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REPÚBLICA BOLIVARIANA DE VENEZUELA
UNIVERSIDAD DEL ZULIA
FACULTAD DE INGENIERÍA
DIVISIÓN DE POSGRADO
PROGRAMA DE POSTGRADO EN INGENIERÍA AMBIENTAL
APLICACIÓN DE LODOS RESIDUALES PROVENIENTES DE PLANTAS
DE TRATAMIENTO DE AGUAS SERVIDAS COMO ACONDICIONADOR
DE SUELOS CON FINES AGRÍCOLA.
Trabajo de Grado presentado como requisito para optar al Grado Académico de:
MAGÍSTER SCIENTIARUM EN INGENIERÍA AMBIENTAL
Autor: Douglas A. Martínez V.
Tutor: Edigso Martínez
Co-Tutor: Douglas Martínez
Maracaibo, julio de 2008
REPÚBLICA BOLIVARIANA DE VENEZUELA
UNIVERSIDAD DEL ZULIA
FACULTAD DE INGENIERÍA
DIVISIÓN DE POSGRADO
PROGRAMA DE POSTGRADO EN INGENIERÍA AMBIENTAL
APLICACIÓN DE LODOS RESIDUALES PROVENIENTES DE PLANTAS
DE TRATAMIENTO DE AGUAS SERVIDAS COMO ACONDICIONADOR
DE SUELOS CON FINES AGRÍCOLA.
Trabajo de Grado presentado ante la
Ilustre Universidad del Zulia
para optar al grado académico de
MAGÍSTER SCIENTIARUM EN INGENIERÍA AMBIENTAL
Autor: DOUGLAS A. MARTÍNEZ V.
Tutor: Edigso Martínez
Co-Tutor: Douglas Martínez
Maracaibo, julio de 2008
Martínez Valderrama, Douglas A. Aplicación de Lodos Residuales Provenientes de
Plantas de Tratamiento de Aguas Servidas como Acondicionador de Suelos con Fines
Agrícolas. (2008). Trabajo de Grado. Universidad del Zulia, Facultad de Ingeniería,
División de Postgrado, Maracaibo, Venezuela, 88 p. Tutor: MSc. Edigso Martínez,
Cotutor: MSc. Douglas Martínez R.
RESUMEN
Desde el punto de vista físico químico los suelos poseen: estructura que otorga
estabilidad; capacidad de retención de humedad, cantidad y disponibilidad de
elementos nutritivos agrupados en macro, meso y micro nutrientes, que son el
sustratos para las platas. Este estudio determinó la cantidad de aporte nutricional de
lodos provenientes de plantas de tratamiento de aguas servidas con el fin de utilizarlos
como abono orgánico en suelos e incrementar la oferta nutricional del mismo. Para ello
se determinó la cantidad y disponibilidad de esos elementos presentes en la solución
del suelo, una vez mezclado el suelo con el lodo residual. Se utilizó suelo de la
altiplanicie de Maracaibo y lodos residuales de la planta de tratamiento de aguas
servidas del campo petrolero Tía Juana. El experimento se realizó en macetas que
contenían 10 Kg, con los siguientes tratamientos T10%, T215%, T330%, T445% y T560%. Se
utilizó un diseño experimental de Bloque completamente al azar con parcela dividida en
el tiempo con cinco repeticiones. En cada tratamiento se evaluó los parámetros físicos
químicos del suelo y se observó los aspectos fisiológicos de la planta. Los resultados
obtenidos indican que La aplicación de lodos residuales incrementó la concentración de
nutrientes tales como (N, P, K, Mg), así como elementos menores como (Cr, Cu, Zn,
Mn), a demás de favorecer las variables relacionadas con RAS, CIC, CO y pH, lo cual
significa que estos lodos aportan elementos disponibles al suelo de manera rápida. Los
resultados obtenidos permiten afirmar que los lodos residuales provenientes de las
plantas de tratamiento de aguas servidas presentan nuevas prospectivas para su
utilización como abonos orgánicos. Debido a que aportaron nutrientes esenciales para
las plantas y su concentración de metales pesados no excede los límites máximos
establecidos en las leyes venezolanas para su utilización con fines agrícolas.
Palabras Claves: Lodos Residuales, Fertilidad, Nutrientes, Vinga ungiculata.
e-mail: [email protected].
Martínez Valderrama, Douglas A. Application of Residual Coming from Sewage Water
Treatments Plants Like Soil Conditioning with Agricultural Purposes (2008). Trabajo de
Grado. Universidad del Zulia, Facultad de Ingeniería, División de Postgrado, Maracaibo,
Venezuela, 88 p. Tutor: MSc. Edigso Martínez, Cotutor: MSc. Douglas Martínez R.
Martínez Valderrama, Douglas A. Application of Residual Coming from Sewage Water
Treatments Plants Like Soil Conditioning with Agricultural Purposes (2008). Trabajo de
Grado. Universidad del Zulia, Facultad de Ingeniería, División de Postgrado, Maracaibo,
Venezuela, 88 p. Tutor: MSc. Edigso Martínez, Cotutor: MSc. Douglas Martínez R.
ABSTRACT
From the physical-chemical point of view soils have: structure that gives stability;
ability to retain moisture, quantity and availability of nutritive elements grouped in macro,
meso and micro nutrients, that constitutes substrate for plants. This study determined
the quantity of nutritional contribution of muds coming from sewage water treatments
with the purpose of using them like organic manure in soils and increases its nutritional
offer. The quantity and availability of that elements present in soil solution it was
determined, once mixed soil with residual mud. Soil from Maracaibo plain was used and
residual muds from sewage water treatment plant of oil field “Tia Juana”; the experiment
was carried out in plots having 10 Kg, by applying the following treatments T10%, T215%,
T330%, T445% and T560%. A split plot design with plot divided into time with five replicates.
In each treatment, the physical and chemical soil parameters were evaluated and the
physiological aspects of plant were observed. Results obtained shows that application of
residual muds increased the nutrients concentration such as N, P, K, Mg, likewise trace
elements such as Cr, Cu, Zn, Mn, besides of favoring the variables related to RAS, CIC,
CO and pH, which means that every muds contributes with available elements to soil in
a rapid way. Results obtained permits to affirm that residual muds coming from sewage
water treatments plants show new perspectives for its usage like organic manures
because they contributed with essential nutrients for plants and its concentration of
heavy metals do not exceed the maximum limits established in Venezuelan laws for its
usage for agricultural purposes.
Key words: Residual muds, fertility, nutrients, Vinga ungiculata.
e-mail: [email protected].
DEDICATORIA
A Dios, mi fiel compañero, guardián y compartidor de todos los momentos de mi
vida.
A mis Padres Douglas y Olga, a quienes les debo todo lo que soy; gracias a su
amor, comprensión, fe y consejos brindados, han sido mi inspiración para seguir
adelante.
A mis hermanos, Janell, Edward y José quienes me han dado su apoyo moral y
espiritual para terminar el trabajo.
A Mis Familiares, Amigos y Novia; Katty y Ramón especialmente a quienes
amo mucho y agradezco a dios por haberlos colocado en mi camino y hayamos
compartido todos los momentos buenos y malos en nuestra formación personal,
académica y profesional, brindándome siempre su amor, paciencia, ayuda, consejos y
sobre todo su apoyo y comprensión.
A mis compañeros de trabajo luchadores por el ambiente que de una u otra
manera me ayudaron a superar todas las dificultades que encontré en la realización de
lo que contribuye una de mis principales metas.
AGRADECIMIENTO
Al Estado venezolano y
la ilustre Universidad del Zulia, por brindarme la
oportunidad de adquirir los conocimientos para el desarrollo de mi formación académica
profesional.
A las personas que dirigen la Gerencia de Ambiente e Higiene Ocupacional
(AHO) de PDVSA Petróleo, S.A. División Occidente, por darme la oportunidad de
apoyar económicamente e intelectualmente mi trabajo de grado.
A los Ingenieros Edigso Martínez, Douglas Martínez y Larry Lugo por ser mis
tutores académicos y tutor estadístico, por darme la mano en los momentos más
difíciles durante la realización de este trabajo, por haber sido un libro abierto lleno de
sabiduría, por sus consejos, por su valioso tiempo y paciencia. Espero algún día poder
devolverle todo lo que me ha dado y que Dios le de mucha salud y bienestar para que
sigan ayudando a otros estudiantes.
Al personal del Laboratorio INZIT-CICASI, quienes facilitaron sus instalaciones y
me orientaron en la realización de los análisis físicos químicos, factor fundamental para
el logro de esta meta.
A todas aquellas personas que contribuyeron a la realización de este trabajo.
¡Mil Gracias! Y que Dios los Bendiga
TABLA DE CONTENIDO
Página
RESUMEN…………………………………………………………………………………
5
ABSTRAT…………………………………………………………………………………..
6
TABLA DE CONTENIDO…………………………………….…………………………..
7
LISTA DE FIGURAS………………………………………………………………………
10
LISTA DE TABLAS………………………………………………………………………..
11
CAPÍTULO
I
INTRODUCCIÓN………………………………………………………….
II
MARCO TEÓRICO
12
2.1. Aguas residuales y sus componente……………………….
15
2.2. Proceso de tratamiento de aguas residuales……………..
16
2.3. Lodos residuales y su aplicación…………………………….
18
2.4. Clasificación de los lodos……………………………………..
23
2.4.1. Según su origen……………………………………………...
23
2.4.1.1. Residenciales……………………………………………….
23
2.4.1.2. Municipales…………………………………………………
23
2.4.1.3. Industriales………………………………………………….
23
2.4.1.4. Comerciales………………………………………………...
23
2.4.1.5. Institucional…………………………………………………
23
2.4.1.6. Agrícolas…………………………………………………….
23
2.4.2. Según el proceso de tratamiento a que son sometidos….
24
2.4.2.1. Lodos primarios…………………………………………….
24
2.4.2.2. Lodos secundarios………………………………………...
24
2.4.3. Según después del tratamiento biológico a que son
sometidos…………………………………………………………….
25
2.4.3.1. Lodos digeridos anaeróbicamente………………………
25
2.4.3.2. Lodos digeridos aeróbicamente………………………….
25
2.5. Propiedades de los lodos residuales……………………….
25
2.5.1. Propiedades físicas………………………………………….
25
2.5.2. Propiedades químicas………………………………………
26
2.5.2.1. Contenido de elementos esenciales…………………….
26
2.5.2.2. Contenido de sales………………………………………..
27
2.5.2.3. Compuestos orgánicos……………………………………
27
2.5.2.4. Metales y elementos traza……………………………….
28
2.5.3. Propiedades biológicas……………………………………...
29
2.6. Macro y micro elementos presentes en lodos residuales.
29
2.7. Beneficios y riesgos en la aplicación de lodos residuales a
los suelos…………………………………………….
2.8. Determinación de la dosis de aplicación…………………….
III.
IV .
METODOLÓGIA
33
37
38
3.1. Determinación de las variables……………………………….
39
3.1.1. Nitrógeno (N)………………………………………………….
39
3.1.2. Fósforo (P)…………………………………………………….
40
3.1.3. Textura del suelo, arcilla (A), arena (a) y limo (L)……….
41
3.1.4. Ph………………………………………………………………
42
3.1.5. Contenido de carbono orgánico (C.O)……………………
43
3.1.6. Capacidad de intercambio catiónico (C.I.C)………………
43
3.1.7. Relación de adsorción de sodio (R.A.S)…………………
43
3.1.8. Determinación de metales totales………………………….
44
3.2. Análisis estadístico de los datos………………………………
45
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
4.1. Caracterización de muestras de suelo y lodos residuales...
47
4.2. Análisis de la textura del suelo……………………………….
51
4.3 Análisis físico químico del suelo………………………………
52
4.3.1. Ph……………………………………………………………...
52
4.3.2. Carbono orgánico (C.O)…………………………………….
54
4.3.3. Capacidad de intercambio catiónico (C.I.C)………………
56
4.3.4. Relación de adsorción de sodio (R.A.S)…………………..
56
4.3.5. Nitrógeno (N)…………………………………………………
57
4.3.6. Fósforo (P)……………………………………………………
59
4.3.7. Potasio (K)……………………………………………………
60
4.3.8. Calcio (Ca)……………………………………………………
62
4.3.9. Manganeso (Mn)……………………………………………..
64
4.3.10. Zinc (Zn)……………………………………………………..
65
4.3.11. Hierro (Fe)…………………………………………………..
67
4.3.12. Cobre (Cu)…………………………………………………..
68
4.3.13. Manganeso (Mg)……………………………………………
69
4.3.14. Boro (B)……………………………………………………...
71
4.4.
Análisis físico químico de la planta………………………
71
4.4.1. Nitrógeno (N)…………………………………………………
71
4.4.2. Fósforo (P)……………………………………………………
72
4.4.3. Potasio (k)…………………………………………………….
73
4.4.4. Calcio (Ca)……………………………………………………
74
4.4.5. Magnesio (Mg)……………………………………………….
74
V.
CONCLUSIONES………………………………………………………….
76
VI.
RECOMENDACIONES……………………………………………………
78
REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS……………………………………..
80
LISTA DE FIGURAS
Figura
Página
1
Contenido de arenas, arcillas y limos en diferentes tipos de suelo……....
42
2
Comportamiento de la Textura en el Suelo………………………………….
51
3
Comportamiento del pH……………………………………………………….
53
4
Comportamiento del Carbono Orgánico
54
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
Comportamiento de Capacidad de Intercambio Catiónico
Comportamiento de Relación de Adsorción Sodio
Comportamiento del Nitrógeno en el Suelo
Comportamiento de Fósforo en el Suelo
Comportamiento de Potasio en el Suelo
Comportamiento de Calcio en el Suelo
Comportamiento de Manganeso en el Suelo
Comportamiento de Zinc en el Suelo
Comportamiento de Hierro en el Suelo
Comportamiento de Cobre en el Suelo
Comportamiento de Magnesio en el Suelo
Comportamiento del Nitrógeno en las Plantas
Comportamiento del Fósforo en las Plantas
Comportamiento del Potasio en las Plantas
Comportamiento del Calcio en las Plantas
Comportamiento del Magnesio en las Plantas
56
57
58
60
61
63
64
66
67
69
70
72
73
73
74
75
LISTA DE TABLAS
Tabla
Página
1
Caracterización Físico-Químico del Suelo…………………………………
47
2
Caracterización Físico-Químico del Lodo………………………………….
48
3
Caracterización Físico-Químico Decreto 2.635 del Suelo………………..
49
4
Caracterización Físico-Químico Decreto 2.635 del Lodos……………….
50
CAPÍTULO I
INTRODUCCIÓN
Se ha dicho que las aguas que quedan como residuo de la actividad humana son
de origen doméstico y de naturaleza industrial. Sin duda alguna, el mayor volumen de
aguas servidas corresponde a aquellas que son propias de la vida del ser humano,
como las utilizadas en la preparación de alimentos y necesidades fisiológicas. Se
estima que cada persona consume 200 litros diarios aproximadamente para satisfacer
estas necesidades; el empleo del agua potable en los hogares genera aguas servidas
que proviene de los residuos propios de dichas actividades. Parte de estos residuos son
materia que consume o demanda oxígeno por oxidación de ésta, como la materia fecal,
restos de alimentos, aceites y grasas; otra parte son detergentes, sales, sedimentos,
material orgánico no biodegradable y también microorganismos patógenos. La materia
orgánica biodegradable y algunas sales inorgánicas son nutrientes para los
microorganismos. Estas aguas servidas se denominan también aguas negras o
municipales y como es sabido, se vierten en los sistemas de alcantarillado que las
conducen, en la inmensa mayoría de los casos, a los cuerpos de agua, como mares,
lagos y ríos, produciendo por lo tanto la contaminación de estas aguas naturales.
El hombre en la actualidad realiza procesos para el tratamiento de las aguas
residuales domésticas e industriales con la finalidad de disminuir la contaminación;
dicho proceso genera la producción de “lodos residuales”. Estos lodos, en la actualidad
no cuentan con estudios básicos e integrales para su utilización en forma masiva y
adecuada, para que ambientalmente no produzcan impactos negativos graves, dado su
alta carga de patógenos y metales pesados en las ciudades más industrializadas.
La elevada acumulación de lodos provenientes de las plantas de tratamiento,
demandan la búsqueda de alternativas para la disposición de los mismos y una de ellas
pueden ser el empleo de los lodos en la agricultura, como oferta nutricional y
mejoradores de suelos.
Venezuela, actualmente, se encuentra en un proceso de incremento de sus
ofertas alimentarías, por lo que debe incrementar su superficie de siembra, razón por la
cual deberá visualizar el uso de suelos de las regiones semiáridas, tomando en cuenta
que sus suelos poseen grandes limitaciones físicas y químicas, para la obtención de
rendimientos apropiados.
Una manera de mejorar estos suelos es a través de la utilización de compuestos
orgánicos de diferentes orígenes, siendo los lodos residuales uno de estos compuestos
que hasta ahora habían sido vistos como desechos y cuya producción, cada vez mayor,
hace más difícil y más costoso su manejo y almacenamiento.
La crisis energética ha agregado una segunda dimensión. Los desechos
orgánicos son ahora considerados como una potencial fuente de energía. Las prácticas
de manejo de desechos son vistas ahora en términos de consumo de energía tanto en
consideraciones económicas como sociales. Hasta hace poco, la incineración fue
considerada como una alternativa viable para el manejo de lodos residuales
municipales. La escasez y el alto costo de la energía dio un vuelco total a esta situación
y nuevamente la aplicación a los suelos agrícolas parece ser la más lógica opción;
debido a que la crisis de energía ha contribuido a una escasez y alto costo de
fertilizante, particularmente Nitrógeno.
La utilización de lodos residuales representa una alternativa que proporciona un
método ambiental aceptable para el manejo de estos desechos, ya que podrían mejorar
las condiciones del suelo, de tal manera de hacerlos más aptos para el desarrollo de
cultivos.
El aprovechamiento de recursos como los lodos residuales producidos en la
región por las plantas de tratamiento de aguas servidas, representa un factor de gran
importancia que permitiría a corto o mediano plazo ser una opción de uso para el
desarrollo del cultivo y el mejoramiento de los suelos.
Conscientes de ello y conocedores que en la sociedad actual y a corto plazo el
tratamiento de lodos es una problemática importante a resolver, ligada sin duda alguna
al propio tratamiento de aguas residuales, el tratamiento de lodos ocupa una posición
estratégica.
El objetivo de esta investigación fue “Evaluar el potencial nutricional presente en
lodos residuales para su aprovechamiento como acondicionador de suelo con
fines agrícola”

Determinar las características físicas químicas del lodo residual para verificar el
cumplimiento con la Normativa Ambiental Vigente, Decreto 2.635 “Normas para
el control de la recuperación de materiales peligrosos y el manejo de los
desechos peligrosos” en un lodo residual.

Establecer cuantitativamente el aporte de macronutrientes (nitrógeno, fósforo y
potasio), mesonutrientes (calcio y magnesio) y micronutrientes (zinc, hierro, boro,
cobre y manganeso) del lodo residual al suelo.

Determinar la combinación óptima de suelo-lodo (mezcla) para ser utilizado en
fines agrícola.
CAPÍTULO II
MARCO TEÓRICO
2.1. Aguas residuales y sus componentes
Las aguas residuales es el conjunto de todos los sistemas de desagüe
proveniente de los hogares e industria. En concreto el agua residual esta conformada
en mil partes de agua por una de desperdicios. En la actualidad se estima que la
cantidad de aguas residuales generadas por persona por día es de 600 a 800 litros,
estas presentan una serie de elementos contaminantes por lo cual se someten a
tratamientos físicos, químicos y biológicos para eliminar y/o disminuir estos residuos
(cuerpos sólidos, materia orgánica, material inorgánico, entre otros) con la finalidad de
reusarlas (Nebel & Wright, 1999).
Por aguas residuales doméstica se entiende solo las aguas fecales y no incluyen
las escorrentías por lluvias. Un agua residual urbana o Municipal se define como un
agua residual domestica o una combinación de aguas residuales e industriales con o sin
escorrentías de lluvia (Kielly, 1999).
Las aguas residuales urbanas son originalmente orgánicas en su composición y
de la misma manera un número significativo de industrias en los que se incluyen
químicos farmacéuticos y agroalimentarios poseen una alta carga orgánica. Esto
significa que los principales sistemas de tratamiento de aguas están dirigidos a la
eliminación de la materia orgánica; aunque en los países en desarrollo el objetivo
prioritario del tratamiento de esta agua es la eliminación de parásitos, bacterias y virus
patógenos, ya que estos microorganismos son los agentes etiológicos de los males
endémicos y no la remoción de materia orgánica (Kielly, 1999).
Debido al problema antes mencionado el hombre en la actualidad realiza
procesos de tratamiento a las aguas residuales domésticas e industriales que puede
dividirse en tres etapas: 1ª, tratamiento primario o físico; 2ª, tratamiento secundario o
biológico y 3ª, tratamiento terciario que normalmente implica una cloración, esto con la
finalidad de reutilizar estas aguas y disminuir la contaminación; pero dicho proceso
genera la producción un subproducto llamado “lodos residuales” (Kielly, 1999, Morales,
1994).
2.2. Proceso de tratamiento de aguas residuales
En una planta de tratamiento de aguas residuales típicas, el aguas residual es
sometida a una serie de procesos físicos, químicos y biológicos para reducir la carga de
contaminantes, dichos procesos son aplicados a través de las siguientes fases:
pretratamiento o tratamiento preliminar (eliminación de residuos y cuerpos sólidos),
tratamiento secundario o biológico (eliminación de materia orgánica disuelta y en estado
coloidal), tratamiento terciario o avanzado (afinado del efluente y eliminación de los
componentes tóxicos) (Nebel & Wright, 1999).
Por definición el pretratamiento o tratamiento preliminar (tratamiento primario), es
el proceso que prepara las condiciones del agua residual para someterlas a posteriores
tratamientos (secundarios y terciarios). El mismo consiste en la eliminación de los
residuos y cuerpos sólidos que puedan dañar o tapar las bombas, este se realiza a
través de dos procesos que consisten en cribar los residuos y asentar los sólidos; los
sedimentos se retiran en forma mecánica y se llevan a los rellenos sanitarios. Así
mismo se separan restos de aceites y se equilibran los caudales, esto es cuando los
caudales son inconsistentes. Las aguas industriales también pueden precisar
adicionalmente de un pretratamiento químico en forma de lavado con aire (separación
de amoníaco), oxidación reducción (precipitación de metales pesados) y proceso de
flotación por aire (separación de aceites) (Metcalf & Eddy, 1996, Kielly, 1999; Nebel &
Wright, 1999).
Posteriormente al tratamiento preliminar, el agua pasa a unos tanques de
decantación o sedimentación donde permanece durante varias horas, con la finalidad
de que el 30 al 50 % de la materia orgánica (MO) se asienta en el fondo y al mismo
tiempo los materiales grasos floten para ser recogidos, por lo que el efluente clarificado
es de tal calidad que puede ser pasado al próximo tratamiento (tratamiento secundario
o biológico) (Metcalf & Eddy, 1996; Kielly, 1999).
El proceso anteriormente descrito se denomina tratamiento primario es
netamente físico y genera una serie de beneficios como son: reducción de sólidos en
suspensión y la demanda bioquímica de oxigeno (DBO5), reducción de la cantidad de
lodos activados en exceso, separación de materia flotante y homogenización parcial de
los caudales y carga orgánica al menor costo (Metcalf & Eddy, 1996; Kielly, 1999).
El tratamiento secundario o biológico debe mejorar la calidad del efluente
proveniente de la tratamiento primario en el cual se estima que se elimino el 60% de los
sólidos en suspensión (SS) y un 30% de la DBO5, por lo que el objetivo principal de
este tratamiento es la reducción total de la DBO5 y de los sólidos suspendidos, donde
los organismos descomponedores y saprófitos sean capas de degradar la materia
orgánica en productos no contaminantes, como por ejemplo agua H2O, dióxido de
carbono CO2 y biomasa (lodos), de manera que no proporcione una fuente de alimento
para las bacterias en el medio acuático receptor (Kielly, 1999).
En la actualidad la técnica más utilizada es el tratamiento secundario, es la de
lodos activados y consiste en el agua proveniente del tratamiento primario pasa a un
tanque recetor donde al efluente se le añade microorganismos (lodos activados) y se le
suministra aire. De esta manera los microorganismos degradan la materia orgánica
(MO), reduciendo su biomasa. Estos microorganismos también se comen entre ellos y
tienden a agruparse en conglomerados, por lo que al ser transferida el agua del tanque
de aireación aun clarificador secundario para que esos microorganismos sedimenten y
sean bombeados de vuelta a la entrada del sistema como el lodo activado que se añade
al comienzo del proceso. Las cantidades excedentes del lodo activado se retiran y se
añaden a los lodos en bruto del tratamiento primario (Metcalf & Eddy, 1996; Nebel &
Wright, 1999).
El tratamiento terciario o avanzado de aguas residuales, es necesario para la
eliminación de sólidos suspendidos y de las sustancias disueltas que permanecen en
aguas residuales después del tratamiento secundario convencional. Estas sustancias
ser materia orgánica o sólidos en suspensión y su naturaleza puede variar desde iones
inorgánicos relativamente simple como: calcio, potasio, sulfato nitrato y fosfato hasta un
número cada vez mayor de compuestos orgánicos sintéticos muy complejo (Metcalf &
Eddy, 1996).
A nivel mundial las normas sobre calidad de las aguas ha ser descargadas en
cuerpos de agua considerada ecológicamente como áreas sensible, son cada vez más
restrictivas, por lo que con frecuencia se debe proyectar plantas de tratamientos
secundarios convencional. De esta forma se puede disminuir las concentraciones en
DBO5, sólidos suspendidos para satisfacer los estándares locales de calidad de agua
receptora. A veces requiere reducir metales trazas como metales pesados y
compuestos orgánicos refractarios, debido a su toxicidad para la vida acuática o por que
perjudican la cantidad de las captaciones de agua potable, aguas abajo (Kielly, 1999).
2.3. Lodos residuales y su aplicación
Los desechos han sido definidos como materiales inservibles, no deseados o
descartables. Sin embargo los suelos tienen una enorme capacidad de absorber y
transformar los desechos, por la actividad de los microbios, en nutrientes utilizados por
las plantas.
Los lodos tienen una consistencia delgada parecida a una pasta de coloración
marrón
a negro, y poseen un olor terroso comparado por algunos al petróleo. Su
composición química puede variar considerablemente, dependiendo del número y tipos
de industrias establecidas en la comunidad, del tamaño y eficiencia de las plantas de
tratamiento (Galloway & Jacobs, 1977).
Dichos lodos residuales se obtienen del procesamiento de las aguas de
desechos de áreas domésticas y/o industriales. La materia orgánica e inorgánica está
separada por una variedad de procesos para el tratamiento de aguas de desecho. Las
aguas de desecho sufren un tratamiento primario, en donde se hace una primera
remoción de los sólidos por algún proceso físico, Ej. separación por gravedad. Luego el
agua de desechos es sujeta a procesos diseñados para remover material coloidal y
disuelto por un tratamiento químico o biológico. Tratamientos posteriores del agua de
desecho restante pueden incluir varías combinaciones de tratamiento físico y químicos.
Los sólidos removidos durante este proceso son generalmente altos en materia
orgánica y son biológicamente inestables. Ellos deben ser estabilizados por digestión
aeróbica o anaeróbica (McCalla y Col, 1977).
Los lodos producidos en plantas de tratamientos varían en función del tipo de
planta y del modo de explotación, por lo que para tratarlos y evacuarlos de la manera
más eficiente posible, es importante conocer las características de los sólidos y del lodo
que se va a procesar, algunos de ellos son los siguientes: residuos de desbaste, arena,
espuma, grasas, lodos primarios, lodos de precipitación química, lodos secundarios,
lodos de filtros percoladores, lodos digeridos aeróbicos y anaeróbicos y lodos
compostados (Metcalf & Eddy, 1996).
La tecnología más común para el tratamiento de lodos residuales municipales
aplicada en Europa, es el proceso de lodos activados, en procesos biológicos que
consumen grandes cantidades de energía y generan grandes cantidades de lodos
orgánicos los cuales son altamente biodegradables. Para facilitar el manejo y la
eliminación de los lodos se suelen aplicar procesos de desecación (Bontoux y Col,
1998).
El lodo procedente de los depuradores de aguas residuales urbanos se
denominan biológicos. Los lodos producidos por la industria también se denominan
biosólidos si su origen es orgánico. Los lodos provenientes de planta de tratamientos de
aguas residuales, aun cuando tengan origen químico son considerados biosólidos. Los
sólidos provenientes de los residuos de los tratamientos primarios y secundarios, son
los principales contribuyentes de la mayoría de los biosólidos (Kielly, 1999).
La Agencia de Protección Ambiental Norte Americana (EPA), describió en 1994,
a los biosólidos como residuos líquidos, semilíquidos o sólidos, generados durante el
tratamiento de aguas domésticas. Hasta ahora, las principales vías de eliminación de
lodos, han sido transportar los lodos a vertederos o rellenos sanitarios, esparcirlos en la
tierra, verterlos en el mar o incinerarlos. Sin embargo los tiempos han cambiado y están
apareciendo mas restricciones para la eliminación del lodo, lo que junto a la
preocupación de por los posibles riesgos del medio ambiente y sanitarios, están
haciendo mas agudo el problema de la disposición del lodo (Bontoux y Col, 1998).
A nivel mundial existen expectativas sobre el crecimiento de del volumen de
biosólidos, como resultados de proyectos recientes en el área ambiental. Para 1995 la
mayoría de los países industrializados pusieron en marcha de verter al mar los lodos,
por ejemplo la mayor parte de Estados Unidos, en 1992 Austria y Nueva Zelanda, 1993
la mayor parte de la unión Europea (Kielly, 1999).
En los últimos años la producción de lodos ha aumentado considerablemente,
debido a la construcción de plantas de tratamientos y al aumento de las conexiones de
las redes de aguas residuales, lo que está llevando a las autoridades a buscar
alternativas para la disposición de estos lodos (Van Voorneburg & Van Veen, 1993).
La puesta en práctica de la directiva Europea sobre tratamiento de aguas
residuales urbanas, está produciendo una rápida reproducción de plantas de
tratamiento de aguas residuales en Europa, dando lugar a cantidades crecientes de
lodos (Bontoux y Col, 1998).
Dependiendo de la composición y tipo del lodo, ya sean en forma cruda o
después de algún tratamiento, los lodos orgánicos a partir de mínimo poder calórico
pueden ser incinerados para recuperar la energía, generando electricidad o
produciendo vapor, pero restringiendo aquellos que no puedan ser eliminados por este
procedimiento, debido a las características de sus componentes (Repamar, 1999).
Estos lodos residuales representan un problema sanitario importante que se
deriva del tratamiento de aguas servidas; que es el manejo de los mismos. Estos lodos
son barros semisólidos que contienen de 0,5 a 5% de sólidos, por lo que no tienen valor
económico. Actualmente las industrias para convertir estos lodos en materia orgánica,
es decir, sólidos estables, reducir su masa, volumen de agua y destruir las bacterias
dañinas; concentran el lodo por sedimentación siendo dispuestos en lechos de secado.
Este lodo así concentrado, se puede tratar con cal como bactericida y exponerlo al sol
para evaporar su agua, hacerlo pasar sobre filtros de arena, filtrarlo a vacío o
centrifugarlo para eliminar parte importante del agua y dejar los mismos lo mas secos
posibles (Aguilera, 2001).
La aplicación de lodos al suelo se ha venido realizando con éxito durante
décadas y el interés de incorporarlo a las tierras se ha incrementado en los últimos años
como consecuencia de la menor disponibilidad y vialidad de otras opciones para
disponer de los lodos como lo son la evacuación a vertederos controlados, la
incineración y la evacuación al mar (Metcalf & Eddy, 1996).
Las restricciones en la disposición de biosólidos y un incremento en la conciencia
de las sociedades, con respecto a reciclar desechos orgánicos debido al incremento de
la producción, hacen de la aplicación del biosólidos en el suelo una alternativa viable
para alcanzar la sustentabilidad del ambiente (Rostengo & Sosebee, 2001).
Hoy en día, en los países industrializados la disposición de los lodos
provenientes de la planta de tratamiento de aguas residuales domésticas e industriales,
están asociadas con el objetivo primordial del interés nacional de mejorar la calidad
ambiental. Es por esto que la aplicación de lodos residuales ha sido una alternativa que
puede proporcionar un método ambientalmente aceptable, para manejar estos
productos de desechos (Quintero y Col, 1998).
En la actualidad debido a la gran producción de lodos residuales y al no haber
una actividad específica para su reutilización, estos son envían a los rellenos sanitarios,
vertederos, esparcidos en tierra, vertidos en el mar o incinerados. Sin embargo, los
tiempos han cambiado y están apareciendo mas restricciones para la eliminación de
estos lodos, debido a los posibles riegos medioambientales y sanitarios, por lo que se
esta haciendo el problema cada vez mas agudo para la disposición final de los mismos
(Burges y Col, 1999). Analizando los beneficios nutricionales y ambientales de estos
lodos sanitarios, pudieran tener la posibilidad de ser reciclados en las actividades
agrícolas en vez de ir a los vertederos u otro sitio; adicionalmente, las masas boscosas
y los suelos se ven favorecidos con la agregación de nutrientes y materia orgánica que
estos lodos puedan aportar (Aguilera, 2001).
La aplicación de lodos a los suelos, permite una valorización del lodo gracias a
los nutrientes que contiene, a la vez que mejoran las características del suelo; ya que,
además de proporcionar nutrientes, facilitan el transporte de los mismos, incrementan la
retención de agua y mejoran el suelo cultivable (Metcalf & Eddy, 1996). Por tanto, al
uso estrictamente agrícola hay que sumar la posibilidad de que se les pueda utilizar
para regenerar suelos estériles o bien tratar suelos de bosques, lo que permitiría
mejorar la cubierta vegetal, redundando en una menor escorrentía, lo cual permitiría
controlar grandes avenidas como consecuencia de lluvias torrenciales, y una mayor
capacidad de infiltración de esos suelos mejorando por tanto la recarga de los
acuíferos. A su vez, induciendo a un ahorro en fertilizantes, factor que debe ser tenido
en cuenta (Lugo & Meza, 2001).
La aplicación controlada de lodo al suelo supone un aporte de cantidades
significativas de nutrientes (carbono, nitrógeno, azufre y fósforo) y micronutrientes (zinc,
hierro y cobre), propiciando una situación favorable para el desarrollo de las plantas
(Lugo & Meza, 2001; Rivera, 1999). Sin embargo, en adición de las características
benéficas de los biosólidos, el lodo puede también contener altas o bajas cantidades de
metales pesados, otras sustancias inorgánicas y orgánicas toxicas y una gran variedad
de microorganismos, los cuales provienen de desechos industriales y domésticos
(Mamais y Col, 2000).
En 1991 comenzó a operar la Estación Depuradora de Aguas Residuales para el
tratamiento de las aguas negras de la Comarca de Pamplona (unos 500.000 habitantesequivalentes). En su diseño se estableció la construcción de las infraestructuras
necesarias para que los residuos resultantes del proceso de depuración los lodos
(biosólidos), fueran de gran calidad y pudieran ser aplicados en la agricultura como
enmiendas orgánicas (Arizaga y Col, 2000).
El control sobre los vertidos industriales, así como los procesos de estabilización
a que son sometidos los lodos en la EDAR, ha dado lugar a que las 30.000 - 35.000
t/año de biosólidos generadas en el proceso de depuración posean un importante
contenido en materia orgánica y un alto valor fertilizante. De forma complementaria, en
la Cuenca de Pamplona se practica una agricultura extensiva, en unos suelos con un
contenido de materia orgánica cada vez más escaso (0,5 - 1%), que está provocando
una pérdida constante de fertilidad en estos terrenos de cultivo, al no ser restituida esta
materia en forma de restos de cosechas, o mediante la aportación de residuos
orgánicos (Arizaga & Amorena, 2000).
En Europa aproximadamente el 45% de los lodos producidos se disponen a
través de la agricultura, aumentando la sustentabilidad del proceso de depuración de
aguas (Trivelli, 2004).
La planta de tratamiento no genera lodos contaminantes, produce un
subproducto que puede ser utilizado como abono natural (Generación de Humus)
debido a que la materia orgánica de las aguas servidas es convertida en masa corporal
de lombrices y en humus de lombriz, cada cierto tiempo puede extraerse los excesos de
humus, y así reconstituir la estratigrafía inicial del biofiltro, y ser utilizados como
excelente abono agrícola cuyo uso incluso en forma excesiva no daña ni quema las
plantas como es el caso de los fertilizantes químicos. Adicionalmente, se puede
destacar que las lombrices pueden ser utilizadas como alimento de aves o como fuente
de materia rica en proteínas (Abello, 2007).
Los lodos de aguas residuales tratadas en la agricultura parece ser la opción
económica más ventajosa. Y además, señalan que en los países desarrollados se ha
convertido en una práctica habitual (Korentajer, 1991; Ottaviani y Col, 1991).
Estos lodos pueden compararse nutricionalmente con los métodos tradicionales
residuos utilizados como abonos orgánicos en las tierras, como el estiércol o residuo de
la ganadería entre otros. Además ayuda en muchos casos a mejorar las propiedades
físicas del suelo aumentando la productividad de las cosechas (Bontoux y Col, 1998).
La aplicación de biosólidos y desechos sólidos municipales son frecuentemente
utilizados como una fuente de materia orgánica y representa una alternativa menos
costosa que su incineración u otro tratamiento; ya que estos, pueden incrementar o
estimular el crecimiento de plantas en suelos degradados, una vez aplicado estos
desechos orgánicos debido al incremento de la disponibilidad de macro y micro
nutrientes que los mismos proporcionan (Sims & Klini, 1999).
El uso de los lodos en la agricultura, satisface los principios ecológicos básicos
de reciclaje y al mismo tiempo pueden ser atractivos financieramente, ya que el lodo
puede sustituir parcialmente los fertilizantes químicos y mejorar la calidad del suelo
(Mamais y Col, 2000).
IIlera (1999), revela que la degradación de los suelos es un importante y
creciente problema a nivel mundial, sobre todos en suelos que han sufrido daños
naturales o perdidas antrópicas. Esto justifica la aplicación de esta práctica en los
suelos ya que en estos se ha determinado que son ricos en materia orgánica,
ejerciendo también una acción beneficiosa al mejorar la estructura, aeración,
precolación de agua y actividades biológicas en el suelo reduciendo la erosión del
mismo (Walter y Col, 1990).
Ottaviani y Col, (1991), concluyó que los lodos residuales tienen valor fertilizante
y mejoran también las propiedades físicas del suelo.
2.4. Clasificación de los lodos
2.4.1. Según su origen
McCalla y Col, (1977), definen los siguientes tipos:
2.4.1.1.
Residenciales: Desechos originados de áreas residenciales (desechos sólidos
domésticos).
2.4.1.2.
Municipales: Desechos sólidos comerciales y residenciales generados por
una comunidad.
2.4.1.3.
Industriales: Desechos de procesos industriales.
2.4.1.4.
Comerciales:
Desechos generados por almacenes,
oficinas y otras
actividades que no producen un producto determinado.
2.4.1.5.
Institucional: Desechos de actividades educativas y de investigación.
2.4.1.6.
Agrícolas: Desechos provenientes de actividades y procesos agrícolas
animales y vegetales.
2.4.2. Según el proceso de tratamiento a que son sometidos
Galloway y Jacobs (1977), definen los siguientes tipos:
2.4.2.1.
Lodos primarios: Son provenientes del tratamiento primario, que resulta de la
sedimentación de sólidos a partir de las agua cloacales durante el
procesamiento
en
tanques
primarios:
Estos
lodos
son
crudos,
no
estabilizados requiriendo de un tratamiento adicional como por ejemplo una
digestión anaeróbica.
2.4.2.2.
Lodos secundarios: Son los provenientes de tratamientos secundarios y se
clasifican en:
a) Lodos activados: Están constituidos principalmente por cuerpos y organismos
(bacterias) los cuales crecen a medida que las aguas cloacales se descomponen,
multiplicándose rápidamente con la aireación. Al igual que los lodos primarios no están
estabilizados y requieren de un tratamiento adicional antes de ser dispuestos.
b) Lodos de filtro percolado: Son producidos durante la pulverización del efluente
primario sobre una cama profunda de piedra en cuya superficie ocurre el crecimiento
biológico. El lodo resultante es un lodo tipo humus, el cual es similar al lodo activado por
su inestabilidad y por lo tanto necesita de un tratamiento adicional.
c) Lodos químicos: Son lodos tratados con químicos como alumbre, cal, sales
férricas y polímeros orgánicos para ayudar a la precipitación del fósforo y sólidos
suspendidos durante el período de sedimentación. El uso de esto químicos
recientemente en las plantas de aguas residuales, ha incrementado las cantidades de
lodo colectado durante el tratamiento primario y secundario.
Estos cuatro tipos de lodos (primarios, activados, filtro percolado y químicos), son
producidos durante el tratamiento de la aguas de desecho cloacales y son colectados
en tanques de sedimentación. Estos lodos contienen sólidos orgánicos los cuales
pueden sufrir descomposición, de esta manera ellos están estabilizados por tratamiento
biológico antes de su disposición final en el ambiente.
2.4.3. Según después del tratamiento biológico a que son sometidos
El tratamiento biológico de los lodos para su estabilización antes de su
disposición final en el medio ambiente genera dos nuevos tipos de lodos:
2.4.3.1. Lodos digeridos anaeróbicamente
Son producto de la mezcla de lodos activados, primarios y lodos filtro percolados,
o de alguna modificación de estos sistemas. Las mezclas son tratadas en grandes
tanques cubiertos o digestores, donde ocurre la actividad biológica en ausencia de
oxigeno. Durante el proceso de digestión, la materia orgánica en los lodos es primero
convertida Bióxido de Carbono y gas metano. En sistemas cuya operación es óptima un
periodo de diez (10) a doce (12) días son suficientes para producir un lodo estabilizado.
2.4.3.2. Lodos digeridos aeróbicamente
El proceso envuelve la oxidación de materia orgánica degradable para formar
una masa de células microbianas, seguido por una oxidación adicional de este material
microbiano. Estos reducen el volumen del lodo y los olores potenciales, de modo que
los lodos aeróbicos sean aceptables para usarlos sobre el suelo tan pronto como el
proceso sea completado.
2.5. Propiedades de los lodos residuales
2.5.1 Propiedades físicas
Las características físicas de los lodos residuales están afectadas por la calidad
de las aguas de desecho, el tipo y lo extenso del tratamiento de las aguas residuales, y
el método de estabilización de los lodos. La más importante característica física de las
aguas de desecho es el contenido total de sólidos, los cuales incluyen sólidos flotantes,
suspendidos y disueltos. Sin embargo, los sólidos flotantes y los lodos en suspensión
son reducidos efectivamente durante el tratamiento primario y secundario.
El olor es otra propiedad física que puede ser un grave problema cuando el
oxigeno es anulado o está carente en las aguas de desecho. El adecuado tratamiento
secundario los minimiza pero no elimina la posibilidad de olor.
El color y la temperatura de los efluentes cloacales son de poca importancia a
menos que el afluente e acerque a una parte amplia de la corriente de flujo. Bajo estas
condiciones, las características físicas del recibimiento de agua pueden ser cambiadas
significativamente (Jacobs, 1977).
El tamaño de las partículas de los lodos digeridos de desechos activados ha sido
reportado como 99% menores de 9 µm y el 60% menores de 3 µm (McCalla y Col,
1977). La densidad de los lodos es una función del contenido de humedad a mayor
humedad mayor densidad (McCalla y Col, 1977).
2.5.2. Propiedades químicas
2.5.2.1. Contenido de elementos esenciales:
a) Nitrógeno: La mayor parte de nitrógeno en el lodo esta en forma de nitrógenoamonio. Algo del amonio es fijado por la materia orgánica y por las arcillas siendo
protegido de los ataques biológicos. Sin embargo, ocurre perdida significativa de
amonio por volatilización a partir de la superficie del suelo cuando es aplicado lodo
residual (Keeney y Col, 1973).
Parte del nitrógeno presente en los lodos es inmovilizado dentro de la materia
orgánica del suelo o permanece como nitrógeno orgánico refractario. Por lo tanto, una
cantidad variable de nitrógeno contenido en los lodos esta disponible para la planta y
otra es lixiviado hacia las aguas subterráneas.
Bajo condiciones apropiadas del suelo (temperatura y aireación óptima) el
amonio contenido en los lodos digeridos anaeróbicamente es rápidamente convertido
en nitrato el cual es muy móvil (Emisión 2004). De este modo, la tasa de aplicación
anual de lodo al suelo está limitada por la cantidad de nitrógeno soluble más el
nitrógeno proveniente de la mineralización. Si el nitrógeno contenido en el lodo excede
grandemente a la perdida, la concentración en las aguas subterráneas puede ser
excesiva (Río, 2000).
El destino del nitrógeno en el suelo es complejo debido a muchos procesos que
afectan su forma y transporte. Estos incluyen volatilización, mineralización, nitrificación,
desnitrificación, inmovilización y absorción de nutrientes por la planta (Emisión 2004).
b) Fósforo: El fósforo en lodos residuales, excepto por una fracción pequeña
enlazada en compuestos orgánicos, está presente como fosfato de calcio, de hierro de
aluminio o de magnesio, dependiendo del proceso usado. Fosfatos del calcio y de
magnesio son razonablemente disponibles a las plantas de suelos neutros, mientras el
fosfato en precipitados de hierro y alumbre es relativamente no disponible.
Muchos procesos de tratamiento de aguas cloacales remueven fosfatos de las
aguas residuales concentrándolo en los lodos residuales como un residuo insoluble
(Deam, 1973). Los niveles de fósforo en el agua de drenaje provenientes de suelos
tratados con lodos son usualmente menos de 1ppm. La capacidad del suelo para fijar
fósforo no es ilimitada; sin embargo con tasas altas de lodo una lixiviación hacia las
aguas subterráneas puede ocurrir (Acosta, 1995).
c) Potasio: Los lodos residuales municipales contienen de 0.80 a 0.97% de
potasio. Cuando estos son aplicados al suelo, el potasio en estos desechos es 64% tan
efectivo como el potasio contenido en cualquier fertilizante inorgánico (Río, 2000).
Cuando los desechos contienen 1% de potasio (Peso seco base), aplicaciones
de 40 a 50 Tm ha-1 son requeridas anualmente para obtener altos niveles de
producción (Tester, 1990).
2.5.2.2. Contenido de sales
Los lodos residuales usualmente son bajos en sales solubles, debido a que
muchas de las sales han sido removidas con los efluentes residuales (Ewing, 1970).
El exceso total de sal esta ligado a altos niveles de sodio. Este exceso total de
sales puede reducir la germinación y el crecimiento. Altos niveles de sodio y potasio
causan en un menor grado la dispersión de las partículas del suelo, pobre estructura
del suelo y reducen la rata de infiltración (Ewing, 1970).
2.5.2.3. Compuestos orgánicos
Se encuentran en las aguas de desecho. Las aguas de desecho penetradas
contienen productos naturales de descomposición parcial y compuestos de resistencia
sintética, los cuales tienen propiedades detergentes o quelactantes y pueden mejorar la
movilidad de metales trazas y orgánicos potencialmente tóxicos. Los tóxicos orgánicos
conocidos que persisten en aguas de desecho de los tratamientos cloacales
convencionales incluyen un número de plásticos, clorinados, retardantes de fuego y
otros químicos industriales. Estos compuestos pueden representar un riesgo ambiental
en situaciones especiales, particularmente si el agua se puede percolar rápidamente a
través del suelo. Las fuentes de tales químicos pueden ser identificadas y reguladas
para enviar excesivas concentraciones en las aguas de desecho que son aplicadas a
las tierras donde la descarga en corrientes o lagos puede ocurrir (Ellis, 1978).
2.5.2.4. Metales y elementos traza
Los metales contenidos en los lodos son de especial importancia debido a
muchos metales son esenciales para el crecimiento de las plantas a bajas
concentraciones, pero son tóxicos a altas concentraciones (Barry y Col, 1995).
Los metales en los lodos que revisten mayor interés son el cadmio (Cd), cobre
(Cu), molibdeno (Mo), níquel (Ni), y zinc (Zn), con algo menos de interés para el plomo
(Pb) (Galloway & Jacobs, 1977).
El mayor impacto detrimental de la aplicación de lodos a tierras agrícolas está
probablemente asociado con el contenido de cadmio de los lodos. Por lo tanto, los
esfuerzos para limitar la entrada de cadmio a los sistemas cloacales son importantes
donde los lodos son aplicados a tierras agrícolas (Galloway & Jacobs, 1977). Aunque
muchos lodos municipales son bajos en cadmio, algunos lodos de las ciudades
industrializadas contienen más de 500 ppm de cadmio en base seca (Allaway, 1977).
Bajo buenas prácticas de manejo, el cobre y el molibdeno rara vez serán tóxicos
(Galloway & Jacobs, 1977). La concentración en lodos municipales es reportada entre
250 – 17000 ppm. Los valores promedio están frecuentemente alrededor de 1000 ppm
(Chaney, 1973; Allaway, 1977). El níquel no es un elemento esencial para el
crecimiento de las plantas, y puede estar presente en cantidades sustanciales en los
lodos, sin embargo la toxicidad en las plantas solo ocurre cuando son aplicados a
suelos ácidos. El zinc puede incrementarse sustancialmente con la adición de altas
cantidades de lodo, aumentando su contenido en las plantas, pero la toxicidad rara vez
ocurre. El plomo puede encontrarse en altas concentraciones en los lodos aunque
exhibe un grado bajo de toxicidad potencial a las plantas ya que solo es soluble a pH
menores de 5,5. Otros metales adicionales normalmente presente en los lodos
residuales incluyen manganeso, hierro, aluminio, cromo, magnesio, mercurio y sodio.
Otros como estos son también encontrados con menos frecuencia (Galloway & Jacobs,
1977).
2.5.3. Propiedades biológicas
Los desechos orgánicos de humanos y animales contienen patógenos. Se
asume que hay una correlación más o menos directa entre el número de patógenos.
Esto es probablemente cierto para aguas, pero realmente no se conoce que esta
relación exista en lodos. Los coliformes fecales son tan numerosos en estos desechos
que estimaciones básicas de la supervivencia de patógenos sobre la supervivencia de
coliformes pueden ser completamente erróneas (Banu y Col, 2001).
Entre las enfermedades virusas humanas, el grupo entérico es el más importante
en el manejo de desechos. Lo virus entéricos incluyen agentes causales de polio y
hepatitis viral. El virus de polio es fácilmente detectado en desechos fecales y a sido
demostrado que está presente en lodos digeridos en efluentes clorinados de agua
(Banu y Col, 2001).
Los patógenos pueden ser reciclados al huésped en el proceso de reciclamiento
de desechos a la tierra por contaminación directa de cultivo alimenticios. El mejor
ejemplo conocido es el uso de lodos crudos en la producción de cultivos, como es
practicado en algunas partes del mundo. Si el patógeno entra en el suelo, se corre el
peligro de contaminación, especialmente los cultivos de raíz o los vegetales crudos
expuestos a las aguas sobre la superficie del suelo. Sin embargo se ha demostrado que
el proceso de estabilización y digestión anaeróbica de los lodos reduce efectivamente
la emisión de olores, los coliformes y las poblaciones de virus y bacterias (McCalla y
Col, 1977).
2.6. Macro y micro elementos presentes en lodos residuales
Los lodos residuales contienen consideradas cantidades de nitrógeno (N) y
fósforo (P), los cuales pueden ser aplicados a los suelos para incrementar la producción
de los cultivos. También pueden contener altas concentraciones de cobre (Cu), zinc
(Zn), cadmio (Cd) y otros metales trazas, los cuales pueden acumularse en el suelo
debido a las continuas aplicaciones de los lodos, generando problemas de toxicidad a
las plantas, animales y humanos (Samaras & kalliannow, 2000).
Además del incremento de las plantas y mejoras a la calidad de los suelos, los
lodos residuales o biosólidos pueden adicionar potenciales elementos tóxicos como el
plomo (Pb), níquel (Ni), cadmio (Cd) (Hubbard y Col, 1982).
Los biosólidos tienen un alto contenido de macronutrientes nitrógeno, fósforo y
potasio (N, P, K) y micronutrientes tales como el cobre, hierro y zinc (Cu, Fe y Zn) que
son beneficiosos para las plantas afectadas por la baja fertilidad típicas de los suelos
del ecosistema desérticos. Además poseen un alto contenido de materia orgánica que
puede mejorar la calidad hidrológica de los suelos desérticos o áridos (Rostango &
Sosebee, 2001).
Los lodos residuales pueden ser utilizados solos o mezclados (compostados)
como un acondicionador de suelos o como un fertilizante orgánico que aportan N, P, K y
Azufre (S), a demás de un numero significativo de microelementos (Luo & Chistie,
1995).
El nitrógeno aplicado a los suelos contenido en lodos residuales, esta sujeto a
una variedad de transformaciones biológicas, ya que es sensible a diferentes
parámetros ambientales en el suelo, entre ellos tenemos el pH, temperatura y humedad,
dependiendo de las condiciones de suelo el nitrógeno aportado por el lodo es
incorporado dentro del tejido de la planta y materia orgánica del suelo o sacado del
sistema a través de la volatilización, desnitrificación, lavado o escorrentía (Cartón &
Weil, 1998).
Los lodos provenientes de las plantas de tratamiento de las aguas residuales,
han sido presentados como un efectivo sustituto del fertilizante en el aporte de
nitrógeno a los cultivos de gramíneas (Cripps y Col, 1992; Magdof & Amadon, 1980).
La transformación de nitrógeno orgánico en mineral es sin duda el proceso clave
de la dinámica de este elemento, cuando es aplicado al suelo como parte de los
componentes de los lodos, determinando el grado de disponibilidad de las formas
nitrogenadas asimilables para la vida vegetal (Verdú y Col, 1992).
La velocidad con que la fuente de nitrógeno orgánico se mineralizan, dependen
de las propiedades del suelo y del residuo orgánico utilizado (Parker & Somemers
1983).
Los principales nutrientes de las plantas nitrógeno, fósforo y potasio, no se
eliminan sustancialmente durante el tratamiento del lodo, por lo que son consumidos
por las plantas al ser aplicados el lodo al suelo. El nitrógeno suele ser el nutriente de
mayor interés en la aplicación al suelo, debido al riesgo de contaminación de aguas
subterráneas. Por lo tanto el consumo de nitrógeno por parte de la vegetación es un
parámetro clave de diseño a la hora de determinar la tasa de aplicación de lodos
(Mecalf & Eddy, 1996). Por lo que se recomienda optimizar la dosis de aplicación de
lodos, para evitar efectos residuales, así como para aumentar la asimilación de
nitrógeno por los cultivos y minimizar el posible impacto ambiental sobre los acuíferos,
es conveniente investigar la calidad de los lodos de la plantas de tratamientos de aguas
residuales que contengan un alto contenido de nitrógeno proteico de origen bacteriano
(Verdú y Col, 1992; Chausso y Col, 1985).
Los lodos constituyen una excelente fuente de fósforo provenientes en gran parte
de los detergentes polifosfáticos, estos presentan unos contenidos que oscilan entre 0,1
14,3%, siendo el valor medio de 2,5% (Pera y Col, 1981; Cabre y Col, 1990).
Los lodos se consideran residuos orgánicos, el fósforo inorgánicos de estos
representan entre el 65 y 85% del fósforo total, el mismo puede encontrarse absorbido
en óxido e hidróxidos de hierro, aluminio o calcio o formando fosfato insolubles de
metales pesados tales como zinc, hierro, etc. (Sommers y Col, 1983; Ponmel, 1979).
La adicción de lodos al suelo incrementa el contenido total del fosfora en las
capas superiores de esté, pero dada la dinámica del elemento en medio agrícola, es
mas importante conocer su asimilabilidad que su cantidad total. La misma esta
determinada por las características propias del suelo, como su pH y por los tratamientos
a que fueron sometidos los lodos durante su obtención (Ferrer, 2001; Hani y Col, 1981).
El uso agrícola de los lodos incrementa de forma eficaz en el suelo el fósforo
asimilable, una parte de la cual es rápidamente utilizado por las plantas, el resto
presenta una serie de reacciones mediante la cual queda fijada al suelo, convirtiéndose
en fósforo no asimilable (Ayuso y Col, 1992; Larsen, 1981).
El fósforo incide sobre la mineralización del nitrógeno orgánico aportados por los
lodos al ser aplicados a los suelos, debido a la acción del ion fosfato el cual es un
nutriente indispensable para el crecimiento y actividad de la microflora edáfica (Verdu y
Col, 1992; Gerstring y Col, 1982).
La mineralización del fósforo orgánico permite la conversión lenta del fósforo no
asimilable. De ahí que la incorporación de lodos al suelo se mantenga un nivel
relativamente alto de esta fracción de fósforo, durante varios años después de su
aplicación (Kelling y Col, 1977).
Generalmente el Zinc es considerado el menos tóxico de los metales pesados;
como el Cu, el Zn es un elemento esencial para el crecimiento de las plantas y esta
involucrado en varios procesos metabólicos importantes como la activación de las
enzimas o es incorporado dentro de las métaloenzimas dentro del sistema de transporte
del ion electrón, a demás juega un papel importante en la síntesis de proteínas en los
carbohidratos, ácidos nucleicos y metabolismo de lípidos (Colling, 1981).
Una deficiencia de zinc puede cambiar significativos cambios en el metabolismo
de las plantas retardando y atrofiando el crecimiento a demás de causar clorosis. La
deficiencia del zinc en las plantas cultivadas es muy común y generalizada alrededor de
todo el mundo (Falkengren y Col, 1987).
El cobre al igual que el zinc, pueden causar cambios en los procesos
fundamentales del metabolismo de las plantas principalmente, retardando el
crecimiento. Esto es bien conocido para especies de plantas cultivadas. Se conoce
menos de la deficiencia del cobre y zinc en las plantas silvestres sobre todo en
vegetaciones boscosas (Pahlsson 1989).
Al incrementarse la acidez en los suelos, aumenta la disponibilidad de los
metales y la consecuente extracción de los iones metálicos por las plantas. Al
incrementarse los niveles de metales pesados contenidos en los brotes de las raíces y
partes aéreas de las plantas que crecen en suelos ácidos se manifiestan daños o
muerte en los árboles (Mayer & Heinrichs, 1981; Von y Col, 1986).
La disponibilidad de los metales pesados es dependiente de las características
del suelo y uso de los factores que más influyen es el pH, así como la textura de los
mismos (Cottenie y Col, 1982; Davis, 1983).
La composición y el tipo de suelo, las características orgánicas e inorgánicas y su
poder quemante, el valor y márgenes de pH, el estado redox y los elementos químicos,
así como las interacciones suelo/planta de la rizófora, ocupan un lugar central en las
relaciones de disponibilidad, toxicidad y respuestas de las plantas al estrés por metales
(Marchner, 1990; Van, 1985).
2.7. Beneficios y riesgos en la aplicación de lodos residuales a los suelos
El beneficio directo del uso de los lodos residuales en agricultura esta en el
mejoramiento de las propiedades físicas y químicas de los suelos, especialmente de
este último ya que pueden ser utilizados como fertilizantes a bajo costo (Bevacqua &
Mellano, 1993). Los lodos contienen cantidades apreciables de nitrógeno y fósforo, y
pequeñas cantidades de potasio las cuales están disponibles para el crecimiento de las
plantas.
Los lodos pueden suministrar la materia orgánica necesaria para la formación de
una estructura estable provocando un aumento en las tasas de infiltración y
permeabilidad una disminución de la densidad aparente y un incremento en porosidad y
agregación del suelo. Al aplicar lodos residuales cuyo contenido de materia orgánica es
relativamente alto, el agua retenida en el suelo a cualquier tensión es incrementada y la
capacidad de absorción de nutrientes también es aumentada dando como resultado un
suelo mucho más productivo (Brack y Col, 2000).
La alternativa de utilizar lodos provenientes de aguas residuales tratadas en la
agricultura, parece ser la opción económica más ventajosa (Korentajer 1991).
La aplicación de lodos de aguas residuales urbanos, se define como la
distribución del lodo al suelo. En Estados Unidos, en comunidades de dimensión
poblacional pequeñas y medianas, la aplicación de lodos al suelo constituye la principal
opción de uso y disposición más difundida (Metcalf & Eddy, 1996).
La aplicación de lodos residuales a suelos agrícolas es una práctica habitual en
países desarrollados por razones funcionales y económicas (Ottaviani y Col, 1991).
Con frecuencia la aplicación de lodos residuales a tierras de cultivo es
posiblemente el método de eliminación más barato. Se puede comparar con lo que se
hace tradicionalmente con una gama amplia de residuos orgánicos que se esparcen en
las tierras de cultivos, como el estiércol de ganado (Bontoux y Col, 1998).
La aplicación de biosólidos y desechos sólidos municipales son frecuentemente
utilizados como una fuente de materia orgánica y representa una alternativa menos
costosa que la incineración o enterrarlos en el suelo. En adición a esto puede
incrementarse o estimularse el crecimiento de las plantas en suelos degradados que
han sido enmendados con estos desechos orgánicos, por el incremento y la
disponibilidad de macro y micro nutrientes (Sims & Kline, 1991).
Los lodos residuales se pueden aplicar en terrenos agrícolas, forestales,
marginales y especialmente preparados para la evacuación de lodos. En los cuatro
casos la aplicación en el suelo se diseña con el objetivo de conseguir un tratamiento
adicional a los lodos, ya que la luz solar, los microorganismos que habitan en el suelo y
la desecación, se combinan para destruir los organismos patógenos y muchas de las
sustancias tóxicas presentes en el lodo (Metcalf & Eddy, 1996).
El uso de los lodos en la agricultura, satisface los principios ecológicos básicos
de reciclaje y al mismo tiempo pueden ser considerados como atractivos desde el punto
de vista financiero, ya que el lodo puede sustituir parcialmente los fertilizantes químicos
y mejorar la calidad del suelo. Por lo tanto, todo esfuerzo para promover su uso en la
agricultura está justificado y dentro de este contexto la tendencia desarrollada en los
estados Unidos por reemplazar el término “lodos” por el término “biosólidos”, es
comprensible (Mamais y Col, 2000; Walter y Col, 1990).
La composición de los lodos, así como los beneficios y riesgos de la aplicación
en suelos, han sido extensivamente estudiados en cultivos agrícolas y en restauración
de suelos (Maynard, 1993; Fortun, 1995).
La aplicación de lodos residuales en la agricultura, ofrecen una oportunidad para
reciclar nutrientes de las plantas de tratamientos y materia orgánica, beneficioso para
las cosechas, A demás parece que en muchos casos la aplicación de lodos al suelo,
pueden mejorar las propiedades físicas de este, aumentando la productividad de las
cosechas (Bontoux y Col, 1998; Bevacqua & Mellano, 1993).
Los lodos residuales, tienen valor fertilizante y mejoran las propiedades físicas de
los suelos. Teste (1990), se han realizados muchos estudios para evaluar la capacidad
fertilizante de los lodos, tanto a nivel de campo como a nivel de invernadero (Díaz,
1990).
La posibilidad de hacer uso de estos lodos, debería estar sometida a una
constante revisión, debido a que estos productos involucraran a demás a ciertos
nutrientes que pueden ser reciclados en el suelo en beneficio del mismo y de las
plantas, compuestos orgánicos que pueden ser tóxicos y metales pesados que se
encuentran en concentraciones no deseadas (Moreno y Col, 1997; Stephen, 1998).
La degradación es un problema importante y creciente, sobre todo en suelos que
han sufrido daños naturales y/o perdidas antrópicas de materia orgánica: Esto justifica
la aplicación de lodos residuales a estos suelos, ya que estos lodos son ricos en
materia orgánica, que ejercen una acción beneficiosa al mejorar la estructura, aireación,
percolación de aguas y actividades biológicas reduciendo la erosión (Illera, 1999).
Los lodos residuales o biosólidos, actúan como acondicionadores de suelo para
facilitar el transporte de nutrientes, aumentar la retención del agua y mejorar la aptitud
del suelo para el cultivo; por ello es un excelente sustitutivo parcial del fertilizante
químicos costosos (Metcalf & Eddy, 1996).
Los biosólidos son un subproducto de las plantas de tratamiento de aguas
residuales municipales y han sido utilizadas en los suelos agrícolas por largo tiempo
como acondicionadores que adicionan a la planta macro y micro nutrientes y materia
orgánica al suelo (Rostango & Sosebee, 2001). Sin embargo a las características
benéficas de los biosólidos, el lodo puede también contener en altas o bajas cantidades
de metales pesados, otras sustancias inorgánicas y orgánicas tóxicas y una gran
variedad de microorganismos, los cuales provienen de desechos industriales y
domésticos (Mamais y Col, 2000).
Se conoce que muchos de los metales pesados son altamente tóxicos, y cuando
son aplicados al suelo pueden afectar adversamente a las plantas y entrar a la cadena
alimenticia, debido a ellos muchos países han establecidos límites en las
concentraciones de estos metales en lodos que van hacer utilizados con fines agrícolas
(Moreno y Col, 1997). Por ello cada aplicación de lodos residuales a los suelos debe
estar precedidos por un análisis de laboratorio para establecer las concentraciones de
metales pesados (Bulcholz, 1992).
La aplicación de biosólidos en un amplio rango de suelo degradado de Nuevo
México, incrementó el contenido de materia orgánica, nitrógeno, producción de
biomasa, capacidad de la infiltración y el crecimiento de la erosión (Frezquez y Col,
1990; Aguilar & Loftin, 1991).
Los lodos provenientes del tratamiento de aguas residuales, son a menudos
aplicados al suelo en las granjas como fertilizantes, ya que estos lodos promueven el
reciclaje de nutrientes. Sin embargo los desechos orgánicos algunas veces contienen
grandes cantidades de metales pesados, por ello es necesario la prevención de la
acumulación de los mismos en el suelo (Kawasaki y Col, 1998).
La repetida aplicación de lodos residuales a los suelos agrícolas, incrementa
gradualmente el contenido de trazas y concentraciones de metales pesados en la
superficie de suelos (McBride, 1995; McGranth, 1994).
Uno de los factores que más ha restringido el uso agrícola de estos residuos
orgánicos es su contenido en metales pesados. De este modo muchos autores han
encontrado un incremento de metales pesados en el suelo tras la aplicación de lodos
(Valdares y Col, 1984; Sauberck, 1991). Estos incrementos se encontraron en su mayor
parte en la capa superficial del suelo y la asimilación posterior de estos elementos
tóxicos por las plantas dependió de las características de cada experiencia (Canet y
Col, 1998; Sposito y Col, 1982).
Mientras que los nutrientes y la materia orgánica de los lodos son usados para
las plantas y el suelo, algunos de los metales y otros constituyentes de estos son
potencialmente dañinos si no son manejados correctamente (Galloway & Jacobs, 1977;
Canet y Col, 1997).
Algunos de estos riesgos lo constituyen:
1) Ciertos metales pueden producir toxicidad a especies de planta menos tolerantes.
La cantidad e metales que puedan ser agregados al suelo antes de que ocurra la
muerte de las plantas depende de muchos factores (textura, humedad, capacidad de
intercambio catiónico.
2) La adición de algunos elementos potencialmente tóxicos al suelo puede aumentar la
extracción por parte de la planta de estos elementos, y causar incremento de los
niveles en la cadena alimenticia humana.
3) Los contaminantes orgánicos como bifenilos policlorinados o pesticidas pueden
estar presente en los lodos y pueden ser transferidos ala cadena alimenticia.
4) Sales de mucho tenor existen en los lodos y pueden ser perjudiciales para la
germinación de la semilla o para el crecimiento de las plantas jóvenes. El lavado por
la lluvia remueve estos suelos en las regiones húmedas; y midiendo el tiempo de
una buena aplicación anticipada al cultivo se pueden prevenir problemas en áreas
de baja precipitación.
5) Los patógenos (organismos productores de enfermedades) pueden estar presentes
en los lodos. Sin embargo el suelo es un ambiente hostil para los organismos los
cuales mueren con el tiempo.
La formación de costra de lodo sobre la superficie del suelo lo cual limita la
emergencia de las plántulas una vez que la semilla germina. La costra se desarrolla
debido a que el lodo semilíquido se infiltra lentamente dentro del suelo a causa de los
sólidos que contiene y posiblemente al contenido catiónico de la corteza (Brack y Col,
2000).
2.8. Determinación de las dosis de aplicación
La dosis de lodo para optimizar la producción de los cultivos está basado en
métodos de uso de lodos de forma que beneficien y que la dosis a aplicar no resulte en:
1) Excesiva pérdida de NO3 – N hacia las aguas del suelo.
2) Altos niveles de fósforo que puedan lixiviarse eventualmente con el agua del
suelo.
3) Incremento a niveles tóxicos de metales en el suelo.
4) La bioacumulación de elementos en las plantas que puedan ser un riesgo para el
hombre o los animales. Para evitar que la aplicación de lodos pueda ocasionar
un problema, se deben considerar estos factores en la determinación apropiada
de la dosis de aplicación (Galloway & Jacobs, 1977).
CAPITULO III
METODOLOGIA
La investigación se llevo a cabo utilizando un suelo de la altiplanicie de
Maracaibo proveniente del Municipio La Cañada de Urdaneta, sector La Cepeda, fincas
Mis Hijas; los lodos residuales fueron tomados de la planta de tratamiento de aguas
servidas San Mateo ubicada en el campo petrolero Tía Juana, los mismos fueron
trasladados hacia el vivero de la Facultad de Agronomía de La Universidad del Zulia
donde se prepararon las mezclas (suelo-lodo) para llevar a cabo la fase experimental de
la investigación.
Para ello se diseñó un protocolo experimental con el objeto de comprobar la
hipótesis de la investigación reduciendo al mínimo el error experimental. Con este fin se
realizaron diversos controles en la medición de los parámetros cuantitativos, en la toma
y preservación de las muestras a ser analizadas en el laboratorio.
Se establecieron 25 unidades experimentales, cada una de ellas conformada por
un recipiente plástico perforado en el fondo (materos) con una capa de grava para
drenar el material lixiviado, cada recipiente contenía un total de 10 Kg. de suelo y lodo
(mezcla) en la siguiente proporción 15, 30, 45 y 60% más un testigo. Se utilizó un
diseño experimental de bloque completamente al azar con parcelas divididas en el
tiempo, obteniéndose cinco (5) tratamientos (T10%, T215%, T330%, T445% y T560%.) con
cinco (5) repeticiones, los cuales fueron aplicados al suelo al inicio de la fase de campo.
Para evaluar mejor el contenido de nutrientes que los lodos aportarían al suelo se
sembró fríjol Vinga ungiculata como planta indicadora y para mantener la humedad en
el suelo se aplicó riego cada 3 días.
Los análisis de la mezcla (suelo-lodo) se realizaron en dos tiempos (inicio y
final). Los ensayos de laboratorio para la cuantificación de los parámetros a ser
medidos en esta investigación se realizaron en el Laboratorio de Química Ambiental del
Instituto Zuliano de Investigaciones Tecnológicas (INZIT-CICASI).
Se realizó una caracterización físico-química al suelo, al lodo y a la mezcla, con
fines de fertilidad con la finalidad de determinar el contenido de macroelementos,
microelementos y metales totales.
3.1. Determinación de las variables
3.1.1. Nitrógeno (N)
Para la determinación del nitrógeno total en este experimento se utilizó el
procedimiento establecido por Kjeldahl basado en la digestión a reflujo abierto, según el
método 4500-N.
Éste consiste en digestar la muestra en medio ácido a 250° C,
transformando todo el nitrógeno orgánico presente a nitrógeno amoniacal, para luego
ser cuantificado como tal, se esquematiza el procedimiento empleado para la
determinación de nitrógeno total en muestras líquidas.
Se tomó una porción de la cada muestra y se sometió al proceso de secamiento
en una estufa por 24 horas a 65 - 70° C y se dejó enfriar. Seguidamente, se pesó
aproximadamente 1 g de muestra de cada una de las unidades experimentales usando
una balanza analítica. Se trasladaron a un tubo digestor. Se preparó una solución
digestora usando una mezcla de H2SO4-C7H6O; dos (2) gramos de Na2SO4 y 10 ml de
agua destilada. Como catalizador se emplearon unas pastillas de K 2SO4 (3,5 g) y
CuSO4 (3,5 g). Se realizó una digestión durante doce horas a 440° C. El extracto se
llevó a 100 ml y se realizó una destilación por arrastre de vapor, agregándole una
mezcla de NaOH-Na2S3O3. El destilado se recogió en un enlermenyer, el cual contenía
una solución de indicadores mixtos (rojo de metilo-verde de bromocresol) y H3BO3,
finalmente se tituló con H2SO4 (0,1N), hasta el cambio de color, de púrpura a verde.
Luego de terminada la titulación del blanco y el patrón de cada muestra, se
registró la cantidad de titulante consumido. Para calcular la concentración de nitrógeno
total y se aplicó la siguiente fórmula:
Concentración de Nitrógeno
(mg/l)
=
(T-B) x Normalidad H2SO4 x 0,014
Volumen de la muestra
Donde:
T: Volumen gastado
B: Volumen gastado con el blanco
3.1.2. Fósforo (P)
El fósforo disponible se determinó por el método Brady el cual se lleva a cabo en
dos fases. La primera fase consiste en la extracción del fósforo de la muestra sólida
usando una solución de fluoruro de amonio 0,03 N y ácido clorhídrico 0,025 N. Y la
segunda fase es la determinación cuantitativa del fósforo en el extracto por la técnica de
colorimetría, la cual se basa en el color azul del producto de la reducción del ácido
molibdofosfórico.
Para la extracción del fósforo se pesó 2,5 g de suelo pasados por un tamiz de
2mm y se vertieron a una elermeyer de 250 ml, se añadió 25 ml de la solución
extractora agitando por durante un minuto, la solución resultante se filtró con la ayuda
de un papel de filtro Whatman 42.
Posteriormente se tomó 5 ml de solución obtenida de la extracción y se trasfirió a
un balón aforado de 25 ml y se adicionó 10 ml de agua destilada, 3 ml de una solución
de molibdato de amonio (1,5% en HCl) y 2,5 ml de una solución diluida recién
preparada de cloruro estañoso, se llevó el balón hasta el aforo con la solución
extractora y se agitó. Después de 5 minutos y antes de los 25 se midió la absorbancia
en un espectrofotómetro a una longitud de onda de 660 nm.
Para determinar la concentración de fósforo se construyó previamente una curva
de calibración: Se prepararon soluciones patrones de fósforo entre 0 y 1 ppm, hicieron
reaccionar con el molibdato de amonio y se midió su absorbancia
a 660 nm. Los
valores de absorbancia de las soluciones de extracción se prorratearon con la curva de
calibración para obtener los valores correspondientes de contenido de fósforo.
El fósforo total se realizó a través del método colorimétrico. En medio acido y en
presencia de molibdato de amonio, los ortofosfato (PO4-3) forman un complejo
fósfomolibdico que reducido por el acido ascórbico desarrolla una coloración azul
susceptible de una determinación calorimétrico, midiendo la absorbancia a 882 nm.
(Espectronic 20 D, Marca Milton ROY Company). La intensidad del color es
directamente proporcional a la concentración de fósforo.
3.1.3. Textura del suelo, Arcilla (A), Arena (a) y Limo (L)

La textura de las muestras de suelo se determinó bajo el procedimiento
Agronomy. 9 Part. 1.

La muestra se pulveriza con la ayuda de un mortero de porcelana, luego se hace
pasar la muestra triturada a través de un tamiz Nº 10. Se pesó una alicata de 40
g de la muestra y se agregaron 100 ml de solución dispersante y se dejó en
contacto por un día.

La solución dispersantes se preparó con un día de anticipación con 15,88 g de
Na2CO3 en 100 ml de agua destilada, esta solución se transfirió en un balón de
un litro y en plena agitación se agregó lentamente 71,40 g de polifosfato de sodio
hasta su disolución total. Al día siguiente se le agregó 500 ml de agua destilada a
la solución dispersante y se agitó nuevamente por unos 5 minutos.

Se tomó la muestra de suelo con el dispersante y se llevó a un cilindro graduado
de 1.000 ml y se aforó a 1.000 ml con agua destilada.

Se homogenizó la mezcla con una varilla de vidrio y introdujo un hidrómetro
(hidrómetro 152H) tanto en la muestra como en el blanco (solución dispersante) y
se espera 1minuto y se leen ambas lecturas (Lm y Lb).

El porcentaje de arenas en la muestra de suelo se determinó mediante la
siguiente relación entre ambas lecturas:
% Arenas = [(L1m-L1b) * 2,5] – 100

Luego se sacaron los hidrómetros y se dejó reposar la muestra durante un lapso
de 5 horas para realizar otra lectura.

Después de 5 horas se realizó otra lectura para determinar el porcentaje de
arcillas de la muestra de suelo.
% Arcillas = (L2m-L2b) * 2,5

El porcentaje de limos en la muestra de suelo se determinó por diferencia:
% Limos = 100 - % Arenas - % Arcillas
Una vez conocidas las fracciones de arenas, arcillas y limos en la muestra de
suelo, su textura se determinó mediante un diagrama de fases como el que se muestra
en Figura 1.
Figura 1 Contenido de arenas, arcillas y limos en diferentes tipos de suelo.
Así mismo, se determino
través de Coplanarh (1975), que los suelos de la
planicie de Maracaibo se denominan Tipic Haplargids.
3.1.4. pH
El pH 1:1 (sólido: agua) de cada una de las muestras (suelo-lodo) se realizó bajo
el procedimiento Agronomy. 9 1982/M12-2.6.
El valor del pH se determinó a 25º C, se prepararon dos (2) réplicas en beakers
de 100 ml, mezclando 20 g de muestra con 20 ml de agua destilada y desmineralizada.
La mezcla se mantuvo bajo agitación suave durante 30 minutos, dejándola en reposo
por el mismo espacio de tiempo. Luego se realizó las mediciones en un pH-metro
previamente calibrado con una solución amortiguadora. El pH en las soluciones
acuosas de las mezclas sometidas a equilibración, se determina directamente
sumergiendo el electrodo en la solución.
El pH extracto se determinó de la misma manera que el pH 1:1 con la diferencia
que a la muestra sólida de 20 g se le agregó solo el agua destilada suficiente para
prepara una pasta homogénea.
3.1.5. Contenido de Carbono Orgánico (C.O)
El contenido de carbono orgánico en cada uno de los extractos del perfil del
suelo se determinó mediante el método Walkley-Black, en el cual la materia orgánica se
oxida con dicromato de sodio ó potásico y ácido sulfúrico, más un ligero exceso del
agente oxidante, el cual se titula con sulfato amónico ferroso.
3.1.6. Capacidad de Intercambio Catiónico (C.I.C)
Los cationes intercambiables (Ca+2, Mg+2, Na+1 y K+1) en el suelo y las
mezclas se determinaron por desplazamiento de los sitios de intercambio con una
solución de KCL 1N. Se colocó 10 g de suelo en un embudo provisto de papel Whatman
Nº 42. Se añadió 100 ml de KCl 1N regulando la salida por el tallo del embudo de tal
manera que se obtenga una gota cada 5 segundos. El filtrado se recogió en un frascos
volumétricos de 100 ml y se llevó a volumen con la solución de KCl 1N. Este
procedimiento se repitió con dos alícuotas de cada muestra.
El contenido individual de Ca+2, Mg+2, Na+1 y K+1 se determinó de la solución
de extracción a través de un ICP.
El contenido de K+1 se obtiene por desplazamiento de los sitios de intercambio
con una solución de CaCl2 1N siguiendo el procedimiento anterior. El contenido de H+1
fue obtenido por diferencia entre el Ali y el Al+3i.
La C.I.C se determinó como:
CC (meq / 100 g )  
Ca 2 , Mg 2 , Na 1 , K 1
Al 3 , H 1
3.1.7. Relación de Adsorción de Sodio (RAS)
Método EPA 600/2-78-054: Se pesaron 100 g de muestra ligeramente húmeda o
seca a temperatura ambiente, se transfirió la muestra a un beaker y se preparó la pasta
saturada, agregando porciones de agua destilada y se mezcló suavemente hasta
obtener un aspecto de pudín en la mezcla muestra/agua. La pasta esta lista cuando se
observa una capa fina brillante o semejante refracción de luz sobre la superficie de la
pasta, en este punto se tapa el beaker con la mezcla y se deja reposar por una hora. Se
dejó la pasta reposar por 24 horas y se procedió a filtrar la pasta por succión de vacío
usando papel filtro Whatman 42.
Obtención de las bases intercambiables y el porcentaje de saturación de bases:
Método Buckman and Brady (1977)/13-365: Se preparó una solución de acetato
de amonio 1N, pesando 77 g de amonio, y se disolvieron en 500 ml de agua destilada
en un beaker de 1.000 ml, utilizando un equipo de agitación mecánica y se enrasó a un
1L.
Se pesaron 10g de la muestra a analizar en una fiola de 250 ml se agregaron
100 ml de la solución de acetato de amonio 1N, y se colocó en agitación por una hora.
Se dejó reposar por 30 minutos y se procedió a filtrar al vacío usando papel Whatman
42.
3.1.8. Determinación de metales totales
Para la determinación del contenido total de metales en las muestras de las mezclas
se llevó a cabo digestando por completo las muestras sólidas con la adición de ácidos
fuertes, se siguió el método ASTM D-2795/86 para el análisis de elementos trazas por
Espectrometría de Emisión Atómica e ICP.

Para la digestión se pesó aproximadamente 0,1 g de la muestra sólida, se colocó
en un beaker y se agregó 10 gotas de H2SO4 concentrado.

Luego se adicionó 5 ml de HF y 0,5 ml de HClO4, posteriormente se añadió 3 ml
de HNO3 y 1 ml de HClO4 concentrado.

Se calentó la mezcla en disolución hasta la aparición de humos blanco de la
evaporación del HClO4.

Se enfrió el digestado a temperatura ambiente y se añadió 5 ml de HF
calentando hasta evaporar los líquidos.

Al residuo sólido que quedó en el fondo del beaker se le añadió 2 ml de agua y
0,5 ml de HClO4 y se aforó a 100 ml con agua destilada.

Sí la muestra final queda turbia, se enfría nuevamente la solución y se adiciona
el HF calentando hasta secar, los residuos se disuelven en agua y HClO4 en las
mismas proporciones descritas en los dos últimos párrafos. La muestra debe
quedar completamente cristalina.
La determinación de metales totales en el digestado cristalino se realizó por ICP
mediante el método EPA SW-846/6010B.
Los metales totales que se determinaron en las mezclas por ICP son: Cu, Fe, Mn
y Zn. También se determinó por esta vía los metales: Na+1, Ca+2, Mg+2 y K+1 en el
digestado para la determinación de la capacidad de intercambio catiónico de las
muestras sólidas.
3.2. Análisis estadístico de los datos
Los parámetro obtenidos de cada tratamiento y repetición de las muestras
experimentales (mezclas) fueron sometidos a un análisis estadístico con la ayuda de un
software estadístico denominado NCSS2000.
Se realizó un análisis de la variabilidad a las observaciones de este experimento
haciendo uso del software NCSS2000 identificándose de la siguiente manera cada
parámetro estadístico estudiado:
La variación entre las medias de los tratamientos Cuadrado Medio del
Tratamiento: Como su nombre lo indica este parámetro permite estimar la variación
entre las medias mediante el cálculo del cuadrado medio de tratamientos, que no es
más que la relación entre la suma de cuadrados de tratamientos y el número total
menos uno (1) de tratamientos.
La varianza del error experimental (S2): Este parámetro estima la variabilidad en
las observaciones del experimento.
El error estándar (Er): Este valor indica no solo el tamaño del error de azar que
se ha cometido, sino también la probable precisión que obtendremos si utilizamos una
estadística de muestra para estimar un parámetro de población.
El valor estadístico de prueba de la hipótesis nula (F0): Este parámetro mediante
comparaciones con el valor tabulado de Fα,(τ-1),(N-τ) permite definir para un nivel de
confianza establecido (en este caso α=0,05), el número de observaciones (N) y de los
tratamientos aplicados (τ), sí hay o no diferencias estadística entre las medias de los
tratamientos, la hipótesis nula de la prueba establece que las medias de los
tratamientos son iguales por tanto no hay efecto alguno en el parámetro por la
aplicación de dichos tratamientos.
La significancia (Pr): Es la probabilidad de Fα, (τ-1), (N-τ) exceda al valor
estadístico de prueba bajo las condiciones de hipótesis nula F0.
La potencia de la prueba estadística (Pt0,05): Es la probabilidad de rechazar una
falsa hipótesis nula.
Se determinó también mediante este software el intervalo de confianza para cada
media calculada con un nivel de confianza (α) de 0,05, o dicho de otra manera: con el
95% de acierto.
CAPITULO IV
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
4.1. Caracterización de muestras de suelo y lodos residuales
En la primera etapa del ensayo se realizó la recolección, preparación y
homogeneización de las muestras de los materiales a emplear durante la investigación
(suelo y lodo residuales).
El suelo y los lodos residuales fueron muestreados al inicio del experimento con
la finalidad de realizarle los análisis físico-químicos, los cuales nos proporcionaron la
data (valores) sobre los parámetros a evaluar.
En las Tablas 1 y 2 se puede observar los valores de las concentraciones para
los parámetros analizados, realizados al suelo y lodos.
Tabla 1
Caracterización Físico-Químico del Suelo.
Parámetros
Valores
Unidades
Carbono Orgánico
0,39
%
Materia Orgánica
0,62
%
Capacidad de Intercambio Catiónico
3,91
meq/100gr
Relación de Adsorción Sodio
0,73
------------
PH
7,6
------------
Textura
Arena
77,5
%
(Arena-Franca)
Limo
15
%
Arcilla
7,5
%
Nitrógeno
415
mg/kg
Fósforo
77,5
mg/kg
Potasio
17,01
mg/l
Boro
0,5
mg/l
Calcio
68
mg/l
Zinc
0,14
mg/l
Cobre
0,05
mg/l
Hierro
3,45
mg/l
Magnesio
25
mg/l
Manganeso
1,36
mg/l
Tabla 2
Caracterización Físico-Químico del Lodo.
Parámetros
Valores
Unidades
Carbono Orgánico
5
%
Materia Orgánica
71,90
%
Capacidad de Intercambio Catiónico
1,43
meq/100gr
Relación de Adsorción Sodio
0,98
------------
PH
7,1
------------
Textura
Arena
92,5
%
(Arenoso)
Limo
5
%
Arcilla
2,5
%
Nitrógeno
11447
mg/kg
Fósforo
41,4
mg/kg
Potasio
54,5
mg/l
Boro
0,5
mg/l
Calcio
14
mg/l
Zinc
0,001
mg/l
Cobre
0,06
mg/l
Hierro
0,07
mg/l
Magnesio
58
mg/l
Manganeso
54,5
mg/l
En esta investigación antes de usar los lodos con fines agrícolas, se realizó la
caracterización del lodo y del suelo Tabla 1 y 2, para verificar el nivel de contaminación
de ambos componentes de hidrocarburos, metales pesados, nitrógeno y organismos
patógenos.
Otro factor importante a evaluar, es la calidad de los lodos ya que la misma no es
constante; varía según las características de diseño de cada planta, el tipo de aguas
residuales tratadas, las fuentes que las producen, la época del año, la climatología, la
situación de la planta, etc. (Bucholz, 1992; Bontoux y Col, 1998)
En las Tablas 3 y 4, se puede observar las concentraciones de los parámetros
realizados al suelo y al lodo residual y los establecidos en el Decreto 2.635 “Normas
para el Manejo de Sustancias, Materiales y Desechos Peligrosos”. Con la finalidad de
comprobar que ambos no estaban contaminados.
Tabla 3
Caracterización Físico-Químico Decreto 2.635 “Normas para el Manejo de
Sustancias, Materiales y Desechos Peligrosos” del Suelo.
Valores
Parámetros
Valores
Saturación con Bases
100
+ 80
%
Aceites y Grasas
0,01
1
%
Aluminio Intercambiable
0,01
1,5
Meq/100gr
Cloruros Totales
147
2500
mg/kg
Conductividad
0,21
3,5
Mmhos/cm
PH
7,6
5–8
------------
Relación de Adsorción Sodio
0,73
8
------------
Permitidos
Unidades
DIGESTADOS TOTALES DEL DESECHO
Arsénico
1
25
mg/kg
Bario
291
20000
mg/kg
Cadmio
0,1
8
mg/kg
Cromo
10
300
mg/kg
Hierro
0,75
1
mg/kg
Mercurio
0,1
5-8
mg/kg
Plata
0,1
5
mg/kg
Plomo
1
150
mg/kg
Selenio
1
2
mg/kg
Vanadio
10
300
mg/kg
Zinc
17
300
mg/kg
LIXIVIADOS DEL DESECHO (Anexo D)
Arsénico
0,005
5
mg/l
Bario
1,21
100
mg/l
Cadmio
0,001
1
mg/l
Cromo
0,08
5
mg/l
Hierro
3,45
5
mg/l
Mercurio
0,005
0,2
mg/l
Plata
0,05
5
mg/l
Plomo
0,005
5
mg/l
Selenio
0,002
1
mg/l
Vanadio
0,004
1
mg/l
Zinc
0,01
1
mg/l
Tabla 4
Caracterización Físico-Químico Decreto 2.635 “Normas para el Manejo de
Sustancias, Materiales y Desechos Peligrosos” del Lodos.
Valores
Parámetros
Valores
Saturación con Bases
70
80
%
Aceites y Grasas
0,99
1
%
Aluminio Intercambiable
0,01
1,5
Meq/100gr
Cloruros Totales
1,964
2500
mg/kg
Conductividad
1,41
3,5
Mmhos/cm
PH
7,1
5–8
------------
Relación de Adsorción Sodio
0,98
8
------------
Permitidos
Unidades
DIGESTADOS TOTALES DEL DESECHO
Arsénico
1
25
mg/kg
Bario
1340
20000
mg/kg
Cadmio
0,1
8
mg/kg
Cromo
1
300
mg/kg
Hierro
0,38
1
mg/kg
Mercurio
0,1
5-8
mg/kg
Plata
0,1
5
mg/kg
Plomo
51
150
mg/kg
Selenio
1
2
mg/kg
Vanadio
1
300
mg/kg
Zinc
212
300
mg/kg
LIXIVIADOS DEL DESECHO (Anexo D)
Arsénico
0,005
5
mg/l
Bario
1,21
100
mg/l
Cadmio
0,001
1
mg/l
Cromo
0,08
5
mg/l
Hierro
3,45
5
mg/l
Mercurio
0,005
0,2
mg/l
Plata
0,05
5
mg/l
Plomo
0,005
5
mg/l
Selenio
0,002
1
mg/l
Vanadio
0,004
1
mg/l
Zinc
0,01
1
mg/l
Si se toma en cuenta que el sistema de drenaje de aguas servidas en una
comunidad es común para las aguas de lluvia, las aguas desechadas por las zonas
residenciales, talleres, comercios, algunas pequeñas industrias, etc.; es lógico suponer
que los valores en las concentraciones de los lodos provenientes de estas plantas de
tratamiento sean mas elevadas que las del suelo de una finca, esto trae como efecto en
algunos casos concentraciones de elementos indeseables para el potencial uso de los
lodos con fines agrícolas por su posible efecto en las plantas, animales y el hombre.
Es importante que si esta variabilidad no es tomada en cuenta y sólo se realiza
análisis puntuales, y no muestreos estadísticamente representativos del volumen total
de lodos, se puede estar incurriendo en errores al estimar la cantidad real de los
elementos químicos potencialmente contaminantes contenidos en estos biosólidos,
violentando
así
las
concentraciones
máximas
permitidas
para
la
aplicación
ambientalmente segura de estos lodos en los suelos con fines agrícolas (Acosta, 1995).
4.2 . Análisis de textura del suelo
El análisis de varianza para la arcilla, arena y limo demostró resultados no
significativos (P < 0,1) entre los tratamientos ya que podemos observar una similitud en
el comportamiento de los tratamientos. Los valores de arena oscilan entre 75 y 84%, y
los de arena y limo entre 7 y 14%.
En la Figura 2 se observa el Comportamiento de la textura del suelo.
%
Textura
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Arena
Limo
Arcilla
1
2
3
4
Tratamientos
Figura 2 Comportamiento de la Textura
5
Se puede observar que los parámetros que evidenciaron una leve disminución de
5 puntos porcentual fueron la arena y el limo, por el contrario los valores de arcilla
sufrieron un ligero aumento de 10 puntos porcentual a medida que se incrementaba la
aplicación de lodos residuales en los diferentes tratamientos. A pesar de este
comportamiento igualmente la clasificación de la textura del suelo predominante en
todas las muestra fue Franco Arenoso.
4.3. Análisis físico químico del suelo
En esta etapa se presentan los resultados obtenido en todos las unidades
experimentales o tratamientos determinados o analizados en dos tiempos durante 90
días de evaluación y el análisis de cada parámetro, así como, su cotejo con otras
investigaciones similares
para
la evaluación del efecto de la lodos residuales de
plantas de tratamiento de aguas servidas ó residuales como acondicionador de suelo
con fines agrícolas, a diferentes proporciones.
4.3.1. pH
El pH evaluado según el análisis de varianza, no presentó diferencias altamente
significativas (P < 0,1) entre los tratamientos evaluados.
El valor de pH de los lodos residuales fue de 7,1 esto es muy importante al
considerar los lodos residuales como fertilizantes orgánicos minerales, ya que el pH es
el factor de mayor relevancia en la movilidad de los elementos en el suelo y
consecuente adsorción por la planta.
En los dos (2) períodos de muestreo la mezcla presento valores de pH neutro
que oscilan entre 7,3 a 7,6. Lo cual indica que no alteró bruscamente las unidades de
pH del suelo original que se presentó en 7,6. Esto es sumamente importante porque
estudios revelan que un incremento de una unidad en pH, reduce en un 14% la
adsorción de nutrientes por las plantas (Pluquet, 1984).
Los resultados obtenidos según la prueba de Tukey revelaron diferencia no
significativa entre los tratamientos, indicando que los mayores promedios alcanzado
fueron los del tratamiento T10% con valor de 7,6, cabe destacar que los tratamientos
T215% y T330% T445%, T560%, a pesar de poseer diferentes porcentaje de suelo y lodos
resultaron no poseer diferencias significativa entre sí ya que el rango de variación
estuvo en 0,3 unidades.
Samaras y Kallianow, (2000), utilizaron lodos residuales (pH 6,8 - 7,2) como
enmiendas en suelos cultivados con algodón, reportando apenas una pequeña
disminución del pH en los suelos enmendados, esta variación fue de 0,12 a 0,30
unidades de pH, manteniéndose los valores de pH en el suelo siempre por encima de la
neutralidad y observándose sólo incrementos en las concentraciones de Zn y Cd,
correlacionados positivamente con las altas dosis de lodos aplicados y no con la
pequeña disminución del pH.
Aunque la mayoría de las plantas pueden crecer en un rango de pH de 4,5 a 8,5
el pH neutro o cercano a la neutralidad es el idóneo en cultivos agrícolas, sobre todo si
se usa enmiendas orgánicas como los lodos residuales; además se regula la actividad
de los microorganismos del suelo, sobre todo los responsables de la mineralización de
la materia orgánica, la oxidación del azufre y fijación simbiótica del nitrógeno y otras
fuentes importantes en el suelo de nitrógeno, fósforo, azufre, y otros elementos
(Fernández 1992).
En la Figura 3 se observa el comportamiento del pH en todos los tratamientos
evaluados.
pH
pH
8,5
8,0
7,5
7,0
6,5
Media
Máximo
Minimo
1
2
3
4
5
Tratamiento
Figura 3 Comportamiento del pH en el suelo
Estos resultados coinciden con los obtenidos por Andrade y Col (1995), quienes
utilizando lodos digeridos anaeróbicamente del Condado de Fulton (EEUU), sobre un
suelo calcáreo, no observaron efectos sobre el pH del suelo a profundidades de 0 - 15
cm. por el contrario Darmody y Col (1983), en un estudio conducido en la Universidad
de Maryland, Estados Unidos sobre un suelo arcilloso al cual aplicaron tres (3)
tratamientos de compost de lodos residuales municipales obtuvieron como resultado un
incremento en el pH del suelo; relacionado esto con los altos contenidos de calcio
extraídos.
Cavallaro, (1993), concluyó que la mejor actividad bacteriana se produce a pH
neutros o ligeramente alcalinos, mientras que las condiciones ácidas tienden a reducir
su población.
4.3.2. Carbono orgánico (C.O)
Al realizar el análisis de varianza para esta variable se encontró diferencias
altamente significativas (P < 0,001) entre los tratamientos evaluados.
Los resultados obtenidos indican que los mayores promedios alcanzados fueron
para los tratamientos, T445%, T560% con valores de 2,6 y 2,4 respectivamente, y según la
prueba de medias de Tukey`s, difieren significativamente (P<0,05), mientras que el
ensayo T215% resultó menos significativo a los descritos anteriormente disminuyendo un
punto porcentual, pero superior a los tratamientos T10%, T215%.
Según el coeficiente de Pearson, existe una correlación positiva, entre el carbono
orgánico y el contenido de nitrógeno, calcio, pH, capacidad de intercambio catiónico,
relación de adsorción de sodio, potasio, manganeso y cobre, resultando altamente
significativa (P < 0,001), demostrando que el incremento de los valores de C.O, está
asociado significativamente con el contenido de estos elemento presentes en la mezcla.
En la Figura 4 se observa el comportamiento del C.O en todos los tratamientos
evaluados.
% C.O
Carbono Orgánico
6,0
4,0
2,0
0,0
Media
Máximo
1
2
3
4
5
Minimo
Tratamiento
Figura 4 Comportamiento del C.O en el suelo
Se reporto un incremento en el contenido de materia orgánica (MO) en los
diferente tratamientos que van desde 0,5 T10% hasta 2,6 T560%, lo cual le confiere a
estos lodos un excelente valor como fertilizante orgánico, incrementando su
potencialidad como mejorador de las propiedades físicas del suelo, como agente buffer
y la Capacidad de Intercambio Catiónico.
De todas las revisiones realizadas a los trabajos científicos de diferentes
investigadores, solo los lodos residuales analizados por Verdu y Col (1992),
presentaron valores superiores en cuanto al contenido de materia orgánica (66%). Esto
es muy importante si tomamos en cuenta que los suelos de zonas áridas como los de
Península de Paraguaná, poseen un bajo contenido de materia orgánica lo que implica
una baja fertilidad natural.
La aplicación de lodos residuales con significativo contenido de materia orgánica
incrementa la capacidad de retención y/o de inmovilización de los metales pesados
como el Cu, Ni y Cd, debido a la tendencia de formar complejos insolubles. No obstante
a medida que la materia orgánica se degrada, la capacidad de complejación disminuye
al igual que el proceso de retención de metales, favoreciendo la lixiviación de los
mismos y permitiendo su inmovilización (Chicon, 2001).
El contenido de materia orgánica también da una orientación del contenido de N
en los lodos residuales, aunque no es una medida de la disponibilidad de este
elemento.
Por otra parte se pudo observar que la cantidad de carbono orgánico total (COT)
reportada en e Tabla 1 es de 0,39%, y la Tabla 2 es de 5%, lo que conlleva a decir que
el aporte de este parámetro del lodo es altamente significativo y permite tener una
orientación de la medida indirecta del nitrógeno total presente en los lodos. También
permite tener una medida indirecta del contenido de materia orgánica, ya que se asume
que la materia orgánica posee un promedio de 58% de COT (Fernández 1992).
La determinación del COT conjuntamente con la del nitrógeno total, es también
de gran utilidad en la predicción de los cambios que le pueden ocurrir al nitrógeno
cuando se descompone la materia orgánica del lodo al ser aplicado a los suelos.
4.3.3. Capacidad de Intercambio Catiónico (C.I.C)
Al realizar el análisis de varianza para esta variable, se encontró que difiere
significativamente (P < 0,001), entre los tratamientos evaluados.
Los resultados obtenidos en la determinación según la prueba de medias de
Tukey`s, resultaron diferentes a medida que se incrementaba el porcentaje de lodo en
el suelo, con una variación de 17,1 puntos entre el T10% y el T560%, es decir, que el lodo
influye en el incremento de la C.I.C que está presente en el suelo.
En la Figura 5 se observa el comportamiento de la C.I.C en todos los
tratamientos.
meq/100g
Capacidad de Intercambio Cationico
30
20
Media
10
Máximo
0
1
2
3
4
5
Minimo
Tratamiento
Figura 5 Comportamiento de C.I.C en el suelo
Al finalizar el período de prueba (90 días), todos los tratamientos con lodos
incrementaron, significativamente con relación al control, la capacidad de intercambio
catiónico (C.I.C).
4.3.4. Relación de Adsorción de Sodio (R.A.S)
El análisis de varianza para el RAS demostró que no hubo diferencias
significativas (P < 0,1) entre los cinco tratamientos evaluados.
El mayor promedio se alcanzó en el tratamiento T330%, con un valor de 0,7
meq/g, resultando así que el aporte del lodo residual al suelo en cuanto a la relación de
adsorción de sodio fue no significativo, sin embargo se puede notar un ligero
incremento del RAS en los tratamientos con lodos. Los valores promedios en el resto de
los tratamientos fue de 0,30 meq/g, es de acotar que el blanco o testigo (sin lodo)
registró un promedio muy similar al resto de los tratamientos a pesar de poseer esté el
inóculo.
En la Figura 6 se observa el comportamiento de la Relación de Adsorción de
Sodio en cada Tratamiento.
Relación de Adsorción de Sodio
1,0
RAS
Media
0,5
Máximo
Minimo
0,0
1
2
3
4
5
Tratamientos
Figura 6 Comportamiento de R.A.S en el suelo
4.3.5. Nitrógeno (N)
El análisis de varianza para esta variable demostró resultados altamente
significativos (P < 0,001) entre los tratamientos evaluados.
Los resultados obtenidos indican que los mayores promedios alcanzados fueron
para los tratamientos T330%
y T560% de 1.504,97 mg/kg y 3.262,15 mg/kg
respectivamente, según la prueba de medias de Tukey`s estos elementos difieren
significativamente (P < 0,05), del resto de los ensayos. Todos los tratamiento fueron
favorecidos en aporte de nitrógeno por el lodo residual pero en menor proporción
resultando así T445% y
T215% con valores de 1.085,25 mg/kg y 417,03 mg/kg,
respectivamente los cuales presentaron diferencias significativas, es de acotar que el
blanco o testigo registró en menor valor en cuanto aporte de nitrógeno.
Se puede apreciar que a mayor aplicación de lodo residual al suelo, el aporte de
Nitrógeno tiende a aumentar. El nivel relativamente bajo en la disponibilidad de
nitrógeno presentados en los tratamientos T10%,
y T215%, pudo deberse al bajo
contenido de materia orgánica del suelo y a la alta relación Carbono-Nitrógeno de los
lodos aplicados. En tal sentido Hanke (1990), establece que la materia orgánica con
una relación amplia de Carbono-Nitrógeno incorporada al suelo causa siempre una
inmovilización del Nitrógeno del suelo por los microorganismos, que necesitan para el
proceso de mineralización y sólo dos (2) meses más tarde se hace este Nitrógeno,
nuevamente, asimilable.
En la Figura 7 se observa el comportamiento del Nitrógeno en cada Tratamiento.
Nitrógeno
10.000
mg/kg
8.000
Media
6.000
Máximo
4.000
Minimo
2.000
-0
1
2
3
4
5
Tratamientos
Figura 7 Comportamiento del Nitrógeno en el suelo
El nitrógeno (N) contenido en el lodo residual, promedió un valor de 11,447
mg/kg y el valor promedio de este elemento en el suelo utilizado en el ensayo fue de
415 mg/kg, lo cual le da un importante valor como fertilizante a estos biosólidos, más
aún, si se considera la dinámica permanente de transformación a la cual está sometido
el nitrógeno al ser incorporado al suelo, para este caso el valor aportado por el lodo fue
de aproximadamente 96,5%.
Los lodos aportan la mayor parte del nitrógeno en forma orgánica por lo que la
mineralización secuencial de la misma permite que los cultivos satisfagan sus
necesidades nitrogenadas y se eviten pérdidas por drenaje (Hernández y Col, 1992;
Montero y Col, 1997).
Andrade y Col (1999), aplicaron lodos residuales con una concentración de Nt de
2,64% a suelos cultivados con cebada, reportando un incremento en la producción de
materia seca en la medida que se aumento la adición de lodos al suelo. Los niveles de
nitrógeno en el suelo no fueron proporcionales a la dosis de lodo añadido, debido a que
cuanto más elevada sea la cantidad de lodo aportada también lo es el tiempo de
incorporación al suelo, siendo esta incorporación simultanea a la adsorción por el
cultivo.
Es lógico suponer que al final de cosecha los suelos enmendados con lodos
residuales contengan una alta cantidad de nitrógeno, por lo que se convierte en una
excelente alternativa para las plantas y el próximo período de cultivo (Andrade y Col,
1999).
Otro aspecto importante con respecto al nitrógeno es el equilibrio que debe existir
en la relación carbono nitrógeno (C/N), ya que la alta presencia puede ocasionar
inmovilización neta del nitrógeno, ya que en el proceso de descomposición los
microorganismos tienden a usar el nitrógeno del suelo compitiendo con el cultivo.
Cuando la relación (C/N) de los residuos orgánicos es baja, ocurre una acción inversa,
se libera el nitrógeno y se hace disponible tanto para las plantas como para los
microorganismos, pero se corre el riesgo de una alta tasa de mineralización siendo
necesario incrementar el uso de fertilizantes adicionales.
Una relación (C/N) adecuada, es aquella que se encuentre entre 10 y 13, donde
existe un equilibrio entre la tasa de inmovilización y la tasa de mineralización.
Esta relación (C/N) indica que la materia orgánica de estos lodos residuales es bastante
estable, lo cual es muy importante, ya que los materiales orgánicos frescos tienden a
sobrepasar de 30 la relación (C/N), lo cual produce altos niveles de oxidación de
carbono y por lo consiguiente, pérdida del material (Rivera 1999).
4.3.6. Fósforo (P)
El análisis de varianza para esta variable demostró diferencias altamente
significativas (P < 0,001) entre los tratamientos evaluados.
Los resultados obtenidos indican que los mayores promedios alcanzados fueron
para los tratamientos T445%, T560% con valores de 134,43 mg/kg y 206,37 mg/kg
respectivamente, según la prueba de medias de Tukey`s difieren significativamente (P <
0,05) del resto de los ensayos, resultando así los tratamiento favorecidos en aporte de
fósforo por el lodo residual, mientras que la tendencia entre los ensayos T10%, T215% y
T330% resultaron las menos significativas.
El aumento de las concentraciones de Fósforo entre los tratamientos pudiera
atribuirse a la solubilización del mismo a medida que transcurre el tiempo.
En este sentido Tester (1990), en un experimento llevado a cabo en Inglaterra
sobre el efecto alargo plazo de la aplicación de desechos orgánicos al suelo
encontraron que altos niveles de fósforo aparecen gradualmente en el tiempo con
aplicaciones relativamente bajas de lodo de 0 a 31,4 Tm ha^-1.
Según el coeficiente de Pearson, existe una correlación positiva, entre el fósforo
y el contenido de nitrógeno, potasio, relación de adsorción de sodio, manganeso y
hierro, resultando altamente significativa (P < 0,001), demostrando que el incremento de
los valores de fósforo, está asociado significativamente con el contenido de estos
elementos presentes en la mezcla.
En la Figura 8 se observa el comportamiento del Fósforo en cada Tratamiento.
Fósforo
mg/kg
700
600
500
400
Media
300
200
Minimo
Máximo
100
0
1
2
3
4
5
Tratamiento
Figura 8 Comportamiento de Fósforo en el suelo
4.3.7. Potasio (K)
El análisis de varianza para esta variable demostró diferencias significativas (P <
0,001) entre los tratamientos con lodos y el testigo evaluados.
Los resultados obtenidos según la prueba de media de Tukey´s indican que el
mayor promedio alcanzado fue para el tratamiento T4 45% con un valor promedio de
25,60 mg/l; sin embargo, todos los tratamientos con aplicación de lodos resultaron
favorecidos con respecto al T10%, observándose valores para, T215%, T345% y T560% con
25,60 mg/l; 25,62 mg/l y 24,22 mg/l respectivamente, estos tratamientos con lodos
presentaron valores muy similares por lo cual la diferencia entre ellos no es significativa,
es de acotar que el blanco o testigo registró un aporte menor de potasio de
aproximadamente 8 puntos porcentual con respecto a los demás tratamientos y obtuvo
un valor de 17,25 mg/l.
El valor promedio de potasio disponible obtenido en los lodos fue de 54,4 mg/l en
relación al del suelo 17,01 mg/l, el cual representa un 76,18% del K total en la mezcla.
El valor es importante ya que esta es la forma rápidamente disponible en la solución de
suelo para ser aprovechado por las plantas, y en la mayoría de los suelos representa
apenas del 1 al 21% del K total (Fernández 1992).
Andrade y Col (1995), reportaron resultados similares al utilizar diferentes dosis
de lodos residuales con concentraciones de 15.000 mg/kg; sólo hubo un ligero
incremento en la dosis de lodo intermedia (20 y 40 t/ha) y posterior decrecimiento del K
al incrementar la dosis (80 y 160 t/ha). Esta misma tendencia la presentó el análisis
químico de la parte aérea de las plantas de cebada, evidenciándose una significativa
adsorción de K en concentraciones similares, a las presentes en los suelos cultivados.
En una investigación realizada se reportaron valores de K de 926 mg/kg en lodos
residuales urbanos aplicados a suelos cultivados con cebada y maíz observando al final
del desarrollo de cultivos que los suelos tratados con lodos tenían unos niveles de K
asimilable mayores que los no tratados y los no fertilizados inorgánicamente, lo cual
sugiere que la disponibilidad del K se favorece por la aplicación de lodos a los suelos
(Andrade y Col, 2000).
En la Figura 9 se observa el comportamiento del Potasio en cada Tratamiento.
mg/l
Potasio
35
30
25
20
15
10
5
-0
Media
Máximo
Minimo
1
2
3
4
5
Tratamiento
Figura 9 Comportamiento de Potasio en el suelo
En otra investigación se aplicaron diferentes dosis de compost de lodos
residuales a suelos cultivados con lechuga, no observando diferencias significativas en
la concentración de K con respecto a los suelos no enmendados con lodos (Moreno y
Col 1997).
Estos resultados similares en las concentraciones de K entre los diferentes
tratamientos, confirman la teoría propuesta por Benchiser (1994), de la naturaleza no
potásica de los lodos residuales.
El K es un elemento esencial para el crecimiento de las plantas y su contenido
total en el suelo es relativamente elevado, aunque su disponibilidad para las plantas se
ve afectada, debido a que la mayor parte del contenido total está en la forma no
intercambiable. Una deficiencia de K puede afectar diversos procesos metabólicos en
las plantas como la respiración, fotosíntesis, aparición de clorofila y contenido de agua
en las hojas (Devlin, 1980).
4.3.8. Calcio (Ca)
El análisis de varianza para esta variable demostró diferencias altamente
significativas (P < 0,001) entre los tratamientos evaluados.
Los resultados obtenidos según la prueba de media de Tukey´s indican que hubo
diferencias significativas entre los tratamientos para la variable calcio, es decir, el
tratamiento T10% presentó una mayor concentración con un valor de 97,9 mg/l, a
medida que se aplicó mayor cantidad de lodo residual al suelo este elemento tendió a
disminuir en el suelo quedando de la siguiente manera los ensayos , T560% 148,1 mg/l,
T445% 33,8 mg/l, T330% 76,3 mg/l, T215% 87,9 mg/l.
En la Figura 10 se observa el comportamiento del calcio en cada Tratamiento.
mg/l Ca
Calcio
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
Media
Máximo
Minimo
1
2
3
4
5
Tratamiento
Figura 10 Comportamiento de Calcio en el suelo
El Calcio es el catión de intercambio más importante que existe en los suelos y
se encuentra en forma de CaCO3 en los suelos de regiones áridas y semiáridas, siendo
sólo una parte del calcio absorbible por las plantas. La importancia de este elemento
radica en que es esencial para las plantas por su participación en la formación de las
membranas celulares y de estructuras lipídicas. Una deficiencia de Calcio afecta los
meristemos y los ápices de las hojas, tallos y raíces, pudiendo generar la muerte de la
planta.
Existe la tendencia de considerar al Calcio exclusivamente como la enmienda de
suelo y su aplicación tiene como fin elevar el pH de los suelos ácidos a un valor más
favorable y mejorar la estructura de los mismos. Un exceso de calcio inhibe la
asimilación de potasio y viceversa (Jacobo y Uexkull, 1973).
A diferencia de los resultados obtenidos en este ensayo, otras investigaciones
reportaron un incremento significativo, poco más de 100% entre los suelos enmendados
con lodos residuales (dosis de 160 t/ha) con respecto a los suelos con fertilización
mineral y sin fertilización de ningún tipo. Este incremento en la concentración de calcio
fue acompañado del pH que aumento de 5,4 a 7,05 (Andrade y Col, 1985).
En otro estudio, no observaron incrementos significativos en el pH de suelos
alcalinos al aplicar un compost de lodos residuales durante siete años y el contenido de
calcio se incremento ligeramente, sin aumentos significativos coincidiendo con la
tendencia del pH (Canet y Col, 1997).
Andrade y Col, (2000), aplicaron lodos residuales con una concentración de Ca
de 32,141 mg/kg y dosis que alcanzaron hasta 40 t/ha, observándose un incremento
significativo del pH en los suelos ácidos (antes de cultivar los suelos) facilitando esto la
disponibilidad de otros elementos esenciales para las plantas.
4.3.9. Manganeso (Mn)
El análisis de varianza para esta variable demostró resultados poco significativos
(P < 0,1) entre los cinco tratamientos evaluados.
Los resultados obtenidos según la prueba de media de Tukey´s indican que el
mayor promedio alcanzado de los ensayos resultó para el tratamiento T2 15% 5,32 mg/l,
sin embargo, se observa que los demás ensayos obtuvieron valores muy parecidos
aunque mas bajos quedando de la siguiente manera T1 0% 1,81 mg/l, para T330% 3,00
mg/l, T445% 2,99 mg/l y T560% 1,67 mg/l, esto hace presumir que los tratamientos
influyen en la movilización, solubilización o degradación del manganeso.
En la Figura 11 se observa el comportamiento del manganeso en cada
Tratamiento.
Manganeso
25
mg/l Mn
20
Media
15
Máximo
10
Minimo
5
0
1
2
3
4
5
Tratamientos
Figura 11 Comportamiento de Manganeso en el suelo
El manganeso (Mn) es un micro nutriente necesario para el crecimiento normal y
el desarrollo de la mayoría de las plantas, ejerciendo un papel fundamental en la
respiración y el metabolismo del Nitrógeno. La mayoría de los valores obtenidos en las
concentraciones de manganeso, oscilaron entre 1,81 y 1,67 mg/l, con una media de
2,96 mg/l.
En algunas investigaciones se ha determinado el efecto de inmovilización de este
elemento, el cual fue corroborado por Quintero (1998), al aplicar lodos residuales con
una concentración promedio de manganeso de 671 mg/kg, en suelos ácidos cultivados
con cebada y maíz. El mayor porcentaje de manganeso 83% se encontró enlazado a
los óxidos y en la fracción residual, siendo los suelos que recibieron la dosis más alta de
lodos, los que registraron una menor cantidad de este elemento: El mismo es fácilmente
extraíble en comparación con las dosis más bajas y el suelo sin enmendar. Gran parte
del manganeso se inmoviliza en los suelos como compuesto insoluble sobre todo en
suelos bien aireados y alcalinos favoreciendo la oxidación del Mn. Los suelos poco
aireados y ácidos favorecen la presencia de Magnesio absorbible en forma bivalente
(Devlin, 1980).
4.3.10. ZINC (Zn)
Al realizar el análisis de varianza para el zinc se encontraron resultados
altamente significativos (P < 0.001) entre los tratamientos evaluados.
Los resultados obtenidos indican que el mayor promedio alcanzado de los
ensayos resultó para el tratamiento T560% 0,75 mg/l, sin embargo se puede observar
que los demás tratamientos con aplicación de lodos residuales T4 45% 0,47 mg/l, T330%
0,58 mg/l, T215% 0,62 mg/l, mientras que para el testigo o blanco la diferencia fue
significativa T10%, 0,19 mg/l, esto hace presumir que los tratamientos influyen en la
movilización, solubilización o degradación del zinc en las muestras analizadas.
En la Figura 12 se observa el comportamiento del Zinc en cada Tratamiento.
mg/l Zn
Zinc
1,6
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
Media
Máximo
Minimo
1
2
3
4
5
Tratamiento
Figura 12 Comportamiento de Zinc en el suelo
El Zn es un metal esencial para el crecimiento de las plantas y participa en
importantes procesos metabólicos, jugando un importante papel en la síntesis de
carbohidratos y proteínas y en el metabolismo de lípidos y ácidos nucleicos.
Generalmente el Zinc es considerado el menos tóxico de los metales pesados
Phalsson y Col (1989), aunque su alta movilidad y asimibilidad por las plantas, potencia
su poder contaminante para los suelos tratados con lodos residuales (Aloway y Jakson,
1991).
En un estudio aeróbicos se aplicaron lodos residuales con una concentración de
1.380 mg/kg de Zinc; aplicados a suelos en la provincia de Pontevedra España,
cultivados con cebada y maíz realizaron un fraccionamiento secuencial de metales
obteniendo la mayor concentración de Zn (90%) en la fracción residual, encontrándose
solo niveles trazas en las fracciones extraíbles o fácilmente liberables después de
recogido el primer cultivo (cebada), el cual tuvo un incremento significativo en el
rendimiento, al compararlo con los suelos que no se les aplicó lodo y con los fertilizados
inorgánicamente (Quintero y Col, 1998).
Chicon (1998), analizó un lodo residual con una concentración de 864,9 mg/kg
de Zn proveniente de la ciudad de Málaga, España; obteniendo resultados similares, al
realizar una extracción secuencial de metales pesados. Sólo el 0,9% de Zn
fue
reportado en la fracción intercambiable, el cual es un nivel extremadamente bajo, lo que
implica una estabilidad apreciable, que hace poco propenso al Zinc inmovilizarse
fácilmente del lodo.
4.3.11. Hierro (Fe)
El análisis de varianza para el hierro demostró resultados medianamente
significativos (P < 0.001) entre los tratamientos evaluados.
Los resultados obtenidos según la prueba de medias de Tukey`s indican que los
mayores promedios alcanzados fueron para los tratamientos T1 0% y T215% con valores
de 0,72 mg/l y 1,09 mg/l respectivamente, del resto de los ensayos, resultando los
demás tratamiento poco favorecidos en aporte de hierro por el lodo residual ya que los
valores disminuyeron con respecto a los dos (2) primeros obteniendo los siguientes
resultados T330%, T245% y T560% resultaron los menos significativo, con valores de 0,39
mg/l, 0,28 mg/l y 0,33 mg/l.
En la Figura 13 se observa el comportamiento del Hierro en cada Tratamiento.
Hierro
7
6
mg/l Fe
5
Media
4
Máximo
3
Minimo
2
1
0
1
2
3
4
5
Tratamiento
Figura 13 Comportamiento de Hierro en el suelo
En los lodos residuales, el Fe se encuentra generalmente ligado a fracciones
químicamente estables, previéndose para el mismo bajos niveles de movilidad.
Chicon (1998), evaluó lodos residuales en Málaga España, con una
concentración de 13.000 mg/kg de Fe (inferior a la reportada en esta investigación) y
determino que el mayor porcentaje de Fe se presenta en la fracción residual y
asociación con óxidos.
El Fe es un elemento esencial para las plantas, ya que desempeña un papel
clave en diversas reacciones reductivos-oxidativas, tales con la respiración, la
fotosíntesis. La mayoría de los suelos agrícolas presentan un mayor contenido de hierro
que aquel que requiere la planta. Sin embargo, los suelos fuertemente calcáreos, así
como los que contienen ácido fosfórico en exceso, pueden sufrir una deficiencia
secundaria a causa de la precipitación de los compuestos disponibles de Fe (Jacobo y
UexKull, 1973).
En una investigación realizada por Moreno y Col, (1997), no evidenciaron
diferencias significativas entre las concentraciones de Fe en tejidos de lechuga
cultivadas en suelos no tratados con lodo y suelos enmendados con diferentes dosis de
lodos con concentraciones promedio de Fe de 28.467 mg/kg (mayor a la obtenida en
esta investigación). Esto corrobora la poca disponibilidad y los bajos niveles de
movilidad de este elemento. Esto coincide con lo reportado por Quintero y Col (1998), al
analizar lodos residuales con una concentración de Fe de 66.743 mg/kg. obteniendo
que la mayor cantidad de Fe se encontró en las fracciones químicamente más estables,
tendencia ésta que se mantuvo al analizar los suelos enmendados con lodos, esto
coincide con los datos reportados por Bergs en (1991).
4.3.12. Cobre (Cu)
El análisis de varianza para el cobre demostró resultados altamente significativos
(P < 0,001) entre los tratamientos evaluados.
Los resultados obtenidos según la prueba de medias de Tukey`s indican que
difieren significativamente (P < 0,05), los mayores promedios alcanzados fueron para
los tratamientos T330%, T445% y T560% con valores de 0,15 mg/l, 0,14 mg/l y 0,17 mg/l
respectivamente, resultando así los tratamiento mas favorecidos por la aplicación del
lodo residual, mientras que los ensayos, T10%, y T215% resultaron los menos
significativo, con valores de 0,6 mg/l y 0,8 mg/l.
En la Figura 14 se observa el comportamiento del Cobre en cada Tratamiento
mg/l Cu
Cobre
0,5
0,4
0,4
0,3
0,3
0,2
0,2
0,1
0,1
0,0
Media
Máximo
Minimo
1
2
3
4
5
Tratamiento
Figura 14 Comportamiento de Cobre en el suelo
4.3.13. Magnesio (Mg)
El análisis de varianza para esta variable demostró resultados altamente
significativos (P < 0,001) entre los cinco tratamientos evaluados.
Los resultados obtenidos según la prueba de media de Tukey´s (P < 0,05)
indican que el mayor promedio alcanzado de los ensayos resultó para el tratamiento
T560% 86,5 mg/l, sin embargo se observa el incremento de este elemento a medida que
aumenta la dosis de lodo residual, quedando de la siguiente manera T10% 28,5 mg/l,
T215% 53,7 mg/l, T330% 73,5 mg/l y T445% 73,5 mg/.
En la Figura 15 se observa el comportamiento del Magnesio en cada
Tratamiento.
mg/l Mg
Magnesio
160
140
120
100
80
60
40
20
0
Media
Máximo
Minimo
1
2
3
4
5
Tratamientos
Figura 15 Comportamiento de Magnesio en el suelo
En una investigación realizada por Canet y Col (1997), no se observaron
diferencias significativas en la concentración de Mg en suelos enmendados con lodos
residuales durante siete años en comparación, con los enmendados en estiércol de
ovino, compost de residuos sólidos urbanos y suelos sin enmendar. Es de suponer que
un porcentaje significativo de Mg aplicado con los lodos fue absorbido por las plantas de
naranja cultivadas en esos suelos y otro porcentaje más pequeño se perdiera por
escorrentía y no por lixiviación, ya que no se observaron evidencias significativas entre
los tratamientos en los estratos más profundos del suelo. Es de acotar que este no fue
el comportamiento de este elemento en esta investigación ya que se puede observar en
la figura 15 el constante aumento de este elemento a medida que aumenta la dosis de
lodo residual
El Mg es un elemento esencial para las plantas, participa en importantes
procesos de la fotosíntesis, ya que forma parte de la molécula de la clorofila y en el
metabolismo de los glúcidos; por lo que una diferencia de Mg se manifiesta en una
clorosis entre los espacios de los nervios de las hojas y posterior necrosis de los
mismos. El Mg al igual que el Ca es un catión intercambiable, pero es menos abundante
en los suelos (Devlin, 1980).
4.3.14. Boro (B).
Al realizar el análisis de varianza para esta variable, se encontró que no difiere
significativamente entre los tratamientos evaluados. Los resultados obtenidos en la
determinación según la prueba de medias de Tukey`s, resultaron igual al aplicar
cualquiera de los tratamientos con valores promedios reportados 0,40 mg/l, es decir, el
lodo residual no influye significativamente sobre el Boro.
4.4.
Análisis físico químico de la planta
Durante el período de crecimiento del cultivo de fríjol Vinga ungiculata variedad
ON – 2:C, utilizado en este ensayo, no se observaron síntomas que pudieran indicar
algún efecto tóxico en las plantas y/o frutos.
Por otra parte, se observó un ligero cambio en la tonalidad del color de las hojas
y en la elongación de los tallos, a medida que se incremento el porcentaje de lodo al
suelo. Los tratamientos a los cuales se le aplicó mayor contenido de lodos residuales,
las plantas presentaron un menor crecimiento, pero obtuvieron un mayor tamaño de sus
hojas y una mejor formación y grosor de sus tallos, a demás, de presentar mejor
pigmentación y mayor cantidad de frutos. El análisis químico foliar realizado en este
ensayo mostró diferencias significativas en las concentraciones de los elementos
evaluados entre los tratamientos con lodos y el testigo.
Todos los macroelementos, microelementos y metales analizados en las hojas y
frutos de las plantas de fríjol, aumentaron su concentración, a medida que se
aumentaba la proporción de lodos en el suelo. Esto nos indicó que los lodos residuales
influyeron significativamente sobre las variables morfológicas de cultivo ya que en este
sentido se apreciaron variaciones significativas entre los tratamientos.
4.4.1. Nitrógeno (N)
El análisis de varianza para esta variable demostró resultados altamente
significativos (P < 0,001) entre los tratamientos evaluados. Los resultados obtenidos
indican que los mayores promedios alcanzados fueron para los tratamientos T215% y
T445% de 3 mg/kg y 2,7 mg/kg respectivamente, igualmente los tratamiento T330% y
T560% fueron favorecidos en aporte de nitrógeno por el lodo residual pero en menor
proporción resultando así con valores de 2,5 mg/kg y 2,3 mg/kg. Según la prueba de
medias de Tukey`s todos los tratamientos con lodos difieren significativamente (P <
0,05), del blanco ó testigo el cual reporto un valor de 1,7 mg/kg de aporte de nitrógeno.
En la Figura 16 se observa el comportamiento del Nitrógeno en cada
Tratamiento.
Nitrógeno en Follaje y Frutos
5
mg/kg
4
Media
3
Máximo
2
Minimo
1
-0
1
2
3
4
5
Tratamientos
Figura 16 Comportamiento del Nitrógeno en las plantas
4.4.2. Fósforo (P)
El análisis de varianza para esta variable demostró resultados altamente
significativos (P < 0,001) entre los tratamientos evaluados. Los resultados obtenidos
indican que los mayores promedios alcanzados fueron para los tratamientos T215% y
T330% de 9,9 mg/kg y 11,7 mg/kg respectivamente, igualmente los tratamiento y T445%
T560% fueron favorecidos en aporte de fósforo por el lodo residual pero en menor
proporción resultando así con valores de 8 mg/kg y 7,3 mg/kg. Según la prueba de
medias de Tukey`s todos los tratamientos con lodos difieren significativamente (P <
0,05), del blanco ó testigo el cual reporto un valor de 5,1 mg/kg de aporte de fósforo.
En la Figura 17 se observa el comportamiento del Fósforo en cada Tratamiento.
Fósforo en Follaje y Frutos
mg/kg
15
Media
Máximo
Minimo
10
5
- 0
1
2
3
4
5
Tratamientos
Figura 17 Comportamiento del Fósforo en las plantas
4.4.3. Potasio (k)
El análisis de varianza para esta variable demostró resultados altamente
significativos (P < 0,001) entre los tratamientos evaluados. Los resultados obtenidos
indican que los mayores promedios alcanzados fueron para los tratamientos T330% y
T560%de 1,8 mg/l y 2,2 mg/l respectivamente, igualmente los tratamiento y T215% y
T445% fueron favorecidos en aporte de potasio por el lodo residual pero en menor
proporción resultando así con valores de 1 mg/l y 1,2 mg/l. Según la prueba de medias
de Tukey`s todos los tratamientos con lodos difieren significativamente (P < 0,05), del
blanco ó testigo el cual reporto un valor de 0,7 mg/l de aporte de potasio.
En las Figuras 18 se observa el Comportamiento del Potasio en cada
tratamiento.
mg/l
Potasio en Follaje y Frutos
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
-0
Media
Máximo
Minimo
1
2
3
4
5
Tratamientos
Figura 18 Comportamiento del Potasio en las plantas
4.4.4. Calcio (Ca)
El análisis de varianza para esta variable demostró diferencias significativas (P <
0,001) entre los tratamientos evaluados. Los resultados obtenidos según la prueba de
media de Tukey´s indican que hubo diferencias significativas entre los tres últimos
tratamientos y los dos primeros para la variable calcio, es decir, el tratamiento T1 0% y
T215% presentaron una menor concentración con valores de 1,3 mg/l y 1,4 mg/l,
respectivamente; mientras que los tratamientos T330%, T445% y T560% reportaron 2,1
mg/l, 1,9 mg/l, 2 mg/l, en los cuales se aplicó mayor cantidad de lodo residual al suelo.
En la Figura 19 se observa el comportamiento del calcio en cada Tratamiento.
mg/l
Calcio en Follaje y Frutos
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
-0
Media
Maximo
Minimo
1
2
3
4
5
Tratamientos
Figura 19 Comportamiento del Calcio en las plantas
4.4.5. Magnesio (Mg)
El análisis de varianza para esta variable demostró diferencias significativas (P <
0,001) entre los tratamientos evaluados. Los resultados obtenidos según la prueba de
media de Tukey´s indican que hubo diferencias significativas entre los tres últimos
tratamientos y los dos primeros para la variable calcio, es decir, el tratamiento T1 0% y
T215% presentaron una menor concentración con valores de 0,4 mg/l y 0,6 mg/l,
respectivamente; mientras que los tratamientos T330%, T445% y T560% reportaron 1,3
mg/l, 1,9 mg/l, 1,9 mg/l, en los cuales se aplicó mayor cantidad de lodo residual al suelo.
En la Figura 20 se observa el comportamiento del Magnesio en cada
Tratamiento.
mg/l
Magnesio en Follaje y Frutos
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
-0
Media
Máximo
Minimo
1
2
3
4
5
Tratamientos
Figura 20 Comportamiento del Magnesio en las plantas
CAPITULO V
CONCLUSIONES
En función de los resultados obtenidos se puede indicar que el uso de los lodos
residuales satisface los principios básicos ecológicos de reciclaje, y al mismo tiempo
pueden ser considerados económicamente atractivos, por lo que el lodo puede ser un
sustituto parcial de los fertilizantes químicos aumentando la calidad de los suelos con
fines agrícolas.
Los resultados obtenidos permiten afirmar que los lodos residuales provenientes
de las plantas de tratamiento de aguas servidas presentan nuevas prospectivas para su
utilización como abonos orgánicos. Debido a que aportaron nutrientes esenciales para
las plantas y su concentración de metales pasados no excede los límites máximos
establecidos en las leyes venezolanas para su utilización.
La aplicación de lodos residuales incrementó la concentración de macro
elementos tales como (N, P, K), de elementos secundarios como (Cu, Zn, Mg), a
demás de incrementar las variables relacionadas con CIC y CO en el suelo; las
variables relacionadas con Mn, pH y RAS tuvieron un comportamiento similar en todos
los tratamientos, y los elementos correspondiente a Fe y Ca disminuyeron a medida que
se incremento el porcentaje de lodo en el suelo. Sin embargo podemos concluir que
estos lodos aportan elementos disponibles al suelo de manera rápida y segura para la
absorción de las plantas. También se puede deducir que existió una relación directa
durante la concentración de algunos elementos en relación a la dosis de lodo aplicada.
En relación a las concentraciones promedio de metales pesados analizados en
esta investigación provenientes de los lodos residuales se determinó que los valores
obtenidos se encuentran dentro de los requerimientos de la normativa ambiental
Decreto 2.635 Normas para el Manejo de Desechos Peligrosos. Ya que ninguno de los
metales excede las concentraciones máximas permisibles consideradas aceptables en
suelos agrícolas, razón por la cual es factible el uso de estos lodos en la agricultura.
Si se toma en cuenta las necesidades de estos elementos para algunos cultivos y
basándonos en experiencias tenidas en el Estado Falcón con fertilizantes inorgánicos
donde las dosis recomendadas en Solanáceas (tomate, ají, pimentón y berenjena) es
de aproximadamente 800 kg/ha de fertilizante de formula 12-24-12, la cual representa
96kg de N y K y 192 kg de P; se puede presumir que los lodos residuales cubren las
necesidades de N y K, pero habría que aplicar fertilizantes fosfatados para
complementar las necesidades de este elemento. Igualmente en los cultivos de
Cucurbitáceas (patilla y melón) se han obtenido buenos resultados.
El tratamiento recomendado en esta investigación es el T330%, ya que el mismo,
realiza aportes significativos de nutrientes al suelo, al igual que los demás tratamientos
con mayor aplicación de lodos residuales; a demás de ser mas ventajoso en cuanto al
volumen a utilizar o manejar por lo que reduciría los costo de producción.
CAPITULO VI
RECOMENDACIONES
En Venezuela no existen normativas conocidas que regulen el uso de los lodos
residuales proveniente de plantas de tratamientos de aguas servidas con fines
agrícolas, no siendo esta una práctica común, por lo que de concretarse un proyecto de
utilizar los lodos residuales en los suelos como sustrato en cultivos de producción en
canteros y/o barbacoas. Se recomienda proponer a los organismos competentes la
realización de normativas venezolanas especificas para el uso de los lodos residuales,
así mismos, se puede tomar como referencia o acoger la normativa de la Comunidad
Europea (E.C), que establece regulaciones para los suelos ácidos y básicos. También
podríamos usar como referencia la de USA, pero en este caso tendríamos que vigilar
las concentraciones de otros metales tales como el plomo y níquel. Además de las
concentraciones máximas permisibles de metales pesados en los lodos, habría que
determinar los valores límites para las cantidades anuales que se puedan introducir en
los suelos cada año en Kg/ha.
Se recomienda realizar estudios que permitan cuantificar la cantidad de metales
pesados aportados por estos biosólidos, los cuales, constituyen un factor importante a
considerar antes de ser aplicados al suelo con fines agrícolas. En la Comunidad
Europea, se exige que los suelos sobre los que se van a aplicar lodos residuales, no
excedan en cuanto al contenido de metales pesados.
Los planes de fertilización deben establecerse racionalmente tomando en
consideración los requerimientos de los cultitos y los aportes del lodo y el tipo de suelo.
En regiones donde el Carbono Orgánico y la Materia Orgánica son bajos la aplicación
de enmienda y/o fertilizantes son necesarios, en este caso los lodos residuales que
contienen significativas cantidades de estos parámetros, son una buena fuente para el
aporte de estos elementos de forma ecológicamente segura. A demás de mejora las
propiedades físicas de los suelos ya que contribuyen a aumentar la retención del agua,
la flora microbiana y la aeración. Esto repercutiría en un incremento de la velocidad de
mineralización, que favorecería el proceso de nitrificación, haciendo más rápida la
disponibilidad del Nitrógeno en los suelos. La relación carbono nitrógeno (C/N) de los
suelos deben equilibrar la disponibilidad del Nitrógeno, ubicándose como una relación
media, de acuerdo a la escala de rango comparativo de la relación C/N. Estos valores
de calidad se mantendrían e inclusive posiblemente mejorarían al aplicar los lodos
residuales, tomando en cuenta que la relación C/N de estos biosólidos es de alta.
REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS
1. Abello Nelson Farías, A.V.F. Ingeniería y Construcciones S.A. Departamento de
Ingeniería y Proyectos. Programa de Descontaminación de Aguas. Descripción
de Sistemas de Tratamiento para Aguas Servidas.
Santiago,
Chile,
Fono:
56-2-6891700.
Fax:
Av. Beaucheff Nº 993,
56-2-6892884,
http://www.e-
seia.cl/archivos/biofiltro1.1.doc (Enero 2008)
2. Acosta Y., M. (1995) Aplicación de los lodos provenientes de las plantas de
tratamiento de aguas servidas (T.A.S.) de Maraven – Cardón para el
mejoramiento del suelo. Tesis de Grado. Universidad del Zulia. 110 pp.
3. Aguilar, R.; Loftin, S. R. (1991). Sewage sludge application in semiarid
grasslands: Effects on run off and surface water quality. Pp 101 – 111.
4. Aguilera Santelices Silvia Maria. (2001). Desarrollo de prácticas sustentables
de reciclaje de biosólidos en plantaciones forestales. Ciencias Suelo Ingeniería
Forestal. http://www.fondef.cl/bases/fondef/proyecto/01/i/d01i1034.html
5. Alloway, H.W. (1977). Food Chain Aspects of use Organic Residues. Soils for
Management of Organic Wastes Waters. ASA. C S S A. S S S A. 11: 283 – 297.
6. Andrade C., Bao y Guitiano. (1995). Caracterización Química y poder fertilizante
de los lodos residuales en la planta depuradora de aguas sanitarias de Santiago de
Compostela. Anales de Edafología y Agrobiología. 44: 1-4.
7. Andrade M. L.; Marcel, P.; Reizabal, M. L. Montero, M. L. (2000). Contenido,
evolución de nutrientes y productividad en un suelo tratado con lodos residuales
urbanos. Edafología. Vol. 7. (10):21 – 29.
8. Andrade, L.; Quintero, M.; Reizabal, M. L.; Estebez, J. (1999). Composición de
materia orgánica y determinación de metales en lodos para uso potencial.
9. Arizaga Carmelo - Amorena Alfonso. (2000). El reciclaje de los lodos de la
depuradora de Arazuri: un interés común entre la ciudad y el campo. Pamplona
(España).
E-mail:
[email protected]
http://habitat.aq.upm.es/bpes/na00/bpna2.html (Agosto 2004)
10. Ayuso M., T. Hernández, C. García y F. Costa. (1992). Use o fan aerobic sewage
sludge as a substitute for inorganic phosphorus fertilizers. Soil y Plants 2 (2):271 –
280:17 refs.
11. Banu Ormeci and P. Aarne Veslind. (2001). Effect of dissolved organic material
and cations on freeze-thaw conditioning of activated and alum sludges. Water Res.
Vol.35 # 18.
12. Barry Glenn, Shudek P., Becks E. and Moody F. (1995).
Estimating sludge
application rates to land based on heavy metal and phosphorus sorption
characteristics of soil. Water Res. Vol.29 # 9.
13. Benchiser, G. y T. Simarmata. (1994). Environmental Impact of fertilizing soils by
using sewage and animal wastes. Fertilizer Reseach. 37 (1): 1 – 22.
14. Bergs, C. (1991). The Law amending the sewage ordenance a New Framework for
the use of sewage sludges in agriculture. Korrezpondenz – Abswasser. 38: 6; 738;
740 – 742. 2 refs.
15. Bevacqua, R. F. And V. J. Mellano. (1993). Crop. Response to sewage Sludge
Compost; a preliminary report. California Agriculture. 47 (3): 22 – 24.
16. Bontoux, L.; Vega, M.; Papameletiou, D. (1998). Tratamiento de las aguas
residuales urbanas en Europa: el problema de los lodos. Índice revista 23. The IPTS
repotrt.
(Documento
en
línea)
Disponible:
www.members.es.tripod.de/ambiental/lodos.htlm.
17. Brack Antonio y Mendiola Cecilia. (2000). Enciclopedia "ECOLOGÍA DEL PERÚ".
Disposición
y
Tratamiento
de
las
Aguas
Servidas.
http://www.peruecologico.com.pe/lib_c26_t04.htm (Junio 2004).
18. Bulcholz, D. D. (1992). Municipal Wastewater Sludge Lab. Analysis Reports.
Agronomy Technical Report. 10: 10.
19. Burges Joanna, Quartmvy J. and Stephenson T. (1999).
Micronutrient
supplements for optimization of the treatment of industrial wastewater using
activated sludge. Water Res. Vol.18 # 33
20. Cabre, J.; Arráez, J; Aragonés, R. (1990). Eliminación de lodos de aguas
residuales. La E.D.A.R. de Reus. Un ejemplo de aprovechamiento mediante
compostaje. Química e Industria. 36: 537 – 541.
21. Canet, R.; Pomares, F.; Estela, M.; Tarazon, F. (1997). Chemical extractability and
availability of heavy metals alter seven years application of organic wastes a citrus
soil. Soil use and Management. 13:17.
22. Canet, R.; Pomares, F.; Estela, M.; Tarazon, F. (1998). Efecto de diferentes
enmiendas orgánicos en las propiedades de suelo en n huerto de cítricos.
Agrochemical. Vol XLIII. N 1 – 2.
23. Cartron, J. M.; Weil, R. R. (1998). Seasonal trend in soil nitrogen from injected or
surface incorporated sewage sludge applied to corn. Comun. Soil. Sci: Plant. Anal.
29: 121 – 139.
24. Cavallaro, N.; N. Padilla and J. Villarubia. (1993). Sludge Effects on Chemical
Properties of Acid Soils. Soil Science. 2 (156): 63 – 70.
25. Chaney, R. L. (1973). Crop and Food Chain Effects of Toxic Elements in Sludges
and Effluents. In Recycling Municipal Sludges and Effluents on land. Proc. Joint.
Conf. 9 – 13 July 1973. p. 129 -141.
26. Chausso, D. R. and Catroux, G. (1985). Determination de le valeur fertilizantes des
boues residuaires. Aptitude a liberer l´azote. Ministere de´l envioment et ducadre de
vie. Convention d´étude N° 74050.
27. Collins, J. C. (1981). In Lepp. N. W. (Ed). Effect of Heavy metal pollution on plants.
Vol. 1. Applied Science Publishers. Lond and New Jersey. Pp. 145.
28. Coplanarh (1975). Inventario Nacional de Tierras. Regiones Nor-Occidental. Centro
Occidental y Central. M.A.C. – M.A.R.N.R. Volumen I. N° 43.
29. Cottenie, A.; Kickur, L. and Van Lanes Choot, G.; (1983). Problems pf the
mobility and predictability of metals uptake by plants. D. Reidel Pub Co Holland.
Processing and use of sewage sludge. Proc. Third Int. Symp. Brighton. Pp. 124 –
131.
30. Cripps, R. W.; Winfree, S. K. and Reagan, J. L. (1992). Effect of sewage sludge
application method on corn production. Commun. Soil. Sci: Plant. Anal. 23: 1705 –
1715.
31. Darmody, R. G.; Foss; McIntosh and Wolf. (1983). Municpal sewage sludge
compost
amended
soils.
Some
Spatiotemporal
treatment
effects.
Journal
Environmental Quality. Vol. 12. 2: 231- 236.
32. Davis, R. D. (1983). Crop uptake metals from sludge treated soil and its impleations
for soil fertility and for the human diet. D. Reidel. Pub. Co. Holland. 9 – 357.
Processing and use of sewage sludge. Proc. Third. Ins. Symp. Brighton. Pp 349 359.
33. Dean. L. A. (1973). Anion exchange in soils: Exchance phoaphours and the anion
exchange capacity. Soils science. 63 377 – 387.
34. Devlin, R. M. (1980). Fisiología Vegetal Tercera Edición. Rev. Ediciones Omega –
Barcelona España. Pp. 517.
35. Díaz Burgos, A. (1990). Compostaje de lodos residuales: aplicación agronómica y
criterios de madurez. PhD. Thesis. Faculty of Scinces. Madrid University. Madrid.
36. E.P.A (1994). Municipal Wastewater reuse. Selectedreading on water reuse.
Washington. D.C.U.S. Enviromental Protection Agency.
37. Ellis, B. G. (1978). The soils as chemical fitter. Recycling treated municipal waste
waters and sludge though forest y cropland. P. 46 – 70.
38. Emisión S. A (2004). Tratamiento de Lodos. Barcelona España. teléfono: + 34 934
552 314, TELEFAX: + 34 934 368 074. www.emison.com (Junio 2005).
39. Ewing, B. and R. I. Dick. (1970). Disposal sludge and land. 39 – 408. In EF Golima
and W. W Eckenfelder, Jr (Ed) water Quality improvement by fisical and chemical
processes. Univ. of Texas press. Austin, Tx.
40. Falkengren Greup U.; Liner, Mark and Teyler G.; (1987). Chemosphere. 16: 22 –
39.
41. Fernandez, L. (1992). Practicas de fertilización y enmiendas. Trabajo de Ascenso.
Facultad de Agronomía LUZ. Maracaibo, Zulia, Venezuela. Pp. 258
42. Ferrer Sulbaran, Rincon José. (2001).Treatment processes of water and
wastewaters, municipal, agricultural and industrial, including residuals management.
Water Research Vol. 35 # 12 Augustu.
43. Fortun, C. and Fortun, A. (1995). Utilización de compost de residuo sólido urbano
para disminuir la degradación de los suelos. Edafología. 1: 27.
44. Frezquez, P. R.; Francis, R. E.; and Dennos, G. L. (1990). Sewage sludge effect
on soil and plant quality in degraded semiarid grassland. J. Environ. Qual. 24:112 –
115.
45. Galloway, H.M. and Jacobs. (1977). Sewage Sludge Characteristics and
Management. Utilizing Municipal sewage Waste Waters and sludges on Land for
agricultural Production. North Central Regional Etension Publicación. N° 52. 1: 3 –
16.
46. Gerstring, W. D. And Jarrell, W. M. (1982). Plant availability of phosphorus and
heavy metals in soils amended with chemically treated sewage sludge. J Environ.
Qual. 11: 669 – 675.
47. Hanke, F. (1990). Los elementos mayores N, P y K en el suelo. Fundamentos para
la interpretación de análisis de suelos, plantas y aguas para riego. 3:186 – 196.
48. Hanni, H.; Gupta, S. K. and Furrer, D. J. (1980). Availability of phosphorus
fractions in sewage sludge. In: phosphorus in sewage sludge and animal waste
slurries. Hucker, T. W. G. And Catroux, C.; (Ed). 177 – 190, reidel publishing Co.
Londres.
49. Hernández, T.; García, C.; Costa, F.; Valero, J. A. y Ayuso, M. (1992). Utilización
de residuos urbanos como fertilizantes orgánicos. Suelo y Plantas. 2:373 – 383.
50. Hubbaerd, R. K.; Erikson, A. E.; Ellis, B. G. And Wolcott, A. R. (1982).
Monement of diffuse source pollutants in small agricultural water sheds of the
Greath Lakes Basin. J. Environ. Qual. 11: 117 – 123.
51. Illera, V.; Walter, I.; Cuevas, G. and Cala, V. (1999). Biosolid and municipal soil
waste effects on physical and chemical properties of a degraded soil. Agrochemical
vol. XLIII. (3-4): 179-186.
52. Jacobo, A. and Uexkull, (1973). Fertilización nutrición y abonado de cultivos
tropicales y subtropicales. Ediciones Euro America, Cuarta Edición en Español.
Mexico. Pp. 220.
53. Jacobs, L. W. (1997). Sewage Sludge Characteristics and Management. Utilizing
Municipal sewage Waste Waters and sludges on Land for agricultural Production.
North Central Regional Etension Publicacion. N° 52. 18 – 29.
54. Kawasaki, A.; Kimura, R. and Arai, S. (1998). Rare earth elements and other trace
elements in wastewater treatment sludge. Soil Sci. Plant Nupr. 44 (3): 433 – 441.
55. Kelling, K. A.; Walsh, L. M.; Keeney, D, R.; Ryan, J.A. and Peterson, A. E.;
(1997). A field study of the agricultural use of sewage sludge. II Effect on soil N and
P. J. Environ Qual. 6:345 – 352.
56. Kenney, D. R. and Wildung. (1973). Chemical properties of soils. Soils for
Management of organic waste waters. ASA. CSSA. SSSA. 4: 75 – 94.
57. Kielly, G. (1999). Ingeniería Ambiental. Fundamentos, entornos, tecnológicos y
sistema de gestión. Mc Graw-Hill/ Interamericana de España. S. A. U. pp 1309.
58. Korentajer, L. (1991). A revierw of the agricultural use sewage sludge: benefits and
potential hazards. Water S. A. 17 (3): 189-186.
59. Larsen, K. E. (1981). Phosphorus effect of animal manure and sewage sludge. In:
Phosphorus in sewage sludge and animal waste slurries. Hucker, T.W. G. and
Catroux, c. (Ed). Reidel Publishing Co. London. Pp. 207 – 229.
60. Lorenzo Chicón. (2002) Especiación de metales pesados en lodos de aguas
residuales de origen urbano y aplicación de lodos digeridos como mejoradores de
suelos. Trabajo de investigación del Programa de Doctorado en Ingeniería
Ambiental
de
la
Universidad
de
Málaga.
http://usuarios.lycos.es/ambiental/lodos.html (Diciembre 2004).
61. Lugo Gisela y Meza Yoselín. (2001) “Biorremediación de suelos contaminados con
hidrocarburos utilizando lodos residuales domésticos tratados”. Trabajo Especial de
Grado. Facultad de Ingeniería. LUZ.
62. Luo, Y. M. Y Christie, P. (1998). Biovailabity of copper and Zinc in soils treated with
alkaline stabilized. J Environ Qual. 27: 335 – 342.
63. Magdof, F. R. and Amadon, J. F. (1980). Nitrogen availabity from sewage sludge.
J. Environ. Qual. 9: 451 – 455.
64. Mamais, D. A.; Kouseli – Katsiri, D. G.; Chris-Toulas, A.; Andreadakis and
Aftias, E. (2000). Evaluation of Agricultural utilization of the sludge produced at
psyttalia WTP. Water science and technology. 42 (9): 21-27.
65. Marschner, H. (1990). Nutrient dynamics in the rhizosphere. In: Nutrición Mineral.
Bajo condiciones de estrés. Servel de Public. Intercanvi cientific de la UIB, Palma de
Mayorca. Pp. 1 – 13.
66. Mayer, R. and Heinrichs, H. (1981). Z.P.J. Lanznernaehr, Bodenk. In: Toxicity of
heavy metals (Zn, Cu, Cd, Pb) to vascular plants. Water, Air, and Soil Pollution. Pp
287 – 319.
67. Maynard, A. A. (1993). Evaluating the sultability of MSW compost as a soil
amendment in field-grown tomatoes. Compost Science & Utilization. Pp 34.
68. McBride, M B. (1995). Toxic metal accumulation from agricultural use of sludge:
Are. U. S. EPA regulation. Protective. J. Environ. Qual. 24:5 – 18.
69. McCall, t.; J. Peterson and C. Lee – Hang. (1977). Properties of Agricultural and
Municipal Notes. In: Soils for Management of Organic Notes and Notes Maters. Ed.
1. Eliot and F. Stevenson soil Science Society of America. 650 p.
70. McGrath, S. P. (1994). Effect of heavy metals from sewage sludge on soil microbes
in agricultural ecosystems. In Toxic Metals in Soil Plants Systems. S. M. Ross (Ed)
Wiley. New York. Pp. 247 – 274.
71. Metcalf & Eddy, Inc. (1996). Ingeniería de aguas residuales. Tratamiento vertido y
reutilización. 3ra Ed. McGraw-Hill/Interamericana. Editores S.A de C.V.: México. pp.
1485.
72. Morales, N. (1994) “Influencia de la Calidad Física-Química del Agua de la Laguna
de Sinamaica sobre la Comunidad Zooplactónica”. Tesis de Maestría. Facultad de
Ingeniería. Universidad del Zulia, 108
73. Moreno, J. L.; García, C.; Hernández, T. and Ayuso, M. (1997). Application of
compost sewage sludges contaminated with heavy metals to an agriculture soil.
Effect on letice Growth. Soil Sci. plant Nutr. 43 (3): 565-573.
74. Nebel, B. J y Wright, R. T. (1999). Ciencias Ambientales. Ecología y desarrollo
sostenible. 6ta Ed. Prentice may. Mexico. Pp 720.
75. Ottaviani, M.; Santarsiero, A. and De Fuvlio, S. (1991). Hygienic technical and
legislative aspects of agricultural sewage sludge usage. Acta Chin Hung. 128 (4-5):
535-543.
76. Parker, C. F, and Sommers. (1983). Mineralization of nitrogen in sewage sludge. J.
Environ. Qual. 12: 150 – 156. Plants. Water, Air, and Soil pollution. 47: 287 – 319.
77. Pera, A; Giovannetti, M.; Vallino, G, and Bertoldi, M, (1981). Land application of
sludge. Effects on soil micro flora. C.E.C. Seminar organized by C.E.E.E, and
Director General for Science Research and Development and the Bayerische
Landesons talt fur Borden Kultur und Pflazuban. Munich (F.R.G).
78. Phalsson, A. B. (1989). Toxicity of Heavy metals (Zn, Cu, Cd, Pb) to vascular
79. Pluquet, M, E. (1984). Comparación de´l utilization par le mais du phosphore des
boues residuaires on du phosphate pour differents neveaux de zinc et de ferdons le
subtract. Ann, Agron. 30: 443 – 453.
80. Pommel, B. (1979). Comparacion de´l utilization par le maíz du phosphore des
boues residuaires ou du phosphate monocalcique pour differents neveaux de zinc et
de ferdons le subtract. Ann, Agron. 30: 443 – 453.
81. Quintero, M. P; Andrade, M. L, y De Blas, E. (1998). Efecto de la adición de un
lodo residual sobre las propiedades del suelo.: Experimento de Campo Edafología.
5: 1 - 10.
82. Reparmar. (1999). Manejo ambientalmente adecuado de lodos provenientes de
plantas de tratamiento. Disponible. File: //A:\InvestigacionesIIhtm. (Febrero 2006).
83. Río Juan Manuel. (2000). Tratamiento de Lodos. Moras # 532, Col. del Valle,
México
D.F.
03100
Tel:
email:[email protected].
55
24
57
77-
Fax:
55
24
67
12,
http://www.pwh.com.mx/tratamiento_lodos.html
(Diciembre 2004)
84. Rivera Jesús. AIMME - Instituto Tecnológico Metalmecánico. (1999). Obtención
de Abono Agrícola. Utilización de los lodos de depuradoras físico-químicas del
sector
de
trefilado
de
acero
como
abono.
http://www.aimme.es/aimme/proyectos/ficha.asp?id=253 (Junio 2004)
85. Rostango, C.M, and Sosebee, R. E. (2001). Biosolids Application in the chiuauan
Desrt: Effects on Run off water Quality. J. Environ Qual.: 160-170.
86. Samaras, V. y Kallianou, C. L. (2000). Effect of sewage sludge application on
cotton yield and contamination of soils and plant leaves. Soils. Sec. Plant. Anal. 31:
331 – 343.
87. Sauberck, D. R. (1991). Plant element and soil properties governing uptake and
availability of heavy metal derived from sewage sludge. Water, Air and soil Pollution.
57:58 – 227.
88. Sims, J. T. and Klini, J. S. (1999). Chemical fractionation and plant uptake of heavy
metal in soil amen deck with composted sewage sludge. J. Environ. Qual. 20: 387.
89. Sommers, L. E, and Sotton, A. L. (1980). Use of waste material as of phosphorus.
In: The role of phosphorus in agriculture. Khsawneh, F. E., E.C. and Kamprath, E. J.
(Ed). American Society of Agronomy, Madison, Wisc.
90. Sposito, G.; Lund, L. J. and Chang, C. (1982). Trace metals chemistry in arid zone
field soil amended with sewage sludge: I. Fractionation of Ni, Cu, Zn, and Pb in solid
phases. Soil Sci. Soc. Am. J. 46: 260 – 264.
91. Stephen. (1998). The use of compost municipal soil waste in land restoration. World
Congress of soil Science Proceedings. 20 – 26/08. Montpelier. France.
92. Tester, C. F. (1990). Organic amendment effects on physical properties of a sandy
soil. Soil Sci. Soc. Am. J. 54 (3): 827-831.
93. Trivelli Marcelo. (2004). Seminario en Centro Regional de Investigación La Platina,
dependiente del Instituto Nacional de Investigaciones Agropecuarias (INIA) del
Ministerio de Agricultura (2004). La Platina Buscan usos benéficos del lodo
generado en plantas de tratamiento de aguas servidas para la actividad
silvoagropecuaria. SANTIAGO. http://www.agricultura.gob.cl/noticia. (Junio 2004).
94. Valdares, J.; MAS, GAL. M.; Mingelgrin, U. And Page, A. L. (1983). Some Heavy
metals in solid treated with sewage sludge. Their effects on yield, and their uptake
by plants. J. Environ. Qual. 12:49.
95. Van Lune, P. (1985). Relation between the Cd content of soil and that of edible
parts of crops. Ins. Bodem Vruchtbaarheid rapp. Pp. 13 -85.
96. Van Voorneburg, F. and Van Veen, H. J. (1993). Treatment and disposal of
municipal sludge in Netherlands. Journal of the Institution of water an Environmental
Management. V – 7.
97. Verdu, I.; Gómez, I.; Burlo, F. y Matriz, J. (1992). Incidencia del fósforo en la
mineralización del nitrógeno orgánico de un lodo de depuradora en dos suelos
calizos. Extracción mediante EUF. Suelos y Plantas 1: 151 – 161.
98. Von Bredow, B. V.; Bugget, A.; Eck Hoff, A.; Hollestein, B.; Neumann, M.;
Shindel, R.; We ber, A.; Zech,s and Clavac, V. (1986). In: Toxicity of heavy metals
to vascular plants. Water, Air and Soil Pollution. Pp 287 -319.
99. Walter, I.; Miralles. R.; Funes, E.; Gorospe, M. J. and Bigerigo, M. (1990). Effect
of sludge, used as fertilizer in the central region of Spain. In. Used of sludge and
liquid agricultural waste. L. Her mite. (Ed). Elsevier Applied Science. pp 304 – 309.