cuanto a la producción de biomasa (materia seca) de la parte aérea, las
muestras control presentan una producción de 0,036±0,007 g maceta-1
(Fig. 5.14). La
aplicación de las diferentes dosis de corteza de pino no producen cambios
significativos en dicha producción (Test de Dunnet, p<0,05).
La producción de masa radicular es similar a la de los brotes en las muestras
control, con un valor medio de 0,036±0,007 g maceta-1
(Fig. 5.14). Este valor se
incrementa a medida que aumenta la dosis de corteza de pino añadida, encontrándose
diferencias significativas para la dosis de 48 g kg-1
y para el tratamiento de mezcla de
CRP+CMT (Fig. 5.14), que presentan valores de 0,061±0,013 y 0,057±0,011 g maceta-1
,
lo cual representa un incremento del 69 y 58%, respectivamente.
Fig. 5.14. Producción de biomasa (en materia seca) de la parte aérea y radicular (media±desviación
estándar) en función de la dosis de CRP o CRP+CMT. Los asteriscos indican diferencias significativas con
respecto a las muestras control (Test de Dunnett, p<0,05).
0.00
0.02
0.04
0.06
0.08
0.10
Control A B C D
Dry
mat
ter
(g p
ot
-1)
Root dry matter
Shoot dry matter **
Materia seca raíz
Materia seca brotes
Mate
ria s
eca
(mg m
aceta
-1)
6 24 48 24+24
CRP o CRP+CMT (g kg-1
)
Capítulo V
216
Considerando la producción tanto de masa aérea como radicular, el
comportamiento es muy similar al descrito para la longitud de brotes y raíces, no
observándose diferencias significativas en la producción de biomasa aérea e
incrementándose la radicular, sobre todo a altas dosis de CRP (Fig. 4.6). Por lo tanto, los
factores que explicarían estos resultados son los mismos que los descritos para el
incremento de longitud de raíces y tallos. A medida que se incrementa la dosis de corteza,
se favorece la producción de masa radicular, y la relación Biomasa raíces/Biomasa brotes
se incrementa a valores que van desde 0,92 para las muestras control, hasta 20,5 para las
muestras con mayor dosis de CRP (48 g kg-1
). Esto claramente indica que la corteza de
pino favorece la producción de masa radicular frente a la de masa aérea.
En lo que respecta a las propiedades del suelo, la adición de CRP trajo como
consecuencia un ligero incremento del pH y una disminución del Al intercambiable, sin
afectar significativamente al Ca, Mg y K de cambio (Tabla 5.3).
Por otro lado, los cambios en el suelo debidos al cultivo de ryegrass se
traducen fundamentalmente en una disminución del Ca, Mg y K intercambiables
(Tabla 5.3).
V.4.3. Influencia de la corteza de pino en la concentración de cobre en la
parte aérea y radicular de Lolium perenne
La concentración de cobre en la parte aérea de Lolium perenne de las muestras
control fue de 50,1±6,7 mg kg-1
. Esta concentración de Cu disminuye a medida que
aumenta la dosis de corteza de pino (Fig. 5.15a), obteniéndose diferencias
significativas con respecto a las muestras control para dosis de 24 y 48 g kg-1
de CRP.
Los niveles más bajos se encontraron para la mezcla de CRP y CMT, con valores de
24,6±3,8 mg kg-1
.
La concentración de Cu en las raíces fue mayor que en los brotes, con
concentraciones para las muestras control de 249,6±42,9 mg kg-1
(Fig. 5.15b).
La adición de CRP disminuyó significativamente dicha concentración para todas
las dosis estudiadas, hasta valores de entre 64,4±2,2 y 56,2±3,6 mg kg-1
para dosis de 48
g kg-1
y para las mezclas CRP+CMT, respectivamente.
Capítulo V
217
Fig. 5.15a y b. Concentración de Cu en la parte aérea (a) y radicular (b) (media±desviación estándar) en
función de la dosis de CRP o CRP+CMT. Los asteriscos indican diferencias significativas con respecto a
las muestras control (Test de Dunnett, p<0,05).
V.4.4. Cu en el suelo: en EDTA, DTPA, acetato amónico y cloruro amónico,
en función de la dosis de CRP o CRP+CMT y después de 51 días de cultivo
La adición de corteza de pino disminuye el Cu potencialmente asimilable por
las plantas (extraíble en EDTA), pasando de 62,3±3,9 mg kg-1
para las muestras control
a 56,5±3,0 mg kg-1
para las muestras con mayor dosis de corteza (48 g kg-1
).
Las muestras con mezcla de CRP y CMT mostraron el menor valor de Cu
extraíble con EDTA (54,9±1,3 mg kg-1
).
CRP o CRP+CMT (g kg-1
)
0
100
200
300
Control A B C D
Cu
in r
oo
tt (
mg
kg-1
) b)
**
* *
0
50
100
Control A B C D
Cu
in s
ho
ot
(mg
kg-1
)
a)
* **
a
Cu
en
bro
tes
(mg
kg
-1)
Cu
en
ra
íces
(m
g k
g-1
) b
6 24 48 24+24
6 24 48 24+24
Capítulo V
218
Los porcentajes de disminución fueron en todos los casos inferiores al 12%,
aunque aplicando el Test de Dunnet de análisis de varianza se observaron diferencias
significativas (p <0,05) para todas las dosis estudiadas (Fig. 5.15a).
Con respecto al Cu extraíble con DTPA, el comportamiento es similar, pasando
de 43,0±1,8 mg kg-1
para las muestras control a 37,6±0,8 mg kg-1
para las muestras con
mayor dosis de CRP; las muestras con mezcla de CRP y CMT mostraron un valor menor
(24,9±0,7 mg kg-1
) que con la mayor dosis de corteza. Los porcentajes de disminución en
este caso fueron también iguales o inferiores al 12% para las muestras con diferentes
dosis de CRP, sin embargo, para las muestras con mezcla de corteza y concha, el
porcentaje de disminución fue muy superior, alcanzado el 42%. La concentración de
Cu en DTPA fue significativamente diferente de las muestras control para dosis iguales o
superiores a 24 g kg-1
(Fig. 5.15b) (Test de Dunnet, p<0,05).
Por otro lado, la adición de CRP también disminuyó significativamente (Test de
Dunnet, p<0,05) las fracciones más móviles de Cu. Así, el Cu extraíble con acetato
amónico pasa de 5,2±0,1 mg kg-1
para las muestras control, a 1,9±0,3 mg kg-1
para las
muestras con 48 g kg-1
de corteza, y a 1,4±0,2 mg kg-1
para la mezcla CRP+CMT (Fig.
5.15c).
Los porcentajes de disminución de Cu con respecto a las muestras control
fueron de 20, 50 y 64% para las dosis de corteza de 6, 24 y 48 g kg-1
respectivamente.
Las muestras con mezcla de corteza y concha presentaron un porcentaje de disminución
del Cu extraíble en acetato amónico del 73%. El Cu extraíble con cloruro amónico fue
mayor, pasando de 2,6±1,3 mg kg-1
para las muestras control, a 2,3±0,8 mg kg-1
para las
muestras con dosis de 48 g kg-1
de CRP, y a valores inferiores a 1,9 mg kg-1
para las
muestras con mezcla de CRP+CMT (Fig. 5.15d).
Los porcentajes de disminución de Cu en función de la dosis de corteza de
pino fueron menores, con valores de 4, 15 y 14% para las dosis de corteza de pino de 6,
24 y 48 g kg-1
, respectivamente; sin embargo, el porcentaje de disminución de las
muestras con mezcla de CRP+CMT fue superior al 93%. El Cu extraíble en cloruro
amónico fue significativamente menor con respecto a las muestras control partir de dosis
de corteza de pino de 24 g kg-1
(Fig. 5.15d).
Capítulo V
219
0.0
10.0
20.0
30.0
Control A B C D
Cu
Am
mo
niu
m A
ceta
te (m
g kg
-1 )
*** *
c)
Fig. 5.16a y b. Cu extraíble en EDTA (a) y DTPA (b), acetato amónico (c) y cloruro amónico (d) (mg kg-1
)
(media±desviación estándar) en función de la dosis de CRP o CPR+CMT. Los asteriscos indican
diferencias significativas con respecto a la muestras control (Test de Dunnett, p<0,05).
0.0
20.0
40.0
60.0
80.0
100.0
Control A B C D
Cu
ED
TA (
mg
kg-1
)
* * * *
a)
0.0
20.0
40.0
60.0
80.0
100.0
Control A B C D
Cu
DT
PA (
mg
kg-1
)
* **
b)
Cu
ED
TA (
mg
kg-1
)
0.0
10.0
20.0
30.0
Control A B C D
Cu
Am
mo
niu
m C
lhlo
rid
e (
mg
kg-1
)* *
*
d)
6 24
a
Cu
AA
(m
g kg
-1)
48 24 6 48 24 6
CRP o CRP+CMT (g kg-1) CRP o CRP+CMT (g kg-1)
Cu
AC
(m
g kg
-1)
24+24
Cu
AA
(m
g kg
-1)
24+24
c
24 48 6 48 24 24+24
a b
Cu
DTP
A (
mg
kg-1
)
6 24+24
d
Capítulo V
220
La incorporación de Cu en los tejidos de Lolium perenne en las muestras
control fue diferente en función de la parte de la planta analizada; así, la concentración
fue mayor en las raíces (250±43 mg kg-1
) en comparación con la parte aérea (50±7 mg
kg-1
). El contenido de Cu en los brotes (Fig. 5.15a) supera el umbral a partir del cual
dicho metal genera problemas de crecimiento (21 mg kg-1
según Davis y Beckett,
1978).
La adición de CRP dio lugar a disminuciones significativas, hasta valores de 29
mg kg-1
para las muestras con la mayor dosis de CRP (48 g kg-1
), y 25 mg kg-1
para la
muestra con CRP+CMT. Esto significa que la adición de corteza puede favorecer el
crecimiento de Lolium perenne, dificultando la incorporación de Cu a la planta.
La concentración de Cu en raíces todavía disminuyó en mayor proporción (Fig.
5.15b); de hecho, el factor de traslocación (FT), calculado mediante la expresión
CuA/CuR (siendo CuA la concentración de Cu en la parte aérea y CuR, la concentración en
la parte radicular en mg kg-1
), aumentó a medida que se incrementó la dosis de CRP,
pasando de 0,20±0,04 mg kg-1
para las muestras control a 0,30±0,06, 0,41±0,05 y
0,45±0,13 mg kg-1
para las dosis de corteza de pino de 6, 24 y 48 g kg-1
respectivamente.
Además, la adición de este material produjo una disminución significativa de las
formas más móviles de Cu, tanto en el Cu extraíble en acetato amónico (CuAA) como
en cloruro amónico (CuCA) (Fig. 5.16c y d); el comportamiento del Cu potencialmente
disponible para las plantas, estimado a partir de las extracciones con EDTA y DTPA,
tuvo un comportamiento similar, ya que disminuyó significativamente con la dosis de
CRP (Fig. 5.16a y b).
Por otra parte, existen correlaciones significativas entre el Cu absorbido por
las plantas y el Cu intercambiable presente en el suelo (evaluado mediante extracciones
con acetato amónico y cloruro amónico), así como con el Cu potencialmente asimilable
o disponible (evaluado con EDTA y DTPA) (Tabla 5.4).
Considerando el Cu más móvil o cambiable, las correlaciones más altas se
obtuvieron para el Cu extraíble en acetato amónico (CuAA) y el Cu presente en las raíces
y en los tallos de Lolium perenne, con valores de r=0,935 y r=0,838, respectivamente, en
relación al CuCA, con valores de r=0,683 y 0,615 para raíces y tallos respectivamente
(Tabla 5.4).
Por otra parte, para el Cu biodisponible, las correlaciones más altas se obtuvieron
para CuDTPA, con valores de r=0,816 y r=0,800 en raíces y tallos respectivamente, con
respecto a los valores de CuEDTA (r=0,786 y r=0,665 en raíces y tallos, respectivamente)
(Tabla 5.4).
6 24
Capítulo V
221
Los coeficientes de correlación también fueron más altos para el Cu en las raíces
que en los tallos para los cuatro extractantes mencionados, lo cual está en concordancia
con lo expuesto por Brun et al. (2001), quienes sugirieron que el Cu presente en las
raíces es un mejor indicador del Cu biodisponible que el de la parte aérea de las
plantas.
Tabla 5.4. Coeficientes de correlación (r) entre el Cu incorporado a la parte aérea y a la parte radicular (mg
kg-1
) y el Cu extraíble en acetato amónico (CuAA), cloruro amónico (CuCA) , CuEDTA y CuDTPA; (n = 16).
Cu en raíces
(mg kg-1
)
Cu en brotes o tallos
(mg kg-1
)
CuAA 0,935** 0,838**
CuCA 0,683** 0,615*
CuEDTA 0,786** 0,665**
CuDTPA 0,816** 0,800**
*p<0,01
**p<0,005
Los cambios en el suelo debidos a la adición de corteza de pino nos llevan a
concluir que la disminución de la incorporación de Cu por las plantas asociada a la
adición de CRP se debe a la inmovilización previa de dicho metal que se produce en
el suelo a causa de la adición de la corteza de pino molida.
Esta inmovilización se debe fundamentalmente a dos factores:
a) El ligero incremento en el pH, que puede ayudar a inmovilizar el Cu en el suelo, y
por lo tanto dicho Cu sería menos susceptible de ser absorbido por la planta. De
hecho, la reducción del Cu incorporado por las plantas de ryegrass debido a la
adición de enmiendas que aumentan el pH de suelo ha sido previamente observada
por otros autores, por ejemplo con la adición de residuos con calcio (Fan et al., 2012)
y biochar (Rees et al., 2015).
Sin embargo, es probable que en este caso el efecto del pH no sea el más
importante, ya que los cambios en el pH debidos a la adición de CRP son limitados
y, además, cuando analizamos las muestras con CRP+CMT el efecto en la
incorporación de Cu por Lolium perenne es similar al efecto de la mayor dosis de
CRP (Fig. 5.15).
b) La capacidad de adsorción que presenta la corteza de pino para metales pesados
(que ya ha sido comprobada en otros trabajos), junto con la disminución de su
desorción, hacen que este residuo inmovilice metales de una manera
fundamentalmente irreversible, e impida de esta forma su absorción por la planta.
Capítulo V
222
En experimentos tipo batch y en cámara de flujo agitado (ver Capítulo IV del
presente trabajo) se comprobó que tanto el Pb como el Cu presentan una mayor
adsorción con respecto a otros metales pesados. Resultados similares han sido
obtenidos en experimentos en columnas (ver Capítulo IV). Martin-Dupont et al.
(2002) observaron además que la corteza de algunas coníferas poseían una alta
capacidad de adsorción de metales, mostrando una secuencia de adsorción máxima
de Cu>Pb>Ni>Zn. Nehrenheim y Gustafsson (2008), comparando diferentes
bioadsorbentes, indicaron que la corteza de pino fue el más eficiente en la adsorción
de metales, sobre todo a bajas concentraciones de éstos.
Resultados opuestos se obtienen cuando se estudia la desorción (Cutillas et
al., 2014; ver Capítulo IV), siendo el Pb y el Cu los metales que menos se desorben.
Esta histéresis en los procesos de adsorción-desorción para el Cu se debe a la
formación de complejos de esfera interna (Strawn y Baker, 2008) y ha sido
observada para componentes orgánicos como ácidos húmicos (Arias et al., 2002), y
en suelos de bajo pH y altos contenidos de materia orgánica (Arias et al., 2006).
En este sentido, la corteza de pino posee un alto contenido en C, que forma
parte de la materia orgánica (principalmente representada por lignina, celulosa y
hemicelulosa). La lignina contiene grupos fenólicos, los cuales pueden ser muy
activos en la adsorción irreversible de metales pesados mediante la formación de
complejos de esfera interna, afectando principalmente a metales como Cu y Pb, lo
que se traduce en una mayor adsorción y menor desorción para estos dos metales.
Esto explicaría la inmovilización de Cu en el suelo por la adición de corteza de
pino y, como consecuencia, una disminución de su incorporación a las
estructuras de Lolium perenne.
V.5. Conclusiones
Después de los resultados obtenidos y lo anteriormente descrito, podemos
concluir que:
La adición de corteza de pino (CRP), individualmente y en su combinación con
concha de mejillón (CMT), a un suelo ácido de viñedo contaminado por Cu,
dio lugar a una disminución de la incorporación de Cu por la planta Lolium
perenne, la cual se debe a la inmovilización previa de dicho metal en el suelo.
Esto se debe fundamentalmente a dos factores: el ligero incremento en el
pH, que ayuda a retener el Cu en el suelo, y a la capacidad de adsorción que
presenta la CRP para metales pesados, que hacen que este residuo los
inmovilice e impida su absorción por la planta.
Capítulo V
223
La adición de CRP al suelo produjo una disminución significativa de las formas
más móviles de Cu en el suelo, tanto el Cu extraíble en acetato amónico (CuAA)
como en cloruro amónico (CuCA), y el comportamiento del Cu potencialmente
disponible para las plantas estimado a partir de las extracciones con EDTA y
DTPA fue similar, ya que disminuyó significativamente con las distintas dosis de
CRP.
La aplicación de CRP al suelo favoreció el crecimiento y la producción de
biomasa de la planta Lolium perenne, principalmente de la parte radicular
(incrementándose sobre todo a altas dosis de CRP).
Al mismo tiempo, disminuyó significativamente la incorporación de Cu en los
tejidos de L. perenne, tanto en brotes como en raíces, sobre todo para las muestras
con mayor dosis de CRP (48 g kg-1
) y para las muestras con CRP+CMT.
Aun así, la corteza retrasó ligeramente la germinación de las semillas, lo
cual puede estar relacionado con la presencia de sustancias alelopáticas que
inhiben la germinación.
Esto nos demuestra que la adición al suelo de corteza de pino, y también la mezcla
con concha de mejillón, es una buena alternativa para estabilizar y retener el
Cu en un suelo contaminado por dicho metal, evitando que sea absorbido por
las raíces de las plantas y su posterior traslocación a la parte aérea.
Además, la reutilización de estos residuos como enmienda puede contribuir
significativamente a la colonización del suelo por Lolium perenne, y por tanto, a
la estabilización del suelo y reducción de la erosión, debido al desarrollo
significativamente mayor del sistema radicular y aéreo, logrando una cobertura
mayor del suelo.
CAPÍTULO VI
Capítulo VI
227
CAPÍTULO VI: LIBERACIÓN Y FRACCIONAMIENTO DE METALES PESADOS
EN UN SUELO DE MINA DE Cu ENMENDADO CON CORTEZA DE PINO.
CRECIMIENTO BACTERIANO Y FÚNGICO
VI. 1. Introducción
La minería es una de las actividades industriales con mayor impacto
medioambiental, ya que da lugar a la degradación intensa el suelo (Masto et al., 2015),
causando un gran impacto en los ecosistemas, contaminación del suelo, del agua y
atmosférica, así como importantes modificaciones en el relieve.
Las actividades de minería de extracción de metales, especialmente las minas a
cielo abierto, generan grandes cantidades de residuos, generalmente acumulados en zonas
de vertido, con altas concentraciones de metales pesados (Conesa et al., 2007;
Venkateswarlu et al., 2016). Estas áreas mineras se caracterizan además por una fuerte
acidez (Wong et al., 1998), lo que facilita la movilización de la mayoría de estos metales.
Cuando la minería cesa, algunos de los lugares de vertido de estos residuos sufren
una falta de mantenimiento, gestión inadecuada y entrada de contaminantes externos
(principalmente a través de efluentes contaminados mediante escorrentía), aumentando
así el riesgo de contaminación de las aguas, ya que la mayoría de los metales no son
retenidos en el suelo. En áreas de elevadas precipitaciones, el agua contiene metales
pesados y bajos valores de pH, y puede escurrir a través de las escombreras y alcanzar
ríos y lagos cercanos (Zhang et al., 2016).
Por lo tanto, existe una creciente necesidad de desarrollar prácticas de gestión con
el fin de reducir los impactos ambientales derivados de la minería. Las tareas de
restauración en estas zonas son necesarias, así como aumentar la retención y/o evitar la
liberación de metales pesados en los suelos de escombreras de mina.
Las tecnologías utilizadas para restaurar las escombreras de minas se basan en
factores físicos, químicos y biológicos (Anawar, 2015). Los métodos de estabilización
física suelen implicar la cobertura de los residuos mineros con materiales inertes que
previenen o dificultan la propagación de contaminantes potenciales por el viento,
reduciendo también los riesgos de erosión hídrica. Los procedimientos químicos se basan
esencialmente en procesos tales como precipitación, oxidación-reducción, intercambio
iónico y extracción. Sin embargo, estos métodos presentan algunas desventajas, como la
extracción incompleta de metales y la necesidad de equipos costosos (Anawar, 2015).
En los últimos años se ha promovido el uso de materiales bioabsorbentes como
una alternativa a los métodos más convencionales y costosos para llevar a cabo la
Capítulo VI
228
restauración (Fellet et al., 2011; Abad-Valle et al., 2016; Manzano et al., 2016). La
adición controlada de desechos orgánicos e inorgánicos y/o subproductos de diferentes
industrias a suelos de zonas degradadas puede ser una buena alternativa para
recuperación del suelo, debido a su bajo coste y a la mejora que producen en las
propiedades del mismo (Fernández-Calviño et al.; 2016 Abad-Valle et al., 2017). La
aplicación de bioadsorbentes de bajo coste a estos suelos puede facilitar la adsorción de
metales pesados (Nguyen et al., 2013; Akunwa et al., 2014; Puga et al., 2016; Paradelo y
Barral, 2017), aumentar el pH del suelo (Arias-Estévez et al., 2007) o la concentración de
materia orgánica del suelo (Rodríguez-Salgado et al., 2016).
Muchos bioadsorbentes son ricos en materia orgánica y nutrientes, lo cual puede
facilitar la revegetación y promover la restauración global a medio plazo de estos
entornos degradados. Por lo tanto, este tipo de prácticas de restauración podrían reducir
los riesgos de contaminación ambiental (Mahar et al., 2015, Núñez-Delgado et al., 2015;
Zornoza et al., 2016).
La corteza de pino (CRP) y la concha de mejillón triturada (CMT) son dos
subproductos que ya hemos visto que poseen una alta capacidad de retención de metales
pesados.
El efecto de la adición de CMT en el mismo suelo de mina contaminado con Cu
ha sido evaluado con anterioridad, observándose que además puede aumentar el pH en
estos suelos (Garrido-Rodríguez et al., 2013). Fernández-Calviño et al. (2015)
determinaron además el crecimiento de la comunidad bacteriana en dicho suelo después
de la aplicación de diferentes dosis de CMT.
Por otro lado, estudios previos ya han mostrado la alta capacidad de la CRP para
adsorber metales pesados (Al-Asheh et al., 2000; Ribé et al., 2009; Khokhotva, 2010;
Mun et al., 2010; Ribé et al., 2012; Cutillas-Barreiro et al., 2014, Capítulo IV). Sin
embargo, todavía no ha sido estudiado el efecto de este material con respecto a la
retención de metales pesados en entornos particularmente vulnerables como son los
suelos de mina. Además, el efecto de la adición de CRP sobre los microorganismos del
suelo en estas zonas no ha sido analizado previamente.
La posible influencia de la CRP en la inmovilización y liberación de metales en
los suelos de mina podría ser debido a su propia capacidad de adsorción, o podría deberse
a cambios que afectan a la distribución de metales, y este último aspecto puede ser
investigado por medio del fraccionamiento, complementado por los estudios de desorción
de metales.
Así, la adición de este material al suelo podría favorecer la retención de metales
pesados mediante uniones irreversibles, facilitando la incorporación de metales pesados a
fracciones más recalcitrantes, disminuyendo así la liberación. Esto conllevaría una
Capítulo VI
229
disminución de los riesgos de contaminación superficial y subsuperficial del agua, así
como de transferencia a las plantas y a la cadena alimentaria.
En vista de ello, en este capítulo se estudió la influencia de la adición de CRP (y
su combinación con CMT) al suelo de mina y el tiempo de incubación en dos partes:
Por un lado, el efecto de la adición de CRP en dosis de 0, 24 y 48 g kg-1
, y con
tiempos de incubación de 1 y 30 días, en el fraccionamiento de cinco metales
pesados (Cd, Cu, Ni, Pb y Zn) añadidos simultáneamente al suelo de mina, así
como su influencia en la liberación de estos metales.
Además, se evaluó el crecimiento bacteriano y fúngico en el mismo suelo,
empleando diferentes dosis de CRP (12, 24, 48, 96, 192 Tm ha-1
), y también
algunas combinaciones de ésta con concha de mejillón (CMT) (las mismas dosis
de ambos residuos, i.e., esto corresponde a la mitad de la dosis de cada uno de
ellos: 6, 12, 24, 48, 96 Tm ha-1
), durante diferentes tiempos de incubación, hasta 2
años.
Por tanto, el principal objetivo ha sido fomentar el reciclado de este
subproducto de la industria maderera, dándole un nuevo uso como enmienda,
añadiéndolo al un suelo muy pobre en nutrientes y contaminado por cobre, para evaluar
su posible uso como bioadsorbente de metales pesados en suelos con baja capacidad de
depuración, como son los de escombrera de mina, y ver cómo influye en el desarrollo de
bacterias y hongos en dicho suelo durante un tiempo determinado.
VI. 2. Área de estudio
El suelo seleccionado se muestreó en un área de una escombrera de mina de cobre
en Touro (A Coruña), 20 km de Santiago de Compostela, cuyas coordenadas son 42º 52’
34’’N, 8º 20’ 40’’W.
La antigua mina está ubicada entre los municipios de O pino y Touro, y pertenece
a un grupo de mineralizaciones de cobre, las cuales están asociadas al macizo básico de
Santiago de Compostela (Fig. 6.1 a y b).
Se trata de un yacimiento de sulfuros metálicos de 600 hectáreas, explotado entre
los años 1974-1988 para la obtención de cobre (Arias et al., 1998).
Capítulo VI
230
Fig. 6.1. a. Localización de la mina de Touro (A Coruña, España).
Fuente: Lago-Vila et al., 2014.
Fig. 6.1. b. Localización de la mina de Touro (A Coruña, España).
Fuente: Otero et al., 2012.
Escombrera
Plataforma
Mina de Touro
Capítulo VI
231
VI. 3. Material
VI.3.1. Suelo empleado en el estudio
El suelo de la antigua mina de Cu, ha sido clasificado como un tecnosol espólico
según la Base de Referencia Mundial para los recursos de suelo (FAO, 2015).
Se tomaron 10 muestras superficiales (0-20 cm de profundidad) en forma de zig-
zag utilizando una sonda Edelman. Antes de someter las muestras a los diferentes
análisis, se secaron al aire hasta peso constante, se tamizaron por 2 mm de luz de malla y
se almacenaron en tarrinas de polipropileno (Fig. 6.2).
El suelo de esta escombrera de mina fue caracterizado por Fernández-Pazos et al.
(2013). Se trata de un suelo muy ácido (pH en agua 3,8), que presena una textura
arcillosa-arenosa. En la fracción arcillosa predominan cuarzo, caolinita, goethita,
hidronio, jarosita y óxidos metálicos (Asensio y Covelo, 2015), mientras que las
concentraciones de sulfatos oscilan entre 1,5 y 5,0 g kg-1
(Cerqueira et al., 2012).
Además, posee una alta concentración total de Fe (13,5%) y relativamente baja de Al
(1,0%) (Tabla 6.1).
Este suelo se caracteriza por un porcentaje de carbono reducido (0,3%, contenido
de carbono orgánico de 3 g kg-1
) y una CICe también baja (3,89 cmolckg-1
). La
concentración de metales es muy variada, siendo el Cu el elemento con mayor presencia
(773 mg kg-1
), y tanto la concentración de Pb como de Cd es muy baja. Posee altas
concentraciones de óxidos de Fe (42 g kg-1
son óxidos de Fe amorfos), y por el contrario,
bajas concentraciones de óxidos de Mn y Al (<1 g kg-1
). Presentó un área superficial de
27,8 m2 g
-1 (Tabla 6.1).
Fig. 6.2. Suelo de la escombrera de mina de Touro empleado en los estudios.
Capítulo VI
232
Tabla 6.1. Características generales del suelo de mina utilizado.
Variable
pH (H2O) 3,8
pH (KCl) 2,9
Arena (%) 67
Limos (%) 14
Arcillas (%) 19
C (g kg-1
) 2,6
C (%) 0,3
N (%) 0,04
CICe (cmolc kg-1
) 3,89
Cd total (mg kg-1
) 0,08
Cu total (mg kg-1
) 773
Ni total (mg kg-1
) 5
Pb total (mg kg-1
) 4
Zn total (mg kg-1
) 57,8
VI.3.2. Corteza de pino (Pinus pinaster)
Se utilizó corteza de pino (CRP) al natural, molida y tamizada por 2 mm (Figs.
4.4 y 4.5, Capítulo IV), cuyas características químicas se pueden ver en las Tablas 4.1 y
4.2 (Capítulo IV).
La corteza de pino presentó un pH fuertemente ácido (4,5) y alto contenido de
carbono (486 g kg-1
), principalmente como carbono orgánico, con predominio de lignina
(47,9%), seguido de glucano (18,6%), y con un área superficial menor que la del suelo de
la mina (0,36 m2g
-1).
El contenido en metales pesados fue bastante bajo, con concentraciones de Cu
<0,1 mg kg-1
, Zn 7 mg kg-1
, Ni 2 mg kg-1
, Pb 0,2 mg kg-1
, y Cd 0,1 mg kg-1
.
En la Tabla 4.1 se muestran las características químicas inorgánicas de la corteza
de pino utilizada en este trabajo, y en la Tabla 4.2 las características químicas orgánicas.
VI.3.3. Concha de mejillón
También se empleó concha de mejillón triturada (CMT) combinada en diferentes
dosis con corteza de pino, para estudiar el efecto de estos dos subproductos aplicados
simultáneamente en el suelo objeto de estudio. La CMT que se utilizó en el experimento
fue proporcionada por la empresa Abonomar S. L. (Illa de Arousa, España) (Fig. 5.4,
Capítulo V).
Capítulo VI
233
La caracterización general de la CMT fue realizada por Garrido-Rodríguez et al.
(2013). Sus características químicas en la fracción menor de 1 mm se presentan en la
Tabla 5.2 (Capítulo V).
La CMT presentó un pH muy alcalino (9,4) y una concentración de carbono de
124 g kg-1
, principalmente como carbono inorgánico (Tabla 5.2).
VI.4. Métodos
Hemos dividido este apartado en dos partes:
En la primera parte describiremos los experimentos llevados a cabo para evaluar
la liberación y el fraccionamiento de metales pesados en el suelo de mina de
cobre enmendado con diferentes dosis de corteza de pino durante dos
tiempos de incubación (1 día y 30 días).
En la siguiente, nos centraremos en el estudio del crecimiento bacteriano y
fúngico en dicho suelo de mina de enmendado con diferentes dosis de
corteza de pino durante distintos tiempo de incubación (hasta 2 años).
VI.4.1. Liberación y fraccionamiento de metales pesados en un suelo de mina
de cobre enmendado con corteza de pino
Se utilizó el método BCR (European Community Bureau of Reference) para
evaluar los efectos de la adición de diferentes dosis (0, 24 y 48 g kg-1
) de corteza de pino
molida (CRP) y el tiempo (1 y 30 días) en el fraccionamiento de Cd, Cu, Ni, Pb y Zn, en
un suelo de mina ácido.
Además, se aplicó la técnica de reactor en cámara de flujo continuo para
analizar la desorción o liberación de dichos metales pesados en las muestras de suelo de
mina con y sin el tratamiento con CRP.
VI.4.1.1. Diseño experimental
Previamente, se realizaron las mezclas del suelo de mina con las dosis de corteza
de pino (CRP): 48 y 96 Tm ha-1
(o lo que es lo mismo, 24 y 48 g de corteza de pino por
kg de suelo). Para ello, a 100 g de suelo se le añadieron 2,4 y 4,8 g de residuo
respectivamente, teniendo en cuenta una profundidad de suelo de 20 cm y una densidad
aparente de 1 g cm-3
.
Capítulo VI
234
Las mezclas de suelo y corteza se sometieron a un proceso de agitación durante 24
horas, con el fin de lograr una óptima mezcla de ambos materiales y que el residuo se
repartiera de forma homogénea en toda la matriz de suelo
Se pesaron 30 g de suelo de mina con las distintas dosis de CRP en tarrinas de
polipropileno. A continuación, a cada tarrina se le agregaron 2,7 mL de una disolución
cóctel de metales pesados, la cual contenía 15,7 mmol L-1
de Cd, Cu, Ni, Pb y Zn (a
partir de sus respectivas sales de nitrato, y empleado NaNO3 0,01M como electrolito de
fondo).
Previamente se midió el contenido de dichos metales en la disolución mediante
EAA para determinar su concentración exacta.
Empleamos una mezcla de metales pesados en lugar de disoluciones individuales
de metales, ya que se tuvo en cuenta que los derrames tóxicos procedentes de estas minas
contienen altas concentraciones de metales pesados. Estas condiciones nos permiten el
estudio de las diferencias en el fraccionamiento y liberación bajo competencia con otros
metales.
En la disolución cóctel o mezcla de metales pesados, la concentración de cada
metal fue de 15,7 mmol L-1
, dando como resultado una concentración añadida de 1,41
mmol kg-1
para cada uno de ellos.
Teniendo en cuenta el contenido previo de cada metal en los suelos no tratados,
las concentraciones finales de cada metal en el suelo después de la adición de la mezcla
de metales pesados fue de 13,57 mmol kg-1
para Cu, 2,30 mmol kg-1
para Zn, 1,50 mmol
kg-1
para Ni, 1,43 mmol kg-1
para Pb, y 1,41 mmol kg-1
para Cd.
El volumen de disolución añadido se calculó considerando una humedad de
capacidad de campo (CC) de aproximadamente el 8,5% (peso/peso).
Las tarrinas con las mezclas de suelo y residuo se incubaron a CC y en oscuridad
a dos tiempos distintos: 24 h y 1 mes, con la tapa agujereada para facilitar el intercambio
de gases. Además, también se incubaron en idénticas condiciones de adición de metales
dos muestras de suelo sin adición de corteza (control), esto es, en total, 6 tarrinas (dosis 0,
48 y 96 Tm ha-1
para cada tiempo). Diariamente se adicionó la cantidad de agua necesaria
para compensar las pérdidas que se produjeron por evaporación.
Una vez finalizado el periodo de incubación, las muestras se dejaron secar al aire.
De las muestras obtenidas, se tomaron alícuotas y realizaron dos estudios concretos que
se describen a continuación.
Capítulo VI
235
VI.4.1.2. Fraccionamiento de metales en el suelo y las mezclas suelo-
corteza
El fraccionamiento de Cd, Cu, Ni, Pb y Zn se llevó a cabo en los suelos no
tratados, en los que se les añadió la mezcla de metales pesados pero sin corteza de pino y
en suelos con la mezcla de metales pesados y con las dos dosis de CRP (24 y 48 g kg-1
).
Para llevar a cabo el fraccionamiento de metales, se siguió un protocolo de
extracción secuencial BCR, con las modificaciones realizadas por Rauret et al. (1999),
ya que es un método estándar ampliamente utilizado, y por lo tanto, nos permite
comparaciones con otros. Por otra parte, utilizando este método es posible utilizar
materiales de referencia para las diferentes etapas de extracción, y por lo tanto,
comprobar el control de calidad de las extracciones. Mediante este método se obtuvieron
las fracciones soluble, reducible, oxidable y residual (todas ellas fueron medidas y no
estimadas).
Para confirmar la exactitud del procedimiento de extracción y el análisis de las
muestras de suelo, se analizó también un material de referencia certificado (CRM701).
La recuperación de los elementos en las diferentes fracciones fue entre 87 y 108%
de los valores certificados, y la recuperación para las concentraciones totales fue del 89-
103%. Todas las determinaciones se realizaron por triplicado.
Para ello, se tomó 1 g de suelo seco o mezcla suelo-corteza y se depositó en un
tubo de centrífuga de 50 mL de capacidad. A continuación, se le añadieron 30 mL de una
disolución de ácido acético 0,11 M. La suspensión obtenida se agitó durante 16-24 h a
temperatura ambiente y se centrifugó 10 minutos a 4000 rpm. Se hizo pasar el
sobrenadante a través de papel de filtro, y se recogió en un bote para medir Cu, Zn, Ni,
Cd y Pb mediante Espectroscopía de Absorción Atómica de llama (EAA) (equipo
Thermo Electron SolAAR Serie M). Todo ello se hizo por duplicado.
Los metales obtenidos mediante esta extracción constituyen la fracción soluble al
ácido. Esta fracción extrae los metales que son solubles al agua, que ocupan las
posiciones de intercambio catiónico y aquellos que están unidos a los carbonatos si éstos
están presentes. El suelo (o mezcla suelo-corteza) sedimentado fue sometido a un lavado
con 30 mL de NaNO3, para lo que la suspensión se agitó durante 15 minutos y
posteriormente se centrifugó (10 minutos a 4000 rpm). El sobrenadante se descartó.
Sobre las muestras de suelo o mezcla suelo+CRP sedimentadas en el apartado
anterior, se añadieron 30 mL de clorhidrato de hidroxilamina de 0,1 M acidificado con
HNO3 hasta pH 2. La suspensión obtenida se agitó durante 16-24 horas a temperatura
ambiente, y se centrifugó un periodo de 10 minutos a 4000 rpm. Después, se filtró y se
recogió el sobrenadante en un bote para su posterior análisis mediante EAA.
Capítulo VI
236
Los metales obtenidos en esta extracción constituyen la fracción reducible, que
integra aquellos metales asociados a óxidos, hidróxidos y oxihidróxidos de Fe y Mn,
fácilmente móviles hacia el medio natural en situaciones de cambio de las condiciones
redox. Las muestras sedimentadas fueron sometidas de nuevo a un lavado con 30 mL de
NaNO3.
A continuación, a las muestras del paso anterior se le añadieron 10 mL de H2O2 al
30%, tapándolas y permitiendo que el H2O2 las digiriera a temperatura ambiente durante
1 hora, agitando manualmente las suspensiones de forma ocasional. Posteriormente, se
llevo a cabo la digestión de las muestras durante 1 hora más en un baño de agua con
agitación a 85ºC. Finalizado esta primera etapa de digestión, se abrieron los tubos y se
dejó evaporar el líquido manteniendo el baño a una temperatura próxima a los 98ºC, para
reducir el volumen de la suspensión a unos a pocos mL, cerca de la sequedad. Al residuo
casi seco obtenido se le añadieron 35 mL de NH4Ac 1 M, y la mezcla se agitó a
temperatura ambiente durante 16 horas, para luego centrifugar (10 minutos, 4000 rpm) y
filtrar, recogiendo el sobrenadante para su análisis por EAA. Los metales obtenidos
mediante esta extracción constituyen la fracción oxidable, la cual estima la cantidad de
metal que se encuentra asociada a la materia orgánica o a los sulfuros. Las muestras
fueron sometidas finalmente a un lavado con 30 mL de NaNO3.
La última fracción, la residual, se obtuvo dejando secar al aire y moliendo en un
mortero de ágata el suelo y las mezclas suelo+CRP de la etapa anterior. Después, se
tomaron 0,1 g de muestra y se le añadieron 1 mL de H2O2, 2 mL de HNO3 y 3 mL de
HCl. Esta mezcla se sometió a la acción de un horno microondas con una potencia de 800
W durante 1 hora.
Posteriormente, se añadieron a la muestra 1,5 mL de HF y se volvió a introducir
en el microondas a 800 W durante otra hora. Se facilitó la evaporación de los restos de
HF mediante un baño de arena a 100ºC durante 1 hora más. Finalmente, el extracto fue
filtrado y enrasado a un volumen final de 50 mL, y medido por EAA.
VI.4.1.3. Liberación de metales en el suelo y las mezclas suelo-concha.
Experimentos en cámara de flujo continuo
Se llevaron a cabo experimentos de cámara de flujo agitado para estudiar el efecto
de la corteza de pino sobre la desorción o liberación de metales pesados. Para ello, se
empleó un reactor de polipropileno (volumen 1,5 cm3) (Pérez-Novo et al., 2011;
Fernández-Calviño et al., 2012) (Fig. 4.6, Capítulo IV).
El reactor poseía una entrada en la parte inferior, para evitar las burbujas, y una
salida en la parte superior, estando ambas partes conectadas a una bomba peristáltica
Gilson Minipuls 3 (Gilson S.A.S., Villiers Le Bel, Francia) por tubos de 0,5 mm de
politetrafluoroetileno (PTFE).
Capítulo VI
237
En el interior del reactor, se colocaron dos filtros (uno a la entrada y otro a la
salida del mismo) de 0,45 µm y 10 mm de diámetro, del mismo material, para retener la
muestra en el reactor. La agitación se realizó mediante una barra magnética, la cual
giraba a 400 rpm, y las fracciones de la disolución de salida se recogieron en viales de
polipropileno de 5 mL de volumen por muestra, mediante un colector automático de
fracciones Gilson 203G (Gilson FC, Villiers Le Bel, Francia).
En el interior del reactor se depositaron 0,2 g de suelo o de las mezclas
suelo+CRP, y se hizo pasar una disolución de NaNO3 0,01M, a una velocidad de flujo
(Jw) constante de 0,6 mL min-1
. El caudal fue controlado a lo largo del proceso, variando
menos de un 3%. Se recogieron 36 submuestras, una cada 3,33 minutos (2 mL por cada
muestra). El experimento se llevó a cabo en una cámara termostática a 25,0±0,1ºC.
Finalmente, se determinó la concentración de Cu, Zn, Ni, Cd y Pb mediante EAA
(utilizando un espectrómetro Thermo Solar M5, EEUU), empleando un dispositivo de
medición de micro-muestra. Todos los experimentos se realizaron por duplicado.
La concentración liberada de cada uno de los 5 metales pesados q(i) de las
muestras de suelo a tiempo iΔt (donde Δt es el tiempo de recogida de cada muestra), se
calculó mediante la ecuación Ec. 4.5 (Yin et al., 1997), que ya hemos empleado
anteriormente en el Capítulo IV:
𝒒(𝒊) = {∑ [(𝑪𝟏(𝒊)− 𝑪𝟐(𝒊)) ∆𝒕𝑱𝒘
𝑽𝒆] + [𝑪𝟏(𝒊 + 𝟏) − 𝑪𝟐(𝒊 + 𝟏)]}
𝑽𝒆
𝒎 Ec. 4.5
Donde:
C(i): Es la concentración de cada metal (Cd, Cu, Ni, Pb o Zn) en la i-ésima
muestra en la disolución de salida.
C(i + 1): Es la concentración de metal en la cámara.
Jw: Es el caudal.
Ve: Es el volumen efectivo de disolución en el reactor.
m: Es la masa de la corteza de pino empleada.
Los subíndices 1 y 2 (para C1 y C2) se refieren a los casos en los que la corteza de
pino está presente o ausente (blanco) en la cámara, respectivamente.
Capítulo VI
238
VI.4.2. Medición de la actividad bacteriana y fúngica en un suelo de mina de
cobre enmendado con corteza de pino y mezclas de corteza de pino con
concha de mejillón
Como ya hemos mencionado, los suelos que se desarrollan en las zonas mineras
presentan generalmente valores de pH ácido, altas concentraciones de metales pesados y
bajos contenidos de materia orgánica (Álvarez et al., 2003; Perlatti et al., 2015). En estas
condiciones, el desarrollo de microorganismos es muy limitado (Zornoza et al., 2016).
La microbiota del suelo es la principal responsable de la sostenibilidad a largo
plazo de los ecosistemas del mismo (Nannipieri et al., 2003), ya que los microrganismos
del suelo estan implicados en numerosos procesos, como el reciclaje de la materia
orgánica o los ciclos biogeoquímicos de los nutrientes. Por tanto, es necesario tomar
medidas que contribuyan a restaurar la calidad biológica de los suelos degradados por
actividades mineras.
Las bacterias y los hongos son los principales microorganismos que descomponen
la materia orgánica del suelo. Existen importantes diferencias entre estos grupos
microbianos, y se ha demostrado que están afectados de manera diferente por factores
como la forma en la que se encuentran los nutrientes (De Vries et al., 2006, 2007;
Demoling et al., 2008), la toxicidad de los metales en el suelo (Rajapaksha et al., 2004) y
la calidad del sustrato (Rousk y Bååth, 2007b; Güsewell y Gessner, 2009).
Estas diferencias en la importancia relativa entre los hongos y las bacterias pueden
tener efectos significativos en los ecosistemas del suelo. Por ejemplo, bacterias y hongos
poseen diferente eficacia en la captura de carbono en el mismo, que generalmente es
mayor en suelos dominados por hongos (Six et al., 2006), aunque esto ha sido
cuestionado por otros autores (Thiet et al., 2006).
Además, los hongos afectan significativamente a la agregación del suelo, ya que
las hifas y los enlaces con la materia orgánica estimulan la formación de agregados
(Bossuyt et al., 2001).
Algunos factores ambientales determinan la importancia de estos dos grupos de
microorganismos durante los procesos de descomposición de la materia orgánica. El pH
del suelo es uno de los que más influencia tiene sobre el tamaño, la composición y la
actividad de la comunidad microbiana del suelo (Matthies et al., 1997; Bååth y
Anderson, 2003; Högberg et al., 2007; Nilsson et al., 2007; Lauber et al., 2008; Rousk et
al., 2010; Rousk y Bååth, 2011), ya que se ha demostrado que con un pH más bajo,
prolifera mejor el crecimiento de hongos. En un experimento llevado a cabo en un suelo
agrícola en Reino Unido, se aplicó un gradiente de pH artificial empleando un rango de
4,0 a 8,3. En dicho estudio, se estimó el crecimiento de bacterias y hongos, evaluando
cómo el pH del suelo influyó en dicho crecimiento. Se observó que se produjo un
aumento de más de cinco veces del crecimiento fúngico entre el rango de pH 8,3 y 4,5,
Capítulo VI
239
mientras que el bacteriano disminuyó más de cinco veces en el mismo intervalo. Esto dio
como resultado un aumento casi 30 veces en el crecimiento relativo de los hongos, en los
suelos de alto pH hasta 4,5 (Rousk et al., 2010).
Por otro lado, la composición química del sustrato añadido al suelo es otro factor
determinate, ya que, por ejemplo, una relación C/N alta de dicho material es más propicia
para el crecimiento fúngico, debido a que las hifas de los hongos tienen una relación C/N
mayor que las células bacterianas (Paustian y Schnürer, 1987; Bakken, 1985; Wallander
et al., 2003). Así, en estudios anteriores se ha demostrado que el material vegetal que
promueve especialmente el crecimiento fúngico es la paja (con una relación C/N bastante
elevada), mientras que el bacteriano se ve favorecido por la adición de alfalfa (con una
relación C/N mucho menor) (Rousk y Bååth, 2007b; Rousk et al., 2010).
Actualmente, la adición de residuos de diferentes industrias al suelo para la
remediación de suelos degradados está siendo estudiada por su bajo coste y por contribuír
a mejorar distintas propiedades de estos suelos. Así, la adición de corteza de pino y/o de
concha de mejillón triturada a suelos de mina ya ha sido demostrado que contribuye a la
inmovilización de metales en el suelo. Sin embargo, el efecto de la adición de estos
residuos sobre los microorganismos del suelo ha sido muy poco estudiado.
VI.4.2.1. Diseño experimental
Inicialmente, se hicieron las mezclas correspondientes de corteza de pino (CRP)
con el suelo de mina (6, 12, 24, 48 y 96 g de CRP por kg de suelo, lo que corresponde a
12, 24, 48, 96, 192 Tm ha-1
o Mg ha-1
, considerando una profundidad efectiva del suelo
de 20 cm y una densidad aparente del suelo de 1 cm-3
), o bien la combinación de éstos
con concha de mejillón (CMT) (las mismas dosis de ambos residuos, i.e., 1:1 de cada uno
de ellos: 6, 12, 24, 48, 96 Tm ha-1
; esto corresponde a la mitad de la dosis para cada
material).
Antes de la modificación del suelo, se humedeció hasta el 60% de la capacidad de
retención de agua (Capacidad de Campo; CC) y se incubó a 22ºC durante una semana,
tiempo suficiente para la recuperación de la actividad microbiana del mismo (Meisner et
al., 2013). El método que utilizamos para determinar la CC de las muestra de suelo fue el
termo-gravimétrico (Reynolds, 1970; Porta et al., 2008), que ya fue explicado en el
capítulo anterior (Capítulo V, Ec. 5.1).
Las condiciones de humedad, temperatura y disponibilidad de sustrato son los
principales factores del suelo que controlan la actividad microbiana, influyendo en
diferentes aspectos como la descomposición, la mineralización del C y la transformación
del N. Existe una correlación positiva entre la actividad microbiana, reflejada mediante la
tasa de respiración, y el contenido de agua del suelo. Las condiciones de humedad y los
Capítulo VI
240
ciclos de secado-rehumectación afectan a los procesos microbianos, y por lo tanto, a las
emisiones de carbono y nitrógeno (Burger et al., 2005).
Así, una vez hecha la modificación del suelo, se homogeneizó todo bien, y se
almacenaron las mezclas en tarrinas de polipropileno con la tapa agujereada para facilitar
transpiración, en oscuridad y temperatura ambiente, durante el tiempo que duró el
experimento (730 días). Se repuso la humedad necesaria cada cierto tiempo con un
pulverizador. Todos los tratamientos se realizaron por duplicado, y también se incubaron
dos tarrinas de suelo sin ningún tratamiento (control). En total empleamos 22 tarrinas
(esto es, 11 tratamientos diferentes).
Se midieron los crecimientos bacteriano y fúngico a 1, 2, 4, 8, 16, 32, 60, 122,
274, 365, 488, 608 y 730 días de incubación. El crecimiento fúngico no se determinó en
los días 1 y 60 de incubación debido a problemas técnicos de laboratorio.
VI.4.2.2. Medición del crecimiento bacteriano del suelo mediante la
incorporación de leucina
Normalmente, la tasa de crecimiento de las bacterias en cultivos puros se
determina mediante la estimación del número de células que existen en el tiempo cero y
después de un tiempo determinado. Así, la diferencia entre ambos nos proporciona el
crecimiento bacteriano durante dicho tiempo. Esto no es posible hacerlo en un suelo, ya
que la depredación y la muerte celular dan lugar a situación no estable, es decir, no
vamos a ser capaces de detectar el aumento real en el número de células. Por lo tanto,
debemos emplear las técnicas indirectas.
Durante el crecimiento bacteriano, se pueden sintetizar células a la misma
velocidad que la tasa de crecimiento. Podemos determinar por tanto, la velocidad de, por
ejemplo, síntesis de proteínas, de ARN o de ADN, lo cual será una medida relativa de
crecimiento bacteriano. Esto se puede hacer mediante el uso de una molécula precursora
radiactiva, que se incorpora durante un corto período de incubación. Así, la cantidad de
precursor radiactivo incorporado a las células nos dará una idea de la tasa de
crecimiento bacteriano. Los precursores comúnmente utilizados para este fin son los
aminoácidos (por ejemplo, la leucina) para la síntesis de proteínas, la adenina para la
síntesis de ADN y ARN, y la timidina también para el ADN.
Así, en nuestro caso, el crecimiento de la comunidad bacteriana se estimó
utilizando la incorporación de leucina (3H-Leu) en la síntesis de proteinas
bacterianas (Kirchman et al., 1985), extrayendo bacterias del suelo utilizando las
técnicas de homogeneización y centrifugación descritas por Bååth (1992, 1994) y
modificadas por Bååth et al. (2001).
Capítulo VI
241
El procedimiento se llevó a cabo como sigue: inicialmente se extrajo una
suspensión bacteriana del suelo. A continuación, se añadió la leucina (3H-Leu, precursor
radiactivo) y las bacterias la incorporaron en sus proteínas. Esta molécula incorporada en
las bacterias se utilizó para estimar una tasa de crecimiento relativo, i.e., una elevada
incorporación de 3H-Leu, nos indicará una alta tasa de crecimiento bacteriano. Así, la
cantidad de leucina incorporada por mL de suspensión bacteriana por hora se
empleó como una medida del crecimiento bacteriano relativo.
Más detalladamente, el proceso se realizó en varias fases:
1. Extracción de las bacterias del suelo: Se pesaron 0,9 g del suelo de mina, se le
añadieron 10 mL de agua destilada en un tubo de centrífuga de 50 mL y se agitó la
suspensión empleando un agitador vórtex a velocidad máxima durante 3 minutos. A
continuación, se centrifugaron durante otros 10 minutos a 3000 rpm, para conseguir
que la suspensión bacteriana pase al sobrenadante. Se decantó el sobrenadante de
cada tubo en un bote de tapa roja, de donde se tomó una alícuota de 1,5 mL con una
micropipeta automática, para depositarlos en tubos de microcentrifucación (viales
Eppendorf) de 2 mL. El sobrenadante restante se empleó posteriomente para medir el
pH.
2. Incorporación de la leucina. Se añadieron 20 µL de una disolución de 3H-Leu
marcada con tritio (marcador radiactivo) con micropipeta a cada vial. La disolución
contenía: 200 µL de disolución madre de 3H-Leu marcada con tritio (características
radiactivas: 37 MBq mL-1
y 5,74 TBq mmol-1
; Amersham) + 200 µL de disolución
de 3H-Leu no marcada + 1,6 mL de agua destilada. Se taparon y agitaron
individualmente en el vórtex unos 4-5 segundos. Después, se incubaron a 22°C±2ºC
durante 4 horas en una cámara de incubación. Transcurrido el tiempo, se añadieron
75 µL de ácido Tricloroacético (TCA) al 100% (el TCA se preparó como sigue: se
pesaron 100 g de TCA y se disolvieron en 100 mL de agua destilada), con mucha
precaución y empleando guantes. Este paso se realizó con el fin de precipitar la
suspensión bacteriana, además de detener el crecimiento. Se taparon los viales y se
agitaron de nuevo en el vórtex durante unos 4-5 segundos.
3. Lavado y preparación para el recuento por centelleo. El lavado y la medición de
la radiactividad se realizaron como se describe por Bååth et al. (2001). Se
centrifugaron los viales durante a 3000 rpm 10 minutos, fijándonos bien en su
posición (con la solapa de la tapa hacia afuera) y que todos estuvieran colocados
igual, ya que ésto es importante para saber en qué lado precipitará la suspensión
bacteriana. A continuación, se eliminó el sobrenadante con una pipeta Pasteur
conectada a un sistema de aspiración (bomba de vacío). La pipeta se deslizó
cuidadosamente por el vial a lo largo del lado en el que no se encuentre el sedimento
bacteriano, evitando el contacto con el mismo. Posteriormente, se añadieron 1,5 mL
de TCA al 5% a cada vial, se taparon y agitaron 4-5 segundos. Después, se
Capítulo VI
242
centrifugaron otros 10 minutos a 3000 rpm y se eliminó el sobrenadante de nuevo
mediante el sistema de aspiración. Se volvieron a añadir 1,5 mL de etanol al 80%, se
taparon los viales y se agitaron unos 4-5 segundos. Centrifugamos y retiramos el
sobrenadante. Para finalizar esta estapa de lavado, añadimos 0,2 mL de NaOH 0,1M
a cada vial y los agitamos en el vórtex hasta que el sedimento bacteriano se
solubilice.
En la siguiente etapa, se sometieron los viales en un baño de agua caliente a
90ºC durante 30 minutos. Se debe poner algo pesado encima de la gradilla, ya que de
lo contrario, se pueden abrir las tapas debido al vapor de agua producido durante el
calentamiento. Transcurrido el tiempo, se dejaron enfriar unos minutos a temperatura
ambiente y después 5-10 minutos en el congelador. Después, se añadió 1 mL del
cóctel de centelleo (Ultima Gold), y se agitaron en el vórtex hasta que la disolución
pasó de un color blanquecino a transparente. Se colocaron los viales Eppendorf en
botes de centelleo de plástico de 20 mL, se introdujeron en el equipo contador de
centelleo (Fig. 6.3.) (espectrómetro de centelleo líquido PerkinElmer Tri-Carb
3170TR/SL), y se ejecutó el programa correspondiente, que midió la actividad
relativa como DPM (desintegración por minuto).
Fig. 6.3. Esquema del equipo contador de centelleo.
Fuente: http://www.ehu.eus/biomoleculas/isotopos/unidades.htm
Zona de conteo
Muestras
Programa
Electrónica
Unidad de
almacenamiento de
datos y espectros Teclado
Capítulo VI
243
VI.4.2.3. Medición del crecimiento fúngico del suelo mediante la
incorporación de acetato en ergosterol
La cuantificación del crecimiento fúngico como la determinación de biomasa se
puede realizar mediante la estimación de una sustancia presente en las estructuras
fúngicas. El ergosterol es un lípido que forma parte de las membranas celulares, que se
descompone rápidamente tras la muerte de las hifas, y que se suele emplear para este fin.
Los esteroles son un grupo de lípidos con una estructura tridimensional, y que
tienen una fórmula estructural que consiste en tres anillos de ciclohexano, un anillo de
piridina y una cadena carbonada lineal. Los dobles enlaces conjugados del ergosterol le
permiten absorber la luz ultravioleta, la cual se utiliza para detectar la molécula usando
un equipo de HPLC (cromatografía líquida de alta eficacia). El HPLC es un tipo de
cromatografía con una alta presión, en la que puede utilizarse una columna más corta a la
presión atmosférica, y permite la separación de las sustancias que de otro modo serían
difíciles de separar. El metanol se utiliza como la fase móvil y la columna es de fase
inversa, lo que significa que las sustancias hidrófobas se eluyen más rápidamente que las
menos hidrofóbas.
Mediante la introducción de un marcador radiactivo (el 14
C) en acetato y un
precursor para ergosterol, se puede determinar la cantidad de ergosterol que se produce
en los hongos en un plazo de tiempo definido. Así, el crecimiento fúngico se evaluó
utilizando el método de incorporación de acetato en ergosterol (Newell y Fallon,
1991) adaptado para el suelo (Bååth, 2001), con modificaciones. El proceso que ocurre
es el siguiente: el acetato radiactivo con 14
C se añade al suelo, poniéndolo a disposición
de los hongos, y la muestra de suelo se incuba para permitir el crecimiento de los
mismos. Después de 4 horas, se detiene el crecimiento fúngico, y se extraen los lípidos
del suelo con metanol; la mayoría de los lípidos se saponifican con el hidróxido. Los
esteroles, en cambio, no se ven afectados. Los lípidos saponificados son relativamente
hidrófilos, lo que significa que los esteroles se pueden extraer, a continuación, con un
disolvente hidrófobo (el ciclohexano).
De esta forma, la cantidad de ácido acético incorporado en el ergosterol por
gramo de suelo y por hora, se empleó como una medida del crecimiento fúngico
relativo, y el ergosterol total se usó como un dicador de la biomasa fúngica.
Más detalladamente, el procedimiento se llevó a cabo en las siguientes fases:
1. Incubación de los hongos del suelo: Se pesó 1 g del suelo de mina en tubos de
ensayo pequeños (10 mL) y se les añadió 1,5 mL de agua más 0,5 mL de una
disolución de 14
C-acetato, la cual contenía: 20 µL de acetato marcado con 14
C
(características radiactivas: 7,4 MBq mL-1
y 2,04 GBq mmoL-1
; Amersham) + 30 µL
de acetato 16 mM no marcado + 1950 µL de agua destilada, dando como resultado
una concentración final de acetato de 220 mM.
Capítulo VI
244
Se agitaron los tubos en el vórtex a máxima potencia durante 30 segundos, y
la suspensión de suelo resultante se incubó después 4 horas en la cámara de
incubación a 22°C±2ºC en ausencia de luz. A continuación, se les añadió 1 mL de
formalina al 5% (donde 37% es de formaldehído al 100%) para detener el
crecimiento. Agitamos de nuevo en el vórtex durante 30 segundos, las centrifugamos
5 minutos a 3000 rpm, y finalmente se descartó el sobrenadante por aspiración.
2. Extracción de los hongos. Se añadieron con 5 mL de KOH al 10% disuelto en
metanol, y se agitaron los tubos en el vórtex 15 segundos. Después, se colocaron los
tubos de ensayo en el baño de ultrasonidos otros 15 minutos, para a continuación,
pasarlos a un baño de agua a 70ºC durante 1 hora. Transcurrido el tiempo, los
agitamos de nuevo 15 segundos en el vórtex y dejamos enfriar las muestras a
temperatura ambiente.
3. Fase de separación. Añadimos a cada tubo 1 mL de agua Milli-Q y otros 2 mL de
ciclohexano para inducir la separación de fases, y agitamos en el vórtex durante 1
minuto para asegurar el máximo contacto entre las mismas. Después las separamos
por centrifugación durante 5 min a 3000 rpm. A continuación, transferimos la fase
hidrófoba de ciclohexano (la fase superior) con una pipeta Pasteur en un soporte
especial a un nuevo tubo de ensayo. Añadimos otros 2 mL de ciclohexano al tubo
original, repetimos la agitación con vórtex y centrifugamos para combinar las dos
fases superiores de la misma muestra.
4. Preparación de las muestras de HPLC y centelleo. Se evaporó el ciclohexano con
N2 en un bloque de calentamiento a 40ºC. El ergosterol es sensible al calor, por lo
que se deben retirar los tubos del calor inmediatamente cuando estén secos.
Posteriormente, se disolvieron las muestras evaporadas en 200 µL de metanol por
calentamiento a 40ºC durante 15 minutos en un baño de agua. Antes de analizar las
muestras mediante HPLC, se añadieron 250 µL y las muestras se filtraron a través de
un filtro de jeringuilla de 0,45 μm a viales. Después, el ergoesterol se purificó
mediante separación de fases, medida por HPLC para detectar la biomasa de hongos
(Grant y West, 1986). El ergosterol se detectó usando un detector con lámpara UV a
282 nm, y la inyección de las muestras se realizó con un auto-inyector (Rousk y
Bååth, 2007).
Se prepararon y etiquetaron adecuadamente los botes de centelleo de 5 mL
para recoger la fracción de ergosterol que se separó en el HPLC, y se colocaron de
forma automática en el colector de fracciones, para a continuación, recoger los
cromatogramas de ergosterol del HPLC (en los que mediante los picos se representan
las estimaciones de ergosterol en la biomasa fúngica). Finalmente, se añadió a cada
vial 3 mL de cóctel de centelleo (Ultima Gold), y se ejecutó el programa en el
equipo contador de centelleo para determinar la radioactividad incorporada derivada
del 14
C.
Capítulo VI
245
VI.4.2.4. Efecto sobre la biomasa microbiana determinada mediante el uso
de los ácidos grasos de los fosfolípidos (PLFAs)
La biomasa microbiana y la estructura de la comunidad bacteriana y fúngica del
suelo son variables importantes que pueden ser estudiadas utilizando el análisis de
ácidos grasos fosfolípidos (PLFAs). Se trata de una técnica comúnmente utilizada para
analizar microorganismos, detectar cambios en la biomasa y patrones estructurales en las
comunidades microbianas del suelo (Dangi et al., 2016; Tian et al., 2016).
Evaluar el efecto en la biomasa microbiana del suelo después de su tratamiento
con diferentes dosis de CRP y la combinación CRP+CMT puede ser útil para definir
posibles estrategias de recuperación de suelos ácidos contaminados con metales pesados.
De este modo, se extrajeron y cuantificaron 33 ácidos grasos de los fosfolípidos
(PLFAs) de la biomasa microbiana presente en las muestras de suelo modificadas con
CRP o bien con CRP+CMT, y que previamente habían sido incubadas durante un año al
60% de la CC.
Para ello, después del tiempo correspondiente de incubación, se tomaron 2 g de
cada muestra correspondiente a la enmienda del suelo con los diferentes subproductos, y
se congelaron a -20 ºC para su posterior análisis.
Los PLFAs se extrajeron del suelo de acuerdo con lo descrito por Frostegård et al.
(1993) y se cuantificaron por cromatografía de gases. Las distintas porciones de biomasa
microbiana fueron estimadas a partir de los distintos PLFAs siguiendo a Zelles (1999) y a
Frostegård y Bååth (1996).
En resumen, el procedimiento se llevó a cabo como sigue: se extrajeron los
PLFAs de 2 gramos de suelo húmedo con una mezcla tampón de
cloroformo:metanol:citrato (1:2:0,8 v/v/v) y se separaron en lípidos neutros, glicolípidos
y fosfolípidos, usando una columna de sílice previamente envasada. Los fosfolípidos se
sometieron a una metanólisis alcalina suave y los ésteres metílicos de ácidos grasos se
identificaron por cromatografía de gases (detector de ionización de llama) por los tiempos
de retención relativos de los ácidos grasos, utilizando nonadecanoato de metilo (19:0)
como patrón interno.
La concentración de PLFAs se empleó para realizar distintas estimaciones de la
biomasa microbiana: biomasa total, biomasa bacteriana, biomasa fúngica, biomasa de
bacterias gram+ (G+) y biomasa de bacterias gram- (G-).
Capítulo VI
246
Así, los PLFAs se designaron en términos de número total de átomos de carbono,
doble enlace y posición de los dobles enlaces. Los prefijos 'a', 'i', 'cy' y 'Me' se refieren a
enlaces anteiso, iso, ciclopropilo y metilo. Los enlaces no específicos se designaron por
'br' mientras que las configuraciones cis y trans fueron indicadas por c y t,
respectivamente.
La biomasa microbiana total se estimó como la suma de todos los PLFAs
determinados: i14:0, 14:0, i15:0, a15:0, 15:0, i16:0; 16:1ω7c, 16:1ω7t, 16:1ω5, 16:0,
br17, 10Me16b, i17:0, a17:0, 17:1ω8, cy17:0, 17:0, br18, 10Me17, 18:1ω9, 18:1ω7, 18:0,
cy19 y 20:0.
La biomasa bacteriana se estimó como la suma de los PLFAs considerados
predominantemente de origen bacteriano (i15:0, a15:0, 15:0, i16:0, 16:1ω7t, i17:0, a17:0,
17:0 , Cy17:0, 18:ω7 y cy19:0), mientras que la biomasa fúngica se estimó utilizando el
PLFA 18:2ω6 (Frostegård y Bååth, 1996). Se utilizó la suma de PLFA i14:0, a15:0 e
i16:0 para la estimación de la biomasa bacteriana G+, y los PLFA cy17:0, cy19:0,
16:1ω7c y 18:1ω7 para la biomasa bacteriana G- (Zelles, 1999).
VI.4.2.5. Evolución temporal del pH de un suelo de mina ácido en respuesta
a la adición de corteza de pino o corteza de pino con concha de mejillón
Se evaluó el efecto de la aplicación de corteza de pino (CRP) y la combinación de
ésta con concha de mejillón triturada (CMT) en la evolución del pH durante el
experimento, y su relación con el crecimiento microbiano.
VI.4.3. Análisis estadístico
Se analizó la normalidad de los datos obtenidos mediante el Test de Kolmogorov-
Smirnov (K-S). Las diferencias entre los controles y los suelos modificados se estimó
mediante estadística paramétrica (análisis de varianza, ANOVA) y Test de Dunnet de
diferencias significativas.
Los análisis estadísticos se realizaron utilizando el programa SPSS, versión 20.0.
VI. 5. Resultados y discusión
VI.5.1. Fraccionamiento de metales en el suelo y las mezclas suelo-corteza
Los resultados correspondientes al fraccionamiento de metales en el suelo sin
adición de residuo ni disolución con metales (suelo control, no modificado), en el suelo
Capítulo VI
247
con adición de metales pero sin corteza de pino (CRP), y en los suelos a los que se les
añadieron metales más las dos dosis de la misma, se pueden observar en la Tabla 6.2.
Además, la Tabla 6.3 muestra los resultados correspondientes al fraccionamiento
de metales pesados refiriéndose sólo a la disolución mezcla de metales pesados añadida,
y calculada como la diferencia entre las concentraciones totales para cada fracción
(concentraciones en los suelos después de haber añadido la mezcla de metales pesados) y
las concentraciones de cada fracción en el suelo no tratado.
Tabla 6.2. Fraccionamiento de metales pesados expresado en mmol kg-1
y en porcentaje (entre paréntesis),
correspondiente a las diferentes muestras de suelo de mina sin modificar y modificadas con corteza de pino
para diferentes tiempos de incubación (T.I.). Coeficientes de variación <10% en todos los casos.
Dosis
(g kg-1
) T.I.
F. Soluble
(mmol kg-1
)
F.
Reducible
(mmol kg-1
)
F. Oxidable
(mmol kg-1
) F. Residual
(mmol kg-1
)
Cu Cu no
añadido 0,21 (1,8%) 0,06 (0,5%) 0,37 (3,1%) 11,14 (94,5%)
0 1 día Añadido 1,32 (9,9%) 0,45 (3,3%) 0,37 (2,7%) 11,21 (84,0%)
30 días Añadido 0,90 (6,9%) 0,52 (4,0%) 0,39 (3,0%) 11,19 (86,0%)
24 1 día Añadido 0,99 (7,6%) 0,39 (3,0%) 0,49 (3,7%) 11,20 (85,7%)
30 días Añadido 0,77 (6,0%) 0,35 (2,8%) 0,47 (3,7%) 11,15 (87,5%)
48 1 día Añadido 0,93 (7,0%) 0,35 (2,7%) 0,87 (6,5%) 11,15 (83,8%)
30 días Añadido 0,85 (6,4%) 0,36 (2,7%) 0,82 (6,2%) 11,18 (84,6%)
Zn Zn no
añadido 0,02 (2,0%) 0,01 (1,3%) <0,01 (0,5%) 0,82 (96,2%)
0 1 día Añadido 1,37 (59,1%) 0,12 (5,1%) 0,02 (0,7%) 0,81 (35,1%)
30 días Añadido 1,42 (59,7%) 0,13 (5,6%) 0,01 (0,4%) 0,82 (34,3%)
24 1 día Añadido 1,34 (58,6%) 0,14 (6,2%) 0,01 (0,6%) 0,79 (34,6%)
30 días Añadido 1,26 (56,8%) 0,14 (6,1%) 0,01 (0,6%) 0,81 (36,5%)
48 1 día Añadido 1,36 (58,5%) 0,15 (6,4%) 0,01 (0,6%) 0,80 (34,4%)
30 días Añadido 1,29 (56,3%) 0,17 (7,5%) 0,02 (0,7%) 0,82 (35,5%)
Ni Ni no
añadido <0,01 (<0,1%) <0,01 (2,2%) 0,01 (5,0%) 0,16 (92,8%)
0 1 día Añadido 1,45 (85,9%) 0,09 (5,1%) 0,01 (0,7%) 0,14 (8,4%)
30 días Añadido 1,42 (84,8%) 0,10 (5,9%) <0,01 (<0,1%) 0,16 (9,3%)
24 1 día Añadido 1,37 (83,8%) 0,09 (5,3%) 0,01 (0,4%) 0,17 (10,5%)
30 días Añadido 1,29 (84,3%) 0,07 (4,8%) <0,01 (<0,1%) 0,17 (10,9%)
48 1 día Añadido 1,37 (84,2%) 0,07 (4,6%) 0,01 (0,7%) 0,17 (10,4%)
30 días Añadido 1,35 (83,2%) 0,12 (7,1%) <0,01 (<0,1%) 0,15 (9,6%)
Cd Cd no
añadido <0,01 (13,2%) <0,01 (5,4%) <0,01 (9,0%) 0,01 (72,4%)
0 1 día Añadido 1,38 (93,5%) 0,08 (5,5%) <0,01 (0,3%) 0,01 (0,7%)
30 días Añadido 1,41 (93,5%) 0,08 (5,6%) <0,01 (0,2%) 0,01 (0,7%)
24 1 día Añadido 1,39 (92,7%) 0,08 (5,5%) 0,01 (0,4%) 0,02 (1,3%)
30 días Añadido 1,29 (93,1%) 0,07 (5,4%) <0,01 (0,3%) 0,02 (1,2%)
48 1 día Añadido 1,35 (92,1%) 0,09 (6,2%) 0,01 (0,4%) 0,02 (1,3%)
30 días Añadido 1,43 (92,2%) 0,10 (6,5%) 0,01 (0,4%) 0,01 (0,9%)
Pb Pb no
añadido <0,01 (<0,1%)
<0,01
(<0,1%) 0,01 (17,1%) 0,03 (82,9%)
0 1 día Añadido 0,67 (43,7%) 0,58 (37,7%) <0,01 (0,2%) 0,28 (18,4%)
30 días Añadido 0,36 (24,9%) 0,68 (47,3%) 0,01 (0,4%) 0,39 (27,4%)
24 1 día Añadido 0,41 (26,1%) 0,60 (38,2%) <0,01 (0,2%) 0,56 (35,5%)
30 días Añadido 0,24 (16,9%) 0,55 (39,1%) <0,01 (0,3%) 0,61 (43,7%)
48 1 día Añadido 0,36 (23,1%) 0,61 (39,0%) <0,01 (0,2%) 0,59 (37,7%)
30 días Añadido 0,25 (16,7%) 0,69 (46,6%) <0,01 (0,3%) 0,53 (36,4%)
Capítulo VI
248
Tabla 6.3. Distribución porcentual en las fracciones del suelo para los metales pesados añadidos, para las
diferentes dosis añadidas de corteza y tiempos de incubación (T.I.). Coeficientes de variación <10% en
todos los casos.
Dosis
(g kg-1
) T.I.
F. Soluble
(mmol kg-1
) F. Reducible
(mmol kg-1
) F. Oxidable
(mmol kg-1
) F. Residual
(mmol kg-1
)
Cu 0 1 día 71,3 24,6 <0,1 4,4
30 días 56,4 37,5 1,9 4,2
24 1 día 61,0 25,3 9,2 4,4
30 días 58,2 30,4 10,5 1,0
48 1 día 47,6 19,2 32,7 0,5
30 días 45,0 20,9 31,6 2,5
Zn 0 1 día 92,3 7,3 0,8 <0,1
30 días 91,6 8,0 0,4 <0,1
24 1 día 92,0 9,0 0,7 <0,1
30 días 90,9 9,1 0,7 <0,1
48 1 día 91,3 9,4 0,7 <0,1
30 días 88,1 11,2 0,8 <0,1
Ni 0 1 día 95,6 5,4 0,2 <0,1
30 días 94,5 6,4 <0,1 <0,1
24 1 día 93,7 5,7 <0,1 0,8
30 días 95,0 5,1 <0,1 0,5
48 1 día 94,3 4,9 0,2 0,6
30 días 93,2 7,7 <0,1 <0,1
Cd 0 1 día 94,5 5,5 0,2 <0,1
30 días 94,5 5,6 <0,1 <0,1
24 1 día 93,7 5,5 0,3 0,4
30 días 94,2 5,4 0,2 0,3
48 1 día 93,1 6,2 0,3 0,4
30 días 93,2 6,5 0,3 <0,1
Pb 0 1 día 45,0 38,7 <0,1 16,6
30 días 25,7 48,7 <0,1 25,7
24 1 día 26,8 39,2 <0,1 34,2
30 días 17,5 40,3 <0,1 42,4
48 1 día 23,7 40,1 <0,1 36,4
30 días 17,2 48,0 <0,1 35,0
A tiempo 1 día, en el suelo no modificado con corteza, los metales se
acumularon principalmente como fracción soluble (>90% para Cd, Ni y Zn, 71% para
Cu y 45% para Pb).
La adición de la corteza de pino y el paso del tiempo tuvo poco efecto sobre el
fraccionamiento de Cd, Ni y Zn, mientras que se detectaron cambios importantes en
Cu y Pb (se produjo una disminución de las fracciones solubles y un aumento en las
fraciones menos móviles).
Más detalladamente, vamos a describir el efecto en cada uno de los 5 metales
pesados estudiados:
Capítulo VI
249
VI.5.1.1. Cobre
La distribución de Cu en el suelo control (no modificado con CRP y sin adición
de la disolución con la mezcla de metales), estuvo claramente dominada por la fracción
residual (94,5%), mientras que el porcentaje de las otras fracciones fue de 3,1% para la
oxidable, un 1,8% para la soluble y un 0,5% para la reducible. Después de la adición de
disolución cóctel de metales pesados, el porcentaje de fracción residual disminuyó para
las dos dosis de CRP añadidas al suelo (24 y 48 g kg-1
) y los dos tiempos de incubación
(1 o 30 días), oscilando entre 83,8 y 87,5%. Por el contrario, las otras fracciones de Cu
generalmente aumentaron en porcentaje después de la adición de los metales pesados,
independientemente del tratamiento del suelo y el tiempo de incubación, variando de la
siguiente manera: fracción soluble (6,0-9,9%), reducible (2,7-4,0%) y oxidable (2,7-
6,5%).
El efecto del Cu añadido al suelo mostró, como tendencia general, la siguiente
secuencia de acumulación: fracción soluble (45,0-71,3) > fracción reducible (19,2-37,5) >
fracción oxidable (<0,1-32,7%) > fracción residual (0,5-4,4%) (Tabla 6.3).
Sin embargo, esta secuencia varía dependiendo de la dosis de adición de CRP y el
tiempo de incubación. Después de 1 día de incubación, en el suelo sin adición de
metales pesados, la presencia de la corteza de pino redujo claramente la proporción del
Cu añadido, acumulado en la fracción soluble, y aumentó la proporción de la fracción
oxidable (Tabla 6.3). Este efecto fue más evidente a medida que aumentó la dosis de
residuo, aunque no fue tan notable en las fracciones reducible y residual.
Además, también se observaron los efectos del tiempo de incubación,
disminuyendo la fracción soluble y aumentando la reducible y oxidable después de 30
días, en comparación con los resultados correspondientes a 1 día de incubación.
VI.5.1.2. Zinc
Para el fraccionamiento del Zn en el suelo control se obtuvo que el 96,2% del Zn
presente en el suelo estaba como fracción residual, 2,0% como soluble, 1,3% como
reducible y 0,5% como oxidable (Tabla 6.2). Después de la adición de la disolución
mezcla de metales pesados, la mayoría del Zn del suelo estuvo presente en la fracción
soluble para todas las dosis de CRP añadidas y tiempos de incubación, oscilando entre
56,3 y 59,7%, seguida de la fracción residual (34,3-36,5%), y reducible (5,1-7,5%),
mientras que la oxidable representó una proporción muy baja (0,4-0,7%).
Tal y como se muestra en la Tabla 6.3, el Zn añadido al suelo se acumuló
principalmente como fracción soluble (88,1-92,3%), seguida por la reducible (7,3-
11,2), mientras que menos del 1% del Zn añadido se acumuló en las fracciones oxidable o
residual.
Capítulo VI
250
Los cambios en el fraccionamiento de Zn en respuesta a la adición de CRP
teniendo en cuenta el tiempo de incubación fueron poco notables, aunque hubo una
tendencia general a disminuir la fracción soluble y aumentar la reducible como
resultado de la dosis creciente corteza de pino y tiempo de incubación (Tabla 6.3).
VI.5.1.3. Níquel
El fraccionamiento de Ni en el suelo control estuvo claramente dominado por la
fracción residual (92,8%) (Tabla 6.2), seguida por la oxidable (5,0%) y la reducible
(2,2%), mientras que la fracción soluble fue casi insignificante (<0,1%).
Los resultados del fraccionamiento cambiaron drásticamente después de la adición
de la disolución cóctel de metales pesados (Tabla 6.2), con la fracción soluble
alcanzando los niveles más altos para todas las dosis de residuo y tiempos de incubación
(83,2-85,9%). El porcentaje de la fracción residual disminuyó para todos los tratamientos
del suelo y tiempos de incubación, del 8,4 al 10,9%, como en el caso de la oxidable
(<0,1-0,7%), mientras que la reducible aumentó (4,6-7,1%).
La Tabla 6.3 nos muestra que, de forma similar a Zn, el Ni añadido al suelo se
acumuló principalmente como fracción soluble (93,2-95,6%), seguida de la reducible
(4,9-7,7), mientras que menos del 1% del Ni añadido se acumuló como oxidable o
residual. Los cambios en el fraccionamiento de Ni en respuesta a la modificación con
corteza de los pino y mayor tiempo de incubación fueron muy pequeños, y no se
observaron efectos claros (Tabla 6.3).
VI.5.1.4. Cadmio
Los resultados correspondientes al fraccionamiento de Cd en el suelo control
siguió la siguiente secuencia (Tabla 6.2): fracción residual (72,4%) > fracción soluble
(13,2%) > fracción oxidable (9,0%) > fracción reducible (5,4%).
Después de la adición de la mezcla de metales pesados, la secuencia cambió a:
fracción soluble (92.1-93,5%) > fracción reducible (5,4-6,5%) > fracción residual (0,7-
1,3%) > fracción oxidable (0,2-0,4%), para todas las dosis añadidas de residuo y tiempos
de incubación.
La Tabla 6.3 muestra que el Cd añadido al suelo se acumuló de forma similar a
Zn y Ni, es decir, principalmente como fracción soluble (93,1-94,5%), seguida por la
reducible (5,4-6,5%), mientras que menos del 1% del Cd añadido se acumuló como
oxidable o residual.
Capítulo VI
251
Como sucedía con el Ni, los cambios en el fraccionamiento de Cd como
consecuencia de la modificación con CRP y el aumento del tiempo de incubación fueron
muy leves, y tampoco se observaron efectos claros (Tabla 6.3).
VI.5.1.5. Plomo
Los resultados del fraccionamiento de Pb en el suelo no modificado mostraron
que la fracción resudual fue la dominante (82,9%), seguida por la oxidable (17,1%)
(Tabla 6.2). Las fracciones soluble y reducible representaron menos del 0,1% del Pb en
el suelo. Después de la adición de los metales, la principal fracción de Pb en el suelo
dependió de dosis añadida y el tiempo de incubación, sin ninguna fracción claramente
dominante (Tabla 6.2). La fracción soluble estuvo entre 16,7-43,7%, la reducible 37,7-
47,3%, la oxidable 0,2-0,4%, y la residual 18,4-43,7%.
La Tabla 6.3 muestra que el Pb agregado al suelo se acumuló, como tendencia
general, principalmente como fracción soluble (16,7-43,7), reducible (37,7-47,3) o
residual (18,4-43,7%), en función de la dosis de corteza de pino y el tiempo de
incubación, mientras que la cantidad acumulada de Pb oxidable fue en todos los casos
inferior al 0,1%.
Después de 1 día de incubación, la presencia de la CRP redujo claramente la
proporción del Pb que se acumuló como fracción soluble, siendo esto más evidente
cuanto mayor fue la dosis de corteza (Tabla 6.3) y el porcentaje de fracción residual
aumentó con la dosis de CRP más claramente que la fracción reducible.
También se observaron efectos del tiempo de contacto para todas las dosis
empleadas de residuo, disminuyendo la fracción soluble y aumentando la reducible
después de 30 días, en comparación con los resultados correspondientes a 1 día de
incubación. Además, el aumento del tiempo también aumentó la proporción de la
fracción residual en el suelo sin adición de corteza y para la dosis 24 g kg-1
, aunque esto
no sucedió con la dosis de 48 g kg-1
(Tabla 6.3).
Finalmente, analizando de forma general los efectos de la adición de la corteza
del pino y del tiempo de incubación sobre el fraccionamiento de todos los metales
pesados estudiados, podemos decir que los resultados del fraccionamiento de metales 1
día después de su adición a las muestras de suelo variaron para los cinco metales.
Debe tenerse en cuenta que el suelo de mina poseía previamente concentraciones
iniciales diferentes de cada uno de los metales, por lo que los resultados de
fraccionamiento presentados en la Tabla 6.2 pueden llevarnos a conclusiones erróneas en
cuanto a la posible movilidad de los metales pesados añadidos al suelo.
Capítulo VI
252
El suelo no tratado tenía una mayor concentración de Cu que el añadido
posteriormente y, por tanto, el fraccionamiento inicial de este metal en el suelo control
tiene un efecto relevante sobre el fraccionamiento final (después de agregarle la mezcla
de metales pesados) (Tabla 6.2).
Para los demás casos, la concentración de metales en el suelo control, fue menor
que las respectivas concentraciones añadidas, y por tanto, los efectos debidos al
fraccionamiento inicial del suelo fueron también más bajos que en el caso del Cu (Tabla
6.2).
En vista de ello, para el estudio del fraccionamento de los metales pesados se
tendrán en cuenta los datos presentados en la Tabla 6.3, esto es, nos centraremos en la
concentración de metales añadida, habiendo descontado las correspondientes a cada
fracción presente en el suelo inicial (antes de la adición de la mezcla de metales).
La Tabla 6.3 muestra que, en ausencia de corteza de pino y después de 1 día de
incubación, la fracción que predomina para todos los metales pesados estudiados es
la soluble. Dado que esta fracción (constituida por las formas intercambiables y
carbonatadas) es la más inestable (Gleyzes et al., 2002), una parte importante de los
metales pesados añadidos serían potencialmente móviles en el suelo. Este hecho puede
estar relacionado con el pH extremadamente bajo del suelo (3,0), ya que los enlaces entre
el suelo y los metales disminuyen para todos los metales estudiados cuanto menor es el
pH del suelo (Alloway, 2013). La acidificación produce cambios en la unión de metales,
desde la unión específica a una unión a intercambio iónico (Weng et al., 2001).
La fracción soluble siguió la secuencia: Ni (95,6%) ≥ Cd (94,5%) > Zn (92,3%) >
Cu (71,3%) > Pb (45,0%). Esta secuencia se corresponde con la afinidad de los suelos por
los diferentes metales pesados (McBride, 1989), y con datos de adsorción encontrados en
otros suelos mineros.
En experimentos competitivos empleando tres metales, Asensio et al. (2016)
encontraron que la adsorción de Pb en suelos de la mina fue mayor que para Ni y Zn,
siendo la de Ni y Zn muy similar. En suelos de mina muestreados en la misma área que el
suelo objeto de estudio, Ramírez-Pérez et al. (2013) encontraron que la adsorción de Cu
era mucho mayor que para Cd, Ni y Zn, mientras que las secuencias para estos últimos
dependió de las concentraciones añadidas previamente. Además, el Pb es uno de los
metales más fuertemente retenidos por los suelos y sedimentos (Fan et al., 2007).
Para el Cu, y especialmente para el Pb, una cantidad importante del metal añadido
apareció como fracción reducible, i.e., asociada a óxidos de Fe y Mn (Gleyzes et al.,
2002). Esta fracción fue también la segunda más importante para Zn, Ni y Cd, aunque las
cantidades fueron mucho menores que para Pb y Cu (Tabla 6.3).
Capítulo VI
253
Las notables diferencias entre las fracciones reducibles en los cinco metales
pesados estudiados puede deberse a la saturación de los sitios de adsorción, así como a la
competencia entre dichos metales. En este sentido, estudios previos que utilizaron
materiales similares han demostrado que los óxidos de Mn adsorben preferentemente Pb,
seguido de Cu, mientras que los óxidos de Fe adsorben preferentemente Pb en mucha
mayor proporción que los otros cuatro metales (Covelo et al., 2007; Weng et al., 2001).
Por otra parte, la cantidad de metales pesados acumulada como fracción
oxidable, esto es, como materia orgánica (Gleyzes et al., 2002), fue muy baja en el suelo
no enmendado (<1% en todos los casos). Este hecho puede estar relacionado con el bajo
contenido en materia orgánica del suelo (3 g kg-1
), así como a sus altas concentraciones
de óxidos de Fe (42 g kg-1
de Fe como óxidos de Fe).
Como se muestra en la Tabla 6.3, después de 1 día de incubación, el efecto de la
adición de CRP sobre la distribución de Zn, Ni y Cd fue poco relevante. Sin embargo, se
encontraron cambios importantes en Cu y Pb.
La adición de la corteza de pino proporcionó nuevos sitios de adsorción,
mostrando una importante capacidad de adsorción de metales pesados, como ya se
demostró en el Capítulo IV (Cutillas-Barreiro et al., 2014). Estos nuevos sitios de
adsorción pueden ser ocupados principalmente por Pb y Cu (especialmente en el caso de
los sitios menos lábiles), mientras que Zn, Ni y Cd no pueden acceder a estos sitios,
estando más afectados por la competencia con los otros metales pesados (Vega et al.,
2006; Garrido-Rodríguez et al., 2014).
Para Pb y Cu, las proporciones de la fracción soluble disminuyeron con las dos
dosis de CRP. Las proporciones acumuladas como fracciones reducibles permanecieron
menos constantes para Cu y Pb. Sin embargo, en un experimento realizado con corteza de
pino compostada, Pérez-Esteban et al. (2012) encontraron que la fracción más lábil
aumentó ligeramente en respuesta a la enmienda del suelo. Ese experimento se realizó en
suelos con valores de pH entre 5,5 y 6,2, y el carbono orgánico entre 8,8 y 13,9 g kg-1
,
mientras que en el presente trabajo, el suelo presentó valores de pH y carbono orgánico
mucho más bajos.
Por lo tanto, los efectos de la corteza de pino en la disminución de las fracciones
más lábiles de Cu y Pb son evidentes en suelos extremadamente ácidos con escaso
contenido en materia orgánica, pero los resultados no se extrapolan a suelos con pH más
alto y grandes cantidades de materia orgánica. Con respecto a las otras fracciones, la
ausencia de un aumento en las fracciones reducibles (unidas a óxidos de Fe y Mn), se
debe a que la corteza de pino contiene una alta proporción de materia orgánica (48% de
carbono orgánico) y bajas proporciones de minerales. Además, en el caso del Cu, la
proporción de la fracción oxidable aumentó notablemente con la adición de corteza,
mientras que la residual permaneció estable.
Capítulo VI
254
Por el contrario, la fracción oxidable correspondiente a Pb fue inferior al 1% para
los suelos modificados con corteza de pino, mientras la residual aumentó con la adición
de residuo. Debido al hecho de que la corteza de pino contiene grandes cantidades de
materia orgánica, y teniendo en cuenta la alta afinidad entre Cu y la materia orgánica en
suelos ácidos (Senesi et al., 1989; Weng et al., 2001), se esperaba un aumento de la
fracción oxidable de este metal.
Por otro lado, llama la atención que el Pb añadido no se encontrara prácticamente
asociado a la fracción oxidable, a pesar de la gran afinidad existente entre este metal y la
materia orgánica (Alloway, 2013), y teniendo en cuenta que en numerosos estudios se ha
encontrado formando parte mayoritariamente de esta fracción del suelo (Zapusek y
Lestan, 2009). Hay dos posibles explicaciones a estos resultados: a) la afinidad de la
materia orgánica de la corteza de pino es mucho mayor para Cu que para Pb, y solamente
el Cu puede ocupar los sitios de adsorción debido a la competencia; b) los enlaces que se
forman entre el Pb y la materia orgánica, son complejos organo-metálicos originarios que
precipitan o se adsorben específicamente sobre la superficie de la corteza de pino,
acumulándose como fracción residual (Strawn y Sparks, 2000), así también se explicaría
la razón por la cual se acumuló una alta proporción de Pb como esta última fracción.
En las muestras de suelo no modificadas con corteza de pino, el tiempo de
incubación ha tenido un efecto insignificante sobre el fraccionamiento de Ni y Cd, y un
leve efecto sobre el Zn. En este caso, con el aumento del tiempo nos encontramos
disminuciones de la fracción soluble, así como un pequeño aumento de la fracción
reducible. Anteriormente, Jalali y Khanlari (2008) encontraron efectos importantes en el
fraccionamiento de Zn y Cd en suelos de aguas calcáreas debido al tiempo de incubación,
disminuyendo significativamente la fracción más lábil con el tiempo. Sin embargo, en un
suelo extremadamente ácido, como el que estudiamos en nuestro caso, los sitios de
adsorción disponibles pueden ser inferiores a los encontrados en suelos calcáreos con un
alto pH (Alloway, 2013).
Por otro lado, una alta competencia por los sitios de adsorción entre metales
pesados puede dar lugar a una situación en la cual solamente el tiempo de incubación
puede provocar efectos relevantes en el fraccionamiento de Cu y Pb, que son los metales
pesados que mostraron una mayor afinidad por los sitios de adsorción del suelo. Para el
Cu, se obsevaron disminuciones importantes en la fracción soluble e incrementos en la
reducible cuando el suelo se incubó a mayor tiempo, mientras que la influencia del
tiempo sobre las demás fracciones fue casi insignificante.
Los efectos del tiempo de incubación se observaron en todas las muestras de suelo
(modificadas y no modificadas con corteza de pino), sin embargo, la magnitud de los
cambios que afectan al fraccionamiento fue mayor en las muestras no enmendadas. Se
encontraron efectos similares para Pb, pero en este caso, el aumento del tiempo de
incubación también aumentó la fracción residual. La reducción de las fracciones más
lábiles con el tiempo fue previamente evaluada para el Cu (Arias-Estévez et al., 2007;
Capítulo VI
255
Jalali y Khanlari, 2008) y el Pb (Jalali y Khanlari, 2008), y puede atribuirse
principalmente a las reacciones controladas por difusión que tenien lugar los sitios de
superficies externas e internas (Sparks, 2001).
Dado que la magnitud de los cambios debidos al tiempo fue menor para las
muestras modificadas con CRP que para las muestras no enmendadas, los procesos de
difusión pueden ser más importantes para los sitios de adsorción del suelo que para los de
la corteza.
VI.5.2. Liberación de metales en el suelo y las mezclas suelo-concha.
Experimentos en cámara de flujo continuo.
Los experimentos de desorción mediante reactor en cámara de flujo agitado
mostraron que tanto la modificación del suelo con la corteza de pino como el
transcurso del tiempo disminuyeron la liberación de los metales pesados en el suelo
de mina.
De nuevo, describiremos más detalladamente los resultados obtenidos para cada
uno de los metales pesados.
VI.5.2.1. Cobre
La Fig. 6.3 muestra el Cu liberado del suelo en función del tiempo mediante
experimentos en cámara de flujo agitado. En ausencia de corteza de pino, el suelo
tratado con la mezcla de metales pesados y después de 1 día de incubación, desorbió 0,92
mmol kg-1
de Cu (lo cual corresponde al 65% del Cu previamente añadido).
En las muestras de suelo modificadas con CRP se puede observar una clara
reducción de la liberación de Cu con respecto al suelo no enmendado (Fig. 6.3A). Para
la dosis 24 g kg-1
de corteza de pino, se redujo en un 66% la liberación de Cu, mientras
que para la dosis más alta (48 g kg-1
) se redujo hasta un 72% con respecto al suelo
control.
Después de 30 días de incubación, para el suelo sin CRP pero tratado con la
disolución mezcla de metales pesados, el Cu desorbido fue de 0,65 mmol kg-1
, lo que
representa el 46% del Cu previamente añadido (Figura 6.3B), i.e., el tiempo de
incubación provocó una importante reducción en la desorción de Cu en este suelo.
Sin embargo, el tiempo no influyó tan notablmentente en la liberación del metal en suelos
modificados con el residuo (Fig. 6.3).
Capítulo VI
256
Fig. 6.3. Desorción de Cu acumulada en las muestras de suelo en función del tiempo: (A) después de 1 día
de incubación, y (B) después de 30 días de incubación. Suelo no enmendado (círculos); suelo modificado
con corteza de pino en una dosis de 24 g kg-1
(rombos); suelo modificado con 48 g kg-1
(triángulos).
Los coeficientes de variación determinados durante 120 minutos fueron inferiores al 5% en todos los casos.
VI.5.2.2. Zinc
La Fig. 6.4 muestra la desorción de Zn en función del tiempo en los
experimentos en cámara de flujo agitado.
Después de 1 día de incubación, en el suelo sin CRP y con adición de metales
pesados, la cantidad de Zn liberado fue de 1,27 mmol kg-1
(Fig. 6.4A), lo cual representa
el 89% del Zn previamente añadido. En las muestras modificadas con corteza, se produjo
una clara reducción de la liberación de Zn con respecto al control (Fig. 6.4A). Las
muestras de suelo con adición de residuo mostraron una disminución en la
desorción de Zn del 54% y del 62% para las dosis de 24 y 48 g kg-1
de residuo
respectivamente.
Transcurridos 30 días de incubación, el Zn liberado del suelo sin residuo y con
adición de metales fue de 0,83 mmol kg-1
, lo que supone el 59% del Zn añadido,
mostrando una importante influencia del tiempo de incubación (Fig. 6.4B). Sin embargo,
como en el caso del Cu, el tiempo no causó una reducción adicional en la desorción de Zn
en los suelos modificados con CRP (Fig. 6.4).
Cu
des
orb
ido
(m
mo
l k
g-1
)
Cu
des
orb
ido
(m
mo
l k
g-1
)
Tiempo (min) Tiempo (min)
Capítulo VI
257
Fig. 6.4. Desorción de Zn acumulada en las muestras de suelo en función del tiempo: (A) después de 1 día
de incubación, y (B) después de 30 días de incubación. Suelo no enmendado (círculos); suelo modificado
con corteza de pino en una dosis de 24 g kg-1
(rombos); suelo modificado con 48 g kg-1
(triángulos).
Los coeficientes de variación determinados durante 120 minutos fueron inferiores al 5% en todos los casos.
VI.5.2.3. Níquel
Los resultados correspondientes a los experimentos en cámara de flujo agitado
para evaluar la desorción de Ni en función del tiempo se muestran en la Fig. 6.5.
En ausencia de CRP, la concentración de Ni desorbido después de 1 día de
incubación en el suelo tratado con los metales pesados fue de 1,28 mmol kg-1
,
representando el 90% del Ni añadido. En presencia de la corteza, las dosis de 24 y 48 g
kg-1
provocaron reducciones del 36% y 66% respectivamente en la liberación de Ni, con
respecto al suelo no modificado (Fig. 6.5A).
Como en el caso de Cu y Zn, el suelo mostró cambios en función del tiempo
después de 30 días de incubación (Fig. 6.5B), reduciendo el Ni liberado a 0,97 mmol
kg-1
(68% del Ni previamente añadido). Sin embargo, en el caso de los suelos
modificados con el residuo, la influencia del tiempo de contacto sobre la desorción del
metal fueron muy limitados (Fig. 6.5), como ocurría con Cu y Zn.
Zn
des
orb
ido
(m
mo
l k
g-1
)
Zn
des
orb
ido
(m
mo
l k
g-1
)
Tiempo (min) Tiempo (min)
Capítulo VI
258
Fig. 6.5. Desorción de Ni acumulada en las muestras de suelo en función del tiempo: (A) después de 1 día
de incubación, y (B) después de 30 días de incubación. Suelo no enmendado (círculos); suelo modificado
con corteza de pino en una dosis de 24 g kg-1
(rombos); suelo modificado con 48 g kg-1
(triángulos).
Los coeficientes de variación determinados durante 120 minutos fueron inferiores al 5% en todos los casos.
VI.5.2.4. Cadmio
La Fig. 6.6 muestra los resultados de la liberación de Cd en función del tiempo
en los experimentos de cámara de flujo agitado.
Después de 1 día de incubación, en el suelo tratado con la mezcla de metales
pesados pero sin adición de residuo, la concentración de Cd desorbido fue 1,16 mmol kg-1
(82% del Cd previamente añadido). La adición de 24 y 48 g kg-1
de CRP provocó
reducciones del 32% y 66% de la liberación de Cd con respecto al suelo no modificado
(Fig. 6.6A).
Después de 30 días de incubación, el efecto del tiempo de contacto en el suelo de
no modificado con CRP fue mayor para Cd que para Cu, Zn y Ni (Fig. 6.6B), dando
como resultado una desorción de Cd de 0,47 mmol kg-1
(33% del Cd añadido), un 59%
menor que después de 1 día de incubación. Y, en particular, en el caso del Cd, se aprecian
efectos importantes del tiempo también en los suelos enmendados con corteza (Fig.
6.6).
Ni
des
orb
ido
(m
mol
kg
-1)
Ni
des
orb
ido
(m
mol
kg
-1)
Tiempo (min) Tiempo (min)
Capítulo VI
259
Fig. 6.6. Desorción de Cd acumulada en las muestras de suelo en función del tiempo: (A) después de 1 día
de incubación, y (B) después de 30 días de incubación. Suelo no enmendado (círculos); suelo modificado
con corteza de pino en una dosis de 24 g kg-1
(rombos); suelo modificado con 48 g kg-1
(triángulos).
Los coeficientes de variación determinados durante 120 minutos fueron inferiores al 5% en todos los casos.
VI.5.2.5. Plomo
Los resultados correspondientes a la desorción de Pb en función del tiempo en
los experimentos de la cámara de flujo agitado se reflejan en la Fig. 6.7.
Después de 1 día de incubación, para el suelo con adición de metales pesados, la
cantidad de Pb desorbido fue 0,24 mmol kg-1
(17% del Pb añadido). La presencia de 24 y
48 g kg-1
de corteza redujo la liberación de Pb en un 47 y 43%, respectivamente con
respecto al suelo sin residuo (Fig. 6.7A).
Después de 30 días de incubación, el Pb desorbido en ausencia de CRP fue de
0,11 mmol kg-1
(8% del metal previamente añadido), esto es, hubo una influencia
importante del tiempo de incubación causando una disminución del 55% de la
liberación de Pb en el suelo no modificado. Como en el caso del Cd, también se
observaron efectos notables del tiempo transcurrido para la desorción de Pb en los suelos
modificados con CRP (Fig. 6.7).
Cd
des
orb
ido
(m
mo
l k
g-1
)
Cd
des
orb
ido
(m
mo
l k
g-1
)
Tiempo (min) Tiempo (min)
Capítulo VI
260
Fig. 6.7. Desorción de Pb acumulada en las muestras de suelo en función del tiempo: (A) después de 1 día
de incubación, y (B) después de 30 días de incubación. Suelo no enmendado (círculos); suelo modificado
con corteza de pino en una dosis de 24 g kg-1
(rombos); suelo modificado con 48 g kg-1
(triángulos).
Los coeficientes de variación determinados durante 120 minutos fueron inferiores al 5% en todos los casos.
Para finalizar, analizaremos de forma general el efecto de la corteza de pino y el
tiempo de incubación sobre la desorción de todos los metales pesados. Después de 1
día de incubación del suelo con los metales pesados, la desorción siguió la secuencia: Ni
≥ Zn ≥ Cd > Cu > Pb.
Fan et al. (2007), y Ramírez-Pérez et al. (2013), encontraron anteriormente
secuencias de desorción muy similares. Estos resultados sugieren una retención altamente
irreversible del Pb añadido al suelo (83%), una intermedia para Cu (35%), y baja para Ni,
Zn y Cd (10-18%). Este hecho está claramente relacionado con los resultados de
fraccionamiento de metales pesados. Aquellos con fracciones solubles superiores (92-
96%) fueron Zn, Ni y Cd, mientras que el Cu presentó un contenido intermedio (71%), y
Pb el más bajo (45%). Como demostraron anteriormente Covelo et al. (2007), tras la
adición de una mezcla de metales pesados a diferentes componentes del suelo, se observó
que la materia orgánica del suelo adsorbió preferentemente Cu y Pb (en mayor
proporción que Ni, Zn y Cd), los óxidos de Mn retuvieron preferentemente más Pb que
Cu, y mucho más que los otros tres metales, mientras que los óxidos de Fe adsorbieron
más Pb que los otros cuatro metales.
Aunque el contenido de materia en nuestro suelo es muy bajo, la concentración
de óxidos de Fe (que se caracterizan por presentar numerosas superficies disponibles
para la adsorción de metales pesados) es alta, lo cual explicaría el hecho de tener una
mayor adsorción irreversible para el Pb, en comparación con los otros cuatro metales
pesados.
Pb
des
orb
ido
(m
mo
l k
g-1
)
Pb
des
orb
ido
(m
mo
l k
g-1
)
Tiempo (min) Tiempo (min)
Capítulo VI
261
En el caso de Cd, Ni y Zn, apenas hubo cambios en el fraccionamiento debido al
tiempo de incubación. Sin embargo, se apreciaron disminuciones importantes en la
desorción, como en el caso de Cu y Pb, lo cual afectó al fraccionamiento. La disminución
de la concentración de Cu y Pb liberada con el tiempo puede atribuirse a cambios en el
fraccionamiento, causando una disminución con el tiempo de la fracción más lábil
(fracción soluble) para ambos metales pesados.
Sin embargo, esto no explicaría la disminución de la desorción que afecta a los
otros tres metales (Cd, Ni y Zn); estas reducciones pueden ser atribuidas a un proceso de
dos pasos: en primer lugar, la liberación de Cu y Pb de algunos sitios de adsorción
relacionados con la fracción soluble (con alta energía para enlaces suelo-metal en el caso
de estos dos metales) disponibles para los otros tres metales (implicados en enlaces
energéticos inferiores), y en segundo lugar, Cu y Pb ocuparon otros sitios de adsorción
que correspondían a las fracciones menos lábiles (reducibles, oxidables o residuales) a
medida que aumentó el tiempo de incubación.
La adición del residuo al suelo provocó una importante disminución de la
liberación de todos los metales pesados estudiados, después de 1 o 30 días de incubación
del suelo con los metales pesados. Por lo tanto, la enmienda de corteza de pino aumentó
la irreversibilidad de la adsorción de los metales pesados en el suelo tratado. Este
resultado era de esperar, ya que la corteza de pino tiene una alta capacidad de adsorción
para todos los metales pesados estudiados (Al-Asheh et al., 2000). Además, una
importante proporción de la adsorción de metales pesados que tiene lugar en la superficie
de la corteza, se ha caracterizado previamente como altamente irreversible (Capítulo IV;
Cutillas-Barreiro et al., 2014). En el caso de Cu y Pb, la disminución en la liberación
puede estar relacionada con la reducción de la fracción soluble en presencia de la corteza
de pino. Sin embargo, para Cd, Ni y Zn, los cambios que afectan al fraccionamiento
fueron bajos en presencia del residuo, por lo que las disminuciones en la desorción no
estuvieron directamente relacionadas con el fraccionamiento.
Como ocurría con el tiempo de incubación, las reducciones en la liberación de Cd,
Ni y Zn podrían ser atribuidas a los sitios de adsorción de Cu y Pb con una energía
relativamente alta para los enlaces suelo-metal, lo que los haría disponibles para Cd, Ni y
Zn. De hecho, la concentración de metales pesados liberados fue menor que la
correspondiente a la fracción soluble para todos los metales pesados, dosis de corteza de
pino añadida y tiempos de incubación.
Por último, los efectos de los tiempos de incubación fueron menores en el suelo
enmendado con la corteza de pino que en las muestras de suelo no modificadas (como
ocurrió con el fraccionamiento de metales pesados), lo que sugiere que las reacciones
controladas de difusión (Sparks, 2001) fueron menos importantes en la corteza de pino
que en el suelo sin modificar.
Capítulo VI
262
VI.5.3. Medición de la actividad bacteriana de un suelo de mina ácido en
respuesta a la adición de corteza de pino o corteza de pino con concha de
mejillón
Fig. 6.8a y b. Evolución del crecimiento bacteriano relativo como respuesta a la adición a un suelo de mina
de distintas dosis de corteza de pino (CRP) (a) y mezclas de CRP con concha de mejillón triturada (CMT)
(b). Dosis en Tm ha-1
.
La Fig. 6.8 muestra la evolución temporal del crecimiento de la comunidad
bacteriana en el suelo de mina en respuesta a la enmienda del suelo con diferentes
concentraciones de corteza de pino (CRP) (Fig. 6.8a), en comparación con la adición de
las combinaciones de las distintas dosis de corteza con concha (CRP+CMT) (Fig. 6.8b).
0
1
2
3
4
5
6
7
1 2 4 8 16 32 60 122 274 365 488 608 730
Re
lati
ve B
acte
rial
Gro
wth
Incubation time (days)
PB and CMS (1:1) amendmentControl
12 (6+6) Tm/ha
24 (12+12) Tm/ha
48 (24+24) Tm/ha
96 (48+48) Tm/ha
192 (96+96) Tm/ha
*
**
*
*
** *
*
*
*
*
****
*
**
*
*
**
**
0
1
2
3
4
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Crushed Mussel Shell (CMS) amendmentControl
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Pine bark (PB) amendmentControl
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24 Tm/ha
48 Tm/ha
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Incubation time (days)
PB and CMS (1:1) amendmentControl
12 (6+6) Tm/ha
24 (12+12) Tm/ha
48 (24+24) Tm/ha
96 (48+48) Tm/ha
192 (96+96) Tm/ha
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Crushed Mussel Shell (CMS) amendmentControl
12 Tm/ha
24 Tm/ha
48 Tm/ha
96 Tm/ha
192 Tm/ha
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Pine bark (PB) amendmentControl
12 Tm/ha
24 Tm/ha
48 Tm/ha
96 Tm/ha
192 Tm/ha
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Enmienda con CRP
Enmienda con CRP + CMT
(1:1)
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to b
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no
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vo
Cre
cim
ien
to b
act
eria
no r
elati
vo
Tiempo de incubación (días)
Control
12 Tm ha-1
24 Tm ha-1
48 Tm ha-1
96 Tm ha-1
192 Tm ha-1
Control
12 (6+6)
24 (12+12)
48 (24+24)
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192 (96+96)
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32 60 122 274 365 488 608 730
Capítulo VI
263
La adición de la CRP al suelo no tuvo efectos significativos en el crecimiento
bacteriano durante los primeros 4 días de incubación para ninguna de las
concentraciones estudiadas (Fig. 6.8a).
En cambio, después de 8 y 16 días de incubación, el crecimiento bacteriano fue
significativamente mayor que el control sólo para la dosis de 48 Tm ha-1
.
Entre 32 y 488 días de incubación, existe una tendencia general que muestra
mayores valores de crecimiento bacteriano en las muestras de suelo modificadas con
CRP que en el suelo control (Fig. 6.8a). Sin embargo, los valores de crecimiento
bacteriano fueron siempre significativamente mayores que los encontrados para el control
sólo para dosis de 24 y 48 Tm ha-1
, logrando normalmente estas dos concentraciones los
valores de crecimiento bacteriano relativo más altos durante este período (32-488 días).
Para mayores tiempos de incubación (608 y 730 días), no hubo diferencias
significativas entre el crecimiento de la comunidad bacteriana en el suelo control y
tampoco en ninguna de las muestras de suelo modificadas con CRP (Fig. 6.8a).
Por otro lado, la evolución del crecimiento bacteriano en respuesta a la
modificación del suelo con mezclas de CRP y CMT (1:1) fue variable dependiendo de
la dosis aplicada (Fig. 6.8b).
Como tendencia general, la adición de 12 Tm ha-1
de ambos residuos al suelo de
mina no modificó significativamente el crecimiento bacteriano con respecto al suelo
control durante el experimento. Solamente después de 16 días de incubación el
crecimiento fue significativamente mayor para esta dosis que para el suelo control.
La aplicación de 24 Tm ha-1
de CRP+CMT incrementó el crecimiento bacteriano
para los tiempos de incubación intermedios (8-32 días de incubación), no presentando
valores significativos con respecto al suelo control para tiempos más largos.
La respuesta de crecimiento bacteriano a la aplicación de 48 y 96 Tm ha-1
de
estos residuos presentó un comportamiento similar. Por lo general, fue
significativamente mayor para estas dosis añadidas que para el suelo control desde el
día 8 al 488 (aunque no para todos los tiempos), mientras que para tiempos de incubación
más largos no hubo diferencias significativas entre los valores de crecimiento bacteriano
encontrados para dichas dosis y el suelo control.
Finalmente, la aplicación de 192 Tm ha-1
de CRP+CMT al suelo aumentó
significativamente el crecimiento bacteriano durante todo el período después de 8
días de incubación hasta el final del experimento (730 días), con incrementos que
oscilaron entre 2,8 y 6,2 con respecto al suelo control.
Capítulo VI
264
Con respecto a otro estudios, Barreiro et al. (2016) obtuvieron resultados
concordantes a los obtenidos en el presente estudio con la adición de corteza de pino al
suelo de mina. Evaluaron la actividad bacteriana en un suelo forestal ácido afectado por
un incendio, al que se le añadieron dos dosis (4 y 40 Tm ha-1
) de residuos vegetales
(virutas y corteza de eucalipto, dos materiales con una relación C/N muy elevada, como
ocurre con la corteza de pino), en condiciones similares de incubación (humedad,
oscuridad y temperatura), durante un tiempo de 2 meses. Obtuvieron que la adición de
estos materiales inicialmente inhibió el crecimiento bacteriano durante los primeros días
para las dos dosis empleadas, algo que también observamos en el suelo de mina con CRP,
para después estabilizarse a altos niveles de crecimiento hasta el final del experimento,
principalmente para la dosis más alta de ambos residuos, alcanzando valores de hasta 2-3
veces mayores que el suelo control. En nuestro caso, las dosis de corteza de 24 y 48 Tm
ha-1
también dieron lugar a los valores de crecimiento bacteriano relativo más altos desde
el día 8 del experimento hasta el día 488 (1 año y 4 meses), y a partir de entonces, se
produjo un descenso del crecimiento en las muestras de suelo modificadas con CRP.
Además, en comparación con otros materiales vegetales estudiados como paja o
fibra de coco, obtuvieron que resultaron más efectivos los residuos de eucalipto en la
estabilización del suelo y el aumento del crecimiento bacteriano.
Capítulo VI
265
VI.5.4. Medición de la actividad fúngica de un suelo de mina ácido en
respuesta a la adición de corteza de pino o corteza de pino con concha de
mejillón
Fig. 6.8a y b. Evolución del crecimiento fúngico relativo como respuesta a la adición a un suelo de mina de
distintas dosis de corteza de pino (CRP) (a) y mezclas de CRP con concha de mejillón triturada (CMT) (b).
Dosis en Tm ha-1
.
En la Fig. 6.8 se muestra la evolución temporal del crecimiento de la
comunidad fúngica en el suelo de mina en respuesta a la modificación de dicho suelo
con corteza de pino (CRP) (Fig. 6.8a) y con las mezclas combinando distintas dosis
de CRP y CMT (1:1) (Fig. 6.8b).
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Incubation time (days)
PB and CMS (1:1) amendmentControl
12 (6+6) Tm/ha
24 (12+12) Tm/ha
48 (24+24) Tm/ha
96 (48+48) Tm/ha
192 (96+96) Tm/ha
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Crushed Mussel Shell (CMS) amendmentControl
12 Tm/ha
24 Tm/ha
48 Tm/ha
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Pine bark (PB) amendmentControl
12 Tm/ha
24 Tm/ha
48 Tm/ha
96 Tm/ha
192 Tm/ha
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Incubation time (days)
PB and CMS (1:1) amendmentControl
12 (6+6) Tm/ha
24 (12+12) Tm/ha
48 (24+24) Tm/ha
96 (48+48) Tm/ha
192 (96+96) Tm/ha
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Crushed Mussel Shell (CMS) amendmentControl
12 Tm/ha
24 Tm/ha
48 Tm/ha
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Pine bark (PB) amendmentControl
12 Tm/ha
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48 Tm/ha
96 Tm/ha
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Enmienda con CRP
Enmienda con CRP + CMT
(1:1)
Cre
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ún
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o r
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tiv
o
Cre
cim
ien
to f
ún
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Tiempo de incubación (días)
Control
12 Tm ha-1
24 Tm ha-1
48 Tm ha-1
96 Tm ha-1
192 Tm ha-1
Control
12 (6+6)
24 (12+12)
48 (24+24)
96 (48+48)
192 (96+96)
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Capítulo VI
266
Como tendencia general, la adición de CRP dio lugar a un incremento del
crecimiento fúngico para todas las dosis estudiadas en la mayoría de los tiempos de
incubación. Estos aumentos fueron de 1,1 a 26,2 veces superiores a los valores
encontrados para los suelos control.
Para los tiempos de incubación a corto plazo (2-8 días), el incremento del
crecimiento fúngico se observó en las muestras de suelo con las dosis más altas de CRP
(96 y 196 Tm ha-1
) (Fig. 6.8a).
Para los tiempos de incubación entre 16 y 365 días, se encontró un aumento de
este crecimiento para la dosis de 48 Tm ha-1
de CRP (hasta 26,2 veces superior con
respecto al control), mientras que para las dosis más altas el crecimiento fue menor,
incluso no significativo para algunos tiempos (Fig. 6.8a).
Para tiempos de incubación más largos (488, 608 y 730 días), el aumento del
crecimiento fúngico fue menor (8 veces menor con respecto al control), aunque
significativo para casi todas las dosis y tiempos (Fig. 6.8a).
Este incremento de la actividad fúngica con la adición de CRP era de esperar,
ya que ésta aumenta el contenido de materia orgánica, teniendo en cuenta que está
compuesta principalmente por carbono orgánico (Cutillas-Barreiro et al., 2014).
Por otro lado, la adición de 12 y 24 Tm ha-1
de CRP+CMT (1:1) al suelo no
tuvo efectos significativos en el crecimiento de hongos en ningún momento durante el
experimento (Fig. 6.8b).
Para dosis mayores (48-192 Tm ha-1
), se pueden observar dos comportamientos
diferentes. Entre 2 y 274 días de incubación, la tendencia general es que el crecimiento
fúngico se incrementó a medida que aumentó la dosis añadida de ambos residuos. De
hecho, durante este período, el crecimiento fúngico fue significativamente mayor que el
control en cualquier momento de incubación (hasta 8 veces mayor respecto al control)
sólo para la dosis más alta (192 Tm ha-1
) (Fig. 6.8b). Para tiempos de incubación más
largos (365-730 días), el comportamiento general varió, observándose los mayores
valores de crecimiento para el suelo con 48 Tm ha-1
de ambos residuos. Esta fue la
única dosis para la cual el crecimiento fúngico fue significativamente mayor que en el
suelo control en todos los tiempos de incubación, alcanzando aumentos de hasta 7,1
respecto al control.
Como ya hemos mencionado, los materiales vegetales con una relación C/N
muy elevada, como es el caso de la corteza de pino (C/N>600), añadidos al suelo,
favorecen principalmente el desarrollo de hongos. Esto concuerda con lo descrito por
Barreiro et al. (2016), que obtuvieron en un suelo forestal ácido afectado por un incendio,
al que añadieron dos dosis de virutas y corteza de eucalipto (ambos residuos poseen una
relación C/N>180), que la adición de éstos favoreció el crecimiento fúngico, sobre todo
Capítulo VI
267
con la dosis más alta de virutas de eucalipto (40 Tm ha-1
). Los resultados obtenidos con la
adición de diferentes dosis de otros materiales vegetales como paja o fibra de coco,
fueron menos efectivos en la estabilización del suelo y el aumento de la actividad
fúngica, ya que poseían una relación C/N menor.
Grosso et al. (2016) también estudiaron el efecto de la adición de diferentes tipos
de residuos vegetales (hojas de haya, encina y roble, junto con paja y alfalfa) en dos
suelos forestales de diferente pH con respecto a la actividad bacteriana y fúngica, y de
nuevo obtuvieron que la relación C/N de los materiales añadidos a los suelos fue
determinante en dicho crecimiento durante la descomposición temprana, y que el
crecimiento fúngico fue mayor con la adición de materiales con bajo contenido en N (es
decir, una relación C/N mayor, en este caso, la paja, seguida de la hojarasca de haya y
encina). Además, la actividad fúngica fue relativamente más importante que la bacteriana
en el suelo con el pH más bajo.
Esto ya fue reportado previamente por otros autores que estudiaron materiales con
una relación C/N de entre 20 y 108 (Bossuyt et al., 2001) comparándolos con la alfalfa
(relación de C/N de 15) y la paja (relación C/N de 75) (Rousk y Bååth, 2007),
confirmando de nuevo que altas relaciones C/N de los materiales vegetales añadidos
a los suelos son más propicias para el crecimiento fúngico que para el bacteriano. En
otros estudios, los bajos valores obtenidos en el crecimiento de hongos y bacterias
después de añadir diferentes tipos de estiércol y residuos animales (con una relación
C/N≤10) en suelos mineros (Zornoza et al., 2016) son otra evidencia de este resultado.
Por otro lado, los hongos son generalmente más tolerantes a los metales pesados
que las bacterias (Khan y Scullion, 2002), por lo que los resultados obtenidos de un
mayor desarrollo fúngico que bacteriano en nuestro suelo de mina contaminado por Cu
pueden ser razonables.
VI.5.5. Efecto sobre la biomasa microbiana determinada mediante el uso de
los ácidos grasos de los fosfolípidos (PLFAs)
La adición de CRP al suelo de mina aumentó la biomasa total del suelo, debido
principalmente al incremento de la biomasa fúngica. No se observaron efectos sinérgicos
cuando el suelo fue enmendado con la mezcla de CRP+CMT.
La adición de CRP incrementó el contenido de materia orgánica de <0,5 g kg-1
en
el suelo no enmendado hasta valores de alrededor de 47 g kg-1
en la muestra de suelo
modificada con la mayor dosis de corteza. En los suelos modificados con CRP+CMT, el
contenido de carbono orgánico aumentó hasta 23 g kg-1
para la dosis más alta.
Capítulo VI
268
Después de un año de incubación, la cantidad total de PLFAs extraídos de las
muestras de suelo (como una estimación de la biomasa microbiana total del suelo) fue de
13,3±2,0 nmol g-1
en el suelo de mina no modificado (control). La Fig. 9a muestra que
con la adición de CRP al suelo de mina, la biomasa microbiana mostró un claro
aumento después de un año de incubación (hasta un 40% para 192 Tm ha-1
) y fue más
alta cuanto mayor fue la dosis añadida. En las muestras de suelo modificadas con la
mezcla CRP+CMT, los resultados fueron bastante similares a los encontrados para las
muestras de suelo modificadas solamente con corteza (Fig. 9b).
Fig. 6.9a y b. Concentración total de PLFAs extraídos de las muestras de suelo modificadas con diferentes
dosis de corteza de pino (CRP) (a) y mezcla de CRP con concha de mejillón triturada (CMT) 1:1 (b). Las
barras de error muestran la desviación estándar. Los asteriscos indican diferencias significativas con el
control no modificado (ANOVA, Test de Dunnet, P <0,05).
La biomasa bacteriana, estimada mediante los PLFAs bacterianos, fue de 5,4±0,9
nmol g-1
en el suelo de mina no modificado después de 1 año de incubación (control). La
adición de las diferentes dosis de los subproductos (CRP y CRP+CMT) apenas
afectó a la biomasa bacteriana (Fig. 10a y b). Solamente la adición de la mezcla de
ambos materiales parece haber causado un ligero aumento de los PLFAs bacterianos (Fig.
10b), aunque no fueron estadísticamente significativos respecto al control.
La biomasa bacteriana gram+ (estimada mediante los PLFAs G+), fue de
1,5±0,1 nmol g-1
en el suelo de mina después de un año de incubación. La adición de
CRP al suelo no modificó la biomasa gram+ para ninguna de las dosis aplicadas (Fig.
11a). Sin embargo, la adición de la mezcla (CRP+CMT) aumentó significativamente
(hasta el 50%) la biomasa bacteriana gram+ para las dosis más altas (96 y 192 Tm ha-1
)
(Fig. 11b).
0
4
8
12
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Control 12 24 48 96 192
[To
tal P
LFA
s] n
mo
l g-1
PB (Mg ha-1)
B* *
0
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20
24
Control 12 24 48 96 192
[To
tal P
LFA
s] n
mo
l g-1
MIX (Mg ha-1)
C*
CRP (Tm ha-1
)
Control 12 24 48 96 192
CRP+ CMT (Tm ha-1
)
Control 12 24 48 96 192
a b
[Tota
l P
LF
As]
nm
ol
g-1
[Tota
l P
LF
As]
nm
ol
g-1
Capítulo VI
269
Fig. 6.10a y b. Concentración de PLFAs de bacterias extraídos de las muestras de suelo modificadas con
diferentes dosis de corteza de pino (CRP) (a) y mezcla de CRP con concha de mejillón triturada (CMT) 1:1
(b). Las barras de error muestran la desviación estándar. Los asteriscos indican diferencias significativas
con el control no modificado (ANOVA, Test de Dunnet, P <0,05).
Fig. 6.11a y b. Concentración de PLFAs de bacterias gram+ extraídos de las muestras de suelo modificadas
con diferentes dosis de corteza de pino (CRP) (a) y mezcla de CRP con concha de mejillón triturada (CMT)
1:1 (b). Las barras de error muestran la desviación estándar. Los asteriscos indican diferencias
significativas con el control no modificado (ANOVA, Test de Dunnet, P <0,05).
0
2
4
6
8
Control 12 24 48 96 192
[Bac
teri
al P
LFA
s] n
mo
l g-1
PB (Mg ha-1)
B
0
2
4
6
8
Control 12 24 48 96 192
[Bac
teri
al P
LFA
s] n
mo
l g-1
MIX (Mg ha-1)
C
CRP (Tm ha-1
)
Control 12 24 48 96 192
CRP+ CMT (Tm ha-1
)
Control 12 24 48 96 192
a b
[PL
FA
s b
at]
nm
ol
g-1
[PL
FA
s b
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mol
g-1
0.0
0.5
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1.5
2.0
2.5
3.0
Control 12 24 48 96 192
[Gra
m +
PLF
As]
nm
ol g
-1
PB (Mg ha-1)
B
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
Control 12 24 48 96 192
[Gra
m +
PLF
As]
nm
ol g
-1
MIX (Mg ha-1)
C* *
CRP (Tm ha-1
)
Control 12 24 48 96 192
CRP+ CMT (Tm ha-1
)
Control 12 24 48 96 192
a b
[PL
FA
s G
+]
nm
ol
g-1
[PL
FA
s G
+]
nm
ol
g-1
Capítulo VI
270
Fig. 6.12a y b. Concentración de PLFAs de bacterias gram- extraídos de las muestras de suelo modificadas
con diferentes dosis de corteza de pino (CRP) (a) y mezcla de CRP con concha de mejillón triturada (CMT)
1:1 (b). Las barras de error muestran la desviación estándar. Los asteriscos indican diferencias
significativas con el control no modificado (ANOVA, Test de Dunnet, P <0,05).
La biomasa bacteriana gram- (estimada como PLFAs G-), fue de 2,7±0,3 nmol
g-1
en el suelo control después de un año de incubación. Ninguno de los subproductos
añadidos al suelo tuvo efectos significativos sobre la biomasa bacteriana gram- para
cualquiera de las dosis aplicadas (Fig. 12a y b).
La biomasa fúngica, estimada mediante los PLFAs fúngicos, fue 0,086±0,014
nmol g-1
en el suelo de mina después de un año de incubación. Ésta aumentó
significativamente con la adición de los subproductos (CRP y la combinación
CRP+CMT) después del período de incubación, aunque dependió de las dosis aplicadas
(Fig. 13a y b), alcanzando valores de hasta 1600% más altos que en el control cuando el
suelo fue modificado con 192 Tm ha-1
de CMT.
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
Control 12 24 48 96 192
[Gra
m -
PLF
As]
nm
ol g
-1
PB (Mg ha-1)
B
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
Control 12 24 48 96 192
[Gra
m -
PLF
As]
nm
ol g
-1
MIX (Mg ha-1)
C
[PL
FA
s G
-] n
mol
g-1
[PL
FA
s G
-] n
mol
g-1
a b
CRP (Tm ha-1
)
Control 12 24 48 96 192
CRP+ CMT (Tm ha-1
)
Control 12 24 48 96 192
Capítulo VI
271
Fig. 6.13a y b. Concentración de PLFAs de hongos extraídos de las muestras de suelo modificadas con
diferentes dosis de corteza de pino (CRP) (a) y mezcla de CRP con concha de mejillón triturada (CMT) 1:1
(b). Las barras de error muestran la desviación estándar. Los asteriscos indican diferencias significativas
con el control no modificado (ANOVA, Test de Dunnet, P <0,05).
Si comparamos la concentración total de PLFAs en el suelo de mina (13,3±2,0
nmol g-1
), ésta resultó ser bastante baja en relación con los valores encontrados en suelos
agrícolas (entre 22 y 75 nmol g-1
, Fernández-Calviño et al., 2010) o suelos forestales
(entre 240 y 462 nmol g-1
, Barreiro et al., 2010) de zonas próximas. Además, los valores
de biomasa de todos los grupos estudiados (bacterias, hongos, G+ y G-) fueron
significativamente menores en el suelo de mina que en los agrícolas o forestales. Por lo
tanto, el uso de técnicas de restauración que ayuden a aumentar la biomasa microbiana
está plenamente justificado.
Estudios previos demuestran que la aplicación de CRP al suelo de mina puede
contribuir a disminuir la disponibilidad de metales pesados en este tipo de suelos y, por
tanto, aumentar su contenido en materia orgánica (Fernández-Calviño et al., 2017) y la
biomasa (Giller et al., 1998; Zornoza et al., 2015).
En el presente trabajo, la biomasa microbiana total aumentó significativamente en
respuesta a dosis de CRP mayores o iguales a 96 Tm ha-1
. Estos incrementos pueden
atribuirse principalmente al crecimiento de la biomasa fúngica, ya que ninguno de los
grupos de las biomasas bacterianas determinados se vieron afectados por la adición de la
corteza.
Dado que la CRP es principalmente materia orgánica (Tabla 4.1, Capítulo IV), y
que la reducción de la disponibilidad de metales pesados fue un aspecto poco relevante en
el aumento de la biomasa microbiana en el suelo de mina, el principal factor a tener en
cuenta en las estrategias de recuperación del suelo de mina, con el fin de aumentar la
biomasa microbiana del suelo, debe ser el aumento de la materia orgánica del mismo.
0.0
0.4
0.8
1.2
1.6
2.0
Control 12 24 48 96 192
[Fu
nga
l PLF
As]
nm
ol g
-1
MIX (Mg ha-1)
C
* **
*
*
0.0
0.4
0.8
1.2
1.6
2.0
Control 12 24 48 96 192
[Fu
nga
l PLF
As]
nm
ol g
-1
PB (Mg ha-1)
B
**
*
* *
[PL
FA
s h
on
gos]
nm
ol
g-1
[ P
LF
As
hon
gos]
nm
ol
g-1
a b
CRP (Tm ha-1
)
Control 12 24 48 96 192
CRP+ CMT (Tm ha-1
)
Control 12 24 48 96 192
Capítulo VI
272
Resultados similares fueron encontrados previamente por Zornoza et al. (2016),
aunque en su caso, la adición de estiércol porcino aumentó significativamente tanto la
biomasa bacteriana como la fúngica. Las diferencias entre estos resultados y los hallados
en el presente trabajo pueden atribuirse a diferencias en la calidad de la materia orgánica,
ya que la CRP está constituida principalmente por lignina (47,9%) y glucano (18,6%)
(Tabla 4.2, Capítulo IV), y por lo tanto, el desarrollo bacteriano puede estar limitado en
este tipo de sustrato. Sin embargo, no se pueden descartar otros factores, ya que la
adición de enmiendas a los suelos de mina incrementa generalmente las relaciones de
biomasa fúngica:bacteriana (Zornoza et al., 2015). Además, el hecho de que los hongos
sean más tolerantes a los metales pesados que las bacterias (Khan y Scullion, 2002) puede
tener también algunos efectos.
Por otro lado, otros autores han reportado que la adición de CMT al suelo de mina
puede provocar también una disminución de la disponibilidad de los metales pesados en
este tipo de suelos (Fernández-Calviño et al., 2016) y aumentar su pH (Garrido-
Rodríguez et al,. 2013). La modificación de ambas propiedades (reducción de la
disponibilidad de metales pesados y aumento del pH del suelo) puede favorecer el
desarrollo microbiano (Giller et al., 1998; Aciego-Pietri y Brookes, 2009).
Los resultados obtenidos con la adición de la mezcla de CRP+CMT (1:1) fueron
similares a los observados con CRP solamente, pero la magnitud de los cambios
inducidos fue menor, i.e., no se encontraron efectos sinérgicos entre el aumento de la
concentración de materia orgánica y el pH del suelo. Por tanto, esto corrobora el
hecho de que el incremento en la materia orgánica fue más importante que el aumento del
pH del suelo (o que la disminución en la disponibilidad de metales pesados) para la
recuperación de la biomasa microbiana en el suelo de mina contaminado con Cu.
VI.5.6. Evolución temporal del pH de un suelo de mina ácido en respuesta a
la adición de corteza de pino o corteza de pino con concha de mejillón
En la Fig. 6.9 se muestra la evolución del pH del suelo de mina a lo largo del
experimento, en respuesta a la modificación de dicho suelo con corteza de pino (CRP) y
con las mezclas combinando distintas dosis de CRP y CMT (1:1).
Capítulo VI
273
Fig. 6.9. Evolución del pH del suelo de mina como respuesta a la adición de distintas dosis de corteza de
pino (CRP) y mezclas de CRP con concha de mejillón triturada (CMT). Dosis en Tm ha-1
.
Podemos observar que, como tendencia general, la adición de CRP apenas
modificó el pH del suelo con el tiempo para todas las dosis estudiadas (Fig. 6.9). Esto
es lógico, ya que se trata de un suelo fuertemente ácido (pH: 3,8; Tabla 6.1), al que se le
aplicó un material de un pH también bajo (pH corteza: 4,5) (Tabla 4.1, Capítulo IV). El
hecho de que el pH de la corteza sea levemente superior al del suelo hace que se aprecie
un ligero incremento del pH inmediatamente después de la aplicación del residuo, algo
que también podemos observar después de un mes de incubación (un aumento de menos
de 0,2 unidades) y para prácticamente todas las dosis de corteza añadidas. A partir de
entonces, el pH del suelo de mina con CRP se mantuvo prácticamente constante (Fig.
6.9).
Por el contrario, la adición de CRP combinada con CMT en una proporción
(1:1), sí tuvo un efecto notable en la evolución temporal del pH del suelo,
incrementándose con el tiempo (esto se aprecia ya desde el segundo día, sobre todo para
las dosis más elevadas), y a medida que aumentamos la dosis de concha añadida (Fig.
6.9). Así, el mayor aumento se produjo para la dosis más alta (192 Tm ha-1
de ambos
residuos, es decir, 96 Tm ha-1
de CRP y 96 Tm ha-1
de CMT) y después de 2 años de
incubación, incrementándose el pH desde 4,7 hasta 6,5 (Fig. 6.9). Esto es debido a la
adición de la concha de mejillón, que posee un pH elevado (pH concha: 9,4; Tabla 5.2,
Capítulo V), en comparación con el pH del suelo de mina (pH: 3,8).
Capítulo VI
274
Aparentemente no existe relación entre la evolución temporal del pH con el
crecimiento bacteriano en función de la adición de diferentes dosis de CRP, ya que el
pH apenas varía en este caso, pero si consideramos el efecto conjunto de ambos residuos
(CRP+CMT), observamos que se produce un aumento del pH con la aplicación de las
dosis más elevadas (96 y 192 Tm ha-1
), lo que está relacionado con un incremento de
la actividad bacteriana. Esto está en concordancia con lo descrito por otros autores
anteriormente, ya que en estudios previos, se observó que en suelos con diferentes rangos
de pH, el crecimiento bacteriano está positivamente relacionado con éste, mientras que el
crecimiento de hongos aumenta con la disminución del pH (Rousk et al., 2010).
Considerando la relación entre el crecimiento fúngico y la evolución del pH
durante el experimento, con la adición de CRP, observamos que claramente existe un
mayor desarrollo de hongos en el suelo de mina fundamentalmente con las dosis más
altas CRP (48, 96 y 192 Tm ha-1
), hasta 1 año después del inicio del estudio, a partir de
entonces, este crecimiento se paraliza. Con la adición conjunta de CRP+CMT no se
produce un incremento tan significativo del crecimiento fúngico, lo cual estaría
relacionado con un aumento del pH (debido a la adición de la concha de mejillón), que no
favorece el desarrollo de los hongos.
Se ha demostrado que el pH es de gran importancia para explicar el crecimiento
fúngico y bacteriano del suelo (Rousk et al., 2009; Rousk y Bååth, 2011; Zornoza et al.,
2016), ya que, como hemos dicho, el pH del suelo es uno de los factores que más
influencia tiene sobre la actividad de la comunidad microbiana del suelo, siendo el pH
bajo más propicio para los hongos que para el crecimiento bacteriano.
Grosso et al. (2016) encontraron además un mayor crecimiento fúngico en el
suelo con el pH más bajo, aspecto que también habían reportado anteriormente Rousk et
al. (2010) con la adición de alfalfa y paja a suelos de diferente pH.
VI. 6. Conclusiones
Los resultados obtenidos de este estudio nos muestran que, en lo que respecta al
fraccionamiento de metales pesados, la adición de corteza de pino (CRP) a un
suelo de mina redujo el porcentaje de la fracción soluble Cu y Pb, aumentando su
concentración en otras fracciones menos móviles. Sin embargo, no se observaron
cambios relevantes para Cd, Ni y Zn. El aumento del tiempo de incubación
también provocó una disminución de la fracción soluble para los cinco metales
pesados estudiados.
Con respecto a la liberación de metales en experimentos en cámara de flujo
agitado, la aplicación de CRP dio lugar a una disminución de la desorción de Cu.
El tiempo de incubación apenas tuvo efecto en la liberación de Cu, Ni y Zn, en
Capítulo VI
275
cambio, para Cd y Pb el tiempo de incubación provocó una disminución de la
desorción, tanto en las muestras no modificadas como en las modificadas.
Teniendo en cuenta estos resultados, la CRP podría ser una alternativa eficaz
para aumentar la retención de metales pesados (especialmente Cu y Pb) en
suelos muy ácidos, como es el caso de los suelos de mina, reduciendo así los
riesgos de transferencia de metales al agua u otras zonas mediambientales no
contaminadas.
Analizando los resultados obtenidos para el crecimiento bacteriano y fúngico en
el suelo de mina, comprobamos que la adición de CRP favoreció su
crecimiento para todas las dosis estudiadas (fundamentalmente para las
intermedias en el bacteriano y las más altas en el fúngico) en la mayoría de los
tiempos de incubación. Además, la aplicación conjunta de CRP+CMT aumentó
notablemente el desarrollo de bacterias y hongos en el suelo, incrementándose
con la dosis añadida, a partir de 8 días de incubación y hasta 1 año después (en el
caso de los hongos) o hasta el final del experimento (en el caso de las bacterias).
Se observó además que con la aplicación conjunta de ambos residuos
(CRP+CMT), se produjo un aumento del pH, principalmente con las dosis más
elevadas (96 y 192 Tm ha-1
), lo que derivó en un incremento de la actividad
bacteriana. Por otro lado, observamos que existe un mayor desarrollo de hongos
en el suelo fundamentalmente con las dosis más altas CRP (96 y 192 Tm ha-1
),
hasta 1 año después del inicio del estudio. Con la aplicación de CRP+CMT no se
produce un incremento tan significativo del crecimiento fúngico, lo cual estaría
relacionado con un aumento del pH, que no favoreció su desarrollo.
Con respecto al análisis de los PLFAs extraídos de las muestras de suelo de mina
con los distintos tratamientos de aplicación de CRP y CRP+CMT, se observó un
aumento de la biomasa microbiana total del suelo con la adición de CRP, que
fue significativo para las dosis 96 y 192 Tm ha-1
y después de un año de
incubación. Este incremento se debió principalmente al crecimiento de la biomasa
fúngica, mientras que la bacteriana no varió en respuesta a la modificación con
CRP. Además, no se encontraron efectos sinérgicos entre la CRP y la CMT
cuando se agregaron al suelo en dosis combinadas.
Los resultados de esta investigación sugieren que la adición de materia orgánica
al suelo es el principal factor que contribuye a la regeneración de la biomasa
microbiana en suelos mineros ácidos contaminados con Cu con bajo contenido
inicial de materia orgánica. Por tanto, la adición de corteza de pino sería una
forma de recuperar este suelo de mina sin apenas materia orgánica, favoreciendo
el desarrollo de bacterias y hongos en el mismo.
CONCLUSIONES FINALES
Conclusiones finales
279
CONCLUSIONES FINALES
Después de los resultados obtenidos y lo anteriormente descrito, podemos
concluir que:
De los experimentos de adsorción llevados a cabo inicialmente para evaluar la
capacidad de retención de metales (Cd, Cu, Ni, Pb y Zn) de la corteza de pino
(CRP) podemos concluir que, en general, este material sería eficaz para retener
metales pesados, principalmente Pb y Cu, en medios contaminados, incluso en
aquellos con altas concentraciones de varios metales a la vez. Así, los
experimentos batch no competitivos mostraron una adsorción rápida para todos
ellos, con una secuencia de adsorción Pb>Cu>Cd>Zn>Ni. En condiciones
competitivas, su eficacia fue menor que en condiciones monometal. Los
experimentos en cámara de flujo agitado mostraron histéresis en la adsorción
de Pb y Cu, con algunas diferencias entre metales debido a la distinta afinidad por
los lugares de adsorción. Finalmente, los experimentos de transporte de metales
en columnas de corteza de pino en sistemas monometal dieron lugar a resultados
comparables a los experimentos batch. La presencia de un segundo metal afectó al
transporte de todos los elementos excepto al Pb, y confirmó la fuerte influencia
del Pb y el Cu sobre la retención de los otros metales.
En el análisis de los suelos situados en las proximidades de la cementera de
Oural para evaluar los niveles de contaminación en algunos metales pesados (Hg,
Pb y Cr), nos sirvió como estudio previo para una posible aplicación posterior con
CRP como adsorbente de metales en condiciones de campo. En dicho estudio, se
observó que los niveles de fondo de la litología local y el uso del suelo fueron
importantes para identificar la existencia de contaminación. Así, nos encontramos
que el contenido de Pb y Cr en estos suelos no se debe a la actividad de la
cementera, dada la similitud entre los valores encontrados en los suelos y la
litología local. En cambio, se encontró un enriquecimiento en Hg en los suelos
próximos al foco de emisión. La deposición atmosférica sería la principal
responsable, lo cual también es consistente con el hecho de que exista mayor
concentración en los suelos de bosque que en los de pradera, ya que los árboles
atrapan más fácilmente el Hg en las masas de aire. Finalmente, llegamos a la
conclusión de que el rango de distancias empleado entre los puntos de muestreo
del suelo y la cementera (hasta 5 km) no fue suficiente para determinar su
influencia en la contaminación del suelo por metales, y particularmente en el caso
de elementos volátiles como el Hg. Por ello, sería recomendable llevar a cabo
posteriores estudios para extender el área analizada hasta varias decenas de km, y
así determinar la distancia hasta la cual la planta cementera tendría influencia en
los niveles de Hg del suelo.
Conclusiones finales
280
La adición de CRP, individualmente y en combinación con concha de mejillón
(CMT), a un suelo ácido de viñedo contaminado por Cu, dio lugar a una
disminución de la incorporación de Cu por Lolium perenne. Esto se debe
fundamentalmente al ligero incremento del pH y a la capacidad de adsorción que
presenta la CRP para metales pesados, que hacen que este residuo los inmovilice e
impida su absorción por la planta. Además, la adición de CRP al suelo produjo
una disminución de las formas más móviles de Cu en el suelo, y del
potencialmente disponible para las plantas. Por otro lado, favoreció el crecimiento
y la producción de biomasa de la planta, principalmente de la parte radicular. Esto
nos demuestra que la adición al suelo de CRP, y también la mezcla con CMT,
es una buena alternativa para estabilizar y retener el Cu en el suelo, evitando
que sea absorbido por las raíces de las plantas. Además, la reutilización de estos
residuos como enmienda puede contribuir a la colonización del suelo por Lolium
perenne, logrando una cobertura mayor del mismo, favoreciendo su estabilización
y reduciendo la erosión.
Analizando el efecto de la adición de CRP a un suelo ácido de mina de Cu
mediante el fraccionamiento de metales pesados, se observó que ésta redujo el
porcentaje de la fracción soluble Cu y Pb, aumentando su concentración en otras
menos móviles. Con respecto a la liberación de metales en experimentos en
cámara de flujo agitado, la aplicación de CRP dio lugar a una disminución de la
liberación de Cu. Por ello, el uso de este material podría ser una alternativa eficaz
para aumentar la retención de metales pesados (especialmente Cu y Pb) en suelos
muy ácidos, como es el caso de los suelos de mina, reduciendo así los riesgos de
transferencia de metales al agua u otras zonas no contaminadas.
Observando los resultados obtenidos para el crecimiento bacteriano y fúngico
en dicho suelo de mina, comprobamos que la adición de CRP favoreció su
crecimiento para todas las dosis estudiadas en la mayoría de los tiempos de
incubación. Además, la aplicación conjunta de CRP y CMT aumentó el
desarrollo de bacterias y hongos en el suelo a partir de 8 días de incubación y
hasta 1 año después (en hongos) o hasta el final del experimento (en bacterias). Se
comprobó también que con la aplicación de ambos residuos, se produjo un
aumento del pH, lo que derivó en un incremento de la actividad bacteriana.
Con respecto al análisis de los PLFAs extraídos de las muestras de suelo con los
distintos tratamientos, se observó un aumento de la biomasa microbiana total
del suelo con la adición de CRP, que fue significativo para las dosis más altas
(96 y 192 Tm ha-1
) y después de un año de incubación. Esto se debió
principalmente al crecimiento de la biomasa fúngica. Los resultados de esta
investigación sugieren que la adición de materia orgánica al suelo a través de
la CRP es el principal factor que contribuye a la regeneración de la biomasa
microbiana en este suelo minero ácido con bajo contenido de materia orgánica.
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