Edafología. Volumen 7-2. Mayo 2000. pag 157-164.

INTRODUCCIÓN

MATERIALES Y MÉTODOS

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

CONCLUSIONES

BIBLIOGRAFIA

Resumen

Se ha llevado a cabo un experimento de incubación dirigido a comparar el efecto de la aplicación de 100 Tm ha^-1 de tres biosólidos (lodos) residuales urbanos - digeridos, compostados o cenizas de biosólido- sobre las formas totales y asimilables de Cd, Cu, Zn, Pb, Ni, Co y Cr en un suelo degradado. Los resultados obtenidos dejaron patente que la aplicación de los biosólidos aumentó los niveles totales y asimilables de Cu, Zn y Pb en el suelo. En cambio las concentraciones de Ni, Co y Cr se encontraron escasamente afectados. Comparativamente, los aumentos de Cu, Zn y Pb en el suelo inducidos por el aporte de estos subproductos decreció en el siguiente orden: biosólidos digeridos > biosólidos compostados > biosólidos incinerados. Pese a los aumentos observados, los niveles alcanzados de Cu, Zn y Pb no constituirían un riesgo de contaminación por metales pesados en el suelo utilizado.

Palabras clave: biosólido residual, bosólido compostado, cenizas de biosólido, suelo, metales pesados, asimilabilidad

INTRODUCCIÓN

La utilización de los biosólidos (lodos) residuales urbanos en agricultura ha experimentado un notable aumento en los últimos años como consecuencia del bajo costo de estos subproductos orgánicos y de la implantación de estaciones de depuración de aguas residuales en la mayoría de los municipios del estado español.

Aunque el uso en agricultura es el principal destino de los biosólidos residuales, la incineración de estos subproductos constituye una alternativa utilizable por algunos núcleos de población (Iturralde, 1994). La incineración de biosólidos residuales conlleva la generación de cenizas, desprovistas de sustancias orgánicas tóxicas y patógenos, con elementos fertilizantes (P y K) y metales pesados esenciales y no esenciales para las plantas, y por ello susceptibles de ser utilizadas en el sector agrario (Bierman y Rosen, 1994).

En la actualidad existe una numerosa información bibliográfica referente a los efectos beneficiosos (mejora de las propiedades físicas, químicas y biológicas del suelo) y perjudiciales (entrada de metales pesados en el medio edáfico) que conlleva el uso agrícola de los biosólidos residuales, tanto los obtenidos en las propias estaciones depuradoras de aguas residuales — por lo general digeridos anaeróbicamente y deshidratados —, como los previamente compostados (Genevini et al., 1986; Clapp et al., 1994; Nogales et al., 1997). Sin embargo, existen pocos estudios en los que se compare los efectos que sobre el suelo y la planta ocasiona el aporte de biosólidos digeridos frente a biosólidos compostados (Chaney et al., 1978) y menos aun si esta comparación se amplia a las cenizas de estos subproductos.

En relación a esta cuestión, en el presente estudio se compara el efecto que ocasiona la aplicación de tres tipos de biosólidos residuales urbanos — digeridos, compostados o incinerados- sobre los niveles y formas totales y asimilables de diferentes metales pesados en un suelo, con objeto, además, de establecer cual de estos tipos de biósolidos pueden presentar un mayor potencial para contaminar el medio edáfico.

MATERIAL Y MÉTODOS

Suelo y Biosólidos residuales utilizados

Se utilizó la capa arable (0-25 cm) de un suelo no calcáreo y degradado (Xerocrept típico) localizado en las cercanias de Alquife (Granada). Los biosólidos digeridos anaeróbicamente y deshidratados (BD) fueron suministrados por la EDAR Los Vados-Oeste, Emasagra, Granada, y los biosólidos compostados (BC) por la empresa Abonos Orgánicos del Sur, Santa Fe, Granada. Ambos biosólidos, antes de su aplicación al suelo, fueron completamente secados al aire, molidos y tamizados (< 2mm). Las cenizas de biosólido digerido (BI) procedieron del biosólido digerido, que una vez secado, molido y tamizado fue incinerado en horno mufla Gallemkamp mod. FR-614 a 450ºC. Algunas propiedades químicas del suelo y de los biosólidos utilizados se exponen en la tabla 1.

Desarrollo experimental

El experimento de incubación se efectuó utilizando recipientes de vidrio de 200 ml de capacidad. En cada uno de ellos se depositó 100 g de suelo tamizado (< 2 mm), sólo (S) o mezclado con 100 Tm ha^-1 de biosólido digerido (S+BD), biosólido compostado (S+BC) o las cenizas resultantes de la incineración del equivalente a 100 Tm ha^-1 de biosólido digerido (S+BI). La humedad de incubación correspondió al 80% de la capacidad de campo del suelo, que se ajustó mediante el aporte de agua destilada. Posteriormente, todos los recipientes se cubrieron con Parafilm "M", permitiendo así el intercambio gaseoso sin pérdidas de humedad (Dubey, 1969).

La incubación de las diferentes muestras de cada uno de los tratamientos ensayados se llevó a cabo en una cámara cerrada a 28ºC, efectuándose las determinaciones con la siguiente periodicidad: 0, 1, 2, 4, 8 y 16 semanas, por lo que de acuerdo con el número de tratamientos y repeticiones hubo necesidad de preparar inicialmente 72 recipientes. A cada uno de los intervalos programados, y por triplicado, la muestra de suelo fue retirada de cada recipiente, secada al aire y guardada herméticamente en bolsa de plástico.

Análisis efectuados

La textura, pH, carbono orgánico total y nitrogeno total del suelo y biosólidos utilizados fueron determinados según M.A.P.A. (1986) y Jackson (1970). Las formas totales de metales pesados (Cu, Zn, Pb, Ni. Co, Cr y Cd) fueron medidas con un espectofotómetro de absorción atómica (IL Model 357) después de la digestión de las muestras con agua regia (McGrath and Cunliffe, 1985). Las formas asimilables de los metales fueron extraídas de las muestras utilizando dos extractantes: a) agua desionizada, relación 1:10 muestra:agua (Guisquiani et al., 1992) y b) 1M CO₃NH₄H-0.005DTPA, pH 7.6 (AB-DTPA), relación 1:2 muestra:extractante (Soltanpour and Schwab, 1977); siendo analizados los extractos mediante EAA. Los resultados fueron evaluados estadísticamente realizando análisis de varianza (ANOVA, utilizando el programa STATGRAPHICS Plus.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Formas totales de metales pesados

La tabla 2 recoge las concentraciones totales de Cu, Zn, Pb, Ni, Co y Cr del suelo al final del experimento en los diferentes tratamientos ensayados. No se detectaron niveles de Cd total en ninguno de los tratamientos ensayados por la metodología analítica utilizada. La aplicación del biosólido digerido, compost de biosólido y cenizas de biosólido, aumentó de forma significativa las concentraciones totales de Cu y Zn en el suelo, no afectando, en cambio, los niveles totales de Co y Cr. Las concentraciones de Pb y Ni únicamente aumentaron significativamente cuando el suelo fue enmendado con biosólido digerido o sus cenizas, mientras que el aporte de compost de biosólido tuvo una escasa incidencia sobre los niveles totales de estos metales en el suelo. En todo caso y aunque se adicionaron 100 Tm ha^-1 de los diferentes biosólidos ensayados, los aumentos experimentados por Cu, Zn, Pb y Ni no alcanzaron niveles que supusieran un riesgo de contaminación para el suelo utilizado (Kabata-Pendias y Pendias, 1992; NMHPPE, 1991).

Formas asimilables de metales pesados

Las figuras 1, 2 y 3 recogen la evolución, respectivamente, del Cu, Zn y Pb extraído del suelo con AB-DTPA durante el experimento de incubación. No se exponen los valores de Ni, Co y Cr extraíbles con AB-DTPA, ni de los metales solubles en agua ya que no fueron detectados por la metodología analítica utilizada.

La aplicación de los diferentes biosólidos aumentó significativamente, y desde el tiempo inicial, las concentraciones de Cu, Zn y Pb extraídas con AB-DTPA del suelo, aumento que se mantuvo significativo frente al suelo control durante todo el periodo de incubación. Comparativamente hubo un mayor aumento de estas formas debido al aporte de los biosólidos orgánicos que por las cenizas de estos. Los aumentos de Cu, Zn y Pb en el tratamiento BI implicaría que estos metales se encuentran en las cenizas de biosólido en forma inorgánica, que de inmediato resultan asimilables en el suelo. En el caso de los biosólidos orgánicos aplicados, los niveles de asimilabilidad aumentaron debido a que Cu y Zn se encuentran, tanto en el biosólido digerido como en el compost de biosólido, formando complejos con compuestos orgánicos de bajo peso molecular que se liberan rápidamente al suelo, incrementando así su biodisponibilidad (Kabata-Pendias y Pendias, 1992; Hue et al., 1988)

Durante el periodo de incubación, los niveles de asimilabilidad de Cu muestran una tendencia ascendente, alcanzándose los valores máximos para cada tratamiento en la última semana de incubación. Estos aumentos contrastan con los observado en otros estudios con suelos incubados con compost de RSU (Nogales et al., 1989) o biosólidos de depuradora (Adams y Kissel, 1989), en los que se apreció un claro descenso en la concentración de Cu asimilable desde el inicio hasta el final del experimento. Aunque en nuestro experimento, este descenso no tuvo lugar, hay que señalar que las diferencias entre los niveles iniciales y finales de Cu extraíble con AB-DTPA no fueron muy grandes. En los tratamientos S+BD y S+BC, los procesos de degradación de la materia orgánica podrían explicar la tendencia al aumento que se observa, más intensa en el suelo enmendado con biosólido digerido al contener este subproducto una materia orgánica menos estabilizada.

Respecto al Zn asimilable, únicamente en el suelo enmendado con cenizas de biosólido se observan diferencias significativas a lo largo del periodo de incubación, no ocurriendo lo mismo en los tratamientos orgánicos (S+BD y S+BC). Este hecho dejaría patente la baja asimilabilidad del Zn en suelos con alto contenido en materia orgánica debido a la afinidad que presenta este elemento por la misma (Senesi et al., 1989) y la existencia de formas queladas en la solución del suelo a pH neutro (Adams y Kissel, 1989).

En el caso del Pb asimilable, las variaciones experimentadas durante el periodo de incubación fueron escasas en los tratamientos S+BC y S+BI. En el tratamiento que incluía biosólido digerido (S+BD), se observó un aumento significativo de los niveles asimilables de Pb hasta la cuarta semana, debido posiblemente a la formación de complejos quelados con la materia orgánica contenida en este tipo de biosólido y solubles en el medio edáfico (Adriano, 1986). Posteriormente, la extractabilidad del Pb disminuyó significativamente, alcanzando al final del experimento niveles de asimilabilidad ligeramente inferiores a los del inicio.

CONCLUSIONES

Los resultados obtenidos en el presente estudio evidenciaron que la aplicación de 100 Tm ha^-1 de diferentes biosolidos residuales urbanos — digeridos, compostados o incinerados- provocó aumentos significativos de las concentraciones totales y asimilables de Cu, Zn y Pb en un suelo degradado. En cambio los niveles de Ni, Co y Cr se encontraron escasamente afectados por el aporte de estos subproductos. Comparativamente, los aumentos de Cu, Zn y Pb en el suelo inducidos por el aporte de estos subproductos decreció en el siguiente orden: biosólidos digeridos > biosólidos compostados > biosólidos incinerados. Pese a los aumentos observados, los niveles alcanzados de Cu, Zn y Pb no suponen un riesgo de contaminación por metales pesados en el suelo utilizado.

AGRADECIMIENTOS

El presente estudio ha sido financiado por la CICYT a través del proyecto AMB96-0473. Asimismo, los autores agradecen a la Empresa EMASAGRA S.A. y a la Empresa Abonos Orgánicos del Sur los biosólidos suministrados, y a ambas su interés por el desarrollo del proyecto de investigación.

REFERENCIAS