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Informe técnico final LODOFOR 1

Informe final de proyecto

Reutilización de lodos residuales de E.D.A.R. en parcelas de suelo

forestal de la Comunidad Autónoma Vasca y estudio de la posible

movilidad de metales pesados (Cd, Zn, Ni, Cu, Pb, Mn y Fe) en

profundidad

Centro: NEIKER

Participantes: Miriam Pinto ([email protected])

Entidades participantes:

Consorcio de aguas del Gran Bilbao

Año 2006


Reutilización de lodos residuales de E.D.A.R. en parcelas de suelo forestal de la Comunidad Autónoma Vasca y estudio de la posible

movilidad de metales pesados (Cd, Zn, Ni, Cu, Pb, Mn y Fe) en profundidad

1.- Introducción Para la consecución del proyecto se establecieron primeramente 3 objetivos generales: Estimación del efecto de la aplicación de lodos residuales de E.D.A.R aplicados sobre suelo forestal que repercutan en el crecimiento de los plantones de Pinus radiata y en la fertilidad del suelo. Estudio del posible riesgo ambiental sobre aguas subterráneas como consecuencia de la aplicación de lodo residual de E.D.A.R sobre suelos forestales de la Comunidad Autónoma Vasca. Establecer colaboración entre el Consorcio de Aguas de Bilbao Bizkaia, que produce lodos residuales, y los centros de investigación para determinar pautas y desarrollar estrategías al objeto de que los lodos residuales sean reciclados en el sector agrícola-forestal. Asimismo, se plantearon una serie de objetivos específicos, entre los cuales citamos, la determinación de los parámetros fisico-quimicos como pH, contenido en materia orgánica, capacidad de intercambio catiónico, conductividad eléctrica, textura, estructura, contenido en metales pesados, densidad aparente, capacidad de retención hidráulica, etc…como consecuencia de la aplicación de lodos residuales de depuradora. La determinación de medidas dasométricas de los plantones como alturas y diámetro, áreas basimétricas, volúmenes y estimación de crecimiento a partir de los anteriores. La determinación de lixiviados en profundidad y posible movilidad de metales pesados (Cd, Zn, Ni, Cr, Cu, Pb, Mn, Fe) por debajo de la zona de enmienda de lodo residual. La determinación de acumulación de metales pesados (Cd, Zn, Ni, Cr, Cu, Pb, Mn, Fe) en los distintos horizontes del suelo forestal y su impacto ambiental a largo plazo. La determinación de la acumulación de metales pesados (Cd, Zn, Ni, Cr, Cu, Pb, Mn, Fe) en plantones de Pinus radiata y su efecto en el crecimiento. Y por último la realización de balances de metales pesados en suelo forestal enmendado con lodo residuales de depuradora. 2.- Actividades realizadas

• Actividades de campo Durante este 3er año de proyecto se ha seguido con el mantenimiento semanal de las parcelas forestales realizando las siguientes tareas:

a) Limpieza de especies forestales no objeto de estudio así como ramas de baja altura de los pinos en estudio que puedan molestar.

b) Colocación de postes en los pinos con el fin de que no se caigan como consecuencia del viento que se produce en la zona.


c) Limpieza de material vegetal en superficie.

• Actividades de laboratorio

a) Todas las determinaciones que se detallan en el apartado Materiales y Métodos b) Fraccionamiento de metales pesados en columnas de suelo c) Análisis mineralógico de suelos

3.- Materiales y métodos

• Analítica El pH ha sido medido en agua en una relación 1:2.5 (suelo:solución). El carbono

orgánico ha sido determinado siguiendo el método de Walkey-Black (Hesse, 1971), y el N total se ha determinado siguiendo el método de Kjeldhal (AOAC, 1980). La capacidad de intercambio catiónico se ha determinado con NaOAc 1N a pH 8.2, por saturación de puntos de intercambio con catión Na+, entonces se produce el desplazamiento de este catión con NH4OAc, y se mide la cantidad de Na+ desplazada (MAPA, 1994). Los cationes intercambiables se han determinado después del desplazamiento con NH4OAc 1N a pH 7; Ca y Mg son determinados por espectrofotometría de absorción atómica (modelo VARIAN SpectrAA-220 FS. Varian Iberica S.L., Barcelona) y K y Na por espectrofotometría de emisión atómica usando el mismo aparato. El P Olsen ha sido determinado usando un espectrofotometro UV-visible CARY 100-BIO (Varian Ibérica, S.L., Barcelona) (Olsen y col., 1954). La acidez extraible ha sido determinada por desplazamiento de cationes intercambiables con extracto BaCl2 0.6 N y titración posterior de la solución desplazada con NaOH 0.01 N por encima de pH 4.0 (MAPA, 1994). Las determinaciones de Zn, Cu, Mn, Fe, Cr, Ni, Cd, Pb y Al en suelos y en material vegetal, se han realizado utilizando el método de Johnson y Ulrich (1959), adaptado por Zasoski y Burau (1977) para bloques de aluminio, y con las modificaciones en los tiempos de digestión indicadas por el MAFF (1981) y medidas en Espectrofotometría ICP.

El pH de los lixiviados ha sido medido mediante un pHímetro CRISON (modelo:GLP 22). El SO4-2 y Cl-1 de los lixiviados han sido determinados siguiendo las metodologías descritas por Hoeft y col. (1973) y Zall y col. (1956), respectivamente utilizando un espectrofotómetro UVIKON 930 (Kontron Instruments, Milan, Italy). Aluminio, Fe, Mn, Zn, Cd, Ni, Cu, Pb, and Cr de los lixiviados fueron determinados usando el método de la EPA 3010A (1992), en los que los lixiviados fueron digeridos con HNO3 concentrado usando un set de bloques de Al sobre fuente de calor. Concentraciones analíticas de Cd, Ni, Cu, Pb, y Cr se determinaron utilizando un espectrofotómetro de absorción atómica Varian SpectrAA-640 Z con cámara de grafito GTA 100 (Varian Iberica S.L., Barcelona, Spain), mientras que las concentraciones de Al, Fe, Mn, y Zn se midieron con un ICP-OES (Varian Iberica S.L., Barcelona, Spain).

La composición mineralogical de las muestras se han realizado sobre alícuotas en

polvo por difracción de rayos X usando una radiacción Fe filtered Co-Kα1 (35 kV and 25 mA) producida por un difractómetro Philips PW 1830 (The Netherlands). La estimación mineralogical se ha realizado primeramente por la identificación de sus picos característicos. Los minerales de arcilla han sido estimados después de los


siguientes tratamientos standard: saturación with Mg y K, solvatación con glicertol y calentamineto a 550 ºC.

• Extracción secuencial de metales pesados en suelos y lodo residual

El procedimiento de Berna et al. (2000) ha sido posteriormente modificada con el fin de adecuarla a nuestras muestras.

El protocolo que nosotros hemos usado consiste en el tratamiento a 1g de suelo secado al aire de los siguientes pasos (resumidos en la tabla 4), los cuales subdividen a los metales pesados en 6 fracciones diferentes: 1.- Fracción 1 (fracción extraible con MgCl2). Se añaden 10 mL of MgCl2 1M a 1 g de suelo (ratio solido:liquido = 10) en un tubo de centrifuga. La suspensión es agitada (140 ciclos/min) durante 30 min a temperatura ambiente. Esta fracción contiene los metales pesados solubles e intercambiables. 2.- Fracción 2 (fracción extraible con NaOAc). El residuo del paso 1 se ha tratado con una solución de NaOAc 1M, ajustada a pH 5 con HOAc concentrado (ratio solido:liquido = 1:10). La suspension es agitada (140 ciclos/min) durante 5 horas a temperatura ambiente. Este extractante disuelve los carbonatos y solubiliza los metales pesados asociados. 3.- Fracción 3 (fracción extraíble con H2O2). El residuo del paso 2 se ha tratado con H2O2 30% (ratio solido:liquido = 1:10) durante 1 hora a temperatura ambiente y posteriormente los tubos han sido colocados en baño de agua a 85 ºC hasta completa evaporación. Una segunda alícuota de 10 mL H2O2 30% se añade y la muestra se calienta de nuevo a 85 ºC durante 1hora. En ese momento, se añaden 20 mL de una solución de NH4OAc 1M en nítrico 0.02M (20% v/v) (ratio sólido:líquido = 1:20). La suspensión se agita (140 ciclos/min) durante toda la noche a temperatura ambiente. Este extractante es capaz de extraer aquellos metales complejados por la material orgánica, que son liberados después de la oxidación de la materia orgánica con H2O2. 4.- Fracción 4 (fracción extraíble con NaOH). El residuo del paso 3 ha sido tratado con NaOH 0.5 M (ratio sólido:líquido = 1:25). La suspensión es agitada (140 ciclos/min) durante 15 min en baño de agua a 50 ºC. Este extractante solubiliza los metales asociados a los óxidos de Al. 5.- Fracción 5 (fracción extractable con NH2OH·HCl + HCl). El residuo del paso 4 ha sido tratado con una solución de NH2OH·HCl 0.25 M + HCl 0.25 M (ratio sólido:líquido = 1:20). La suspensión es agitada (140 ciclos/min) durante 30 min en baño de agua a 50 ºC. Este extractante solubiliza aquellos metales asociados a los óxidos de Fe amorfo y a los óxidos de Mn. 6.-Fracción 6. (fracción extractable con HF : HCl). El residuo del paso 5 se ha tratado con una solución de HNO3 4 M (ratio sólido:líquido = 1:10) y colocados en estufa de arena a 80 ºC hasta que la fase acuosa sea completamente evaporada. Posteriormente una solución HF 5N : HCl 1 M ha sido añadida al residuo (ratio sólido:líquido = 1:20) y los tubos de centrifuga son tapados en parte y colocados nuevamente en estufa de arena durante 30 min a 80 ºC. Cada 5 min los tubos han sido agitados y los agragados, en el caso de que se observen, se han roto con una varilla de polietileno. Con este paso es posible disolver los minerales cristalinos y solubilizar aquellos metales que lo constituyen

Después de cada fase de extracción, las muestras de suelo han sido centrifugadas durante 15 min a 4000 × g, el sobrenadante filtrado con Whatman 42 y refrigerados para posterior análisis. El residuo ha sido lavado 3 veces con 20 mL de agua UHQ durante y


centrifugado durante 10 min a 4000 × g; siendo la solución de lavado eliminada. El residuo se ha secado al aire a 40 ºC previo a la sucesiva pase de disolución.

Concentraciones de Zn, Ni, Cd y Pb en las soluciones extraídas se han determinado por espectrofotometría de absorción atómica VARIAN 220 Z (Australia) equipada con cámara de grafito. 3.- Resultados • Efecto de la aplicación de lodo residual de E.D.A.R. sobre los lixiviados bajo

condiciones naturales La precipitación total para el perido de muestreo de 2.5 años era 3036 mm, típica de esta región. Los ratios de precipitación neta (Precipitación – ET0) eran superiores de la mitad de otoño hasta final de primavera, sin embargo el muy seco verano del 2002 y 2003 no daban lugar a precipitaciones netas hasta Octubre y noviembre respectivamente. No obstante, en este periodo seco se recogía lixiviado debido a flujos preferenciales durante esporádicos eventos de lluvia. La composición y los “patterns” de los lixiviados dependen del clima, de factores físicos, de la actividad biologíca, y de la interacción de todas las propiedades químicas. pH de los lixiviados El pH de los lixiviados resultaba marcadamente variado con el tratamiento y en el tiempo (Fig 1). El mayor ratio de lodo residual aplicado (60 Mg ha-1 yr-1) mostraba los menores valores con el tiempo (entre 3.9 y 4.2 unidades de pH), disminuyendo bruscamente durante el periodo seco del 2002 (desde Mayo hasta Noviembre), y durante el perido seco del 2003 (desde finales de Marzo hasta Noviembre). Esto probablemente resultaba de la oxidación del N enmendado, las cuales son reacciones fuertemente ácidas. Después de la primera aplicación de lodo los valores de pH aumentaban ligeramente coincidiendo con los mayores ratios de precipitación neta, sin embargo este aumento era mucho más brusco después de la 2 aplicación de lodo (Fig. 1). El ratio de aplicación de 2.4 Mg ha-1 yr-1 de lodo residual mostraba que el nivel de pH generalmente se mantenía en un rango de 4.3 y 4.6 unidades de pH.


Los valores de la mayor dosis de aplicación de lodo residual eran ligeramente menor que el resto de tratamientos y el control, particularmente durante los primeros 212 días del experimento.

Fig.1.- Cambios en el pH de lixiviados muestreados a 50 cm de profundidad en suelos enmendados con lodo residual y suelo control.

SO42- de los lixiviados Al comienzo del experimento el valor de los sulfatos para las dosis de 17 y 60 Mg ha-1 yr-1 era de 2.5 y 5.0 mmol SO42- L-1 respectivamente y disminuían progresivamente alcanzando 0.9 y 1.4 valores de sulfato después del primer periodo seco (día 345). Después de la segunda aplicación de lodo (día 371), la concentración de sulfato de los lixiviados de ambos ratios de enmienda de lodo incrementaban con cada sucesivo muestreo, coincidiendo con los ratios mayores de precipitación neta y alcanzaban valores de 1.7 y 2.7 mmol SO42- L-1 respectivamente a día 458, y a partir de este punto se mantenían en estos valores hasta el final del experimento, excepto los lixiviados de la mayor dosis de aplicación que disminuía su valor hasta alrededor de 2 mmol SO42- L-1 (Fig. 2). Los valores de SO42- en los lixiviados de la menor dosis de tratamiento y del control siguen el mismo “pattern” manteniendo el nivel de sulfato entre 0.5 y 0.8 mmol SO42- L-1 durante todo el periodo del experimento. La concentración de sulfato en los lixiviados de todos los tratamientos y el control se encuentran por debajo del límite de la legislación Española para el agua de consumo (250 mg L-1). Las pérdidas totales de sulfato a 50 cm de profundidad, después de 2.5 años de lixiviación, eran 82.8, 45.5, 19.4, and 19.2 g m-2 para 60, 17, 2.4 Mg ha-1 año-1, y Control respectivamente (Tabla 1). Si estas pérdidas las presentamos como % del S aportado en forma lodo residual los datos nos muestran una diferente visión del proceso dee lixiviación. Un gran grado de lixiviación era observado para el sulfato, mostrando que cerca de un tercio (34%), más de la mitad (65%), y un 197% del S aplicado como

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Time (d)

pH

60 Mg ha-1

17 Mg ha-1

2.4 Mg ha-1

CONTROL


lodo residual era pérdido para los tratamientos de 60, 17, y 2.4 Mg ha-1 año-1 de lodo respectivamente. Estos resultados sugieren que se producen procesos de flujo lateral de los “plots” a los que se había aplicado enmiendas. Esto explica también que se de el mismo valor de pérdida de sulfato en el control y en la menor dosis de enmienda. Fig. 2.- Variación del contenido en SO42- de lixiviados en el tiempo muestreados a 50 cm de profundidad

en suelos enmendados con lodo residual y suelo control. Cl- de los lixiviados Fig. 3.- Variación del contenido en SO42- de lixiviados en el tiempo muestreados a 50 cm de profundidad

en suelos enmendados con lodo residual y suelo control.

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2.4 Mg ha-1 CONTROL


Metales pesados en lixiviados Cd Los resultados obtenidos para el contenido de Cd en los lixiviados de los 4 tratamientos utilizados en el experimento se muestran en la Fig. 4. Durante todo el tiempo que seguía a la primera aplicación de lodo residual, la cantidad de Cd en los lixiviados a 50 cm de profundidad era mayor para las parcelas tratadas con 60 Mg ha-1 año-1 de lodo residual que para el resto de dosis y para las parcelas no tratadas, e incrementaban gradualmente de 1.4 µg L-1 a día 35 (Noviembre 2001) a 4.5 µg L-1a día 345 (Octubre 2002 siendo este último valor el que se da después del primer largo seco verano. Después de la segunda aplicación (llevada a cabo sobre el día 371) la concentración de Cd disminuía ligeramente en las siguientes 3 fechas de muestreo coincidiendo esto con el mayor pico de precipitación neta. La máxima concentración de Cd de 6.6 µg L-1 se observaba con aproximadamente 157 mm de precipitación neta (Febrero 2002) y rápidamente disminuía a cerca de las concentraciones que se daban inicialmente (∼ 2.3 µg L-1) después de 40 días de este pico de concentración (Fig. 4). La concentración de Cd a Febrero 2002 para 60, 17, y 2.4 Mg ha-1 año-1 dosis de lodo residual aplicado excedía el maximo permitido para Cd en la legislación española para agua de consumo (5 µg L-1) y también durante el segundo largo seco verano (desde Mayo hasta Noviembre) para la dosis mayor de lodo aplicado. La mayor concentración de Cd para la dosis de 17 Mg ha-1 año-1 de lodo residual aplicado y para el control, también se mostraba en la misma fecha de muestreo que el de la mayor dosis de aplicación, con un valor de 5.6 y 4.6 µg L-1, respectivamente. La dosis de 2.4 Mg ha-1 año-1 de lodo residual aplicado mostraba la mayor concentración de Cd en el lixiviado en una fecha previa a los datos anteriores (5.1 µg L-1) (Fig. 4). El Cd tiene alguna correlación con el Zn que podría ser esperada por sus relaciones geoquímicas, ambos con una movilidad pH dependiente en el suelo (McBride, 1994). La cantidad de Cd lixiviado era 3.9 2.6, 2.1, and 2.7 mg m-2 para 60, 17, 2.4 Mg ha-1 año-1, y control respectivamente (Table 1). El cadmio es bien conocido como un elemento muy toxico en el medio ambiente, y nuestros datos revelan que las pérdidas por lixiviación incrementaban (5.8, 13.6, y 76.8% del total de Cd aplicado como lodo residual) con la disminución de la dosis de aplicación (60, 17, 2.4 Mg ha-1 año-1, respectivamente) después de 2.5 años de periodo experimental. Estos resultados son mucho mayores que aquellos reportados por Lamy y col. (1993), quienes encontraron solo el 0.04% del total de Cd aplicado como lodo residual liquido enmendado sobre un suelo hidromórfico limoso en los lixiviados a 80 cm de profundidad.


La variación en las concentraciones de los lixiviados medidos entre muestras de una misma dosis (representada con las barras de error Standard en la Fig. 3) is típica de un fenómeno de flujo preferencial (Boll y col, 1997). Fig. 4.- Variación del contenido en Cd de lixiviados en el tiempo muestreados a 50 cm de profundidad en

suelos enmendados con lodo residual y suelo control.

Total amount leached (mg m-2)

60 Mg ha-1 yr-1 17 Mg ha-1 yr-1 2.4 Mg ha-1 yr-1 CONTROL

Fe 178.6 106.7 80.2 102.2

Zn 662.0 438.3 174.7 224.5

Cd 3.9 2.6 2.1 2.7

Ni 33.8 22.7 16.8 22.1

Pb 2.7 2.8 1.6 2.4

Cr 3.7 3.2 2.5 2.6

Tabla 4.- Cantidades totales de metales pesados lixiviados a 50 cm de profundidad para los 4 tratamientos

utilizados después de 2.5 años. Ni La concentración de Ni en los lixiviados recogidos a 50 cm de profundidad para todos los tratamientos estudiados, seguían el mismo “pattern” (Fig. 5). Similarmente bajas concentraciones (< 13.5 µg L-1) eran encontradas para todos los tratamientos estudiados excepto la dosis de 60 Mg ha-1 año-1 de lodo aplicado durante los primeros 212 días de experimentación.

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17 M g ha-1

2.4 M g ha-1

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Pre

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n (m

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60 M g ha-1

17 M g ha-1

2.4 M g ha-1

CONTROL

Cd limits

Net Precipitation


La dosis de 60 Mg ha-1 año-1 de lodo residual aplicado tenía un valor medio marcadamente mayor durante todo el periodo de experimentación, con diferentes picos en Octubre 2002 (41.1 µg L-1), Enero 2003 (58.3 µg L-1), Mayo 2003 (31 µg L-1), Diciembre 2003 (38.2 µg L-1), Marzo 2004 (43.5 µg L-1). La lixiviación de Ni de la mayor dosis de aplicación parece estar relacionada con el pH de los lixiviados durante los primeros 386 días. Relativamente grandes concentraciones de Ni en los lixiviados eran observados para la mayor dosis de aplicación, las cuales daban un pico de alrededor de 41 µg L-1 después del largo perido seco del 2002 (Noviembre 2002). Los efectos del primer periodo seco son bien ilustrados para el Ni en todos los tratamientos utilizados (Fig. 5), particularmente para el caso de las primeras 2 dosis y el control después de 11 semanas sin lixiviados los valores de Ni eran mayores que aquellos valores que se daban hasta el día 266. El segundo periodo seco tenían un efecto menos dramático, disminuyendo ligeramente para todos los tratamientos. El Ni derivado de la aplicación del lodo residual y del control era mostrado que lixiviaba prontamente para el caso de todos los tratamientos utilizados, pero particularmente para la mayor dosis de aplicación la cual mostraba unas concentraciones por encima del limite de la legislación Española para agua de consumo (R.D., 140/2003), con la excepción del comienzo de las fechas de muestreo (hasta el día 212) y en Marzo 2003, las cuales excedían de la máxima concentración Española permitida (20 µg L-1). Gangloff et al. (1997) mostraba similares resultados con máximas concentraciones de Ni en lixiviados, recogidos parcelas enmendadas con ceniza, de 0.11 mg L-1 después de aproximadamente solo 35 cm de lluvías acumulada y rápidamente disminuía a valores menores que los iniciales (∼0.03 mg L-1). Como con el Carbono Orgánico Disuelto (datos no mostrados), los perfiles de los lixiviados del Ni derivado de las aplicaciones y del control indicaban un mayor grado de movilidad inmediatamente después de la aplicación (Fig. 5). En concordancia con estos resultados, relativamente grandes valores de Ni eran lixiviados después de la aplicación de lodo en experimentos de columnas de suelo realizados por Antoniadis and Alloway (2002). Cornu y col. (1999) también mostraron que el Ni era rápidamente lixiviado después de la aplicación de lodo en columnas de suelo.


La cantitad total de Ni pérdida a 50 cm de profundidad, después de 3036 mm de lluvia acumulada, eran de 33.8, 22.7, 16.8 and 22.1 mg m-2 para 60, 17, 2.4 Mg ha-1 año-1 de lodo de aplicación y para el control, respectivamente (Tabla 1). Estos resultados eran mucho menores que los encontrados por Antoniadis and Alloway (2002) estudiando lixiviados de columnas de suelo enmendadas con lodo residual después de 3 años de lixiviación con 900 mm de lluvia equivalente anual (178 µg para 50 Mg ha-1 de lodo aplicado). Fig. 5 Variación del contenido en Ni de lixiviados en el tiempo muestreados a 50 cm de profundidad en

suelos enmendados con lodo residual y suelo control. Cr Los valores de Cr en los lixiviados de todos los tratamientos demostraban una conducta similar con concentraciones muy bajas y fluctuantes (Fig. 6). Las concentraciones de Cr en los lixiviados recogidos a 50 cm de profundidad para todos los tratamientos utilizados, incrementaban ligeramente durante los primeros meses con valores cercanos a 1 µg L-1 (primera fecha de muestreo) hasta valores entre 2-4µg L-1 (día 176). Sin embargo, entre los días 212 y 266 disminuían hasta valores iniciales, y entonces, de nuevo aumentaba hasta alcanzar valores entre 5-7 µg L-1 a día 458, después de 87 días de la segunda enmienda de lodo residual. El resto del periodo del experimento las concentraciones del Cr en los lixiviados de todos los tratamientos fluctuaba rápidamente entre los mismo valores anteriores. Estos resultados, en general, concuerdan con aquellos de Ahlberg y col. (2006), quienes reportaron en lixiviados de lodo residual durante un año, que la asociación de Cr con partículas gruesas, con la mayor variación en los lixiviados y la baja concentración de este elemento podrían explicar alguna de las fluctuaciones para este elemento. Richards y col. (2000) también mostraba bajos valores de Cr en lixiviados con aproximadamente 0.02 mg L-1 para columnas de suelo tratadas con diversos lodos. La concentración máxima de Cr en los lixiviados era para todos tratamientos utilizados en el experimento bien por debajo del límite de la legislación Española para aguas de consumo (50 µg L-1). Estos resultados sugieren que las parcelas enmendadas con lodo

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Net Precipitation


residual a un determinada dosis podrían no producir una contaminación en aguas subterráneas por lixiviación de Cr. Las cantidades de Cr encontradas en las aguas de drenaje son 1317, 420, y 77 veces menores que aquellas cantidades presentes en los 60, 17, y 2.4 Mg ha-1 año-1 de lodo aplicado, respectivamente (Tabla 1) Fig. 6 Variación del contenido en Cr de lixiviados en el tiempo muestreados a 50 cm de profundidad en

suelos enmendados con lodo residual y suelo control. Pb Las concentraciones de Pb en los lixiviados eran muy bajas para todos los tratamientos utilizados con valores entre 0.6 y 9.1 µg L-1. La máxima concentración de Pb recogido a 50 cm de profundidad, eran mostrados después de la segunda aplicación de lodo residual con 9.1, 8.1, 7.2, y 5.0 µg L-1 para 60, 2.4, control, and 17 Mg ha-1 año-1 dosis de tratamiento, respectivamente (Fig. 7). Estos resultados concuerdan con aquellos mostrados por Richards y col. (2000) quienes encontraron concentraciones de los lixiviados de Pb cerca del límite de detección del aparato. Estos valores de concentración se encuentran por debajo del máximo admisible de Pb por la legislación Española (25 µg L-1) para aguas de consumo.

Time (d)

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900

Cr

( µµ µµ L

-1)

0

2

4

6

8

48

50

52

54

56

Net

Pre

cipi

tatio

n (m

m)

-300

-200

-100

0

100

200

300

60 Mg ha-1 yr-1

17 Mg ha-1 yr-1

2.4 Mg ha-1 yr-1

CONTROLDrinking water guidelineNet Precipitation

Time (d)

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900

Cr

( µµ µµ L

-1)

0

2

4

6

8

48

50

52

54

56

Net

Pre

cipi

tatio

n (m

m)

-300

-200

-100

0

100

200

300

60 Mg ha-1 yr-1

17 Mg ha-1 yr-1

2.4 Mg ha-1 yr-1



La tendencía general en todos los tratamientos, era que solo una pequeña fracción del total de Pb incorporado por adición de lodo residual era lixiviado. La cantidad total de Pb lixiviado después de 2.5 años de experimento era cerca de 0.2%, 0.7%, y 2.7% del total incorporado como lodo residual para 60, 17, y 2.4 Mg ha-1 año-1 dosis de lodo aplicado, respectivamente. Fig. 7 Variación del contenido en Cr de lixiviados en el tiempo muestreados a 50 cm de profundidad en

suelos enmendados con lodo residual y suelo control. Zn Comparado con el Cd, Ni y Pb, las concentraciones de Zn en los lixiviados son mayors para cada fecha de muestreo durante todo el periodo de estudio (con un valor entre 0.1 to 2.6 mg L-1). Las concentraciones de Zn para los tratamientos de 60 y 17 Mg ha-1 año-1 de lodo aplicado, difería marcadamente de aquellas del control y la dosis de 2.4 Mg ha-1 año-1 de lodo aplicado, especialmente después de los 266 días de experimentación (Fig. 8). Este fenómeno era similar a aquellos mostrados por Chen y col. (2006), quienes estudiaron las cocentraciones de Zn en los lixiviados de columnas de suelos arenosos enmendados con fertilizantes desarrollados con rocas fosfatadas dolomíticas y biosólidos con ceniza. También Richards y col. (1998) reportaron que el Zn en los lixiviados de una parcela enmendada con lodo eran significantemente mayores que los del control después de cerca de 20 años. El primer pico del Zn para la dosis de 60 Mg ha-1 año-1 de lodo aplicado, era observado después del largo periodo seco del 2002 (Octubre 2002) with un valor de 0.8 mg L-1, y rápidamente disminuía a cerca de 0.4 mg L-1 después de aproximadamente 42 días de la segunda aplicación de lodo coincidiendo con el mayor pico de precipitación neta (266 mm) (Fig. 8). Al_wabel y col. (2002) observaba también, la movilidad del Zn después de la aplicación de lodo en columnas de suelo comparado con el control. El segundo y mayor pico del Zn se mostraba después del largo periodo seco del 2003 (Noviembre 2003) con una concentración de 2.6 mg L-1 que disminuía progresivamente hasta la última fecha de muestreo al tiempo que aumentaba la precipitación neta (Fig. 8). Todas las dosis aplicadas de lodo y el control mostraban unas concentraciones de Zn por encima de los límites permitidos por la legislación Española para aguas de consumo (R.D., 140/2003), con la excepción del inicio del experimento (hasta el día 140) para el

50 cm

Time (d)

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900

Pb

( µµ µµg

L-1

)

0

2

4

6

8

1024

26

28

30

32

Net

Pre

cipi

tatio

n (m

m)

-300

-200

-100

0

100

200

300

60 Mg ha-1 yr-1

17 Mg ha-1 yr-1

2.4 Mg ha-1 yr-1


50 cm

Time (d)

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900

Pb

( µµ µµg

L-1

)

0

2

4

6

8

1024

26

28

30

32

Net

Pre

cipi

tatio

n (m

m)

-300

-200

-100

0

100

200

300

60 Mg ha-1 yr-1

17 Mg ha-1 yr-1

2.4 Mg ha-1 yr-1



control, que excedían la concentración máxima permitida para el Zn en el agua de consumo en España (0.1 mg L-1). La menor dosis de aplicación y el control permanecían en unos valores entre 0.1 y 0.2 mg L-1 durante casi todo el periodo de experimentación. La cantidad de Zn lixiviado después para la mayor dosis de aplicación de lodo mostraba el mayor incremento en la concentración de Zn (662.0 mg m-2), mientras que la dosis menor de aplicación mostraba el menor valor (174.7 mg m-2). Sin embargo, tomando en cuenta la cantidad de Zn aplicado en el lodo, la pérdida solo representaba el 0.7% del total de Zn aplicado para la mayor dosis e incrementaba a medida que disminuía la dosis de aplicación (1.5% y 4.4% para las dosis de 17 and 2.4 Mg ha-1 año-1, respectivamente) (Tabla 1). Fig. 8 Variación del contenido en Zn de lixiviados en el tiempo muestreados a 50 cm de profundidad en

suelos enmendados con lodo residual y suelo control. Fe El pico de lixiviación del Fe para la dosis de 60 Mg ha-1 año-1 era 0.33 mg L-1, a día 563. Sin embargo, inmediatamente después del largo periodo seco del 2002 el valor del Fe era cercano a 0.3 mg L-1 (Fig. 9). Después de 2.5 años de lixiviación, el contenido de Fe de los lixiviados disminuía hasta cerca de 0.1 mg L-1, con el mismo valor que la primera fecha de muestreo. Este “pattern”, con valores mucho mayores, concuerda con aquel mostrado por Stewart y col. (1997) en columnas de suelo enmendadas con ceniza, quienes mostraban que el pico de concentración de Fe (11000 mg L-1) se daba después de una simulada sequía y después de 4 años de experimento estaban por debajo de 50 mg L-1. El Fe es un componente estable quer supone cerca del 5.5% de la masa seca del lodo residual. Este podría ser movilizado como particulas gruesas de óxidos, hidróxidos y otras estructuras no cristalinas.

50 cm

Time (d)

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900

Zn

mg

L-1

0.00

0.25

0.50

0.75

1.00

1.25

1.50

1.75

2.00

2.25

2.50

2.75

3.00

3.25

Net

Pre

cipi

tatio

n (m

m)

-300

-200

-100

0

100

200

300

60 Mg ha-1 yr-1

17 Mg ha-1 yr-1

2.4 Mg ha-1 yr-1


50 cm

Time (d)

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900

Zn

mg

L-1

0.00

0.25

0.50

0.75

1.00

1.25

1.50

1.75

2.00

2.25

2.50

2.75

3.00

3.25

Net

Pre

cipi

tatio

n (m

m)

-300

-200

-100

0

100

200

300

60 Mg ha-1 yr-1

17 Mg ha-1 yr-1

2.4 Mg ha-1 yr-1



Fig. 9 Variación del contenido en Fe de lixiviados en el tiempo muestreados a 50 cm de profundidad en

suelos enmendados con lodo residual y suelo control.

• Movilidad de los metales pesados a través del perfil de suelo enmendado con diferentes dosis de lodo residual

En el lodo residual usado, los valores de metales pesados seguían la siguiente secuencia Zn > Mn > Cr > Cu > Ni > Pb > Cd (de 8488 mg Kg-1 para Zn disminuyendo hasta 5.7 mg Kg-1 for Cd). Las concentraciones de metales pesados de las muestras de suelo a cada profundidad para los años 2002, 2003 y 2004 se presentan en las tablas 2-9.

50 cm depth

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900

time (d)

Fe

(mg

L-1

)

-300

-200

-100

0

100

200

300

Net

Pre

cip

itatio

n (

mm

) 60 Mg ha-117 Mg ha-1

2.4 Mg ha-1CONTROL

Fe limitsNet Precipitation

50 cm depth

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900

time (d)

Fe

(mg

L-1

)

-300

-200

-100

0

100

200

300

Net

Pre

cip

itatio

n (

mm

) 60 Mg ha-117 Mg ha-1

2.4 Mg ha-1CONTROL

Fe limitsNet Precipitation


Table 2.- Concentración Total de Cu en el suelo (mg Kg-1). Desviación standard se presenta entre

paréntesis. Year Horizon Depth

(cm) Control 2.4 Mg ha-1 17 Mg ha-1 60 Mg ha-1

2002 A1 0-4 11.1 (0.8) 6.5 (1.5) 10.3 (1.8) 14.9 (2.4) 4-9 8.6 (1.9) 4.2 (0.5) 6.2 (0.9) 6.4 (1.2) 9-14 6.8 (1.5) 3.3 (0.7) 4.8 (0.7) 7.6 (1.9) 14-19 5.2 (0.7) 2.9 (0.9) 3.5 (1.1) 5.8 (2.1)

A2

19-22 7.0 (2.6) 2.4 (0.8) 3.7 (1.5) 5.5 (2.0) 22-27 5.3 (1.0) 3.1 (0.5) 3.7 (0.2) 5.3 (2.3)

Bw 27-48 4.5 (1.4) 2.9 (0.2) 3.8 (0.7) 4.0 (1.4)

C 48-53 5.3 (1.9) 3.2 (0.9) 3.9 (0.7) 4.6 (1.2) 2003 A1 0-4 12.2 (2.8) 16.0 (1.4) 19.7 (3.6) 18.9 (5.8) 4-9 10.4 (1.5) 9.7 (2.8) 10.9 (1.6) 9.4 (1.8) 9-14 7.8 (1.0) 7.4 (1.6) 8.1 (1.2) 7.6 (1.3) 14-19 7.4 (1.6) 7.0 (1.5) 7.6 (1.0) 6.5 (0.9)

A2

19-22 7.1 (1.6) 6.6 (1.5) 7.2 (0.9) 6.4 (1.2) 22-27 6.9 (1.3) 6.4 (1.0) 7.6 (0.4) 6.2 (1.3)

Bw 27-48 6.3 (0.5) 6.7 (1.2) 8.2 (0.3) 6.4 (1.0)

C 48-53 8.3 (2.2) 11.4 (3.7) 11.8 (4.6) 10.7 (3.6) 2004 A1 0-4 14.2 (2.5) 19.0 (3.5) 34.9 (6.1) 32.7 (7.1) 4-9 13.0 (4.3) 11.8 (2.2) 14.7 (0.1) 13.8 (3.3) 9-14 10.5 (3.0) 11.0 (2.4) 11.7 (0.7) 10.0 (3.4) 14-19 9.0 (2.0) 8.3 (2.8) 11.4 (0.3) 8.7 (2.1)

A2

19-22 8.6 (1.9) 8.3 (2.5) 10.5 (0.8) 7.8 (1.9) 22-27 8.2 (2.1) 8.0 (2.7) 11.1 (0.6) 8.2 (1.7)

Bw 27-48 8.0 (1.5) 9.0 (2.3) 11.0 (0.1) 8.5 (1.0)

C 48-53 10.3 (2.8) 9.9 (1.7) 14.1 (4.0) 13.6 (4.3)


Table 3.- Concentración Total de Zn en el suelo (mg Kg-1). Desviación standard se presenta entre

paréntesis. Year Horizon Depth


2002 A1 0-4 31.3 (1.0) 48.5 (15.1) 64.1 (14.0) 129.8 (16.8) 4-9 24.9 (4.4) 19.2 (2.6) 21.2 (1.6) 31.1 (5.3) 9-14 16.3 (2.0) 17.2 (1.8) 18.0 (3.2) 28.4 (1.8) 14-19 14.1 (1.7) 14.2 (2.8) 15.4 (3.7) 25.7 (11.4)

A2

19-22 22.6 (5.2) 12.9 (2.8) 15.6 (3.6) 24.4 (9.6) 22-27 15.0 (0.5) 16.3 (1.4) 14.7 (0.9) 20.0 (7.2)

Bw 27-48 13.2 (3.3) 13.5 (0.9) 15.8 (2.2) 17.3 (5.9)

C 48-53 13.9 (2.0) 16.2 (3.3) 15.2 (2.1) 18.3 (5.7) 2003 A1 0-4 36.6 (8.6) 123.3 (31.2) 207.8 (46.8) 243.0 (94.1) 4-9 27.5 (3.7) 31.6 (4.3) 58.6 (7.2) 60.9 (18.5) 9-14 21.4 (1.7) 23.1 (4.7) 28.5 (3.4) 34.6 (7.0) 14-19 20.8 (4.4) 21.1 (3.3) 26.9 (1.7) 27.4 (5.5)

A2

19-22 19.6 (3.2) 20.5 (3.8) 24.6 (2.6) 28.3 (1.1) 22-27 19.8 (3.2) 20.0 (2.8) 25.6 (1.8) 23.6 (4.8)

Bw 27-48 18.7 (1.0) 19.2 (2.7) 26.2 (1.4) 23.2 (4.2)

C 48-53 22.1 (2.4) 26.5 (6.2) 31.0 (1.1) 29.8 (6.0) 2004 A1 0-4 37.2 (7.2) 157.7 (34.6) 322.5 (36.4) 401.3 (75.5) 4-9 26.3 (6.6) 46.4 (14.7) 58.5 (8.1) 117.4 (41.0) 9-14 21.4 (4.7) 29.7 (5.3) 27.6 (2.1) 49.3 (17.2) 14-19 19.5 (4.3) 20.7 (3.3) 24.4 (1.2) 33.0 (7.1)

A2

19-22 18.3 (3.5) 20.8 (2.5) 22.3 (2.5) 27.0 (5.2) 22-27 17.8 (3.7) 18.6 (2.9) 23.2 (2.3) 25.0 (4.8)

Bw 27-48 17.5 (2.3) 24.5 (6.7) 22.2 (2.3) 23.7 (4.3)

C 48-53 21.5 (2.0) 28.0 (4.1) 26.5 (1.5) 31.4 (4.8)


Table 4.- Concentración Total de Cd en el suelo (mg Kg-1). Desviación standard se presenta entre paréntesis.

Year Horizon Depth


2002 A1 0-4 0.5 0.6 1.1 4-9 0.5 0.6 0.7 9-14 0.6 0.7 1.0 14-19 0.4 0.7 0.8

A2

19-22 0.4 0.5 0.8 22-27 0.6 0.4 1.0

Bw 27-48 0.5 0.6 0.7

C 48-53 0.6 0.6 1.0 2003 A1 0-4 0.7 0.9 0.8 0.8 4-9 0.8 0.8 0.8 0.7 9-14 0.7 0.8 0.9 0.8 14-19 0.7 0.9 0.9 0.7

A2

19-22 0.7 0.9 0.9 0.8 22-27 0.8 1.0 1.0 0.7

Bw 27-48 0.9 1.0 1.1 0.9

C 48-53 1.1 1.6 1.5 1.7 2004 A1 0-4 1.0 0.9 1.2 0.9 4-9 0.9 0.7 1.0 0.9 9-14 0.9 0.8 1.0 0.9 14-19 0.9 0.8 1.1 0.9

A2

19-22 0.9 0.8 1.0 0.8 22-27 0.8 0.8 1.1 0.9

Bw 27-48 0.9 0.9 1.1 1.1

C 48-53 1.3 1.3 1.7 1.8


Table 5.- Concentración Total de Pb en el suelo (mg Kg-1). Desviación standard se presenta entre paréntesis.

Year Horizon Depth


2002 A1 0-4 61.7 (8.2) 30.0 (0.7) 34.2 (3.3) 62.0 (19.3) 4-9 35.1 (14.1) 13.5 (1.3) 19.5 (6.4) 26.5 (1.1) 9-14 19.2 (1.8) 9.3 (2.1) 12.4 (2.9) 25.4 (2.0) 14-19 15.5 (2.9) 7.2 (1.7) 8.3 (2.1) 22.2 (2.1)

A2

19-22 15.4 (3.0) 5.1 (0.3) 9.3 (1.8) 15.8 (5.2) 22-27 12.7 (1.7) 7.4 (1.5) 7.0 (0.4) 17.5 (0.1)

Bw 27-48 10.0 (2.8) 5.5 (0.7) 7.9 (1.3) 8.2 (2.5)

C 48-53 8.9 (1.5) 5.5 (0.9) 5.7 (0.2) 7.6 (1.6) 2003 A1 0-4 64.5 (6.4) 55.9 (18.0) 63.4 (19.3) 71.6 (29.8) 4-9 40.5 (8.0) 25.4 (5.8) 38.8 (5.0) 33.8 (10.6) 9-14 23.2 (0.2) 16.5 (5.0) 18.2 (3.2) 18.7 (2.7) 14-19 22.5 (6.9) 14.0 (2.4) 13.6 (2.7) 14.0 (1.0)

A2

19-22 20.4 (6.1) 11.8 (1.4) 13.0 (2.3) 12.9 (1.3) 22-27 17.3 (5.8) 11.5 (1.0) 12.4 (2.6) 12.4 (1.3)

Bw 27-48 10.9 (0.6) 10.7 (1.7) 11.1 (2.3) 10.5 (0.7)

C 48-53 10.5 (0.2) 11.0 (1.2) 9.9 (1.4) 10.1 (1.4) 2004 A1 0-4 67.4 (22.6) 62.0 (31.6) 67.2 (16.1) 65.3 (10.0) 4-9 45.1 (11.3) 25.0 (5.2) 36.0 (2.2) 37.8 (9.9) 9-14 32.9 (11.1) 19.2 (1.4) 20.3 (3.8) 29.4 (20.8) 14-19 22.4 (5.9) 13.7 (1.3) 16.6 (2.6) 19.1 (5.5)

A2

19-22 16.9 (3.6) 13.0 (1.1) 12.6 (0.9) 16.2 (3.9) 22-27 14.4 (3.5) 11.8 (0.6) 13.2 (2.4) 13.8 (0.4)

Bw 27-48 11.5 (1.7) 10.6 (1.0) 11.0 (2.0) 12.6 (1.2)

C 48-53 11.0 (0.5) 9.9 (1.1) 10.3 (0.6) 12.1 (0.2)


Table 6.- Concentración Total de Cr en el suelo (mg Kg-1). Desviación standard se presenta entre paréntesis

Year Horizon Depth


2002 A1 0-4 26.1 (1.6) 24.8 (1.9) 24.2 (7.1) 40.1 (1.2) 4-9 22.6 (1.5) 24.2 (1.7) 19.3 (7.0) 27.9 (2.1) 9-14 20.2 (0.8) 27.1 (7.0) 24.6 (5.7) 35.0 (5.5) 14-19 18.5 (0.9) 26.9 (6.8) 18.4 (2.1) 28.1 (3.9)

A2

19-22 24.3 (6.0) 20.5 (3.7) 22.7 (2.6) 27.1 (8.0) 22-27 19.7 (2.4) 25.9 (2.0) 21.5 (3.8) 26.8 (10.7)

Bw 27-48 21.8 (6.1) 26.0 (3.7) 23.7 (5.0) 28.3 (9.6)

C 48-53 21.9 (2.1) 29.8 (8.4) 24.1 (7.3) 26.3 (8.0) 2003 A1 0-4 28.4 (2.0) 35.6 (5.8) 35.9 (2.3) 33.5 (7.0) 4-9 30.5 (3.1) 27.7 (2.7) 31.3 (1.7) 29.4 (5.2) 9-14 31.0 (4.8) 30.7 (3.3) 31.3 (2.4) 30.0 (5.2) 14-19 29.4 (2.4) 31.1 (5.2) 32.6 (4.2) 31.0 (4.7)

A2

19-22 31.9 (2.6) 29.9 (1.5) 37.4 (4.9) 32.9 (6.7) 22-27 31.5 (2.4) 29.5 (1.1) 34.0 (5.4) 32.8 (4.6)

Bw 27-48 33.6 (2.1) 32.5 (3.9) 37.6 (6.6) 31.7 (2.6)

C 48-53 39.4 (4.9) 41.5 (3.2) 41.7 (3.7) 38.9 (3.9) 2004 A1 0-4 28.9 (4.2) 39.7 (6.6) 52.2 (2.8) 49.3 (0.4) 4-9 30.6 (1.9) 29.6 (3.4) 31.3 (4.0) 32.8 (3.3) 9-14 28.4 (7.6) 32.2 (3.8) 32.5 (5.2) 30.4 (3.2) 14-19 30.6 (3.2) 34.5 (0.8) 33.1 (4.6) 31.3 (3.5)

A2

19-22 31.0 (2.5) 36.5 (6.3) 32.3 (4.8) 29.4 (4.9) 22-27 31.8 (3.5) 33.8 (3.3) 35.9 (2.6) 28.9 (2.3)

Bw 27-48 34.7 (4.9) 35.3 (2.3) 33.4 (1.1) 30.3 (2.2)

C 48-53 40.9 (9.7) 37.6 (1.5) 40.3 (6.7) 36.9 (5.3)


Table 7.- Concentración Total de Ni en el suelo (mg Kg-1). Desviación standard se presenta entre paréntesis.

Year Horizon Depth


2002 A1 0-4 7.1 (1.2) 4.8 (0.6) 5.5 (0.5) 9.4 (1.0) 4-9 6.3 (0.8) 3.7 (0.1) 3.5 (0.1) 4.9 (0.9) 9-14 5.5 (1.2) 3.9 (0.8) 4.0 (0.8) 6.5 (1.5) 14-19 5.4 (1.2) 3.2 (0.4) 3.2 (0.9) 5.6 (1.4)

A2

19-22 6.7 (1.9) 2.6 (0.3) 3.8 (0.8) 5.0 (1.2) 22-27 5.2 (1.3) 4.0 (0.6) 3.4 (0.5) 4.7 (1.5)

Bw 27-48 5.4 (2.0) 3.9 (0.5) 4.0 (0.7) 4.4 (1.3)

C 48-53 6.4 (2.3) 4.3 (0.8) 4.1 (0.6) 5.5 (1.0) 2003 A1 0-4 6.9 (1.3) 9.1 (1.5) 11.4 (2.5) 11.9 (2.5) 4-9 6.3 (0.8) 5.9 (0.6) 6.4 (1.4) 6.4 (0.5) 9-14 6.2 (1.1) 6.0 (0.2) 6.0 (0.9) 6.5 (0.3) 14-19 5.7 (0.6) 6.3 (1.0) 5.7 (0.6) 6.7 (0.7)

A2

19-22 6.1 (0.6) 6.3 (1.2) 6.2 (0.4) 6.3 (0.8) 22-27 6.5 (1.0) 6.3 (0.8) 5.9 (0.6) 6.8 (0.2)

Bw 27-48 6.6 (0.2) 6.6 (0.8) 9.1 (1.9) 6.6 (0.8)

C 48-53 8.1 (1.9) 10.3 (2.9) 11.6 (0.8) 10.4 (2.7) 2004 A1 0-4 8.1 (2.2) 12.7 (1.5) 14.9 (1.9) 18.4 (3.3) 4-9 7.9 (2.4) 8.0 (2.5) 7.8 (0.4) 8.7 (1.1) 9-14 7.6 (2.2) 8.9 (2.2) 7.8 (1.2) 7.5 (0.5) 14-19 5.9 (0.8) 8.9 (1.2) 7.8 (1.3) 7.3 (0.9)

A2

19-22 6.1 (0.7) 9.4 (1.1) 7.7 (1.1) 6.8 (0.6) 22-27 6.2 (0.7) 8.9 (1.4) 8.4 (0.6) 6.9 (1.0)

Bw 27-48 6.3 (0.8) 9.6 (1.8) 7.5 (0.3) 7.2 (0.9)

C 48-53 8.5 (1.7) 10.6 (0.1) 11.3 (2.4) 11.5 (3.1)


Table 8.- Concentración Total de Mn en el suelo (mg Kg-1). Desviación standard se presenta entre paréntesis.

Year Horizon Depth


2002 A1 0-4 26.8 20.5 19.4 37.7 4-9 19.6 11.4 13.4 17.1 9-14 13.2 11.6 10.6 19.8 14-19 11.7 9.9 8.2 14.8

A2

19-22 20.1 9.1 8.9 17.8 22-27 12.2 10.5 8.9 14.0

Bw 27-48 11.1 10.2 9.1 10.7

C 48-53 10.0 9.3 10.1 15.6 2003 A1 0-4 25.3 33.4 45.3 42.0 4-9 18.9 17.3 21.1 22.6 9-14 15.4 15.5 15.2 15.9 14-19 15.1 15.8 15.1 15.1

A2

19-22 14.0 17.0 15.2 14.5 22-27 13.9 15.7 13.7 14.5

Bw 27-48 12.3 12.5 12.0 18.0

C 48-53 11.5 14.2 12.0 12.5 2004 A1 0-4 27.6 39.1 62.9 72.8 4-9 21.7 18.9 20.1 24.2 9-14 17.0 16.4 14.6 18.2 14-19 15.7 16.6 15.3 14.9

A2

19-22 14.7 16.2 15.2 13.8 22-27 14.1 14.0 13.7 12.1

Bw 27-48 13.7 18.7 12.9 12.7

C 48-53 12.3 13.5 13.9 17.5

� Publicaciones Científicas Internacionales Egiarte G.; Camps Arbestain M.; Alonso A.; Ruíz-Romera E. and Pinto M., (2005). Effect of repeated applications of sewage sludge on the fate of N in soils under Monterey pine stands. Forest Ecology and Management 216: 257-269.

Egiarte G.; Camps Arbestain M.; Ruíz-Romera E. and Pinto M., (2006). Study of the chemistry of an acid soil column and of the corresponding leachates after the addition of an anaerobic municipal sludge. Chemosphere. 65: 2456-2467.

Centro: NEIKER Participantes: Miriam Pinto … · Informe técnico final LODOFOR 1 ... orgánica,...

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