Contaminación por metales pesados en suelo y agua de la ...

Maestría en Ciencias Agropecuarias Contaminación por metales pesados en suelo y agua de la zona chinampera 1

UNIVERSIDAD AUTONOMA METROPOLITANA UNIDAD XOCHIMILCO

MAESTRIA EN CIENCIAS AGROPECUARIAS

IDONEA COMUNICACIÓN DE RESULTADOS (IDC)

Contaminación por metales pesados en suelo y agua de la zona chinampe-ra de San Nicolás Tetelco, Tláhuac, Distrito Federal.

Biólogo Héctor Javier Barrón Sanabria

Director de Tesis

Dr. Gilberto Vela Correa/ Departamento el Hombre y su Ambiente

Universidad Autónoma Metropolitana Xochimilco

Asesores:

Dra. María de Lourdes Rodríguez Gamiño/ Universidad Nacional Autónoma de México/ Facultad de Filosofía y Letras

Dr. Jorge López Blanco/ Instituto Nacional de Ecología y Cambio Climático


INDICE

Resumen…………………………………………………………………………………………6

Capítulo 1

INTRODUCCIÓN………………………………………………………………………………..7

Problemática de Estudio ……………………………………………………………………...11

1.1.2 Objetivo General………………………………………………………………………...13

1.1.3. Objetivos Particulares………………………………………………………………….13

1.1.4 Hipótesis………………………………………………………………………………....14

Capítulo 2. ANTECEDENTES

2.1 Definición de chinampa…………………………………………………………………...15

2.1.1 Pérdida de las zonas chinampera……………………………………………………..17

2.1.2 Antecedentes de empleo de agua……………………………………………………..18

Capítulo 3 MARCO TEÓRICO- CONCEPTUAL

3.1Metales pesados…………………………………………………………………………….21

3.1.1 Metales pesados como agentes contaminantes-……………………………………..22

3.1.2 Metales pesados como contaminantes de suelos agrícolas…………………………25

3.1.3 Bioacumulación de metales pesados--------------------------------------------

3.1.4 Fuentes principales de contaminación de suelos ----------------------------

3.1.5 Marco legal sobre nivel de concentración de metales pesados…………………….28

3.1.6 Plomo……………………………………………………………………………………...28

3.1.7 Plomo a nivel agua……………………………………………………………………….30

3.1.8 Cadmio…………………………………………………………………………………….31

3.1.9 Zinc………………………………………………………………………………………...32

3.2 Variación de las concentraciones de metales pesados………………………………..33

3.2.1 Procesos principales de los metales pesados………………………………………...35

3.2.2 Efecto del pH en las concentraciones de metales pesados………………………....39

3.2.3 Materia orgánica………………………………………………………………………….41

3.2.4 Arcillas como agentes ligantes de metales pesados…………………………………43

3.2.5 Fuentes principales de contaminación del agua……………………………………...46

3.2.6 Comportamiento de metales pesados en agua……………………………………….47


MATERIALES Y MÉTODOS

4.1 Trabajo de gabinete………………………………………………………………………. 50

4.1.1 Localización del área de estudio……………………………………………………… 50

4.1.2 Diseño de muestreo de suelo…………………………………………………………. 52

4.1.3 Diseño de muestreo en el sistema de canales de la zona chinampera………….. 55

4.1.4 Preservación de muestras de agua…………………………………………………... 57

4.1.5 Manejo de muestras de agua…………………………………………………………. 57

4.1.6 Trabajo de Laboratorio………………………………………………………………….58

4.1.7 Propiedades físicas…………………………………………………………………….. 58

4.1.8 Propiedades químicas…………………………………………………………………. 58

4.1.9 Propiedades químicas del agua……………………………………………………… 58

4.2.Pre tratamiento de muestras de suelo…………………………………………………. 59

4.2.1 Digestión de muestras en el medio ácido…………………………………………… 59

4.2.2 Determinación de metales pesados en suelo………………………………………. 60

4.2.3 Determinación de metales pesados en agua ………………………………………. 60

4.2.4 Determinación de disponibilidad de metales en suelo …………………………… 60

4.2.5 Análisis de distribución espacial de metales pesados……………………………... 61

4.2.6 Análisis Estadístico…………………………………………………………………….. 62

Capítulo 5 RESULTADOS Y DISCUSIÓN

5.1.1 Niveles de concentración de metales pesados en suelos de la zona chinampera (0-

20 cm)……………………………………………………………………………………………63

5.1.2 Distribución espacial de plomo (0-20 cm)……………………………………………..66

5.1.3 Niveles de concentración de cadmio (0-20 cm)………………………………………69

5.1.4 Distribución espacial de cadmio (0-20 cm)……………………………………………72

5.1.5 Niveles de concentración de zinc (0-20 cm)…………………………………………..75

5.1.6 Distribución espacial de zinc (0-20 cm)……………………………………………….77

5.1.7 Niveles de concentración de plomo (20-40 cm)………………………………………79

5.1.8 Distribución espacial de plomo (20-40 cm)……………………………………………82

5.1.9 Niveles de concentración de cadmio (20-40 cm)……………………………………..85

5.2 Niveles de concentración de zinc (20-40 cm)…………………………………………...86

5.2.1 Distribución espacial de zinc (20-40 cm)………………………………………………87


5.2.2 Niveles de concentración de metales pesados en agua de los canales de la zona

chinampera……………………………………………………………………………………..90

5.2.3 Plomo en agua de los canales de la zona chinampera……………………………..90

5.2.4 Cadmio en agua de los canales de la zona chinampera……………………………92

5.2.5 Zinc en agua de los canales de la zona chinampera………………………………..94

5.2.6 Biodisponibilidad de metales pesados en suelos de la zona chinampera a dos nive-

les de profundidad (0-20, 20-40 cm)………………………………………………………….95

5.2.7 Biodisponibilidad de cadmio…………………………………………………………….98

5.2.8 Biodisponibilidad de zinc……………………………………………………………….101

5.2.9 Relación potencial de Hidrogeno (pH) respecto a los niveles de biodisponibilidad de

metales pesados en suelos de la zona chinampera a dos niveles de profundidad……103

5.3 Relación del contenido de materia orgánica de los suelos de la zona chinampera

respecto a la concentración disponible de metales pesados (0-20, 20-40 cm)………...110

5.3.1 Relación de la capacidad de intercambio catiónico (CIC) respecto a la concentra-

ción disponible de metales pesados (0-20, 20-40 cm)…………………………………….115

5.3.2 Estadística……………………………………………………………………………….118

5.3.3 Relación potencial de Hidrogeno (pH) concentración de metales pesados en agua

de los canales de la zona chinampera………………………………………………………122

5.3.4 Relación conductividad eléctrica concentración de metales pesados en agua de los

canales de la zona chinampera………………………………………………………………124

Conclusiones…………………………………………………………………………………...136

ÍNDICE DE FIGURAS

Figura 3.1 Fuentes principales de contaminación del suelo……………………………… 27

Figura 3.3 Efecto del pH en la adsorción de metales pesado…………………………….. 41

Figura 3.4 Esquema general de las arcillas del suelo……………………………………... 44

Figura 4.1 Mapa de Localización geográfica del área de estudio………………………... 52

Figura 4.2 Sitios de muestreo en suelos de la zona chinampera………………………… 54

Figura 4.3 Sitios de muestreo en agua de la zona chinampera…………………………... 57

Figura 5.1 Distribución espacial de concentraciones de plomo 0-20 cm………………… 68

Figura 5.2 Distribución espacial de concentraciones de cadmio 0-20 cm………………..74


Figura 5.3 Distribución espacial de concentraciones de zinc 0-20 cm…………………...79

Figura 5.4 Distribución espacial de concentraciones de plomo 20 cm-40 cm…………...83

Figura 5.5 Distribución espacial de concentraciones de zinc 20 cm-40 cm……………...89

Figura 5.2.1 Niveles de concentración de metales pesados en agua de los canales de la

zona chinampera……………………………………………………………………………….92

Figura 5.2.2 Relación pH disponibilidad de metales pesados en suelos de la zona chi-

nampera a dos niveles de profundidad (0-20, 20-40 cm)…………………………………108

Figura 5.3.1 Relación contenido de materia orgánica disponibilidad de metales pesados

en suelos de la zona chinampera a dos niveles de profundidad (0-20, 20-40 cm)…….115

Figura 5.3.2 Relación Capacidad de Intercambio catiónico (CIC) disponibilidad de meta-

les pesados en suelos de la zona chinampera a dos niveles de profundidad (0-20, 20-40

cm)………………………………………………………………………………………………118

Figura 5.3.3 Relación potencial de Hidrogeno concentración de metales pesados en

agua de los canales de la zona chinampera……………………………………………….124

Figura 5.3.4 Relación conductividad eléctrica (CE) concentración de metales pesados en

agua de los canales de la zona chinampera-------------------------------

Figura 5.3.5 Análisis clúster propiedades químicas del agua-concentración de metales

pesados en agua………………………………………………………………………………134


Contaminación por metales pesados (Pb, Cd, Zn) en suelo y agua de la zona chi-

nampera de San Nicolás Tetelco en Tláhuac Distrito Federal

RESUMEN

El objetivo principal de la presente tesis fue evaluar la concentración, disponibilidad y

distribución espacial de metales pesados (Pb, Cd, Zn) dentro de la zona chinampera San

Nicolás Tetelco de Tláhuac, localizada en las coordenadas -212400 – 504000 con una

altitud de 2,235 msnm; La superficie actual del área es de 87.102 ha. El clima es Cw

templado sub-húmedo con lluvias en verano, temperatura media anual de 16º C. Los

suelos de estas zonas se deben al intemperismo de arenas y rocas basálticas. Debido a

la forma de formación de las chinampas, el suelo se clasifica como de origen antrópico

dentro de la unidad taxonómica Antrosoles (WRB, 2006). El diseño de muestreo para

cuantificar las concentraciones de metales pesados en suelo consistió en un mapa del

área con 30 puntos de muestreo distribuidos en un patrón regular de 150 m. de distancia

entre cada uno, considerando 2 niveles de profundidad (0-20 cm; 20-40 cm). Por otra

parte, la cuantificación de metales pesados dentro de los cauces de los canales

principales se realizó en 10 puntos del área distribuidos dentro de los cauces y aquellos

sitios que aun cuentan con cierta cantidad de agua. Las determinaciones analíticas en

laboratorio en suelo fueron textura mediante la técnica de Hidrómetro de Bouyucos, pH

por el método de potenciómetro, Materia orgánica (MO) por medio del método Walkley y

Black, capacidad de intercambio catiónico (CIC) por el método de Versenato, propieda-

des químicas del agua pH mediante el método del potenciómetro y conductividad eléctri-

ca por medio del método del conductimetro. La cuantificación de las concentraciones de

metales pesados en suelo y agua se realizó mediante el procedimiento de

Espectrofotometría Atómica de Flama (EAA).


CAPÍTULO 1. INTRODUCCIÓN

Entre los sistemas ambientales, el suelo es considerado el medio más estático, y donde

los contaminantes tienen un periodo largo de residencia, entre ellos los metales

pesados, los cuales difícilmente se degradan. Su persistencia, acumulación progresiva y

transferencia a otros sistemas se considera como una amenaza para la salud humana y

ecosistemas (Becerril et al., 2007; CONSUMER, 2001). La contaminación en el suelo es

un factor exógeno de importancia primordial que influye directamente en la degradación

y calidad de los suelos, y referida a la capacidad de los mismos para sostener el

crecimiento de plantas y microorganismos (Maqueda, 2003). La contaminación de los

suelos es debida principalmente a la introducción de sustancias contaminantes

generadas por actividades agrícolas, de tipo urbano e industrial.

La contaminación antrópica del suelo se presenta cuando una sustancia exhibe niveles

superiores a establecidos como naturales provocando un efecto negativo. Esta

contaminación es el resultado de emisiones atmosféricas, el empleo de agua residual

para riego y la actividad industrial (García y Dorronsoro, 2005). Por otro lado, la polución

de los suelos, se refiere al hecho que un elemento o sustancia presente un nivel superior

de concentración respecto de un límite normal como resultado de la actividad humana, lo

cual perjudica directamente la salud (Kabata-Pendias y Pendías, 2000). En términos

generales, la excesiva acumulación de metales pesados en suelos genera serios riesgos

a la salud humana y por otro lado tiende a causar problemas severos a nivel ambiental

(US-EPA, 2009 Chen et al., 2013, Xu et al., 2014).

El termino contaminación del suelo, se refiere a un estado químico desviado de la

concentración normal, de sustancias que debido a un equilibrio bien balanceado, no

ocasiona un efecto perjudicial en los organismos (Knox et al., 1999; Medina et al., 2001).

Estos autores reportan, que un suelo contaminado es aquel donde se encuentran

presentes una o más sustancias peligrosas o residuos, o en su caso alguna sustancia

que ha sobrepasado a la que regularmente aun estando presente se encontraba en el


lugar, o residuos los cuales provocan un efecto adverso al medio ambiente y la salud

(Salazar y Pignata, 2014).

La cercanía de los seres humanos a suelos con uso de suelo urbano, aumenta la

probabilidad de contacto con contaminantes ambientales, como los metales pesados

(Abrahms, 2002). Bajo circunstancias normales los metales pesados pueden ingresar al

ser humano por dos principales fuentes, una de ellas es el consumo directo de vegetales

comestibles, provenientes del suelo, lo cual propicia una transferencia directa a través

de la cadena trófica aspecto relevante en zonas agrícolas. Por este motivo las plantas

se convierten en un elemento principal en el proceso de contaminación (Lucho et al.,

2005). En segundo término el desarrollo e incremento de las actividades antropogenicas

y el uso inmoderado de industrias y vehículos propician la emisión de material

particulado hacia la atmosfera lo cual favorece el ingreso directo al ser humano por me-

dio de la inhalación.

Durante décadas, la disposición irresponsable e inadecuada de residuos peligrosos en

múltiples lugares sin control alguno, ha ocasionado un grave problema de contaminación

de suelos. Los lugares donde más frecuentemente se depositan estos residuos son

terrenos baldíos, patios traseros de las industrias, tiraderos municipales, barrancas,

derechos de vía de carreteras, drenajes municipales y cuerpos de agua, lo cual provoca

también el deterioro del aire y del agua superficial y subterránea como consecuencia de

la migración de los contaminantes desde el suelo (Cenapred, 2012).

La disposición, desecho, eliminación, o hasta el control de basura industrial, a partir de la

revolución industrial ha sido un problema que se ha venido intensificando en todo el

mundo; toca a los países más industrializados como China, Estados Unidos y Alemania,

el tener que enfrentar el problema de la eliminación de los residuos postindustriales, esto

es aquellos que sobran después de haberse fabricado tal o cual producto susceptible de

comercializarse.

Entre los principales contaminantes metálicos del ambiente están el cadmio, plomo y

níquel, los cuales al estar presentes en suelos aun en bajas cantidades crean problemas


de toxicidad para plantas limitando el crecimiento vegetativo afectando la salud humana

(Oliver, 1997). Las principales actividades que influyen en el aumento de metales

pesados en suelos agrícolas son el uso de aguas negras o de reusó, fertilizantes,

pesticidas y agroquímicos (Fadigas et al., 2010)

La primera fuente de entrada directa de metales pesados dentro de los seres humanos,

incluye la ingesta de vegetales, peces, frutas y otros alimentos (Zhu et al., 2008). La

acumulación continua de metales pesados en el ser humano es resultado de la ingesta

directa que realiza el ser humano de productos provenientes del suelo, y por otra parte la

inhalación directa de material particulado proveniente de actividades industriales.

Específicamente metales pesados como plomo, níquel, cadmio y manganeso,

contenidos en agua residual empleada para riego, tienden a pasar directamente a suelos

agrícolas acumulándose, aumenta la toxicidad en cultivos y su biodisponibilidad (Mahler,

2003; García y Dorronsoro 2005; Corinne et al., 2006).

El principal contaminante de las aguas nacionales ha sido el uso inmoderado de

detergentes, que cuentan con componentes básicos como: colorantes, odorantes,

blanqueadores que regularmente son derivados de fosfatos y elementos tensoactivos.

En México durante la última década estos contaminantes tienen como método de

fabricación enlaces químicos de polímeros de molécula pequeña. Cabe mencionar que

aunado a lo anterior, se ha incrementado la comercialización de detergentes

biodegradables, sin embargo su deposición final dentro del sistema de agua, está

influyendo directamente en la contaminación de diversos acuíferos. En Xochimilco, la

presencia de dichos detergentes que clandestinamente se vierten a la masa del agua, lo

cual potencializa su efecto al unirse a los metales que se encuentran en el suelo

(Ciro Caraballo, 2006).

García et al., (2000) y Alloway et al., (1993) señalan que los metales pesados pueden

incorporarse al sistema de abastecimiento de agua por vertimiento incontrolado de


residuos industriales sin tratamiento previo, los cuales se depositan en cuerpos de agua

como ríos, lagos, entre otros sistemas de acuíferos.

Lu et al., (2005) y Santos Bermejo et al., (2003) mencionan que en los sistemas

acuáticos, los metales pesados son disueltos en el agua y bajo condiciones

físico-químicas específicas precipitan al sedimento y en ocasiones se sedimentan

nuevamente. Kertesz et al., (2006), encontraron que en elevadas concentraciones de

cobre y plomo pueden causar efectos directos de mortalidad en especies acuáticas.

La zona lacustre Xochimilco-Tláhuac es de gran importancia, que se le destinaron duran-

te la época de los gobiernos Federal de Vicente Fox y local de Andrés Manuel López

Obrador la suma de mil doscientos millones de pesos. Es innegable que con esa suma

se logró modificar positivamente la calidad del agua de la laguna, por lo cual se

rescataron muchas de las actividades agrícolas del lugar y que con la construcción de un

tren ligero, se facilitó el acceso al turismo. Sin embargo, A partir de 1993 y hasta la

fecha, la aplicación de los recursos destinados al recate ecológico de la zona

chinampera Xochimilco-Tláhuac no ha tenido continuidad ni seguimiento, por lo cual

existe una preocupación muy importante con relación a la conservación y rescate de

dicha área.

Esta zona, se ha seguido deteriorando, debido a la corrupción de las diferentes

autoridades delegacionales que han permitido la posesión y construcción en más de 200

asentamientos irregulares e hundimientos diferenciales referidas a fallas en el suelo que

dan origen a depresiones y grietas de diversos tamaños los cuales favorecen los

encharcamientos de agua y un incremento de lixiviados, así como la contaminación de

aguas grises y negras, que de manera clandestina se tiran en los efluentes de agua, con

el consecuente abandono de la actividad agrícola, de la contaminación de las hortalizas

que aún se siembran en la zona (Sistema Nacional de Aguas, 2005).

La presente investigación se encuentra distribuida dentro de cinco capítulos principales,

en el primer capítulo se resalta la problemática del estudio, los objetivos y las hipótesis


de trabajo; en el segundo capítulo se aborda la definición, importancia y antecedentes de

las chinampas. Dentro del tercer capítulo se encuentra el marco teórico enfocado en los

metales pesados, sus principales procesos y reacciones a nivel del suelo y agua. En el

cuarto capítulo se presenta la metodología de trabajo, las técnicas de recolección y

análisis de datos. Asimismo, se presenta una descripción general del área de estudio.

Por último, en el capítulo cinco se exhiben los principales resultados y discusión obteni-

dos de la investigación y finalmente las conclusiones.

1.1 Problemática del estudio

El crecimiento poblacional en las últimas décadas se ha incrementado drásticamente en

la Ciudad de México debido principalmente a fenómenos de migración, y el hecho que

cada vez son más escasos los sitios para subsistir adecuadamente. Por lo anterior, la

población ha optado por utilizar excesivamente las áreas referidas al suelo de

conservación para establecer su vivienda y desarrollarse dentro del ámbito de la zona

conurbada.

Específicamente la zona chinampera de San Nicolás Tetelco, se ha visto afectada

debido a las actividades antrópicas previamente señaladas, lo cual ha llevado a un

acelerado proceso de urbanización y cambio de uso de suelo, producción agrícola

mínima y extinción de prácticas consideradas como tradicionales.

Se presenta una creciente demanda de servicios básicos concretamente el agua pota-

ble, aunado a lo anterior los cauces de la zona chinampera de San Nicolás Tetelco han

sido empleados como receptáculo de desechos de diversa índole, y efluentes de aguas

negras y residuales lo cual incide directamente en el proceso de contaminación por

detergentes patógenos y metales pesados como cromo, plomo, zinc y cadmio.

La mala calidad del agua de las zonas chinamperas, especialmente el área de estudio

por los aportes recibidos de la planta de Tratamiento Cerro de la Estrella, donde diversos

estudios han reportado la presencia de metales pesados (Ramos Bello et al., 2001)


afecta directamente la calidad de los suelos de la chinampa debido a la transferencia

directa de los mencionados elementos contaminantes, mediante el proceso de irrigación,

y la disminución en la cantidad y calidad de productos vegetales que se producen

actualmente.

El establecimiento de plantas de tratamiento en la Ciudad de México, tenía como

objetivo solucionar la problemática de la generación creciente de aguas de desecho

vertidas dentro de los cauces aún existentes hacia zonas con uso de suelo de

conservación como las denominadas zonas chinamperas, sin embargo esto solamente

se cumplió parcialmente debido a que el proceso de depuración de aguas residuales se

crean los denominados biosólidos o lodos residuales los cuales son depositados a los

suelos, al incrementar los niveles de concentración de elementos contaminantes como

los denominados metales pesados.

Aunado a lo anterior, el manejo tradicional de los suelos de la zona chinampera, conlleva

la adición continua de abonos orgánicos (composta y estiércol), desechos domésticos y

materiales como grava, arenas, cieno y sales minerales propician el proceso de

contaminación por metales pesados, mermando la calidad del suelo y los cultivos aún

existentes.


1.1.2. Objetivo General

• Evaluar la concentración disponibilidad y distribución espacial de metales

pesados (Pb, Cd, Zn) en suelo y agua de la zona chinampera de San Nicolás

Tetelco, Tláhuac, Distrito Federal.

1.1.3. Objetivos particulares

• Cuantificar la concentración de metales pesados (Pb, Cd, Zn) en suelo a dos

niveles de profundidad (0-20, 20-40 cm) y agua de la zona chinampera de San

Nicolás Tetelco.

• Determinar la disponibilidad de Plomo, Cadmio y Zinc en suelo y agua de la zona

chinampera.

• Evaluar el efecto de las principales propiedades fisicoquímicas del suelo y agua

sobre la disponibilidad de metales pesados (Pb, Cd, Zn).

• Representar y analizar la distribución espacial de los metales pesados (Pb, Cd,

Zn) en el suelo de la zona chinampera.


1.1.4 Hipótesis

• La concentración y biodisponibilidad de los metales pesados (Pb, Cd, Zn) en el

agua de los canales de la zona chinampera dependerá del grado de alcalinidad y

los valores de conductividad eléctrica.

• La concentración de metales pesados en los suelos de la zona chinampera a dos

niveles de profundidad (0-20 y 20-40 cm) mostrará una variabilidad espacial

significativa debida a la distribución y cercanía de las fuentes potencialmente

contaminantes presentes en el área.

• La distribución espacial y disponibilidad de los metales pesados (Pb, Cd, Zn) en el

suelo de la zona chinampera a dos niveles de profundidad (0-20, 20-40 cm)

estará determinada por el contenido de materia orgánica (MO), los valores de pH,

la capacidad de intercambio catiónico (CIC) y la clase textural predominante.


CAPÍTULO 2 ANTECEDENTES.

2.1 Definición de Chinampa

El origen del término Chinampa es de la lengua náhuatl y deriva de chinamitl y pan, que

en su conjunto significan; seto o cerca de cañas y sobre o lugar. Lo que hace pensar que

este término se integró por la construcción que tenían estas islas artificiales. Las

chinampas son una forma de agricultura prehispánica que contribuyó al desarrollo de

algunas culturas precolombinas de la zona lacustre de la Cuenca de México. Estas son

porciones de tierra de origen antrópico rodeadas por lo menos de tres de sus lados por

agua, tienen como característica dar alto rendimiento en la producción de una gran

variedad de especies hortícolas y florícolas (Rojas, 1983)

Generalmente las chinampas son extensiones de tierra rectangulares, alargadas y

rodeadas de agua, en algunos casos pueden ser extensiones de la tierra firme en un

lago o laguna creados artificialmente (González Pozo, 2010).

La agricultura de chinampas es una práctica tradicional de uso del suelo en el Valle de

México desde la época prehispánica. Los suelos de chinampas fueron construidas por

medio de la excavación de sedimentos de los lagos, lo cual resultó en la creación de un

sistema de islas separadas por canales. La productividad agrícola de estos suelos

artificiales fue alta; también las prácticas de uso del suelo incluyeron la silvicultura, la

pesca y la caza (Ramos-Bello et al., 2001)

Una de las características principales de la zona chinampera Xochimilco-Tláhuac es la

agricultura y el cultivo de flores; al respecto el señor Nicolás Jiménez (Comunicación

personal, 2012), menciono que es chinampero por amor y profesión, que esta profesión

implica una identidad simbiótica que se establece entre la laguna, el suelo y el agricultor.

De ahí que hoy en día la floricultura es una actividad que engalana a Xochimilco y sus

añejos vecinos. La zona de chinampas se localiza en el sureste de la Ciudad de México,


particularmente en el área que comprende Xochimilco-Tláhuac es considerada como un

recinto ecológico del México prehispánico y patrimonio cultural de la humanidad

(Espinoza et al., 2007).

En estrictos términos biológicos, toda el área lacustre de Xochimilco, contiene una gran

importancia tanto por lo que tuvo en los diferentes niveles propios de la biología, en la

ecología del Distrito Federal y como eventual reserva biológica en un planeta que

sistemáticamente ha sido vulnerado por la humanidad. En términos ambientales el

manejo tradicional de las chinampas favorece la conservación de especies endémicas

de anfibios, peces, aves migratorias y residentes, reptiles y mamíferos. Se cultivan

aproximadamente 40 especies de cereales, hortalizas y flores. Respecto a lo anterior,

UNESCO (2005), señala la importancia de la zona chinampera como hábitat de diversas

especies, 212 especies de aves acuáticas y terrestres, más de 200 especies de algas,

139 especies de vertebrados y 69 especies de plantas vasculares.

Actualmente la zona chinampera que comprende Xochimilco-Tláhuac es utilizada como

sitio de deposición final de residuos sólidos y de construcción (cascajo). Particularmente

los residuos municipales depositados en estas áreas son generados por asentamientos

irregulares lo cual representa una de las principales problemáticas asociadas, debido a

que estos residuos carecen de un sistema de recolección y tratamiento (Ávila, 2011).

La desecación de gran parte del lago de Xochimilco, la acumulación de sales y metales

tóxicos, el uso de plaguicidas y fertilizantes ha afectado el desarrollo de la agricultura

chinampera que se caracterizó por una elevada producción de cultivos, asimismo, ha

impedido la proliferación de especies nativas, favoreciendo la contaminación de los

cuerpos de agua aún existentes y su posterior transferencia a los suelos.

En la zona de planicies de Tláhuac y Milpa Alta a través de las últimas décadas se han

llevado a cabo cultivos de brócoli, acelga, espinaca, apio, romerito, verdolaga y

aromáticas en las tradicionales chinampas (SAGARPA, 2003).


Tabla 2.1.- Volumen de producción de hortalizas (Toneladas) en el Distrito Federal.

Cultivo 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 Brócoli 1,758 1,746 2,398 2,739 2,984 3,659 3,072 3,190 4,642 4,946

Espinaca 3,988 5,009 5,431 5,666 5,129 5,787 4,803 5,316 5,981 3,880 Acelga 2,109 2,246 2,303 2,537 2,686 2,691 2,790 3,595 3,610 3,378 Apio 1,344 2,584 2,055 2,142 2,665 2,492 2,322 2,428 2,447 2,294 Elote 8,585 9,450 5,917 7,292 7,408 5,394 6,632 6,714 6,824 4,837

Lechuga 1,201 1,359 1,540 1,668 1,721 1,740 1,827 1,563 2,479 1,752 Romerito 1,248 1,855 1,098 880 1,161 1,640 1,788 2,329 2,339 1,755 Verdolaga 210 420 256 192 162 451 303 398 316 280

Fuente: Secretaría de Agricultura, Ganadería, Desarrollo Rural, Pesca y Alimentación

(2003). INEGI. Censo Agropecuario (2008).

2.1.1 Pérdida de las zonas chinamperas

Jiménez (Comunicación personal, 2012), señala que el deterioro en la zona chinampera

de San Nicolás Tetelco es grave, la zona de cultivo de maíz se encuentra convertida en

zonas urbanas, y la producción de flores y hortalizas actualmente es mínima.

Las áreas dedicadas a los cultivos chinamperos tradicionales, cada vez se han vuelto

más escasas, se piensa analógicamente que es hablar de una especie en peligro de

extinción. Las zonas chinamperas de Ixtacalco, Iztapalapa, Mexicalzingo y Culhuacán a

principio del siglo XX, habían sido prácticamente invadidas por la zona urbana o

desecadas intencionalmente. Tláhuac y Mixquic se encontraban en una situación

semejante, de la misma forma que Chalco y Xico (Sanders, 1991) Asimismo, solamente

persistía el cultivo chinampero en diez comunidades entre las cuales se encontraban:

Acalpixca, Atlapulco, Tlaxialtemalco, Tulyehualco, Ixtayopan, Tláhuac, Tetelco, Atzompa

y Mixquic. Solamente las comunidades de Xochimilco practicaban la agricultura

chinampera y Atlapulco era la única zona que funcionaba al 100%.

En términos generales la horticultura propia del Distrito Federal se encuentra inmersa

dentro de la gran urbe que a cada día va en ascenso. Existen extensiones de tierra

relativamente pequeñas para efectuar la siembra (menores o iguales a una hectárea

generalmente, asimismo, esta actividad se enfrenta a los problemas de contaminación


efecto de las actividades antrópicas. A causa de todo lo anterior debido a prácticas

culturales y tradicionales, así como los factores topográficos y de clima propios de estas

zonas.

2.1.2 Antecedentes del uso del agua en diferentes niveles

El uso de agua residual se ha dado en la agricultura desde hace 150 años en Europa y

Norteamérica en áreas cercanas a las ciudades principales (NRC, 1996), mientras que

en México fue desde 1901 en el centro del país (Gutiérrez, 1989). A partir de entonces,

el uso de aguas residuales se ha incrementado conforme el crecimiento poblacional y el

desarrollo urbano, industrial y de servicios, así como por la escasez de otras fuentes de

agua como la de lluvia, presas, lagos y subterránea (Flores, 2004).

Hasta el año 1920 el área de Xochimilco-Chalco era abastecida por grandes

manantiales. En 1930 la ciudad comienza a urbanizarse y los manantiales son

entubados para abastecer a la población, debido a lo anterior, los manantiales

comienzan a disminuir sus niveles de agua gradualmente hasta llegar a desecarse

totalmente (Armillas, 1992).

En 1958, para elevar y mantener el nivel de los canales de la zona de Xochimilco se

comienzan a verter aguas semitratadas provenientes de la Planta de Tratamiento Cerro

de la Estrella, lo cual ha causado la degradación del sistema (Molina-Vázquez, 2010). En

1950 la zona de canales prácticamente había desaparecido, sin embargo la población

dedicada a las actividades agropecuarias realizó protestas debido a esta situación, por lo

cual el gobierno federal decidió enviar aguas residuales para que continuaran sus

actividades, las aguas que llegaban eran una combinación de aguas residuales con

aguas tratadas (Cisneros Quiroga, 1991).

Posterior al año 1985 y al desastre sísmico que sufrió la ciudad y las consecuencias que

provocó, el gobierno federal acordó con la Organización para la Agricultura y la

Alimentación (FAO) llevar a cabo 2 programas de cooperación técnica, uno de ellos se


denominó Apoyo de emergencia a la zona lacustre Xochimilco-Tláhuac y el siguiente se

nombró Fortalecimiento a las asociaciones de regadores en Xochimilco-Tláhuac. Ambos

trabajos finalizan en 1987 y recomendaron adoptar las siguientes medidas esenciales:

triplicar la capacidad de la planta de tratamiento de aguas residuales del Cerro de la

Estrella de 1.3 m3/s a 4 m3/s para proveer la zonas chinamperas; obras de conducción y

distribución de aguas con objeto de recuperar el sistema chinampero, y 430 ha de áreas

chinamperas (González-Pozo, 2010). En la última década la contaminación del suelo y

agua se ha incrementado, como resultado del conjunto de actividades antrópicas como

la deposición continua de contaminantes, asociado al crecimiento y establecimiento de

asentamientos irregulares dentro de zonas de conservación ecológica y protección al

medio ambiente.

Como característica principal, los asentamientos irregulares cercanos a las zonas

chinamperas carecen de drenaje, el agua de desecho regularmente es depositada en

cañadas y fosas sépticas que carecen de un sistema de tratamiento (González Martínez,

1991). En términos generales los canales que componen el sistema chinampero

presentan un problema de eutrofización, el cual se refiere básicamente a la reducción de

la cantidad de Oxígeno por medio del consumo bacteriano como parte de un proceso de

descomposición de materia orgánica (Cisneros, 1991).

Por agua potable se entiende que debe ser transparente, sin ninguna clase de partículas

en suspensión, incolora e insabora, y que no debe tener más allá de 6 bacterias

coliformes por litro de agua (Turk, Turk y Walles, 1998 ). Los pobladores de San Nicolás

Tetelco, refieren que la empleaban tanto para beber como para cocinar agua que proce-

día de un manantial situado en la parte alta de la zona y que entre el 2013 y 2014

quienes consumieron esa agua empezaron a enfermarse del aparato digestivo. Una

buena parte del agua que llega al área, proviene de los arroyos que se forman durante la

época de lluvias en el Cerro de la Estrella. El nivel de agua en esa zona cada vez ha

disminuido y lo único que puede revertir esa situación es que debido a una tromba o

provocado por la lluvia de una tromba se recargue el nivel del agua de ese lugar. Como

sea, un indicador de la mala calidad del agua, es que en el mencionado manantial se


comenzó a observar la formación gradual de espuma en el nivel superficial, lo cual es

considerado como antinatural en una emisión de agua de buena calidad (Pérez Olvera,

2001).

CAPÍTULO 3 MARCO TEÓRICO - CONCEPTUAL

3.1 Metales pesados

Una de las principales consecuencias de la contaminación de suelos por metales

pesados es la pérdida de la productividad del suelo, cobertura vegetal mínima,

disminución de flora y fauna presente y transferencia directa a la cadena trófica

afectando la salud humana (Wong, 2003; Kabata y Pendias, 2004).

Bech et al. (2006), señalan que el aumento en la concentraciones de metales pesados

en suelos son resultado de las actividades antrópicas las cuales inciden directamente en

la producción agrícola, el uso del suelo, así como la calidad del agua.

Soler (2002), señala que la entrada de lodos provenientes de aguas residuales por

largos periodos de tiempo puede influenciar directamente a las propiedades físicas y

químicas de los suelos. Simmonete et al., (2003) mencionan que el uso de aguas

residuales sin un tratamiento para riego y su paso a los suelos tiende a ocasionar

efectos adversos debido al alto contenido de sales, metales pesados y patógenos los

cuales son transferidos a través de la cadena trófica afectando al ser humano.

Los metales pesados a nivel del suelo, generalmente se presentan en diversas formas

entre las cuales se pueden señalar: a) Solubles en la solución del suelo; b) Como iones

intercambiables de los coloides que integran el complejo de cambio; c) Formando com-

plejos con la materia orgánica; d) Adsorbidos en óxidos e hidróxidos de Fe 2+, Al 3+,

Mn2+, sulfuros y sulfatos. De esta forma los metales pesados, son retenidos en diversas

formas (Tabla 3.1) y a su vez dichas formas de retención representan diferentes grados

de disponibilidad para los vegetales


Tabla 3.1 Formas químicas de los metales en el suelo y disponibilidad relativa para

vegetales.

Formas de retención en el suelo Disponibilidad relativa

Ión en la disolución del suelo Fácilmente disponible

Ión en complejo de intercambio orgánico o inorgánico Disponible

Metales complejados o quelatados por compuestos orgáni-cos

Menor disponibilidad

Metal precipitado o coprecipitado Disponible sólo si ocurre un alteración quími-ca

Incorporado en la matriz biológica Disponible después de la descomposición

Metal en la estructura mineral Disponible después de la alteración mineral

Fuente: Kabata Pendias y Pendias, 1992.

3.1.1 Metales pesados como agentes contaminantes de los suelos

Los metales pesados son considerados un grupo de elementos que presentan como

característica principal su elevada densidad (Dufus, 2002). Lombi et al. (2001),

mencionan que los contaminantes que generan mayor preocupación son los metales

pesados con una densidad mayor a 5 g/cm3. El suelo se caracteriza por la presencia de

minerales de manera natural (Wiseman, 2007).

Una de las principales problemáticas que existen en áreas urbanas es la contaminación

del suelo por diversas actividades antrópicas; específicamente por metales pesados y la

cual se considera como una problemática global dentro de un entorno industrializado

(Riley et al., 1992).

Los metales pesados se encuentran regularmente en la corteza terrestre y al

metereorizarse se concentran en los suelos. Por ejemplo los procesos geológicos

naturales como desgastes de cerros y volcanes, dados por el intemperismo y la erosión

constituyen una fuente de aportaciones importantes de metales pesados en los suelos

(Pineda, 2004).


Una de las características fundamentales del suelo es la capacidad de acumular y

concentrar los metales pesados debido a su propiedad intrínseca de retención

focalizada en la capa superficial, la cual es considerada como la parte biológicamente

más activa del suelo, lo cual hace a dichos elementos contaminantes más accesibles

para los cultivos (Nriagu, 1990).

La concentración natural de metales pesados se modifica e incrementa por diversas

actividades humanas entre las cuales se encuentran: la minería, fundición, producción

energética, la actividad industrial, el uso de plaguicidas, y el vertido de residuos (Karc-

zewska, 2004).

Los estudios realizados por Ramadan y Al Ashkat. (2007), Kuo et al., (2006) y Lado et

al., (2008) señalan que la contaminación por metales pesados a nivel del suelo, es

consecuencia severa en la producción agrícola, en las últimas décadas resultado de

actividades antrópicas, como la minería, actividades industriales, uso indiscriminado de

pesticidas, fertilizantes, efluentes industriales y agua de reuso en la agricultura

La composición química de la roca madre junto con los procesos de meteorización

condicionan de forma natural la concentración de metales pesados a nivel suelo (Ross,

1994). De esta forma se considera que el contenido de metales pesados a nivel suelo

está en función de un conjunto de factores entre los cuales están: La especie vegetal de

la cual se trate, el tipo de suelo, las características físico-químicas, y las condiciones

climáticas presentes (Chojnacka et al., 2005).

Ciertos metales pesados se consideran tóxicos aun en bajos niveles de concentración y

su toxicidad aumenta cuando se encuentran presentes en medios como el suelo y el

agua. El proceso de absorción es el principal en cuanto a la acumulación de metales

pesados. De esta forma la alta disponibilidad de metales pesados en el suelo eleva el

riesgo de la entrada de los mismos dentro de la vegetación y posterior transferencia a la

cadena trófica. Los metales pesados pueden encontrarse dentro del suelo en diversas

formas como son: 1) Disueltos (en solución), 2) intercambiables (en compuestos


orgánicos e inorgánicos), 3) en componentes estructurales, 4) precipitados con otros

componentes del suelo (Aydinalp y Marinova, 2003)

Entre los metales pesados que son considerados como esenciales para el crecimiento

de los seres vivos se encuentran hierro, zinc, manganeso y cobre, siempre y cuando se

encuentren en niveles de concentración natural y adecuada. En contraste, metales

pesados como cadmio, cromo y plomo, representan un peligro de toxicidad para los

seres vivos, debido principalmente a su transferencia y acumulación dentro de la cadena

trófica (Costa, 2000).

Generalmente, el manejo efectuado a nivel del suelo puede transformar las

características físicas, químicas y biológicas del mismo, favoreciendo el desarrollo de

comunidades microbianas y el buen crecimiento y desarrollo de los vegetales, los

cuales a su vez son afectados por las diversas actividades antrópicas, las cuales inciden

directamente en altos niveles de concentración de metales pesados (Wanni et al., 2007).

3.1.2 Metales pesados como contaminantes de suelos agrícolas

El suelo agrícola generalmente es contaminado como resultado de descargas sin control

y emisiones de áreas industriales, fertilizantes químicos y efluentes de tipo industrial. Su

distribución y concentración se incrementan a lo largo del tiempo por diversas sustancias

las cuales son vertidas en mayor o menor medida por actividades como minería,

refinería, depósitos de vehículos de desecho (Cajuste y Laird, 2000).

Dentro de los suelos agrícolas la entrada y posterior disponibilidad de metales pesados

se produce básicamente mediante el uso de fertilizantes, plaguicidas, estiércol y la

atmósfera (Alloway y Jackson, 1991). Las investigaciones realizadas por Bech et al.,

(2001) señalan que la utilización por periodos prolongados de fertilizantes fosforados y

fertilizantes inciden directamente en la presencia y acumulación de metales pesados.

Los fertilizantes fosforados generalmente aportan gran cantidad de cadmio (Tiller, 1989).


Habitualmente existen pequeñas cantidades de boro, cobre, zinc, manganeso,

molibdeno y cadmio (Chang et al., 1992).

A nivel mundial la contaminación por metales pesados en suelos se presenta por

elementos como el Cd, Cu, Zn, Ni, Co, Cr, Pb y As. Otra fuente de aporte de metales

pesados al suelo, lo componen los denominados biosólidos, entre los más frecuentes

están los lodos de depuradora y compost hechos a base de residuos sólidos urbanos

(RSU), así como desechos industriales (Nicholson et al., 2003). En suelos donde la

cantidad de materia orgánica depositada es mínima, la capacidad de intercambio

catiónico disminuye significativamente, los niveles de concentración de metales pesados

presentan variaciones continuas respecto a sus niveles de concentración

(Kabata- Pendias, 2004).

La excesiva acumulación de metales pesados en suelos agrícolas producto del riego

con aguas residuales además de considerarse como un factor contaminante de este tipo

de suelos influye en la entrada de estos a las cosechas, resultando en una mala calidad

de los alimentos (Muchuweti et al., 2006). Por lo tanto los vegetales que se encuentran

bajo este tipo de suelos, son propensos a contar con elevadas concentraciones de

metales pesados lo cual impacta en la calidad de estos productos. Algunos estudios

señalan que los suelos urbanos que son contaminados por metales pesados están

asociados a la acción de industrias modernas y áreas mineras (Gallager et al., 2008).

De acuerdo al estudio realizado por Siebe (1994), en suelos agrícolas del estado de

Hidalgo, donde se colectaron muestras de diferentes fracciones del suelo (Leptosoles,

Phaeozems y Calcisoles) y se determinaron los sitios de muestreo en zonas con un

sistema de riego basado en agua residual, el resultado de sus análisis de estos suelos

mostró la presencia de metales pesados como el Pb, Cd, Cu y Zn. El análisis estadístico

implicó un análisis de regresión simple entre las variables, tipo de riego y suelo, se

encontró una influencia altamente significativa (p<0.01) del riego de agua residual sobre

la disponibilidad de Cadmio, Plomo y Zinc siendo no significativa para Cobre y Cromo.

Asimismo, el tipo de suelo estudiado no representó un factor significativo.


El estudio realizado por Reyes Ortigoza (2004), en suelos de chinampas de una

variedad de sitios pertenecientes al área de Xochimilco, Tláhuac donde se determinó la

presencia de metales pesados, específicamente cadmio, exhibió niveles de

concentración mayores respecto a los parámetros establecidos en la normatividad

NOM-001-SEMARNAT, del orden de 1mg kg-1. El contenido de cadmio en suelos, está

asociado a porcentajes altos de hierro y arcillas presentes en la solución del suelo y de

acuerdo a la medición de concentraciones de metales pesados se encontró que en los

horizontes superficiales se presentó un porcentaje de arcillas de 38% y alto contenido de

hierro.

3.1.3 Bioacumulación de metales pesados

Una de las características principales que hace que los metales pesados sean

considerados peligrosos en el ambiente, es su tendencia a acumularse dentro del

organismo. Por ello, cantidades reducidas y aparentemente inofensivas absorbidas a lo

largo de periodos prolongados de tiempo pueden alcanzar niveles tóxicos. A este

proceso se le denomina bioacumulación (Angelova et al., 2004).

Este proceso dentro de los seres vivos se incrementa a lo largo de la cadena

alimenticia. Cada organismo acumula la contaminación de sus alimentos, por lo tanto la

acumulación es mayor dentro del nivel interno, es decir, sus sistemas principales. De tal

forma que en el siguiente nivel de la cadena trófica el alimento consumido presenta un

grado más alto de contaminación. El contaminante acumulado dentro de la biomasa de

la pirámide alimentaria se integra al flujo de energía de la misma. A dicho efecto

multiplicador se le denomina biomagnificación (Nebel y Wright, 1999).

3.1.4 Fuentes principales de contaminación del suelo

El suelo por ser un factor importante de desarrollo productivo y ambiental principalmente

es relevante con respecto de su manejo y conservación. Generalmente se encuentra


formado por fases sólidas compuestas por la materia orgánica y los minerales. Entre las

principales fuentes de contaminación del suelo producto de las actividades que realiza

el ser humano se puede mencionar: Cenizas de combustión, residuos urbanos, turba,

residuos de metalurgia, residuos de materia orgánica y fertilizantes (Mas y Azcue, 1993,

Alloway, 2013).

Figura 3.1 Principales fuentes de contaminación de suelos. Fuente: Mas y Azcue, 1993,

Alloway, 2013.

Entre las causas que generan acumulación de contaminantes a nivel suelo son las

prácticas agrícolas inadecuadas, actividades industriales y mineras que contaminan

directa o indirectamente los suelos a partir de deposiciones atmosféricas o de aguas

superficiales (Ortiz et al., 2007). Las principales concentraciones anómalas de metales

pesados a nivel suelo se deben principalmente a la extracción de recursos minerales en

general de sulfuros y óxidos. De cierta forma estas extracciones colaboran con el

desarrollo industrial y social. Sin embargo las actividades mineras generalmente

provocan efectos adversos al ambiente por la deposición de grandes volúmenes de

residuos la mayoría de pirita y sulfuros lo cual libera grandes cantidades de metales

pesados.

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

Res. Urbano turba Res.. Metal Res. Org. fertilizantes Cenizas com.


3.1.5 Marco legal sobre niveles de concentración de metales pesados en suelos

agrícolas (NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004).

La NOM-147-SEMARNAT establece los criterios para determinar las concentraciones de

remediación de suelos contaminados por Arsénico, Bario, Berilio, Cadmio, Cromo

Hexavalente, Mercurio, Níquel, Plata, Plomo, Selenio y Talio y surge como respuesta al

riesgo que representa la presencia de dichos elementos metálicos a nivel del suelo, así

como su posterior transferencia dentro de la cadena trófica y el riesgo de toxicidad que

representa para los seres humanos.

En relación a los metales pesados, objeto de estudio de la presente tesis, la

normatividad previamente señalada establece como límites permisibles para cadmio 37

mg kg-1 (uso residencial) y 0.4 mg kg-1 (suelo no perturbado), plomo 400 mg kg-1 (uso

residencial) y 27 mg kg-1 (suelo no perturbado), zinc 7000 mg kg-1 (uso residencial) y 70

mg kg-1 (suelo no perturbado).

3.1.6 Plomo

Es un metal gris-azulino que se presenta de forma natural y en pequeñas cantidades

(0.002%) en la corteza terrestre, de peso atómico 82 y masa atómica 207.2 g/mol

(Lide, 1997). Es considerado un metal tóxico para el sistema nervioso ya que no posee

un valor fisiológico conocido, se encuentra asociado a la depresión de las funciones

endócrinas. Como usos principales del plomo se encuentran la fabricación de acumula-

dores, fabricación de tetra-etilo de plomo, pinturas, elementos de construcción y

pigmentos (ATDSR, 2005).

De forma natural dentro de la corteza terrestre forma una gran cantidad de minerales

entre las cuales se encuentran: Galena (PbS), anglesita (PbSO4), cerusita (PbCO3) y

crocoita (PbCrO4), (Mulligan, 2002).


Las principales fuentes de contaminación por este metal pesado son: fundición,

procesamiento y producción secundaria de metales, manufactura de baterías de plomo y

pigmentos químicos. Un porcentaje elevado de dicho elemento metálico el cual es

liberado en el ambiente es retenido por el suelo. Los principales procesos asociados que

determinan su presencia son la capacidad de intercambio cationico, la precipitación, la

absorción y complejamiento de la materia orgánica (Hettiarchchi y Pierzynsky, 2002).

La interacción de este metal pesado particularmente a nivel del suelo depende

básicamente del pH del suelo y la presencia de elementos quelantes, así como

elementos orgánicos (Poluvesova et al., 2010). Asimismo, se encuentra fuertemente

retenido principalmente por el humus debido a que contiene grupos –SH lo cual

favorece su acumulación en los horizontes superficiales del suelo y por las fases sólidas

arcillosas presentes donde es adsorbido. Cuando el suelo donde se encuentra presenta

un pH ácido el plomo tiende a solubilizarse y por tanto se lixivia provocando la

contaminación de los acuíferos (Rodríguez et al., 2006)

En suelos con pH alcalinos, la mayor parte del plomo se encuentra precipitado en

formas como: carbonatos, hidróxidos, sulfuros o fosfatos (Vodianitsky et al., 1998). Su

solubilidad se incrementa debido a la formación de complejos solubles junto con los

compuestos orgánicos naturales. Un factor asociado al proceso de lixiviación de plomo a

nivel del suelo, es el incremento repentino del nivel de concentración presente el cual

incide directamente en relación al poder amortiguador del mismo (Puga, 2006).

Como contaminante ambiental se encuentra en su forma elemental ya sea como óxidos

e hidróxidos, y como complejos oxianiónicos metálicos. Presenta valencias +2 y +4 de las

cuales el Pb (II) es más común. Dentro del organismo, la intoxicación aguda está

asociada a alteraciones digestivas, dolores epigástricos y abdominales, vómitos,

alteraciones hepáticas, y convulsiones. La intoxicación crónica lleva a presentar

neuropatías, debilidad y dolor muscular, irritabilidad, temblor, alucinaciones con pérdida

de memoria, cólicos y alteraciones hepáticas (INE, 2009). Por otra parte, el plomo tiene

la capacidad de sustituir al calcio en los sistemas biológicos, alterando la transmisión de


las señales proveniente de este. La interrupción de la traducción de señales puede

afectar la transmisión sináptica, los canales de calcio, el sistema enzimático dependiente

de calmadulina, diferenciación neuronal, función neuroendocrina, fosforilación de

proteínas, síntesis de catecolaminas, entre otras (Yu et al., 2006). Otra fuente de

toxicidad por plomo es la capacidad de este para interactuar con proteínas y enzimas

fijadoras de metales, esta interacción generalmente implica la unión del plomo a grupos

sulfhidrilo y en menor grado a grupos fosfato y carboxilo (WHO, 1995).

3.1.7 Plomo a nivel del agua

En el agua los compuestos solubles de este elemento se adsorben con menor afinidad a

los suelos y por tanto son rápidamente transportados desde el suelo hasta los cuerpos

de agua superficial. En términos generales la concentración de plomo soluble en aguas

naturales es muy baja debido a que forma sales insolubles con varios aniones. En pH

neutro- ácidos la absorción sobre partículas minerales y orgánicas es el principal

mecanismo de eliminación de este, en contraste un pH menor a 8 favorece su absorción.

En medios alcalinos el plomo precipita en forma de carbonatos mientras que en medios

reductores tiende a formar sulfuros insolubles (EPA, 1997).

En las llamadas aguas blandas es en donde el plomo se disuelve fácilmente. El valor

establecido por OMS (1993) para este elemento en agua es del orden de 0.01 mg/L. De

acuerdo a, EPA (2007), la concentración máxima de este metal a nivel del agua es de

0.015 mg/L lo cual es denominado nivel de acción y se refiere a medidas preventivas

que se toman en los sistemas públicos de tratamiento de agua y que a partir de la

detección de este límite máximo se puedan realizar medidas de tratamiento y más aún

cuando las muestras de agua superen el 10% de valores permitidos (Howson y Hernán-

dez, 1996). Por otra parte el plomo tiene efectos tóxicos en órganos, sistemas y

procesos fisiológicos ya que al ingresar al organismo es tóxico a través de la vía

digestiva, respiratoria o a través de la piel se asocia a los eritrocitos. En el largo plazo el

95% del metal se acumula en los huesos reemplazando al calcio, el resto se concentra

en riñones y el hígado. Por otro lado este metal es tóxico en el sistema nervioso central y


se encuentra ligado a deficiencias en el desarrollo intelectual de niños, incluso a

concentraciones bajas (Yucra et al., 2008).

3.1.8 Cadmio

La actividad volcánica es la principal fuente por la cual este es liberado (Cook y Morrow,

1995). Su número atómico es 48 y masa atómica 112.41 g/mol. A nivel del suelo este

elemento forma ligaduras fuertes con las partículas presentes en su solución, así como

en los sedimentos y en la materia orgánica. Generalmente se encuentra asociado a

minerales de zinc como esfalerita (ZnS), otavita (CdCO3) y monteponita (CdO) (Mulligan

et al., 2000). La introducción al suelo se da por el uso de agua agrícola y tanques de

almacenamiento galvanizados con zinc. Tras su paso por la cadena trófica, tiende a

acumularse dentro del organismo humano principalmente en los riñones, causando

hipertensión arterial (WHO, 1992).

La presencia de cadmio a nivel suelo está en función del contenido propio dentro de la

roca madre. El porcentaje promedio de este a nivel del suelo es derivado de las rocas

ígneas y se reporta en un rango <0.10 - 0.30 ppm, mientras que en suelos derivados de

las rocas sedimentarias el rango es de 0.30 a 11 ppm (UNEP, 2010).

La capacidad de adsorción del suelo se incrementa aproximadamente tres veces por

unidad de incremento del pH (Tandy et al., 2004). El proceso de precipitación juega un

papel importante en controlar los niveles de este metal en el suelo. La solubilidad de

este elemento metálico se reduce cuando se presenta un incremento de pH. Asimismo,

bajas concentraciones de materia orgánica junto con un pH alcalino controlan la

solubilidad de este en el suelo. La EPA (2007) establece como valor límite máximo per-

misible en agua de 0.005 mg/l, por otro lado la Organización Mundial de la Salud (OMS)

establece el límite permisible de 0.003 mg/l. Sin embargo, debido al carácter

bioacumulativo que presenta, es recomendable que la concentración sea menor

(Jackson y Alloway, 1992). En relación a los límites permisibles en el suelo la US- EPA

establece para este una concentración máxima de 6 mg kg -1. De acuerdo, a los están-


dares establecidos en la NOM-004-SEMARNAT-2002 establece en biosolidos una

concentración máxima de cadmio del orden de 85 mg kg-1 en peso seco especificándolo

en la categoría denominada como adecuada.

3.1.9 Zinc

Se clasifica como un metal de transición dentro de la tabla periódica, es abundante en la

corteza terrestre en el orden de 0.02% de peso. Es un elemento de los más comunes en

la corteza terrestre al encontrarse en forma de sales o complejos orgánicos a una

concentración promedio de 40 ppm. Tiene una valencia de 2+, y forma complejos con

aniones, aminoácidos y ácidos orgánicos. Es esencial en la nutrición humana y

componente principal de las enzimas. Funciona como componente principal de más de

100 metaloenzimas (enzimas con un mineral en su estructura), también es esencial en la

síntesis de DNA en procesos relacionados con la inmunidad, y curación de heridas (Tate

et al., 1999). Sin embargo el exceso en el consumo puede inhibir la absorción de Cu.

De acuerdo a la OMS (1993), la cantidad de este elemento no debe exceder 3 mg/L

cuando se encuentre presente en el agua. En base a los parámetros establecidos por

US-EPA (2006), se establece un límite máximo permisible del orden de 300 mg kg-1 para

este elemento metálico. La NOM-004-SEMARNAT-2002 referida a biosólidos categoriza

en un nivel aceptable de concentración en el suelo del orden de 7500 mg kg-1.

3.2 Variación de las concentraciones de metales pesados a nivel del suelo

La acumulación de metales pesados en el suelo se relaciona de manera determinante

con una amplia gama de actividades antropogénicas las cuales ya han sido

mencionadas en los capítulos anteriores de la presente investigación. Sin embargo, otro

de los factores determinantes en los niveles de concentración de contaminantes

ambientales está relacionada a la presencia y nivel de los cuerpos de agua aledaños al

suelo, así como la continua descarga de las mismas en actividades relacionadas a la


producción agrícola y que finalmente están fuertemente relacionadas a la variabilidad

estacional y temporal de metales pesados (Palanques, 1994).

De acuerdo a la investigación realizada por Groot et al., (1976) los niveles de

concentración de zinc dentro del suelo, es resultado del transporte del mismo referido a

la parte sólida y está en función del nivel de descargas de agua y la época de mayor

aporte de agua como lo es la temporada de lluvia, donde aumenta considerablemente el

material suspendido. Cuando se encuentra disponible y bajo el efecto de diversos

aportes de agua, los cuales son mezclados y favorecen la liberación de zinc dentro del

medio acuático, razón determinante en el aumento de la movilidad y disponibilidad

dentro del medio acuático y su posterior transferencia a los suelos (Silva et al., 1990).

Los estudios realizados por Quino et al., (2011) señalan que generalmente el suelo y

agua, el zinc se presenta de manera dominante en relación a otros metales pesados

como cromo, cadmio y plomo. Asimismo, mencionan que el contenido de dicho elemento

metálico se relaciona básicamente a la temporalidad, ya que en época seca la cantidad

del mismo disminuye considerablemente en relación a la época húmeda existiendo una

disolución de los minerales del zinc debido a la precipitación.

Las concentraciones de plomo y cadmio en general están relacionadas al efecto de

diversas actividades antropogénicas como desecho continuo de materiales depositados

en suelo y agua de manera indiscriminada a través del tiempo. De acuerdo a León et al.,

(1992) el aumento en los niveles de concentración de los metales pesados está

relacionado de manera frecuente al volumen de aguas residuales que son vertidas

dentro de cuerpos de agua principales (Lagos y ríos) y la influencia de la temporada de

lluvias donde la cantidad de agua captada es superior respecto a la época de secas y su

posterior transferencia al suelo incrementa la acumulación y concentración de dichos

elementos metálicos.

Arnauz et al., señalan que el cadmio es un elemento metálico acumulado en agua y

suelo básicamente debido a diversas actividades antropogénicas, las cuales ya han sido


mencionadas con anterioridad. Los altos valores de concentración de dicho elemento

metálico, se relacionan al transporte, deposición y niveles de descarga de aguas

residuales. Durante la época de secas, las cantidades de este elemento metálico son

inferiores, ya que los niveles de agua son bajos y generalmente el aporte doméstico y

las descargas de agua residual disminuyen drásticamente, todo lo anteriormente

señalado, muestra que existen de manera general fluctuaciones en el contenido de agua

y el efecto de la estación del año.

Las investigaciones realizadas por Navarro- Aviño et al., (2007) García (2007),

Estébanez et al., (2011), el nivel de concentración de metales pesados se ve afectado

por al efecto de la temporalidad, debido a que la deposición húmeda referida a la época

de lluvias, incide de manera directa en el aumento en la cantidad de dichos elementos

contaminantes en el medio acuático, la movilidad y posterior liberación dentro del mismo,

y su posterior transferencia en el suelo, donde la acumulación es mayor y por lo tanto las

cantidades que se encuentran son superiores a las cuantificadas en época de secas.

3.2.1 Procesos principales de los metales pesados a nivel del suelo

La movilización de metales pesados a nivel ambiente, suelo y organismos se considera

como una condicionante importante en las características de bioacumulación,

transferencia en la cadena trófica y su potencial tóxico (Kevin et al., 2001).

Navarro Aviño et al., (2007) señalan que la dinámica de los metales pesados en el suelo

es clasificada en cuatro vías: 1) movilización en aguas superficiales y subterráneas, 2)

transferencia a la atmósfera por volatilización, 3) Absorción por plantas e incorporación a

la cadena trófica, 4) Retención de metales pesados de distintas maneras: disueltos en la

solución del suelo o ser fijados por procesos de absorción, complejación y precipitación

Los metales pesados ingresan en forma de iones a la solución del suelo y junto con

otras especies disueltas comienzan una competencia de reacciones a seguir. La

adsorción de metales pesados incluyendo algunos compuestos alcalinos (potasio y

calcio) a metales de transición (cadmio y níquel) en minerales orgánicos (arcillas, óxidos


metálicos y oxihidróxidos) y sustancias orgánicas húmicas son los mecanismos más

importantes que controlan el destino, transporte y biodisponibilidad de los metales

pesados en suelo y agua. A nivel del suelo los metales pesados presentes pueden

encontrarse en forma de iones libres, o complejos ligados a la materia orgánica (Han et

al., 2003)

Entre los procesos más importantes que afectan el comportamiento y biodisponibilidad

de metales pesados a nivel suelo están el proceso de adsorción que comprende un paso

de la fase líquida a la fase sólida, que se presenta sobre coloides orgánicos e

inorgánicos, compuestos húmicos, aluminosilicatos cristalinos y amorfos y carbonatos

(Salomons y Stigliani, 1995). Estos procesos controlan las concentraciones de iones de

metal y complejos, en la solución del suelo, y se producen por la presencia de coloides

con cargas positiva y negativa que atraen a elementos o especies iónicas de signo

contrario a la superficie del adsorbente.

El proceso de adsorción especifica de metales pesados a nivel suelo implica la

asociación de los iones propios de estos a la superficie de los sólidos (Porta et al.,

1994). La adsorción específica es descrita como un modelo de complejación en la

superficie, así como una reacción entre los grupos funcionales de los iones presentes en

una solución que forman una unidad estable (Knap et al., 2010). Esta se da por

reacciones con grupos –OH en la superficie del suelo. La intensidad de atracción de los

metales por la superficie adsorbente está en función de la carga y grado de hidratación

del catión metálico. La hidratación es importante en relación a las reacciones de superfi-

cie, así como la movilidad del ion afectado, ya que el ion hidratado es de mayor tamaño

que el ion metálico, se encuentra más alejado y su grado de unión es menor (García y

Dorronsoro, 2001).

Los diversos mecanismos que acompañan este proceso son: las fuerzas físicas débiles

de Van der Waals, las fuerzas electrostáticas, las interacciones químicas con enlaces

iónicos y covalentes. Por tanto este proceso es considerado como una acumulación de

materia en dos dimensiones que comprende la interfase y que es entendida como


interacciones entre el soluto y las fases sólidas. Dentro de estas interacciones en primer

lugar está que la superficie de complejación reacciona con la superficie del ion metálico

junto con la superficie de los grupos funcionales (Sparks, 2005).

El proceso de adsorción de los metales pesados en el suelo es descrito básicamente por

dos mecanismos: 1) la adsorción especifica que se caracteriza por reacciones

reversibles como es la quimiadsorción y por otra parte la adsorción no especifica que

implica una menor complejación de la superficie de los iones metálicos (Soil Survey,

2011).

Además de ser adsorbidos los metales pesados pueden ser difundidos en Goethita,

Óxidos de Manganeso, illita, Esméctitas y otros minerales. Fundamentalmente la

adsorción se presenta en tres diferentes etapas entre las cuales encontramos: la

adsorción en la superficie, la difusión en las partículas del mineral y la fijación en

posiciones dentro de las partículas de mineral (Alloway, 1990).

El proceso de precipitación de metales pesados se diferencia del proceso de adsorción

en el sentido que se lleva a cabo en una estructura tridimensional. Generalmente en la

precipitación el sólido insoluble se separa de la solución del suelo debido a un cambio

químico. Hay tres tipos de precipitación que pueden presentarse en el suelo:

1) Precipitación de un elemento debido a la sobresaturación del mismo en la solución del

suelo, 2) Precipitación de la superficie, 3) Co-precipitación por sobresaturación se da

cuando una solución contiene más soluto que el permitido por equilibrio, lo cual origina

que cualquier incremento de este conlleva a la precipitación del elemento en su forma

sólida insoluble. Este proceso se considera menos probable para la mayoría de los

metales pesados ya que estos generalmente se encuentran en bajas concentraciones.

De manera que únicamente en suelos con alto grado de contaminación la concentración

propia de los metales pesados se eleva favoreciendo la precipitación en fases minerales

puras (Ross, 1994). En términos generales los metales pesados precipitan en forma de

óxidos, hidróxidos, carbonatos, y fosfatos (McLean et al., 1992).


En relación a la complejacion de los metales pesados en el suelo se da cuando las

sustancias húmicas asociadas al suelo adsorben a los metales pesados constituyendo

complejos orgánicos o quelatos (National Research Council, 2001). En especial los

quelantes metálicos se caracterizan por la formación de más de un enlace entre el metal

y los grupos funcionales que conforman el agente quelante generando una estructura en

anillo que encierra al catión metálico.

La formación de complejos organometálicos suponen la movilización o retención de

metales pesados en este nivel, relacionado con el ligando presente. Los ligandos

orgánicos con bajo peso molecular generalmente forman complejos solubles con los

metales pesados impidiendo los procesos de adsorción y precipitación. Los compuestos

húmicos que contienen grupos reactivos como hidroxil, fenoxil y carboxil forman

complejos de coordinación con iones metálicos unidos por enlaces covalentes. Los

grupos carboxílicos tienen un papel importante en la unión del metal con ácidos

fúlvicos y húmicos (Schulin et al., 1995).

La volatilización de los metales pesados a nivel del suelo es una transformación de un

estado líquido a sólido de estos en forma de gas como resultado de la difusión

molecular, debida generalmente a la diferencia del potencial químico entre las fases

líquida y gaseosa (Eweis, 1999).

El potencial de óxido-reducción es el factor que determina que el metal se encuentre en

estado oxidado o reducido y del cambio de valencia en ciertos metales. Asimismo,

afectan indirectamente en la movilidad de estos, siendo más solubles en medios reduci-

dos. Especialmente la movilidad de metales pesados como Cd2+, Cr3+, Cu2+ y Zn2+

aumenta en suelos pobremente aireados bajo un estado de oxidación (Eh<100 mv).

También se ha notado un aumento en la solubilidad del Cd a Eh>200mV (Kabata Pen-

dias y Pendias, 2001).

Petrovich et al. (1999), señalan que la concentración de ligandos formadores de

complejos solubles y dispersos como ácidos fúlvicos controla la movilidad de metales


pesados a nivel del suelo. Por otra parte la movilidad natural de los metales pesados en

suelos es resultado de la actividad biológica, de las interacciones sólido-líquido y de la

acción del agua (Bourg, 1995).

3.2.2 Efecto del pH sobre las concentraciones de metales pesados en suelos

Entre las características y propiedades del suelo que influyen en las reacciones,

transformaciones y movilidad de los metales pesados podemos mencionar el pH, el po-

tencial redox, el contenido de materia orgánica, los carbonatos, la capacidad de inter-

cambio catiónico, y la cantidad de arcillas presentes (Ross, 1994). El pH generalmente

determina el grado de adsorción de iones por las partículas del suelo que es afectado

por su movilidad, disponibilidad y las formas iónicas de los contaminantes y otros

constituyentes del suelo (Alexander, 1994).

La solubilidad de gran cantidad de contaminantes inorgánicos es determinada por el pH

y su movilidad disminuye cuando se hallan valores altos propios de este. Por otro lado,

Wong (2003,) señala que el pH es uno de los parámetros más importantes para definir la

movilidad de los cationes pertenecientes a los metales pesados. Generalmente las

fracciones más móviles de los iones ocurren en rangos menores de pH. Una gran parte

de los metales pesados presentan una tendencia a estar más disponibles en un pH

ácido, sin embargo, algunos metales pesados como Molibdeno y Selenio están disponi-

bles a pH básico (García y Dorronsoro, 2005). De esta forma, Zhao et al., (2010) señalan

que el principal factor para determinar la especiación de los metales pesados a nivel del

suelo, solubilidad, movimiento y eventual disponibilidad es el pH debido principalmente a

fuertes efectos en solubilidad y especiación.

Los experimentos llevados a cabo por Basta et al., (1993) demostraron que el pH es el

principal factor que determina la absorción de metales pesados como el Pb 2+, Cd 2+ y

Cu 2+. Entre los principales mecanismos que afectan la absorción de estos elementos

está la hidrólisis metálica, y la competencia de cationes metálicos por los sitios de inter-

cambio (Basta y Tabatabai, 1992). Así un aumento en el gradiente de pH aumenta la


sorción de metales pesados, sin embargo este hecho está relacionado al tipo de metal

del cual se trate. Por ejemplo, es mayor en el caso de Plomo en comparación con el

Cadmio (Matos et al., 2001).

Echeverría et al., (2005) demostraron el hecho de que en presencia de illitas la sorción

de metales pesados aumenta conforme incrementa el pH (2.5-6.1) y la cantidad de Pb 2+

inicial. De manera general, el pH tiene un efecto directo sobre la solubilidad de los

metales pesados y está comprobado, en base a investigaciones realizadas, el hecho de

que en suelos ácidos la solubilidad de Pb aumenta a valores de pH inferiores a 5.2 y en

suelos de carácter calcáreo a un pH menor a 6 aumenta la solubilidad (Martínez y Moto,

2000). En pH ácidos (4.2- 6.6) Cd, Hg, Ni y Zn presentan una movilidad relativa, mientras

que As, Be y Cr son moderadamente móviles y Cu, Pb y Se son poco móviles En suelos

con carácter alcalino (6.7- 7.8).

Los estudios realizados por Ramos-Bello et al., (2001) señalan que un pH del orden de

6.0 junto con altos niveles de materia orgánica y arcillas presentes hace que se reduzca

la actividad general de los iones de metales pesados presentes en la solución. Cuando

se presenta, un valor elevado de pH no existirán problemas de toxicidad por un

incremento en la disponibilidad de metales pesados ya que estos iones son absorbidos

totalmente, fijados y precipitados. Las investigaciones realizadas por Petrovic et al.,

(1999) señalan que los cambios en el gradiente de pH afectan la formación de

diferentes especies químicas como complejos de hidróxidos y carbonatos.

Los estudios efectuados por Uchimilla et al., (2010) afirman que el pH del suelo oscila

entre valores que van de 4 - 8.5 y la movilidad de los metales pesados se ve afectada

por las variaciones propias de este gradiente. La movilidad propia de los metales

pesados aumenta con un pH ácido (Martínez Ortiz et al., 2010). El pH es afectado por

las condiciones de óxido-reducción de los suelos (Burrow et al., 2010). Un aumento de

pH incrementa el número de sitios de adsorción disponibles en los minerales de las

arcillas, en los óxidos amorfos y en la materia orgánica ,sin embargo, no aumenta la

cantidad de metales pesados adsorbidos, ya que esto depende también de la afinidad


química intrínseca del elemento respecto al material adsorbente (Gutiérrez Ruíz et al.,

2005). Un incremento en el gradiente de pH del suelo ocasiona que la solubilidad de la

gran mayoría de los metales pesados disminuya y la concentración de elementos traza

es menor en la solución de suelos básicos en comparación con aquellos que son

básicos (Kabata Pendias y Pendias, 2000).

Figura 3.2 Efecto del pH sobre la adsorción de diversos metales pesados en el suelo.

Fuente: Kabata-Pendias, 2000.

3.2.3 Materia orgánica

Por materia orgánica debe entenderse a aquella que procede de las plantas que

mediante el proceso fotosintético, pudieron crear precisamente materia y energía con la

cual se sustenta todo lo vivo del planeta. Como parte del proceso propio de la dialéctica

que está presente en todo cambio, la materia orgánica puede descomponerse en

fermentación cuya procedencia son azúcares y putrefacción que a su vez proviene de la

descomposición de proteínas (Seonanez, 1999).

Una de las características de la materia orgánica es que es rica en energía en mayor o

menor grado, energía que a su vez proviene del Sol. Este proceso ya había sido

conocido y detectado desde tiempos antiguos; todas las civilizaciones sin excepción en

algún momento de su desarrollo, han sido adoradoras del Sol, de lo cual se deduce que


si bien no podemos comer o alimentarnos de rebanadas de Sol, lo que sí es claro es que

sin el Sol no existiría la vida, por lo menos tal y como la conocemos. Del sol llegan al

planeta Tierra tres tipos de energía: Energía fotónica o luz, energía térmica o calor y

energía eléctrica o electromagnética (Andriulo et al., 1990).

La materia orgánica, se considera como uno de los constituyentes del suelo con mayor

capacidad de intercambio catiónico debido a la carga negativa que se presenta en su

superficie generada por los grupos funcionales propios de tipo fenólico, carboxílico y

alcohólico. Por lo tanto, la materia orgánica puede retener los metales pesados debido a

la capacidad de intercambio catiónico como a la capacidad quelante (Adriano, 2001).

Debido a esto, tiene una gran incidencia en la reactividad del suelo y por tanto en sus

propiedades químicas (Covelo et al., 2008). Generalmente el contenido de materia

orgánica a nivel suelo es un factor de gran importancia en el proceso de adsorción, su

función principal es actuar como ligando en complejos de intercambio, cediendo

electrones a ciertas moléculas o cationes metálicos los cuales aceptan estos electrones

formando quelatos que tienden a migrar fácilmente a lo largo del perfil (Pilon-Smits,

2005).

En términos generales los suelos que presentan una textura fina o altos niveles de

materia orgánica poseen una mayor capacidad de adsorción de los metales pesados en

relación a suelos arenosos o con baja cantidad de materia orgánica. Generalmente, la

presencia y cantidad de la misma proporciona los mecanismos de absorción de

sustancias peligrosas como lo son los plaguicidas. De acuerdo a Vangestel (1996), el

suelo tiene la capacidad de absorber compuestos químicos como clorofenoles o

cloroanilinas

Con base a las investigaciones realizadas por McCauley et al., (2009) el contenido de

materia orgánica, es un factor propio del suelo que determina la presencia de metales

pesados en este nivel, actuando como principal contribuyente de la capacidad del suelo

de retener dichos elementos de manera intercambiable. Los estudios realizados por


Hietarrachi et al. (2003), afirman que la adsorción de metales pesados en el suelo sobre

los principales constituyentes decrece cuando disminuye el contenido de materia

orgánica presente en la solución del suelo. Por otro lado, Imperriteri et al., (2002)

mencionan que cuando el contenido de materia orgánica presente en la solución del

suelo se encuentra disuelta eleva significativamente la entrada de metales pesados

directamente a las plantas.

Almas y Singh (2001), reportaron que la adición de materia orgánica en el suelo

incrementa significativamente la movilidad del cadmio y su entrada a Ryegrass. Las

investigaciones realizadas por Dai et al., (1995) señalan que la forma extraíble de Cd 2+, Pb 2+ y Zn 2+ en suelos contaminados se encuentran positivamente correlacionados

con los contenidos de materia orgánica presentes en el suelo.

En relación a los suelos de la zona chinampera estos tienen como característica

principal ser constantemente enriquecidos por la adición de materia orgánica, la cual

proviene de plantas acuáticas y el lodo de los sedimentos de los reservorios de agua.

Una de las fuentes importantes de materia orgánica del suelo chinampero es el lirio de

agua (Eichornia crassipes) que llega a producir hasta 900 kg/ha diariamente de materia

seca (Alteri, 1986). Un factor que debe considerarse es la disposición de los desechos

de humanos y animales que van a dar directamente a la laguna.

La capacidad de intercambio catiónico se define como la cantidad de cationes

reversiblemente absorbidos (expresados como moles de carga positiva) por unidad de

peso mineral (Mc Bride, 1994). Se encuentra condicionada por el tipo de arcilla y

cantidad en la que se encuentra, así como del contenido de materia orgánica. General-

mente, cuanto mayor sea la capacidad de intercambio catiónico mayor será la capacidad

del suelo para fijar metales pesados. El poder de adsorción de los metales pesados está

en función de la valencia intrínseca y el radio iónico hidratado, es decir a mayor tamaño

y menor valencia quedarán menos retenidos (Brady y Weil, 2008).


3.2.4 Arcillas como factores ligantes de metales pesados en suelos

Las arcillas son constituyentes esenciales de gran parte de los suelos y sedimentos y

que tienen su origen en la descomposición de las rocas que contienen feldespato. Desde

el punto de vista mineralógico engloba un grupo de minerales entre los que se

encuentran los filosilicatos de los cuales su estructura está en función de las

propiedades físico-químicas, así como del tamaño del grano, debido al tamaño de este

se considera un coloide de partícula demasiado pequeña y superficie lisa (Gamiz et al.,

2010).

La estructura de las arcillas se basa en el apilamiento de planos de iones oxigeno o

hidroxilos. En donde los grupos tetraédricos (SiO)4 se unen formando tres de sus cuatro

oxígenos con otros compuestos formando capas (Si2O5)2 las cuales constituyen la

unidad fundamental de los filosilicatos. En estas capas algunos Al 3+ o Mg 2+ se pueden

encontrar sustituidos por Fe2+ o Fe3+ y pocas veces por Li 1+, Cr3+, Mn2+, Ni5+, Cu 2+, o

Zn 2+. Asimismo, el plano de unión entre las dos capas formado por los oxígenos de te-

traedros y por grupos (OH) de la capa gibsítica, de manera que en este plano se en-

cuentre un (OH) distribuidos en el centro de cada hexágono que está compuesto por 6

oxígenos apicales. El resto de (OH) presentes son reemplazados por oxígenos de los

tetraedros (Schindler et al., 2009), (Figura3.4).

Figura 3.3. Esquema general de las arcillas del suelo, ubicación de la superficie laminar

y sitios específicos de unión con los iones de metales pesados. Fuente: Schindler et al.,

2009


Los minerales formadores de las arcillas son resultado de la meteorización de las rocas

e influyen de forma directa en las propiedades físicas y químicas de los suelos (Sharma

et al., 2010). Estos minerales han sido subdivididos en cinco grupos principales:

Caolinita, esmectita, ilita, clorita y vermiculita. En general estos minerales contienen

metales dentro de su estructura lo cual determina su comportamiento, debido al área

superficial y la presencia de cargas negativas en su superficie o espacio interlaminar

que confiere a los suelos la capacidad de retención de elementos (Schindler et al.,

2009). Los minerales de las arcillas esporádicamente existen en forma pura dentro del

suelo, por lo general se encuentran asociados a coloides húmicos y precipitados de

óxidos llegando a formar los denominados complejos órgano-minerales (Pei et al., 2010).

La función principal de las arcillas a nivel del suelo está en función de su carácter

coloidal. La superficie específica (partículas de tamaño muy pequeño) permite que

tengan un carácter activo en las interacciones con otro tipo de constituyentes del suelo y

con los contaminantes presentes (Mimides y Perraki, 2000). De esta forma intercambian

iones de la solución del suelo y retienen diversas sustancias. La capacidad de sorción de

las arcillas varía de acuerdo a su composición mineralógica, siendo mayor en suelos que

presentan esmectita en lugar de illita o caolinita (Serrano et al., 2005). La capacidad de

cambio de cationes es mínima para el grupo de caolinita (Brady y Weil, 2008). En

términos generales los suelos arcillosos presentan mayor capacidad de retención de

agua y contaminantes, una mayor micro porosidad, reduciendo el drenaje interno del

suelo (Domenech, 1995).

A nivel suelo, las arcillas tienen la capacidad de retener los metales pesados en las

posiciones de cambio limitando su paso hacia los niveles freáticos (López y Grau, 2005).

Cada especie mineral posee ciertos valores de superficie específica y descompensación

eléctrica. Específicamente estas características son las que determinan el poder de

adsorción de los minerales y la reducción de su pérdida por lixiviación

(Pilon- Smits, 2005).


Además de los minerales de las arcillas existen también otro tipo de minerales como:

óxidos, calcita, dolomita, yeso, cuarzo y feldespatos. Los óxidos de la fracción de arcilla

más comunes son los óxidos de hierro (hematitaes, maghemita, goethita, lepidocrocita) y

los óxidos de aluminio (gipsita, bohemita) que se asocian con frecuencia. Los óxidos de

hierro participan en las propiedades de la superficie de la fase sólida cuando cambian

las condiciones redox del suelo (Tack et al., 2006). Por otro lado la superficie específica

o área superficial de las arcillas es la suma del área de superficie externa más el área

de superficie interna de las partículas constituyentes por unidad de masa expresada en

cm/g. Entre las principales arcillas encontramos a caolinita, illita, montonirillonita y

goethita (Tabla 3.2).

Tabla 3.2 Principales tipos de arcillas

Tipo de arcilla Área superficial (g/cm)

Caolinita 7.0- 30.0

Illita 65-100

Montonirillonita 700-800

Goetitha 40-80

Fuente: Bourg (1995).

El proceso de absorción de metales pesados en el suelo se incrementa cuando aumenta

el número de arcillas presentes, así como óxidos de Fe y Mn y contenido de materia

orgánica, ya que los metales pesados pueden quedar absorbidos por efecto de estas

características. Este se considera el proceso físico-químico que condiciona el

comportamiento de los metales pesados a nivel suelo en la absorción de la fase liquida a

la fase sólida (Sparks, 2003). La retención y movimiento de los metales pesados en

suelos están correlacionados principalmente con las partículas de la superficie, y pH del

suelo. Algunos estudios muestran que la absorción de metales pesados se incrementa

junto con el pH. (Violante et al., 2010).


3.2.5 Fuentes principales de contaminación del agua

Csuros y Csuros (2002), señalan que entre las principales fuentes de contaminación del

agua se encuentran: El drenaje pluvial proveniente de las ciudades puede contener gran

cantidad de metales pesados y depende principalmente del tipo de ruta y materiales de

composición del mismo. Descargas y drenajes industriales ya que generalmente

desechan gran cantidad de residuos asociadas a altas concentraciones por metales

pesados. El drenaje doméstico transporta metales pesados generados por el

metabolismo, así como lixiviados de materiales de construcción de las tuberías (Cu, Zn,

Pb, Cd, Fe, Mn, Cr, Ni, Co, Bo y As). Los rellenos sanitarios y los lixiviados que producen

contienen generalmente Cu, Zn, Pb y Hg. Por otra parte, la quema de combustibles

fósiles es la principal fuente de contaminantes hacia la atmósfera y los cuerpos de agua

(García et al., 1997).

3.2.6 Comportamiento de los metales pesados a nivel del agua

Los metales pesados presentes en aguas de desecho tienen su origen en los suelos.

Las cantidades en las que dichos elementos se encuentran en los efluentes dependen

de una gama de factores entre los cuales se encuentran: la localización geográfica de

las plantas de tratamiento de aguas de desecho, así como la presencia de descargas

domesticas o industriales (Pavón et al., 2000).

En aguas superficiales los metales pesados existen en forma de coloides, partículas y

como fases disueltas, sin embargo debido a su baja solubilidad estas presentan

concentraciones muy bajas presentándose en forma iónica o complejos

organometalicos. En la forma coloidal y de partículas aparecen como: hidróxidos, óxidos,

silicatos, sulfuros o adsorbidos en minerales del grupo de las arcillas, sílice y materia

orgánica. La solubilidad de metales pesados en aguas superficiales es regulada por el

pH presente, así como el tipo de ligandos en los cuales se encuentran adsorbidos, el

estado de oxidación de las fases minerales y el ambiente redox del sistema

(Conell et al ., 1984).


En aguas subterráneas el comportamiento de los metales pesados se relaciona

principalmente con la composición propia del acuífero, la estructura de la materia en

suspensión y la composición química del agua. De esta manera los acuíferos que

presentan mayor cantidad de metales pesados adsorbidos son aquellos integrados por

arenas finas y limos (McCulloug et al., 1999).

La química propia del agua regula la tasa de adsorción/desorción de metales hacia y

desde el acuífero. El proceso de adsorción elimina los iones de metales pesados

almacenándolos en el acuífero, mientras que el proceso de desorción los devuelve al

medio acuático, favoreciendo su movilización. En términos generales la desorción de

metales pesados se da por cambios físico- químicos como son: el aumento en la

salinidad que genera una competencia entre metales y otros cationes, disminución del

potencial redox, así como la disminución de pH que provoca competencia entre metales

y iones de hidrógeno (McCulloug et al., 1999).

La relación directa existente entre la salinidad y sodicidad presente en el medio acuático

y que está relacionada a la Relación de Adsorción de Sodio (RAS), tiene un impacto

directo dentro del suelo, debido al proceso de irrigación, incidiendo directamente en la

estructura del mismo y por otra parte en la transferencia y posterior ingreso de los

metales pesados. De acuerdo a estudios realizados por Usman et al., (2005) el

incremento en los niveles de salinidad y sodicidad a nivel acuático y posteriormente a

nivel del suelo favorecen notablemente la disponibilidad de metales pesados como

cobre, zinc, plomo y cadmio. Asimismo, los autores señalan que existe un incremento

estimado de 53% respecto a la concentración de cadmio en suelos debido a la

irrigación con aguas de características salinas, así como plomo, relacionado a la práctica

antropocéntrica previamente señalada en función del tiempo.

De acuerdo a Calderón Sáenz (2002), la conductividad eléctrica se define como la

capacidad intrínseca de un sistema para conducir la corriente eléctrica, asimismo, es un

indicador de la cantidad de sales presentes en el medio acuático y cuando el agua es


transferida por medio de irrigación al suelo se relaciona directamente a la cantidad de

nutrientes presentes y su posterior transferencia a los vegetales. Un incremento

significativo respecto a los valores de salinidad en el nivel acuático produce una alta

competencia entre los cationes de metales pesados y otra clase de cationes por emplear

huecos libres dentro de la materia orgánica suspendida presente, la cual generalmente

es transferida y depositada dentro de los suelos. Por otro lado, un incremento

continuo en los valores de conductividad eléctrica influye directamente en el proceso de

adsorción e inmovilización de cationes de metales pesados.

El pH es considerado como un factor determinante en la presencia de los iones

metálicos debido a que favorece su movilidad o eliminación. Cuando se presenta una

disminución en el gradiente de pH dentro del medio acuático, se inicia una competencia

con los iones Hidrógeno por utilizar espacios disponibles, al mismo tiempo se forman

complejos metal-carbonatos razón que favorece su liberación, cuando el agua presenta

valores principalmente alcalinos los metales pesados tienden a precipitar en forma de

hidróxidos insolubles formando complejos orgánicos (López-Gutiérrez et al., 2010;

Silveira et al., 2003).


CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODOS

En este capítulo se presentan los métodos y materiales empleados durante el desarrollo

de la investigación, para alcanzar los objetivos planteados durante el primer capítulo,

con objeto de establecer los valores de concentración y disponibilidad de metales

pesados (Pb, Cd, Zn) dentro de los suelos de la zona chinampera y agua perteneciente

a los cauces principales de la misma, así como establecer su distribución espacial.

4.1 Trabajo de Gabinete

Se elaboraron mapas digitales que fueron utilizados en campo para verificar la

información previa del sitio. Se analizaron e interpretaron mapas de distribución de

metales pesados en suelos del área, elaborados mediante el Sistema de Información

Geográfica ILWIS (versión 3.4).

Se llevó a cabo una recopilación y análisis de información bibliográfica relacionada a la

contaminación ambiental específicamente en suelo y agua.

4.1.1 Localización del área de estudio

San Nicolás Tetelco, está situado en la Delegación Tláhuac, Distrito Federal, se

encuentra entre las coordenadas geográficas: 19° 20’ y 19° 25’ de latitud Norte y 98° 55’

a 99° 25’ de longitud Oeste tiene una altitud de 2,235 msnm; La superficie actual del

área es de 100.87 ha. De acuerdo a los datos del Instituto Nacional de Geografía y

Estadística (2007) (Figura 4.1).

El clima es Cw templado sub-húmedo con lluvias en verano de acuerdo a la clasificación

climática de Koeppen modificado por García (1988), temperatura media anual es de 16º

C, con una precipitación de 533.8 mm anuales, registrándose precipitaciones entre 500 y

700 mm entre los meses de Mayo y Octubre.


Los suelos de esta zona se deben al intemperismo de arenas y rocas basálticas, así

como, a la alternancia de materiales piroclásticos y la descomposición de sedimentos

orgánicos y minerales depositados en un medio lacustre (Pérez Olvera et al., 2008).

Por la forma de construcción propia de las chinampas, el suelo se clasifica como de

origen antrópico dentro de la unidad taxonómica Antrosoles (WRB, 2006). Son suelos

que se encuentran modificados por las actividad humana, no cuentan con horizontes

bien definidos más bien enterrados debido al proceso de remoción, disturbio, cortes,

rellenos y adición continua de material orgánico (Ramos Bello et al., 2001;

ISSS-ISRIC-FAO, 1998). Generalmente estos suelos presentan un color grisáceo al

encontrarse secos y coloración oscura, cuando están húmedos debido a la presencia de

materia orgánica, principalmente ácidos húmicos, son altamente porosos con predominio

de texturas arcillosas, motivo que favorece el enraizamiento de los vegetales, así como

la difusión de aire y agua. Finalmente, el pH de la superficie de estos suelos es alcalino y

en las capas profundas suele ser ácido (Crossley, 2004).

La agricultura que se practica se encuentra en su mayor parte bajo el régimen de

temporal, además del cultivo de chinampas y un incipiente aprovechamiento del riego

que es derivado del sistema chinampero. La vegetación predominante dentro del área de

estudio consta de ahuejote (Salix bonplandiana) especie endémica de la zona

chinampera. Los cultivos principales dentro de la zona son, maíz, brócoli, lechuga,

acelga y coliflor (López-Lara, 2004).


Figura 4.1 Localización geográfica de la zona chinampera de San Nicolás Tetelco.

En relación a las actividades pecuarias realizadas en el área de estudio, las principales

son: la producción de leche, de bovinos para carne y animales de traspatio. Las

actividades agrícolas desarrolladas regularmente en el poblado son: producción de maíz

y hortalizas, y labores en huertos familiares. De acuerdo INEGI, 2010 la población

actual total del área es de 4,246 habitantes.

4.1.2 Diseño de muestreo en suelos

Al considerar al suelo un constituyente primordial para la realización de actividades

agrícolas, el estado de salud del mismo se considera fundamental para el adecuado

desarrollo de las mismas, el ingreso de sustancias toxicas afecta directamente la

realización de las actividades previamente mencionadas.

La primera etapa de la investigación consistió en el muestreo de suelos de la zona

chinampera, para lo cual se tomó como base un mapa con 30 sitios de muestreo

Distrito Federal

Zona de estudio


(Figura 4.2), el cual fue realizado con base en ortofotos del INEGI (2007). Georreferidas

en el sistema de proyección cartográfica UTM (Universal Transversa de Mercator).

Los sitios de muestreo se distribuyeron mediante un patrón regular de 150 m. de

distancia entre cada uno de ellos. Como fuente de variabilidad de los sitios se

consideraron las prácticas de uso de suelo en la zona.

Se efectuó un muestreo sistemático (NMX-AA-132-SCFI- 2006) considerando dos

profundidades del suelo de 0-20 cm y 20-40 cm (Schoenebergeret et al., 2002) dicho

muestreo consistió en un barrido regular del área de estudio debido al desconocimiento

de la presencia y distribución de los metales pesados (Pb, Cd, Zn) dentro del área de

estudio. Las profundidades consideradas para la toma de muestras en los suelos en las

chinampas parten de la premisa de que en la capa arable del suelo es el sitio donde

existe mayor deposición, exposición y acumulación de metales pesados, y

generalmente estos contaminantes poseen una movilidad muy baja, asimismo la parte

superficial del suelo es considerada la parte biológicamente más activa de los suelos

(Srinivasa et al., 2010). El comportamiento intrínseco de los metales pesados a nivel del

suelo, es que al descender respecto a la profundidad tienden a perderse mediante el

proceso de lixiviación y el consumo por plantas.


Figura 4.2 Sitios de muestreo de suelos de la zona chinampera San Nicolás, Tetelco.

Como fuente de variabilidad respecto a los niveles de concentración de metales pesados

en los suelos de la zona chinampera, se consideró la cercanía de los sitios a las

construcciones de vivienda, el uso de los suelos y el empleo de agua residual destinada

a prácticas agrícolas existentes.

El muestreo de suelos se realizó en época de lluvias (Agosto-Septiembre 2013) debido a

que en esta temporada los metales pesados son mayormente cuantificables respecto a

la temporada de secas donde generalmente se encuentran secuestrados por la

vegetación. Se colectaron un total de 60 muestras por dos niveles de profundidad (0-20

y 20-40 cm). Las muestras se tomaron con ayuda de una pala plástica evitando así la

contaminación de las mismas. Cada vez que se efectuó una colecta de las muestras el

material empleado fue limpiado con ayuda de agua desmineralizada y fue secado. Cada


muestra obtenida se colocó en una bolsa plástica de polietileno previa identificación

(nombre de colector, sitio, fecha, hora de toma, coordenadas UTM, y código).

Para cada sitio de muestreo, se generó una ficha de campo con información referente a

cada sitio muestreado lo cual ayudó a establecer posibles fuentes contaminantes y de

variabilidad en la concentración de metales pesados (Pb, Cd, Zn) dentro del área de

estudio.

Posterior a la colecta de muestras, se transportaron hacia el laboratorio de Edafología y

Absorción Atómica de la Universidad Autónoma Metropolitana-Xochimilco.

Posteriormente se colocaron en charolas plásticas donde fueron secadas, en un periodo

de 72 horas a temperatura ambiente. Las muestras se tamizaron (tamiz 2mm) para

eliminar raíces de planta, partículas de mayor tamaño y restos plásticos. Las muestras

se conservaron en envases de polipropileno hasta la realización de los análisis

fisicoquímicos correspondientes.

4.1.3 Muestreo de agua en el sistema de canales de la zona chinampera

El muestreo de agua en el sistema de canales de la zona chinampera estuvo basado en

evidencia de contaminación reportada por la entrada de agua residual en el área,

debido al arrastre de metales pesados con carácter tóxico (Pb, Cr, Na) lo cual influye

directamente en la calidad de los suelos y los sitios productivos aún existentes. El

muestreo se llevó a cabo en temporada de secas (Abril-Mayo 2014). En la parte norte de

la zona existe una conexión con el poblado de MIxquic y la entrada de agua por medio

del sistema Ameca el cual aporta agua fluvial que es utilizada para actividades agrícolas,

así como el aporte de la Planta de Tratamiento Tetelco y del Cerro de la Estrella. Se ha

reportado que un total de 33 ha. del área aun cuentan con riego por agua residual y el

resto es de temporal.

Se establecieron 10 sitios de muestreo distribuidos a través de una línea perpendicular

orientada al flujo del agua considerando una distribución homogénea del aporte de agua


a la zona proveniente de la Planta de tratamiento Cerro de la Estrella, y de la Planta de

Tratamiento de Tetelco, puesto que el aporte de agua es considerado como regular, el

agua contenida a lo largo del sistema de canales permanece estancada y

posteriormente es bombeada hacia las parcelas. La distancia entre cada sitio siguió un

patrón regular de 200 m.

El criterio de selección de sitios muestreados fue la cercanía a la zona de descarga de

aguas residuales y cauces principales existentes dentro del área y la accesibilidad propia

de los sitios seleccionados. Por lo anterior, el primer sitio de muestreo se ubicó cercano

a la descarga principal de agua residual para valorar la concentración de metales

pesados (Pb, Cd, Zn) así como la descarga hacia la zona de parcelas (Hudson-Edwards,

2001; Dumee et al., 2012)

La toma de muestras se llevó a cabo en la columna de agua a una profundidad promedio

de 20 cm considerando el bajo nivel que actualmente presentan los canales de la zona

chinampera. Se utilizaron envases de polietileno de alta densidad de un litro. Se

colectaron un total de 10 muestras, con 500 ml de agua, la boca del envase se colocó

contracorriente para evitar el ingreso de partículas de mayor tamaño y sólidos a las

muestras, se les adicionó HNO3 al 1% para su adecuada preservación. Adicionalmente

se colectó una muestra de un litro de agua para la determinación de pH y conductividad

eléctrica (Field Manual for Water Quality, 1995)


Figura 4.3 Sitios de muestreo de agua dentro de los canales de la zona chinampera.

4.1.4 Preservación de muestras y traslado a laboratorio

Las muestras colectadas fueron colocadas dentro de una hielera plástica, a una

temperatura de 4º C adecuada para su preservación y traslado hacia el laboratorio donde

se realizaron los análisis químicos respectivos (NMX-AA-051-SCFI-2001).

4.1.5 Manejo de muestras de agua

Las muestras colectadas en campo, fueron filtradas con ayuda de un filtro Whatman de

0.45 micras para el análisis en el espectrofotómetro de absorción atómica. La

determinación del nivel de concentración de metales pesados (Pb, Cd, Zn).


4.1.6 Trabajo de Laboratorio.

Análisis Físico-Químicos de suelo y agua.

De acuerdo a la literatura los metales pesados presentes en la solución del suelo están

en función de ciertas propiedades fisicoquímicas las cuales determinan los procesos

principales de dichos contaminantes específicamente su movilidad y de acuerdo a lo

anterior se seleccionaron: pH, contenido de materia orgánica (MO), Capacidad de

Intercambio Catiónico (CIC) y Textura (Kabata- Pendías, 1995, Hlavay et al., 2004).

4.1.7 Propiedades físicas del suelo

La textura de suelos se efectuó por medio del Hidrómetro de Bouyucos (SEMARNAT,

2002). La clase textural se determinó mediante el uso del triángulo textural de acuerdo al

sistema establecido por USDA (Schoenebergerer et al., 1998).

4.1.8 Propiedades químicas de los suelos

El pH se determinó por el método de potenciómetro (Bates, 1983) solución suelo: agua

2:1 empleando el equipo Thermo Orion 3 Star, Materia orgánica (MO) por el método

Walkley y Black (1934), que consiste en la oxidación del carbono orgánico, empleando

una disolución de dicromato de Potasio (K2Cr2O7), la capacidad de intercambio catiónico

(CIC), por el método de Versenato, el cual consiste en el desplazamiento por medio de

una solución de acetato de amonio 1N (Soil Survey, 1996).

4.1.9 Propiedades químicas del agua

El pH se determinó por medio del método del potenciómetro (NMX-AA-008-SCFI-2011),

utilizando como sustancia reguladora 7.0 a temperatura ambiente con un punto

iso-potencial pH<0.5, la conductividad eléctrica se efectuó por medio del método del

conductímetro en base al procedimiento establecido en NMX-AA-08-SCFI-2008 (Anexo

1).


4.2. Pre tratamiento de muestras de suelo

Se efectuó un pretratamiento a las muestras de suelos, por cada sitio se tomaron 5

gramos. Primeramente, se eliminó la materia orgánica (Forsythe, 1985). Posteriormente,

las sales solubles y óxidos de hierro (Mehera- Jackson, 1960) con la finalidad de evitar

interferencias de Fe3+ respecto a las lecturas de absorbancia de metales pesados (Pb,

Cd, Zn).

4.2.1 Digestión de muestras en el medio ácido

Dentro del proceso de análisis de contenido de metales pesados en los suelos se

consideraron varias etapas diferenciadas. La primera consistió en la digestión de las

muestras, donde se solubilizan parte de los elementos de dichas muestras, la segunda

fase se fundamentó en cuantificar los elementos en el extracto obtenido. El empleo de

microondas y procesos de digestión se ha amplificado en los últimos años a nivel

laboratorio siendo una técnica con un grado de aceptación superior, debido a que es un

proceso más rápido y eficaz que permite una mayor reproducibilidad y transferencia,

reduciendo el tiempo de proceso, favoreciendo una menor contaminación de muestras y

empleando un menor volumen de reactivos (Link et al., 1998; Sandroni & Smith, 2002).

Posterior al pretratamiento de las muestras de suelo se llevó a cabo una digestión en el

medio ácido para hacer disponibles las muestras al espectrofotómetro de absorción

atómica, para así tener una adecuada lectura de las muestras. Este procedimiento se

efectuó de acuerdo a los estándares del método US-EPA- 3051 A, por medio del horno

de microondas tipo MARS CEM 5 (ANEXO 1).


4.2.2 Determinación de concentración de metales pesados en suelo

La determinación de metales pesados (Pb, Cd, Zn) se llevó a cabo por medio del método

de espectrofotometría de absorción atómica de flama (EAA) (Perkin-Elmer, 1994), se

empleó el Espectrofotómetro Perkin Elmer 3110, el cual está equipado con una lámpara

de cátodo hueco específico para cada metal pesado y longitud de onda especifica

favoreciendo la sensibilidad. Las lecturas de cada metal pesado se realizaron por

duplicado. Por otra parte, se efectuaron las curvas de calibración para cada elemento

metálico lo cual fue analizado de acuerdo a Soil Survey (1996), (Anexo 1).

4.2.3 Determinación de concentración de metales pesados en agua

La cuantificación de los niveles de concentración de metales pesados (Pb, Cd y Zn) se

realizó por medio de la técnica de Absorción Atómica de flama (EA) de acuerdo a los

estándares establecidos por USEPA (1992), empleando el método 3005 A, la técnica

analítica instrumental está basada en la absorción de radiación por átomos en estado

fundamental, o en estado de vapor (Cornelis, 2007).

4.2.4 Determinación de disponibilidad de metales pesados en suelos

En términos generales la disponibilidad de los metales pesados está relacionada con la

especiación y las formas iónicas de los metales pesados presentes en la solución del

suelo, las cuales se asocian a las formas orgánicas e inorgánicas presentes (Bacon y

Davidson, 2008).

Para determinar la concentración de metales pesados dentro del espectrofotómetro de

absorción atómica Perkin Elmer modelo 3110, previamente empleando la balanza

analítica se pesaron por cada sitio muestreado 10 gramos los cuales se introdujeron en

tubos de centrifuga. Posteriormente, se agregaron 20 ml de una solución extractora de

DTPA (0.005 M), cloruro de calcio (CaCl2) 0.01 M y trietanolamina (0.01 M) a pH 7.3.

Durante un periodo de 2 horas, en un agitador oscilatorio a 180 oscilaciones por minuto.


El sobrenadante se filtró en papel Whatman No. 42. Los extractos resultantes se

colocaron en el espectrofotómetro de absorción atómica, donde se efectuó la lectura y

cuantificación de la concentración de metales pesados.

4.2.5 Análisis de la distribución espacial de metales pesados

Al momento de obtener los datos de los niveles de concentración de metales pesados en

los suelos de la zona chinampera por medio de la determinación en laboratorio. Los

valores de concentración de metales pesados se capturaron en una base de datos,

empleando el programa Microsoft Excel, a partir del cual se obtuvo estadística

descriptiva, a partir de la misma se establecieron los intervalos de los niveles de concen-

tración de los metales pesados. Posteriormente la base de datos de Excel fue diseñada

con el sitio, la profundidad, altitud de cada sitio y nivel de concentración de cada uno de

los metales pesados. Lo anteriormente señalado sirvió como base para interporarlos

dentro del Sistema de Información Geografica ILWIS (Versión 3.4), y de esta forma

establecer la distribución espacial de los elementos contaminantes.

El procesamiento, análisis espacial de información y obtención de resultados se realizó

por medio del Sistema de Información Geográfica ILWIS versión 3.4 (The Integrated

Land and Water Information System).Sistema de análisis geográfico empleado para el

manejo de la información geográfica vectorial y raster para obtener resultados

cartográficos del análisis territorial.

Se generaron mapas escala 1:20,000 con la distribución espacial de los metales pesa-

dos (Pb, Cd, Zn) en el suelo, con objeto de establecer fuentes potenciales de

contaminación en el suelo de la zona chinampera, a dos niveles de profundidad (0-20,

20-40 cm). El análisis de la representación de metales pesados se fundamentó en

establecer posibles fuentes de variabilidad en los niveles de concentración de metales

pesados en los suelos, a partir de las características intrínsecas del mismo y el relieve

característico de la zona.


4.2.6 Análisis Estadístico de los resultados

El nivel de concentración del Pb, Cd y Zn se describió por la media y desviación

estándar. Se realizó un análisis de agrupamiento estadístico (Cluster) entre las variables

fisicoquímicas de suelo y agua, y los niveles de concentración de metales pesados (Pb,

Cd, Zn) por medio de la distancia euclediana para establecer los grupos estadísticos

asociados entre dichos parámetros de acuerdo al grado de similitud entre sus

propiedades.

Los valores de las propiedades fisicoquímicas de suelo y agua, y los niveles de concen-

tración de los metales pesados se sometieron a un análisis de correlación

Rho Spearman para establecer la interacción entre ellas. Por medio del análisis se

establecieron las propiedades fisicoquímicas con mayor grado de influencia en relación a

los niveles de concentración de los metales pesados (Pb, Cd, Zn)


CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN.

En este capítulo se presentan los resultados de los niveles de concentración y

biodisponibilidad de metales pesados (Pb, Cd, Zn) en suelos de la zona chinampera, a

dos niveles de profundidad (0-20 cm y 20-40 cm), y del agua del sistema de canales

aledaño. La secuencia encontrada en los niveles de concentración de metales pesados

dentro del área de estudio fue: Zn>Cd>Pb.

5.1.1 Niveles de concentración de plomo 0-20 cm

En el caso del nivel de concentración de plomo a una profundidad de 0-20 cm. el valor

medio de concentración fue 1.607 ± 0.635 mg kg-1. El intervalo principal de

concentración fue de 0.26 y 2.5 mg kg-1, a partir del cual se definieron tres intervalos. El

primer intervalo de concentración establecido fue de 0.1 a 1 mg kg-1, el siguiente

intervalo de concentración establecido fue entre 1.2 a 1.6 mg kg-1 en el cual se

encuentran agrupados la mayor parte de sitios muestreados del área de estudio

(Tabla 5.1). El tercer intervalo mostro un nivel de concentración superior a 2.0 mg kg-1

correspondiente al valor máximo encontrado para este elemento metálico.

En relación a los niveles de concentración de plomo reportados para el presente estudio,

estos se consideran normales de acuerdo a los rangos reportados por diferentes autores

y a la normatividad nacional e internacional en suelos agrícolas, presentando una

variación en el nivel de concentración entre 1 y 23 mg kg-1 (Menzer, 1991, Alloway,

1995, Emsley 2003, EPA, 2002).

En términos generales los sitios muestreados que exhibieron los niveles de

concentración menores (< 1.0 mg kg-1) se ubican en un área, donde actualmente la

actividad productiva de la chinampa es mínima, los canales que la rodean presentan

niveles bajos de agua, así como escasez. Actualmente se encuentra en proceso de

urbanización. Debido a lo anterior puede considerarse que los bajos niveles de


concentración de plomo están asociados a la ausencia de una fuente potencialmente

contaminante y un proceso de aceleración y alteración de la calidad del suelo, como lo

señalan investigaciones previas en suelos agrícolas de América Latina por Huaranga

Moreno et al., (2012) donde se cuantifico la presencia de metales pesados en la capa

superficial del suelo y encontraron niveles de concentración de plomo entre 0.009 y

0.820 mg kg-1, valores inferiores a los encontrados dentro de la presente investigación.

En contraste con lo encontrado para el presente estudio y tomando como base las

conclusiones de los autores previamente señalados bajos niveles de concentración de

plomo (<1.0 mg kg-1) son resultado de la ausencia de fuentes potencialmente

contaminantes específicamente cauces de agua que contienen concentraciones de

metales pesados específicamente plomo, a partir de lo cual el agua por medio del

proceso de extracción y bombeo llega directamente al suelo, siendo fuente principal de

material orgánico el cual se incorpora al suelo incrementando de manera gradual los

niveles de concentración de dicho elemento metálico.

Respecto al valor de concentración promedio de plomo de 0.7 mg kg-1 encontrado en

ocho sitios, respecto al total de muestreados, presento como características generales

baja densidad vegetal, influencia antrópica mínima, red canalera asociada con bajos

niveles superficiales de agua y en proceso de urbanización, de acuerdo a los parámetros

establecidos por SEMARNAT (2000) la mayor parte de los sitios presentan porcentajes

de materia orgánica (MO) medio-altos, pH medianamente alcalino y fuertemente alcalino,

a excepción del sitio 28 de pH moderadamente ácido, valores de capacidad de

Intercambio Catiónico (CIC) medios-altos. En base a investigaciones previas dentro de

la zona chinampera de Tláhuac donde se cuantifico y evaluó la presencia de metales

pesados por Ramos- Bello et al., (2001) y Pérez Olvera et al., (2008) demostraron que

los bajos niveles de agua en la red canalera, así como su asociación al suelo por la

presencia de cultivos de temporal y el proceso de extracción y bombeo de la misma es

poco frecuente, resultando en baja acumulación de material orgánico y por tanto

concentraciones de plomo inferiores a 1 mg kg-1, razón de contraste y similitud respecto

a lo encontrado para la presente investigación, en términos de los resultados de la


presente investigación y las características mencionadas se proyectaría a lo largo el

tiempo baja acumulación y poca variabilidad en las concentraciones de plomo.

En relación a los sitios, que presentaron niveles de concentración superior a 1 mg kg-1

alcanzando un valor máximo de 1.6 mg kg-1, presentaron como características

principales mayor actividad agrícola, presencia de cultivos de temporal, canales

aledaños con un mayor nivel de agua respecto a los sitios previamente señalados,

mayor cantidad de material orgánico incorporado. De acuerdo a la clasificación de

SEMARNAT (2000), el área de influencia señalada presento porcentajes de materia

orgánica medios- muy altos, pH medianamente alcalinos y fuertemente alcalinos a

excepción del sitio 25 con pH Fuertemente ácido. Respecto a los valores de Capacidad

de Intercambio Catiónico (CIC) la mayoría de los sitios presento niveles altos, a

excepción de los sitios 2, 5, 9 y 10. En estudios previos en suelos de la zona chinampera

de Tláhuac realizados por Ramos- Bello et al., (2001) y Pérez Olvera et al., (2008) a

un nivel de profundidad del suelo 0-20 cm, el incremento de los valores de concentración

de plomo son resultado de la asociación y cercanía de actividades productivas como la

incorporación de cultivos de plantas comestibles (hortalizas) y el efecto del proceso

mecánico de extracción y bombeo de agua proveniente de la red canalera, la cual esta

enriquecida por agua residual proveniente de la Planta de Tratamiento Cerro de la

Estrella y que se ha comprobado contiene concentraciones medias de plomo que son

transferidas directamente al suelo desde el sedimento depositado, lo cual favorece el

incremento de los valores de dicho elemento metálico en los primeros centímetros del

suelo.

Finalmente los sitios que presentaron valores de concentración de plomo superiores a

2.0 mg kg-1 hasta alcanzar un valor máximo de 2.5 mg kg-1, presentaron como

características principales ser un área de alta influencia humana (antrópica) con

presencia de asentamientos humanos irregulares, que influyen en la red canalera como

fuente de abastecimiento continuo de agua de mala calidad y que a su vez es vertida

directamente al suelo. Por otra parte el aporte constante de material orgánico, con alto

porcentaje de materia orgánica (M.O.), pH neutro- medianamente alcalinos y Capacidad


de intercambio catiónico (CIC) alta. En estudios previos realizados en suelos agrícolas

de México, donde se cuantifico la presencia de plomo en los primeros centímetros del

suelos, y se demostró que el material orgánico proveniente de la red canalera en forma

de sedimento en cantidades mayores, favorece de manera gradual la acumulación de

dicho elemento metálico, hasta poder alcanzar valores iguales o superiores a

1.5 mg kg-1 razón de contraste y similitud respecto a lo encontrado en la presente

investigación, y que en términos generales al existir una continuidad respecto a las

prácticas previamente señaladas los valores de concentración de plomo respecto a esta

área tenderán a mantener sus valores de concentración (Flores et al., 1997, Mireles et

al., 2004).

Para valorar adecuadamente la distribución espacial de metales pesados dentro de los

suelos de la zona chinampera se elaboraron mapas de distribución espacial,

representando los niveles de concentración de los metales pesados. La estadística

descriptiva realizada para la presente investigación, se obtuvo el coeficiente de variación

(C.V.) el cual se utilizó para conocer la existencia de la variabilidad de metales pesados

dentro del área de estudio. Cabe señalar que la dinámica de los elementos metálicos

analizados presento variación espacial debido básicamente al manejo del suelo de la

zona, así como la presencia de fuentes potencialmente contaminantes, las cuales

incidieron directamente en los niveles de concentración.

Tabla 5.1 Niveles de concentración de metales pesados (Pb, Cd, Zn) en suelos de la

zona chinampera profundidad 0-20 cm.

Metal Pesado Intervalo inferior (mg kg-1) Intervalo medio (mg kg -1) Intervalo superior (mg kg -1)

Plomo 0.1 - 1.0 1.2-1.6 2.1-2.5

Cadmio 0.7 - 1.0 1.1 – 1.7 2.0-2.2

Zinc 4.2-6.3 7.4-8.2 10.00


5.1.2 Distribución espacial de plomo 0-20 cm.

La Figura 5.1.1 presenta el mapa de distribución espacial de plomo en suelos de la zona

chinampera, a un nivel de profundidad 0-20 cm. En términos generales se observan tres

zonas principales de agrupación de los niveles de concentración de dicho elemento

metálico, abarcando superficies diferenciadas, la variabilidad respecto a los niveles de

concentración de este elemento metálico presentaron valores entre 0.3 y 2.5 mg kg-1.

Con objeto de valorar adecuadamente los valores de concentración de dicho elemento

metálico se empleó el sistema de clasificación de Marín, 2000 para suelos contaminados

por metales pesados, la clase 1 presento valores < 2, suelos no contaminados; 2) De 2 a

5 mg kg-1, suelos ligeramente contaminados; 3) 5 y 10 mg kg-1 suelos moderadamente

contaminados; 4) > 10 mg kg-1 suelos muy contaminados.

Dentro del área de estudio de acuerdo a la representación espacial el área central

(coloración azul) agrupo los valores de concentración entre 0.3 y 0.7 mg kg-1 localizado

entre los intervalos 2233 y 2240 msnm. Actualmente, es una zona donde la densidad

vegetal es baja, no se llevan a cabo actividades antropogénicas en gran proporción,

contabilizando once sitios respecto a la superficie total del área con una superficie de

11.28 ha afectada, lo cual representa 8% de suelo no contaminado por plomo. En

términos generales la disminución de los niveles de concentración de plomo dentro

de la zona chinampera, y de acuerdo a la literatura estaría relacionada al proceso de

formación del suelo, donde al ser constante la adición de material orgánico y respecto al

tiempo este elemento metálico presenta una tendencia intrínseca a presentar dentro de

la solución del suelo baja movilidad, alta retención y un proceso de quelatación continuo.

Lo anteriormente señalado, se refleja en un decremento significativo y constante en los

niveles de concentración de dicho elemento metálico (Matagi et al., 1998).

La zona que agrupo valores de concentración entre 1.2 y 1.6 mg kg-1 está localizada en

la parte baja del área, localizada altitudinal mente (2229 msnm), y otra parte ubicada en

la parte alta de la zona (2259 msnm). Dentro del mapa de distribución espacial se

distingue por una coloración verde- rojiza, dicha zona abarca una superficie total de


69.19 ha. afectada, contabilizando trece sitios, respecto al total de la zona de estudio.

Como características principales de dicha superficie se encuentran la alta influencia

antrópica, la vocación agrícola del suelo, la presencia de cultivos de temporal asociados

a cuerpos de agua aún existentes de los cuales se bombea agua para mantener la

producción de dichos cultivos. De acuerdo a la clasificación de Marín (2000), el 43.33 %

de los suelos de la zona representan un área no contaminada por plomo.

Finalmente, seis sitios de la zona chinampera presentaron un rango de concentración de

plomo entre 2.1 y 2.5 mg kg-1, siendo los valores más elevados de dicho metal pesado.

Los sitios que abarcan dichos niveles de concentración, se encuentran ubicados en la

cabecera del área en un rango altitudinal entre 2229 y 2231 msnm, dentro del mapa de

distribución espacial dicha zona se distingue por presentar coloración rojiza (Figura

5.1.1). Esta área, está concentrada en la parte sureste-norte de la zona y abarco una

superficie de 10.48 ha. Por lo tanto, 12% del suelo de la zona chinampera exhibe suelos

ligeramente contaminados por plomo. Como características principales del área

comprendida, se puede señalar que existe una alta influencia antrópica, niveles más

elevados de agua superficial en la red canalera asociada al bombeo favoreciendo de

manera puntual la relación suelo-agua en la zona. De acuerdo a lo anterior, la continua

deposición de material orgánico directamente al suelo, como parte del proceso de

formación del mismo es un factor de enriquecimiento e incremento en el nivel de

concentración de plomo hasta alcanzar valores superiores a 2 mg kg-1 (Marugo Negrete

,2011) En base a la literatura e investigaciones relacionadas a la presencia y distribución

espacial de metales pesados específicamente plomo en suelos agrícolas, en un nivel

superficial, al incrementarse la distancia del suelo respecto al desarrollo de actividades

de adición de material orgánico e inorgánico, así como cauces de agua como fuentes

potenciales de contaminación se relaciona al decremento en los niveles de

concentración hasta alcanzar un valor de 0.4 mg kg-1, razón de contraste y similitud

respecto a los valores encontrados en la presente investigación (Reigosa et al., 2003).


Figura 5.1.1 - Distribución espacial de las concentraciones de plomo en suelos de la zo-

na chinampera 0-20 cm Fuente: López Blanco, 2015.

5.1.3 Niveles de concentración de cadmio 0-20 cm

Respecto, a los niveles de concentración encontrados en los suelos de la zona

chinampera a una profundidad 0-20 cm.se presentó un nivel medio de concentración de

1.216 ± 0.309 mg kg-1. El intervalo principal de los niveles de concentración de plomo


fue 0.641 y 2.44 mg kg-1. A partir de lo anterior se establecieron tres intervalos

principales de concentración para los suelos de la zona chinampera 1) De 0.1 a

1 mg kg-1 2) De 1.1 kg a 2.0 mg kg-1 (Tabla 5.1). Finalmente un intervalo de

concentración de 2.0 mg kg-1.

El cadmio se encuentra en el suelo, debido a procesos naturales en bajos niveles de

concentración y se asocia básicamente a la presencia de zinc (Aquino et al., 1989).

Sposito (1994) menciona que la presencia de cadmio en elevados niveles de

concentración en el suelo se considera un llamado de alerta, ya que es considerado un

metal pesado con un alto grado de solubilidad, que potencialmente podría trasladarse

hacia la cadena trófica, o en otro caso lixiviarse, lo cual representa una problemática de

contaminación hacia los denominados acuíferos.

El contenido de cadmio en suelos generalmente presenta una amplia variabilidad, el

intervalo principal del rango de concentración de cadmio en suelos agrícolas es del

orden entre 0.01 a 10 mg kg-1 (Alloway 1990; Pais 1997, Emsley 1991; Ewers, 1991;

Kookana et al., 1999; Adriano, 2001; EC, 2000). De acuerdo a lo anterior, los valores de

concentración de cadmio en el suelo de la zona chinampera son adecuados para llevar a

cabo actividades productivas y no causar efectos directos a la salud humana.

Los valores de concentración de cadmio entre 0.7 y 1.0 mg kg-1, se presentaron en diez

sitios respecto al total del área, en términos generales la distribución espacial para

dichos niveles de concentración se muestra muy dispersa y localizada en dos zonas

principales del área chinampera media y alta, respecto al intervalo altitudinal. Como

características principales del área comprendida están ser sitios que han perdido su

vocación agrícola, presentando baja densidad vegetativa, producción de cultivos

mínima, red canalera asociada con bajos niveles de agua y totalmente secos, lo cual se

traduce en baja proporción de materia orgánica añadida directamente al suelo, como

parte del proceso de extracción y bombeo de agua residual y que se ha demostrado en

estudios previos dentro de la zona chinampera, la disminución en los niveles de


concentración de cadmio hasta presentar un rango de concentración entre 0.027 y 0.8

mg kg-1 (Pérez Olvera et al., 2008).

Estudios previos de presencia y cuantificación por metales pesados en suelos agrícolas

de México, resaltan que la disminución en los niveles de concentración de cadmio hasta

alcanzar un promedio de 0.6 mg kg-1, están asociados a baja actividad agrícola e

utilización de agua directamente al suelo como fuente principal de enriquecimiento y

acumulación de dicho metal pesado (Flores et al., 1992, Méndez García et al., 2000;

Gómez Puentes et al., 2004). Estudios de contaminación por metales pesados en suelos

agrícolas en Latinoamérica por Huaranga Moreno et al., (2012), señalaron niveles de

concentración más bajos, respecto a lo encontrado dentro de la presente investigación

(0.001 y 0.012 mg kg-1). Lo anterior, está relacionado a la ausencia de actividades

agrícolas como el desarrollo de cultivos permanentes, y de temporal, los cuales están

asociados a cuerpos de distribución de aguas generalmente enriquecidos con adición de

desechos orgánicos e inorgánicos, y agua residual favorecen el incremento en los

valores de concentración de metales pesados los cuales son transferidos directamente

al suelo aumentando de manera gradual los valores de dicho elemento metálico, res-

pecto al tiempo.

El rango de concentración entre 1.1 y 1.7 mg kg -1, abarco un total de diecisiete sitios

respecto del total del área de estudio, como características generales de esta zona de

influencia esta la presencia de herbáceas, cultivos de maíz y almácigos, presencia de

redes canaleras con influencia de aguas vertidas, negras, y residuales, cercanos a la

Planta de Tratamiento de San Nicolás Tetelco. En base a amplia investigación, en

suelos agrícolas de México donde se ha cuantificado la presencia de metales pesados a

nivel superficial se ha demostrado que el desarrollo de actividades agrícolas como el

desarrollo permanente de cultivos, asociado al uso continuo de agua en redes de

distribución, favorece la deposición de material orgánico en forma de sedimento, lo cual

incrementa de manera gradual los niveles de concentración de cadmio presentando un

rango de concentración entre 1.5 y 3.0 mg kg-1, dichos valores contrastan y son similares

respecto a lo encontrado en la presente investigación, por lo cual al proyectar en el


tiempo la continuidad de las prácticas previamente señalas los niveles de concentración

de dicho metal pesado presentaran una tendencia a presentar baja variabilidad en su

nivel de concentración respecto al tiempo (Flores et al., 1992 , Méndez García et al.,

2000, Gómez Puentes et al., 2004, Gutiérrez Galindo et al., 1999, Silva et al.,2001).

Por otro lado, Morton Bermea et al., (2002) en un estudio de contaminación por metales

pesados en suelos superficiales de la Ciudad de México, encontró un rango de

concentración de cadmio, igual al reportado dentro de la presente investigación (1.1 y

1.6 mg kg-1). En base a las conclusiones de los autores, el rango de concentración de

dicho elemento metálico es resultado de diversos factores como el incremento de

actividades antropogenicas, uso y manejo del suelo, continua deposición de material

orgánico y deposición de material particulado proveniente del tráfico vehicular en

grandes cantidades.

En diversas regiones del mundo donde se ha cuantificado y analizado la presencia de

metales pesados en la capa superficial del suelo, específicamente cadmio, se ha

demostrado, que la deposición continua de material orgánico proveniente de residuos

provenientes de la vegetación directamente al suelo, así como la actividad de ovinos,

favorece el incremento gradual en los niveles de concentración de dicho elemento

metálico, hasta alcanzar un valor de 1.2 mg kg-1, valor de igualdad respecto al

promedio encentrado dentro de la zona chinampera. (Hernández et al., 2005, Marban et

al., 1999, Jain et al., 2005, Zamora et al. ,2008).

Finalmente, los sitios 1, 8 y 14, exhibieron un rango de concentración de cadmio entre

2.0 y 2.2 mg kg -1, las características generales de estos sitios, fue la presencia de

cultivos de flores de ornato, presencia de material vegetativo proveniente de barbecho

depositado directamente al suelo. En términos generales, la continua deposición de

material orgánico proveniente de actividades humanas diversas entre ellas el barbecho

e incorporación de material vegetativo, como material orgánico y que se acumulan

gradualmente al suelo independientemente de la temporada del año tienden a


incrementar las concentraciones de cadmio hasta alcanzar 3 mg kg-1 (Perrucci et al.,

1992; Díaz Barriga et al., 1997; Acosta y Lodeiros, 2004).

Específicamente en el sitio ocho, es un sitio que no tiene presencia de cultivos,

actualmente totalmente barbechado, y con una continua deposición de estiércol directa-

mente al suelo, como fuente de material orgánico acumulado constantemente y de

acuerdo a estudios previos de contaminación por cadmio se ha mostrado que la continua

adición de enmiendas orgánicas, adicionadas con estiércol y fertilizantes orgánicos

incrementa significativamente los niveles de concentración de dicho elemento metálico

hasta alcanzar 8.3 mg kg -1 (Kabata y Pendias, 1992). El contraste que se puede

establecer respecto a los valores máximos de concentración de cadmio en los suelos de

la zona chinampera y los estudios previamente señalados se relaciona a la cantidad y

frecuencia de aplicación de enmiendas orgánicas, fertilizantes y estiércol como fuentes

de material orgánico depositado de manera constante al suelo.

5.1.4 Distribución espacial de cadmio 0-20 cm.

En la Figura 5.1.2 se muestra el mapa de distribución espacial de cadmio en suelo de la

zona chinampera San Nicolás Tetelco, Tláhuac, a un nivel de profundidad de 0-20 cm, al

igual que en el caso del plomo se observa una zonificación diferenciada de los niveles

de concentración de este elemento metálico focalizadas dentro de tres áreas principales

de influencia.

Respecto a lo anterior, la primer zona de influencia (coloración verde), ubicada en la

parte sur del área, entre las altitudes 2232 y 2254 msnm. Exhibió un rango de concen-

tración entre 1.1 y 1.7 mg kg-1, abarcando una superficie de 69.19 ha. En relación a la

superficie total del área previamente señalado, localizado en la parte sur-sureste de la

zona chinampera. Y como ya se mencionó anteriormente es una zona en la cual

actualmente se continúa con la producción agrícola, con diversos cultivos. La cercanía

de la red canalera aun existente, con contenido de aguas negras y residuales que son

vertidas directamente al suelo y que en base a investigaciones previas donde se ha


cuantificado y representado la distribución espacial de este elemento metálico y se ha

demostrado el incremento de los valores de concentración hasta alcanzar 2.0 mg kg-1 es

resultado de la aplicación constante de agua superficial adicionada con aguas servidas,

ya que adicional al agua vertida se encuentra sedimento que es transportado y deposi-

tado en el suelo, por medio del proceso mecánico de extracción y bombeo, favoreciendo

la acumulación de este elemento metálico a través del tiempo independientemente de la

temporada del año (Salminem y Gregorauskiene ,2000; Kookana et al., 1999) De

acuerdo a lo anteriormente señalado, y en base a la clasificación por contaminación de

metales pesados establecida por Martín (2000), 69 % de los suelos de la zona

representan un área , sin contaminación por cadmio.

La segunda área de influencia representada en el mapa de distribución espacial

presenta coloración rojiza, se localiza en la parte norte, en un intervalo altitudinal entre

2229 y 2232.5 msnm, siendo parte de la zona baja del área, con una extensión total de

12.49 ha., contando con los valores de concentración mayores en un rango entre 2.0 y

2.2 mg kg-1. De acuerdo a la clasificación de Marín (2000), 12% del suelo de la zona

chinampera se encuentra ligeramente contaminado por cadmio. Como características

principales de la zona que abarca dichos niveles de concentración, es la presencia de

cultivos de temporal, adición continua de material orgánico proveniente de la red

canalera aun existente en la zona, en investigaciones previas sobre contaminación y

distribución espacial de dicho elemento metálico se demostró que el incremento de

valores del mismo está en función de la cercanía e influencia de fuentes potenciales de

contaminación como son los cuerpos de distribución de agua que contienen

concentraciones de metales pesados y específicamente cadmio, que se transfieren e

incrementan el valor de concentración hasta alcanzar un nivel promedio igual a 2.0 mg

kg -1 (Jain et al. ,2005 , Zamora et al., 2008).

Finalmente dentro de la parte central (media) de la zona chinampera (coloración azul) en

el intervalo altitudinal 2235 y 2237 msnm., se observan los niveles inferiores de

concentración de cadmio, en un rango de concentración entre 0.7 y 1 mg kg-1

comprendiendo un área de 7.88 ha., siendo la segunda área de influencia con sitios


considerados sin contaminación por cadmio (Marín, 2000). Las características generales

de dicha área son la baja actividad antrópica, cobertura vegetal mínima predominante de

herbáceas, red canalera existente actualmente carente de agua, o, con bajos niveles

superficiales. Lo anteriormente expuesto pone de manifiesto que dentro del área de

estudio, se presenta un descenso respecto a los niveles de cadmio en suelo, conforme a

la ubicación espacial y cercanía de fuentes potencialmente contaminantes (Puga et al.,

2006). En términos generales el patrón de distribución espacial de cadmio dentro del

suelo de la zona chinampera, presenta similitud respecto a plomo y en base a la

información obtenida se puede observar que ambos elementos metálicos presentan

fuentes puntuales de contaminación comunes.

En términos generales, el cadmio dentro del suelo de la zona chinampera a un nivel de

profundidad 0-20 cm., exhibió una distribución espacial creciente en dirección sur- sur-

oeste- norte debida básicamente al incremento diferenciado de material orgánico hacia

el suelo de la zona debido a actividades antropogénicas, así como la amplitud del área

aun dedicada a la producción de cultivos y la relación suelo-agua, ya mencionado

anteriormente la cual favorece la continua deposición de material orgánico como parte

del proceso de formación del suelo de la zona chinampera.

Por otra parte, a partir del uso del programa estadístico JMP, el valor del coeficiente de

variación (CV) igual a 30% sugiere el hecho que existe mayor heterogeneidad en los

valores de concentración de cadmio en suelos de la zona chinampera. Los resultados de

los niveles de concentración de este metal pesado a nivel superficial (0-20 cm) indican

que una fuente potencial de acumulación e incremento en los valores de concentración

de dicho elemento metálico es el arrastre y continua deposición de materia orgánica

como parte del proceso de formación del suelo, de fuentes diversas como el agua

irrigada de la red canalera, el desarrollo de pastoreo por ovinos y la deposición de dicha

actividad en función del aporte de estiércol y la incorporación de material orgánico

proveniente de cultivos adyacentes. Lo anterior influye directamente en mayor

acumulación de nutrientes esenciales al suelo entre ellos el zinc, así como incremento

gradual en la concentración de cadmio (Arauz et al., 2013).


Figura 5.1.2.- Distribución espacial de los niveles de concentración de cadmio en suelos

de la zona chinampera profundidad 0-20 cm Fuente: López Blanco, 2015.

5.1.5 Niveles de concentración de zinc 0-20 cm.

La presencia de zinc dentro de los suelos de la zona chinampera, a un nivel de

profundidad 0-20 cm mostró un nivel de concentración media de 5.826 ± 1.175mg kg-1.

Presentando un intervalo principal entre 4.19 y 10.04 mg kg-1, a partir del cual se

definieron tres intervalos principales. Los intervalos definidos fueron: 1) 4.2 a 6.3 mg kg-1;

2) 7.4 a 8.2 mg kg-1 3) 10.04 mg kg-1.


En términos generales, en la profundidad de 0-20 cm. se presentaron niveles de

concentración de zinc, superiores, respecto a los valores de concentración de plomo y

cadmio. Sin embargo, estos niveles no rebasan el límite de concentración establecido

para suelos de uso agrícola/residencial/comercial establecidos dentro de la normati-

vidad nacional NOM-147-SSA1-SEMARNAT (200 a 400 mg kg-1), así como para suelo

perturbado (27 mg kg-1).

En el primer intervalo señalado anteriormente (4.2 - 6.3 mg kg-1), se encuentran la

mayoría de los sitios muestreados (26 sitios), como características generales de la

formación de esta área de influencia es la adición continua de material orgánico

proveniente del barbecho, restos de herbáceas y cultivos de maíz y hortalizas, así como

parte del material orgánico proviene del proceso de extracción y bombeo de agua

proveniente de la red canalera aun existente. Investigaciones realizadas en suelos de

chinampas por Ramos- Bello et al., (2001) Pérez Olvera et al., (2008), Mireles et al.,

(2004) donde se cuantifico la presencia de zinc dentro de los primeros centímetros del

suelo, encontraron valores de concentración similares respecto a lo encontrado en la

presente investigación (5.59 mg kg-1) y de acuerdo a las conclusiones de los autores el

incremento en los niveles de concentración de este elemento metálico, es resultado de

continua adición de material orgánico proveniente de la vegetación y el arrastre del

mismo proveniente de los cauces de agua en forma de sedimento que se incorpora y

acumula gradualmente en el suelo favoreciendo la presencia y aumento en los niveles

de concentración de dicho metal pesado a través del tiempo.

En contraste, con investigaciones realizadas en Latinoamérica donde se cuantifico la

presencia de zinc en los primeros centímetros del suelo, Vacca et al., (2012), Huaranga

Moreno et al., (2012) demostraron que este elemento metálico tiende a disminuir

significativamente su nivel de concentración hasta presentar un valor promedio de 2.26

mg kg-1, inferior respecto a lo reportado dentro de la presente investigación, el contraste

respecto a los valores previamente señalados es resultado del manejo del suelo

agrícola, el desarrollo de actividades antrópicas como la deposición de residuos de


diversa índole directamente al suelo y la ocurrencia y uso continuo de agua proveniente

de redes de distribución que son adicionadas frecuentemente dentro de los primeros

centímetros del suelo.

Otra de las características de esta área, es la creciente influencia antropogenica debido

al proceso de urbanización, reflejada en la presencia de asentamientos irregulares, en

investigaciones realizadas en la zona metropolitana de la Ciudad de México por Morton

Bermea et al. (2009), demostró que el efecto de las actividades previamente señaladas,

directamente al suelo influye significativamente en los niveles de concentración hasta

alcanzar un valor de 36 mg kg-1, nivel superior a lo encontrado dentro de la zona

chinampera, la razón de contraste respecto a los valores de zinc encontrados en el

presente estudio es la aparición, frecuencia, cercanía y distribución de fuentes

potencialmente contaminantes como zonas industriales, la deposición de residuos

generados por la misma, adición de residuos inorgánicos generados por zonas urbanas,

así como la influencia de la deposición de material particulado proveniente del flujo

vehicular en grandes cantidades.

Dentro del segundo agrupamiento de valores de concentración de zinc en la zona

chinampera en un rango de concentración entre 7.4 a 8.2 mg kg-1, localizado en los sitios

1, 14 y 24. El sitio 1, tiene como características generales la presencia de cultivos de

flores de ornato, presenta contenido medio de materia orgánica, pH medianamente

alcalino y Capacidad de Intercambio Catiónico alta. Respecto al sitio 14 es un sitio

donde predominan los pastos y existe pastoreo por ovinos, por lo cual el contenido de

materia orgánica (MO) presenta porcentaje medio, presentando pH fuertemente alcalino

y Capacidad de Intercambio Catiónico media. El sitio 24 representa un sitio más

conservado, lejano a la influencia antropogenica, contenido de materia orgánica alto,

presentando pH neutro y Capacidad de Intercambio Catiónico (CIC) alta De acuerdo a

una amplia investigación sobre la presencia de zinc en suelos agrícolas Romic (2003)

demostró que la presencia de diversos cultivos, así como la deposición continua de

material orgánico, enmiendas orgánicas y adición constante de estiércol en periodos

prolongados respecto al tiempo independientemente de la temporada del año


incrementan de manera gradual la concentración de zinc en los primeros centímetros del

suelo hasta tomar un valor promedio de 9 mg kg-1, razón de contraste y similitud

respecto a lo encontrado en el sitio 1. Por otra parte, Dachaufour 1998; White y Zasoski,

1999 en investigaciones realizadas en suelos agrícolas en diferentes regiones alrededor

del mundo, demostraron que el zinc, a pesar de su carácter metálico, es indispensable

para el desarrollo vegetal y el incremento gradual que presenta, hasta presentar un valor

mínimo de concentración de 7.0 mg kg-1, es debido al incremento de adición de material

orgánico proveniente básicamente de diversos cultivos orgánicos, el cual se incorpora

continuamente al suelo, asimismo como el desarrollo de actividades pecuarias como el

pastoreo por ovinos, de acuerdo a lo establecido por los autores existe un punto de

contraste y similitud respecto a los valores establecidos en los sitios 14 y 24.

Finalmente el sitio 10, que presento características como presencia y desarrollo de

cultivos de maíz y almácigos, cercanía a ojo de agua e influencia antrópica creciente,

alto contenido de materia orgánica, pH medianamente alcalino y Capacidad de

Intercambio Catiónico alto, presento el valor máximo de concentración de zinc igual a 10

mg kg-1 De acuerdo a investigaciones previas en suelos de carácter agrícola donde se

ha cuantificado la presencia de metales pesados específicamente zinc, se demostró que

el incremento de actividades antropogenicas relacionado a la producción intensiva de

cultivos diversos y la deposición constante del material orgánico proveniente del mismo

directamente al suelo, así como la presencia de actividades humanas que se vuelven

recurrentes va incrementando las concentraciones de dicho elemento metálico hasta

que presenta como valor mínimo 10 mg kg-1, hecho que contrasta y es similar al valor

máximo reportado dentro de la zona chinampera (Ansari y Malik, 2007; Merten y Smol-

ders 2013; Quintero, 2004).

Investigaciones previas en los suelos de la zona chinampera por Mireles et al. (2004),

Ramos- Bello et al., (2001), Pérez et al., (2008) a una profundidad de 0-20 cm. señalan

un valor de concentración de zinc máximo igual a 11.02 mg kg-1 el cual es ligeramente

superior respecto al reportado dentro de la presente investigación, la razón del

incremento en el nivel de concentración está relacionado básicamente a la relación


existente entre el suelo y el agua, por la presencia extensiva de cultivos en diferentes

épocas del año, así como el volumen de producción de la misma al cual frecuentemente

se adicionan grandes cantidades de agua enriquecidas con aguas residuales y desechos

domésticos, al realizar el flujo de la misma directamente al suelo se incrementa

considerablemente la cantidad de material orgánico y esto favorece el incremento

gradual de dicho elemento metálico hasta alcanzar el valor máximo previamente señala-

do.

5.1.6 Distribución espacial de zinc 0-20 cm.

En la Figura 5.1.3 se observa la distribución espacial del zinc en los suelos de la zona

chinampera, en un nivel de profundidad 0-20 cm., presentando un rango principal de

concentración entre.4 y 10 mg kg-1. Respecto a la representación de distribución

espacial se observa mayor homogeneidad de los valores de concentración de dicho

elemento metálico. La zona de influencia que agrupa la mayoría de los valores de

concentración de este elemento metálico se observa en la parte central (coloración

azul-verde) del área, entre las altitudes 2233 y 2238 msnm comprendiendo una

superficie igual a 86.58 ha., presentando un rango principal de concentración entre 4.2 y

6.3 mg kg-1, incluyéndose en la categoría de suelos moderadamente contaminados con

un porcentaje de 86.66 %. Lo anteriormente expuesto, se puede atribuir básicamente al

arrastre de material orgánico directamente al suelo, como parte del proceso de forma-

ción, lo cual representa un factor de enriquecimiento constante de dicho elemento metá-

lico en los primeros centímetros del suelo. Tomando como base investigaciones previas

de contaminación por metales pesados en suelos agrícolas de México, Cajuste et al.,

(1991) demostraron que la distribución espacial de zinc está en función del arrastre y

deposición continua de material orgánico como parte del proceso de formación del suelo,

independientemente de la temporada del año, de acuerdo a las conclusiones de los

autores previamente citados, el principal factor de acumulación e incremento en los

niveles de concentración de zinc está asociado al manejo de suelo, la ocurrencia y

frecuencia de prácticas constantes de adición de enmiendas orgánicas y la localización

especifica de fuentes potencialmente contaminantes como zonas de carácter industrial,


así como redes de distribución de agua, asociadas al crecimiento poblacional de manera

creciente y las actividades que favorecen la adición de desechos y aguas que contienen

básicamente detergentes, razón que favorece el incremento de metales pesados en el

agua superficial. Las cuales tienden a ser transferidas directamente al suelo

incrementando paulatinamente los niveles de concentración de zinc.

Por otra parte, respecto a los niveles previamente señalados es visible la presencia de

tres áreas circulares las cuales señalan los niveles superiores de concentración de dicho

elemento metálico (7.4, 7.8, 8.2, 10.00 mg kg-1) entre las altitudes 2229 y 2233 msnm

abarcando una superficie de 13.32 ha., y de acuerdo a la clasificación de contaminación

por metales pesados (Marín, 2000) se clasifican como moderadamente contaminados

con un porcentaje igual a 13.33 %. Dentro de esta área de influencia, actualmente

existe una mayor influencia urbana/antrópica como ya se mencionó anteriormente. De

acuerdo a investigaciones previas en México y alrededor del mundo la distribución

espacial de zinc en suelos agrícolas y de chinampa está en función de la relación e

interacción existente entre suelo y agua que a su vez se asocia a la adición continua de

material orgánico al suelo, y que el agua proveniente de la red de distribución asociada

generalmente esta enriquecida por aguas domésticas y residuales que se ha

demostrado incrementan significativamente los niveles de concentración de metales

pesados, específicamente zinc y que al pasar directamente al suelo favorece el aumento

constante de dicho elemento metálico independientemente de la temporada del año

(Páez Osuna et al., 2005; Ramos- Bello et al., 2001 , Pérez et al., 2008, CONAGUA ,

2005, SEMARNAT 2008).

En términos generales el zinc presentó una distribución más homogénea, dentro de la

zona de estudio respecto a plomo y cadmio, lo cual está asociado a un valor de

coeficiente de variación igual a 20 %, inferior al presentado por dichos elementos

metálicos, lo anteriormente mencionado establece una menor variabilidad respecto a los

niveles de concentración de dicho elemento metálico y una mayor homogeneidad. Lo

anteriormente señalado es debido en primer lugar al proceso de formación de los suelos

de la zona chinampera asociados a la adición continua de material orgánico; lo cual de


acuerdo Ramos Bello et al. (2001), es considerada como la causa principal de

enriquecimiento por zinc y por tanto un comportamiento homogéneo en su distribución

espacial, asimismo, de acuerdo a los autores previamente mencionados, este elemento

metálico generalmente no presenta diferencias puntuales respecto a sus niveles de

concentración, dentro de las zonas chinamperas independientemente de la temporada

del año, en la cual sean cuantificados..

Figura 5.1.3 - Distribución espacial de las concentraciones de zinc en suelos de la zona

chinampera (profundidad 0-20 cm). Fuente: López Blanco, 2015.


5.1.7 Niveles de concentración de plomo 20-40 cm

En el nivel de profundidad 20-40 cm., el plomo se encontró en un valor medio de con-

centración de 1.38 ± 0.913 mg kg-1. En un intervalo principal entre 0.35 y 4.82 mg kg-1. A

partir de este intervalo se definieron tres intervalos principales, el primero en un rango

de concentración entre 0.4 y 0.8 mg kg-1 El segundo intervalo de concentración entre

1.3 y 2.6 mg kg-1 (Tabla 5.2). Finalmente un intervalo superior en los niveles de

concentración igual a 4.8 mg kg-1

De acuerdo a los parámetros establecidos por la Agencia de Protección al Medio

Ambiente (EPA, 2002) el rango de concentración de plomo adecuado para suelos

agrícolas se encuentra en un rango entre 1 y 15 mg kg-1. Por lo tanto los valores

encontrados en el nivel de profundidad 20-40 cm son considerados como adecuados

para el desarrollo de cultivos diversos y bajo riesgo de potencial tóxico.

El primer rango de concentración señalado previamente (0.4 y 0.8 mg kg-1), abarco 12

sitios respecto al total de la superficie de chinampas. Como características generales

presenta cultivos diversos, y en otros casos totalmente barbechados, incremento en la

actividad antropogenica, presenta hundimientos diferenciales, redes canaleras que ya

no cuentan con niveles de agua significativos. El contenido de materia orgánica (MO) en

estos sitios y de acuerdo a los parámatelos establecidos por SEMARNAT (2000), están

en rango medio-alto, pH medianamente alcalino y fuertemente alcalino, exceptuando los

sitios 28 con pH moderadamente ácido, y 29 pH neutro. La Capacidad de Intercambio

Catiónico (CIC), de acuerdo a los valores encontrados está en un rango medio-alto, con

excepción del sitio 9 y 21. En base a investigaciones previas de contaminación por

metales pesados en suelos agrícolas alrededor del mundo y donde se cuantifico

cantidades de plomo, por Imperato et al., (2003) demostraron que al migrar respecto al

nivel de profundidad el plomo tiende a disminuir significativamente su valor medio de

concentración hasta alcanzar 0.5 mg kg-1, lo cual es similar a lo encontrado en la zona

de estudio y de acuerdo a las conclusiones de los autores contenidos medios y altos de

porcentaje de materia orgánica, pH alcalino y capacidad de intercambio catiónico alta,


tienden a retener fuertemente a este metal pesado en el tiempo, favoreciendo bajos

niveles de concentración, lo anterior contrasta y es similar a lo obtenido en la presente

investigación.

Por otra parte, estudios realizados en suelos agrícolas de Latinoamérica Arévalo Gardini

et al., (2016), y donde se han llevado a cabo diversos cultivos de cacao se cuantificaron

las cantidades de metales pesados, específicamente plomo a nivel del suelo hasta

alcanzar los 40 cm., donde se reportaron bajos porcentajes de materia orgánica (<5%),

y pH alcalino (8.0), las cantidades de plomo se encontraron en un rango entre 0.08 y

0.021 mg kg-1, inferior a lo encontrado en la presente investigación. De acuerdo a las

conclusiones de los autores la razón principal del contraste en los niveles de

concentración encontrados para la presente investigación está relacionado al bajo aporte

de material orgánico directamente a la solución del suelo, así como el proceso limitado

de lixiviación de la misma en relación al nivel de profundidad y finalmente la fuente de

aporte del material orgánico el cual se transfiere directamente a la solución del suelo.

El valor superior de concentración de plomo en el suelo de la zona chinampera en la

profundidad 20-40 cm., presento un valor igual a 4.8 mg kg-1, siendo un sitio conservado

que en sus bordes presenta ahuejotes (Salix bonplandiana) totalmente secos, presento

porcentaje de materia orgánica clasificado con valor medio, pH alcalino y CIC media, lo

cual de acuerdo a investigaciones previas de contaminación por plomo hasta alcanzar

40 cm., Sarabia- Meléndez et al., 2011, Manassero et al., (2013) demostraron que en

zonas agrícolas alejadas de la influencia antrópica, y donde de manera constante existe

un proceso de remoción y movimiento del material orgánico respecto a la profundidad,

asociado a valores de pH alcalinos favorecen una alta retención de plomo en la solución

del suelo hasta establecer un valor > 4.0 mg kg-1, equivalente a lo encontrado en la

presente investigación, tomando como base las conclusiones de los autores al ser el

plomo un elemento metálico de baja movilidad en el suelo, infiriere de manera directa en

el incremento en sus valores de concentración, lo cual está sucediendo dentro del suelo

de la zona chinampera, y representa un riesgo de toxicidad por la permanencia de dicho

metal pesado.


Tabla 5.2 Niveles de concentración de metales pesados (Pb, Cd, Zn) en suelo de la zona

chinampera (20-40 cm).

Metal Pesado Intervalo inferior (mg kg-1) Intervalo medio (mg kg-1) Intervalo superior (mg kg -1)

Plomo 0.4-0.8 1.3 -2.6 4.8

Cadmio 0.8 – 1.1 1.2 1.6

Zinc 4.9 -5.9 6.5-6.9 7.8-10.7

5.1.8 Distribución espacial de plomo 20-40 cm.

En la Figura 5.1.4, se observa la distribución espacial del plomo en suelos de la zona

chinampera a un nivel de profundidad de 20-40 cm., los niveles de concentración de

dicho metal pesado presentaron un rango general de concentración entre 0.4 y 4.8 mg

kg-1.

A partir de la obtención del mapa de distribución espacial de plomo mediante el Progra-

ma ILWIS versión 3.4, se pueden distinguir claramente tres áreas de influencia y distri-

bución espacial del mismo. El área central de la zona localizada entre las altitudes 2233

y 2237 msnm, agrupo los valores de concentración superiores de dicho metal pesado,

en un rango entre 1.3 y 4.8 mg kg-1 (coloración rojiza), asimismo esta zona de influencia

agrupo rangos entre 1.3 y 2.6 mg kg-1(coloración verde- rojiza), abarcando un total de 17

sitios respecto al total, clasificándose como suelos no contaminados y ligeramente

contaminado (Marín, 2000), teniendo un porcentaje igual a 56.66%.

En la parte central el nivel más alto de concentración igual a 4.8 mg kg-1, de acuerdo a la

clasificación de contaminación por metales pesados (Marín, 2000) es un área

ligeramente contaminada por plomo. En términos generales, el sitio que presento este

valor de concentración presento baja influencia antrópica, zona más conservada al ser

un límite de chinampa, presentando ahuejotes (Salix bonplandiana) secos a su

alrededor, porcentaje de materia orgánica medio, pH medianamente alcalino y


Capacidad de Intercambio Catiónico media. En base a investigaciones previas de

contaminación por metales pesados en suelos agrícolas alrededor del mundo Souza

Merlino et al., (2010) demostraron que la concentración y distribución espacial de plomo

respecto a la profundidad hasta alcanzar 40 cm, está en función de dos factores

principales como es la continua deposición de lodos y sedimentos provenientes de redes

de distribución de agua con aportes constantes de contaminantes y metales pesados,

los cuales son transferidos directamente a la solución del suelo y por otra parte que las

zonas que presentan mayor nivel de concentración de plomo hasta alcanzar 11.82 mg

kg-1 el cual es superior a lo encontrado en la zona chinampera, característicamente

presentan menor grado de perturbación es decir se encuentran conservados, similar a lo

reportado en este sitio y finalmente al no existir cercanía a la influencia antrópica el

proceso de mineralización de la materia orgánica al acelerarse favorece el incremento

constante de concentración de plomo en relación a la profundidad.

En contraste el área que agrupa los valores inferiores de concentración (0.4 mg kg-1 y

0.8 mg kg-1) que presenta coloración azul, ubicada en la parte sur-sureste de la zona de

estudio, entre las altitudes 2236 y 2254 msnm, abarca 12 sitios del total de sitios

muestreados, de acuerdo a la clasificación de suelos previamente señalada son suelos

no contaminados por plomo y representan un porcentaje de 39.96%. Como

características principales de esta área de influencia, se puede mencionar que

presentan baja actividad antropogenica, la densidad vegetativa es baja y se encuentran

regularmente en proceso de barbecho. Asimismo, son zonas alejadas de la influencia

antrópica, encontrándose mayormente conservadas, y de acuerdo a investigaciones

previas de contaminación por plomo en suelos agrícolas a diferentes niveles de

profundidad, la baja frecuencia de manejo del suelo con vocación agrícola influye

significativamente en la baja deposición de material orgánico que eventualmente contie-

ne concentraciones de plomo. Asimismo las zonas conservadas al estar alejadas de la

influencia antrópica, presenta tendencia a recibir de manera eventual contaminantes que

eventualmente podrían ser depositados directamente al suelo como solventes,

plaguicidas, entre otros y que eventualmente incrementarían los niveles de

concentración de dicho metal pesado (Acosta et al., 2002).


Figura 5.1.4.- Distribución espacial de plomo en suelos chinamperos profundidad 20-40

cm. Fuente: López Blanco, 2015.

5.1.9 Niveles de concentración de cadmio 20-40 cm

En la profundidad de 20-40 cm., el cadmio presentó un nivel medio de concentración de

1.05 ± 0.265 mg kg-1, con un intervalo principal de concentración entre 0.80 y 1.60 mg

kg-1, a partir del cual se agruparon los valores de los niveles de concentración obtenidos

en dos rangos principales 1) 0.8 y 1.1 mg kg-1 y 2) 1.2 a 1.6 mg kg-1.


De acuerdo a los parámetros establecidos por la normatividad nacional e internacional

de EPA, 1995 y de la NOM-147 SEMARNAT/SSA1-(2004) relacionados a la producción

agrícola y salud humana y la concentración de metales pesados en suelos de uso

agrícola/comercial señalan un rango principal de concentración de cadmio entre 0.6 y

10 mg kg-1 rango en el cual se ubican los valores encontrados para este elemento metá-

lico en la profundidad 20-40 cm (Tabla 5.2).

Por otra parte, Galvao y Corey (1987) en estudios de contaminación por metales

pesados en suelos agrícolas concluyeron que la presencia y niveles de concentración de

cadmio independientemente de la profundidad para considerarse adecuados, que no

representen problemas de toxicidad, deben presentar un valor de 1mg kg-1, como en el

caso de algunos sitios encontrados para la presente investigación. Asimismo los autores

señalan que un valor promedio de 16 mg kg-1 de cadmio en suelos agrícolas

independientemente de la profundidad se refleja en problemas de contaminación y

toxicidad elevada.

En el primer rango de concentración previamente señalado (0.8 y 1.1 mg kg-1). Los valo-

res de concentración de cadmio que no alcanzaron el valor de 1.0 mg kg-1 presentaron

como características generales, presencia de cultivos y almácigos que a su alrededor

cuentan con cercanía con canales con bajos niveles de agua superficial o totalmente

secos, densidad vegetativa baja principalmente por herbáceas. En relación a las

propiedades edáficas el contenido de materia orgánica que presentaron los sitios de esta

agrupación fueron de medio a muy altos (SEMARNAT, 2000), pH medianamente

alcalino y fuertemente alcalino exceptuando los sitios 25 y 28 fuertemente ácido y mode-

radamente ácido respectivamente. Respecto a los valores de Capacidad de Intercambio

Catiónico (CIC) se clasifican como medio-altos. En base a una amplia investigación de

contaminación por metales pesados en suelos agrícolas alrededor del mundo donde

existe la influencia de actividades antrópicas como la continua deposición de material

orgánico proveniente de diversas fuentes y la asociación el agua hacia cultivos perennes

y temporales, demostraron que los niveles de concentración de cadmio tienden


generalmente a disminuir respecto al nivel de profundidad en relación a la baja

variabilidad en el contenido de materia orgánica, respecto a los primeros centímetros del

suelo, como lo encontrado en la zona chinampera. Por otra parte, el proceso de forma-

ción del suelo que implica la movilidad continua y proceso de migración del material or-

gánico en la profundidad, favorece una baja movilidad y retención de cadmio,

presentando valores de concentración igual a 0.46 mg kg-1 inferior a lo reportado en la

presente investigación. La diferencia fundamental es el promedio en contenido de

materia orgánica en niveles de profundidad superiores a 20 cm (Díaz, 2005;

Souza Merlino et al., 2010 Marín et al., 2000, Utterman et al. 2006, Vacca et al., 2012).

Un total de 12 sitios respecto al total de la zona chinampera, mostraron un nivel de

concentración entre 1.0 mg kg-1 y 1.1 mg kg-1, las características generales del área son

la presencia de zonas totalmente barbechadas, presencia de herbáceas, cultivos de

maíz (Zea maíz), actividad antrópica en desarrollo, hundimientos diferenciales. El conte-

nido de materia orgánica presento un rango medio- alto (SEMARNAT, 2000), pH neutro

a medianamente alcalino, Capacidad de Intercambio Catiónico (CIC) medio- alto excepto

el sitio 21 con valor bajo. En investigaciones previas de contaminación por metales

pesados en suelos agrícolas de México, se demostró que la continua adición de material

orgánico al suelo, las características propias del mismo, un mayor porcentaje de

minerales de arcilla favorecen la alta retención de cadmio hasta presentar un valor

máximo de 2.4 mg kg-1 e inferior igua1.0 mg kg-1 razón de contraste y similitud respecto a

lo encontrado en la zona chinampera (Flores et al., 1992). Por otra parte Horckmans et

al., (2005) en estudios de contaminación por metales pesados demostró que en la

solución del suelo un valor promedio de contenido de materia orgánica 10.9% pH

medianamente alcalino (7.8) y un descenso en los valores de concentración de zinc

respecto a la profundidad, inferiores a 5.0 mg kg-1 favorecen que los valores de

concentración de cadmio exhiban un valor similar a lo reportado en la presente

investigación igual a 1.2 mg kg-1.

El rango de concentración que agrupo los valores 1.2 a 1.6 mg kg-1, abarco un total de

ocho sitios con respecto al total del área de estudio, y como características principales


fue la presencia de mayor densidad vegetativa respecto a otras zonas previamente

señaladas, presencia de herbáceas y pastos en mayor proporción, crecimiento

mayormente acelerado de la mancha urbana, redes canaleras aledañas con mayor nivel

superficial de agua. En relación a sus propiedades edáficas el porcentaje de materia

orgánica presento un rango de medio-muy alto, pH neutro a fuertemente alcalino,

Capacidad de Intercambio Catiónico medio-alto (CIC) a excepción de los sitios 2 y 9 con

valor bajo. De acuerdo a Todorenau y Phillips (2004), en estudios de contaminación por

metales pesados en suelos agrícolas porcentajes medio altos de materia orgánica, pH

alcalinos y un descenso en el valor intrínseco de Capacidad de Intercambio Catiónico

(CIC), se asocian a un incremento en los valores de cadmio hasta alcanzar 1.5 mg kg-1,

similar a lo encontrado en la presente investigación. Asimismo, y como parte de las

conclusiones de los autores la disminución en el valor de Capacidad de Intercambio

Catiónico (CIC) y el mantenimiento de los porcentajes de materia orgánica no permiten

un incremento significativo en los valores de concentración de cadmio siendo estos

inferiores a 3.0 mg kg-1.

Por otro lado, una amplia investigación de contaminación por metales pesados en

suelos agrícolas efectuada por Mico (2005), donde se han aplicado enmiendas orgáni-

cas, en periodos prolongados en el tiempo, como parte del proceso de formación del

suelo, a diferentes niveles de profundidad, e independientemente de la época del año,

señala como nivel promedio de cadmio igual a 2.11 mg kg-1 valor que contrasta y es

superior al valor máximo de este elemento metálico encontrado en la zona chinampera

en el nivel de profundidad 20-40 cm. La razón de la diferencia principal del valor

establecido por el autor previamente mencionado, respecto a lo encontrado en los sue-

los de la zona chinampera, es el origen y cantidad de material orgánico incorporado, así

como la continuidad de esta práctica, así como la incorporación de material orgánico

proveniente de actividades básicamente industriales y sus desechos depositados conti-

nuamente al suelo, lo anteriormente señalado es independiente de la temporada del año.

En estudios previos de contaminación por metales pesados en Latinoamérica Delgado et

al., (2015)n demostraron que el incremento de desarrollo de cultivos perenes y


temporales, asociados a redes de distribución de agua con niveles superficiales de agua

superiores a 20 cm., y que presentan concentraciones medias-altas de metales pesados

y de las cuales se extraen continuamente lodos que son incorporados directamente a la

solución del suelo hasta alcanzar un nivel de profundidad de 30 cm., van incrementando

de manera significativa los valores de concentración de cadmio hasta alcanzar un valor

medio de 3.0 mg kg-1 superior al nivel máximo encontrado en el presente estudio en el

segundo nivel de profundidad. En base a las conclusiones de los autores la razón de

contraste respecto a los valores encontrados en la presente investigación, es la

frecuencia de irrigación por aguas servidas, el tiempo de aplicación de las mismas

(superior a 20 años) a través del tiempo y el incremento constante de actividades

antrópicas que favorece la acumulación de cadmio en la solución del suelo

independientemente de la temporada del año.

5.2 Distribución espacial de cadmio 20-40 cm.

En la figura 5.1.5 se observa la distribución espacial de los niveles de concentración de

cadmio en la profundidad 20-40 cm. Los valores de concentración de este elemento

metálico exhibieron una variabilidad respecto a la cuantificación, entre 0.9 y

1.4 mg kg -1. De acuerdo a lo anteriormente señalado y con base en la clasificación de

Marín (2000) para contaminación por metales pesados en suelos agrícolas, el rango de

concentración previamente señalado al presentar valores < 2.0 mg kg-1 se consideran

como suelos no contaminados por cadmio. En base a la distribución espacial de cadmio

en este nivel de profundidad, se pueden definir claramente tres áreas de influencia

respecto a sus niveles de concentración. La primera zona de influencia en coloración

verde-rojiza, exhibió los valores superiores de concentración de cadmio en un rango

entre 1.2 y 1.6 mg kg-1, abarcando un total de 14 sitios en relación a la superficie total de

la zona. Dicha zona de influencia, está situada básicamente en la parte sur de la zona

chinampera, contando con las altitudes más bajas correspondientes a 2229 msnm, sin

embargo también cuentan con sitios ubicados en la parte norte del área hasta alcanzar

la mayor altitud (2254 msnm). Como características principales de los sitios

conglomerados para estos valores de concentración es un área donde actualmente el


suelo es de uso agrícola, contando con cultivos, la adición de material orgánico es un

proceso más continuo directamente al suelo. Y finalmente la influencia humana en

actividades antropogénicas es continua. De acuerdo a Utterman et al., (2006) el

enriquecimiento por cadmio y su distribución espacial independiente al nivel de profundi-

dad está asociado básicamente al proceso de formación del suelo donde al depositarse

sedimentos aluviales el contenido promedio de cadmio es igual a 3 mg kg-1 razón que

contrasta de acuerdo a los valores de dicho elemento metálico en el nivel de profundidad

20-40 cm en la presente investigación. Los valores de contenido de materia orgánica

(MO) de dichos sitios en general de acuerdo a la clasificación de SEMARNAT (2000) son

considerados como medios, así como la capacidad de intercambio catiónico (CIC), y los

valores de pH medianamente alcalinos. En base a estudios previos de contaminación

por metales pesados en suelos agrícolas Fachinelli et al., (2001) Fadigas et al., (2006)

señalan que la naturaleza de formación del suelo, el contenido específico y

enriquecimiento por material orgánico, hasta alcanzar porcentajes medio-altos y

capacidad de intercambio catiónico (CIC) alta, son factores que en conjunto favorecen la

presencia de cadmio hasta alcanzar un nivel de profundidad de 40 cm.

En segundo término el valor de concentración medio de 1.0 mg kg-1, que dentro de la

zona chinampera, agrupo ocho sitios de muestreo respecto al total de la zona

chinampera y su distribución espacial está localizada, en la parte central del área en una

altitud media de 2233 msnm, como características principal de esta área, es la baja

producción agrícola, sitios con baja densidad vegetativa donde predominan las

herbáceas, en proceso de barbecho, la actividad antropogenica es baja, presentando

pastoreo por ovinos. De acuerdo a investigaciones de contaminación por metales pesa-

dos en suelos agrícolas alrededor del mundo Todorenau y Phillips, (2004); Horckmans et

al., (2005), demostraron que al suelo al presentar contenidos medio-altos de materia

orgánica como los reportados en la zona chinampera, tienen un efecto directo en la con-

centración y distribución espacial de cadmio presentando valores inferiores a

3.0 mg kg-1 hasta alcanzar un valor mínimo de1.0 mg kg-1 razón de contraste y similitud

respecto a los valores de dicho elemento metálico reportados en la presente

investigación.


Finalmente la zona de influencia tres, agrupo los valores de concentración más bajos de

cadmio entre 0.8 y 0.9 mg kg-1, representada en coloración azul (Figura 5.1.5),

congregando ocho sitios de muestreo respecto al total de la zona de estudio teniendo un

intervalo altitudinal entre 2235 y 2254 msnm. Tomando como base las características del

área los sitios agrupados para este rango de concentración de cadmio, presentan nula

actividad agrícola, actualmente son zonas en donde existe un abandono total de las

actividades agrícolas y la densidad vegetativa es baja, y de acuerdo a Mico (2005)

suelos de vocación agrícola donde existen áreas mayoritariamente conservadas y en

constante proceso de barbecho los valores de concentración de cadmio generalmente

son inferiores a 1 mg kg-1 presentando distribución espacial uniforme generalmente pre-

sentándose en aglomeraciones circulares y diferenciándose claramente de zonas con

mayores cantidades de cadmio asociadas a fuentes de contaminación puntuales como

redes de distribución de aguas con niveles de metales pesados y que son transferidos

directamente al suelo, y por otra parte la adición continua de material orgánico pro-

veniente de actividades pecuarias, finalmente la cercanía a zonas urbanas e

industriales que eventualmente tienden a generar residuos que son incorporados de

manera continua al suelo.


Figura 5.1.5.- Distribución espacial de los niveles de concentración de cadmio, dentro del

suelo de la zona chinampera 20-40 cm. Fuente: López Blanco, 2015.

5.2 Niveles de concentración de zinc 20-40 cm

El zinc en la profundidad 20-40 cm, exhibió un valor medio de 6.06 ± 1.049 mg kg-1

teniendo como intervalo principal un nivel de concentración entre 4.68 y 10.68 mg kg-1,

en base al cual se establecieron los siguientes intervalos de concentración. El primer

intervalo establecido en un intervalo de 4.9 a 5.9 mg kg-1 2) 6.0 a 6.5 mg kg-1. Y

finalmente rangos de concentración de 7.8 mg kg-1 y 10.07 mg kg-1.


El primer rango de concentración que abarca los rangos de concentración entre 4.9 a 5.9

mg kg-1, abarco 15 sitios respecto a la superficie total de la zona, distribuidas

específicamente en la parte sur y norte, como características principales esta la

presencia de herbáceas, almácigos, cultivos de maíz (Zea maíz) y chile, cercanía a

redes canaleras con niveles bajos de agua, aumento en el proceso de urbanización,

específicamente en el sitio 21 existe un estrato arbustivo denso.

Respecto a las propiedades edáficas de los sitios que abarcan esta área de influencia el

Contenido de materia orgánica presento un rango medio- alto, pH

medianamente-fuertemente alcalino excepto el sitio 28 con valor moderadamente ácido.

En relación a la Capacidad de Intercambio Catiónico (CIC) el rango vario entre medio-

alto. Los sitios 2, 9 y 21 presentaron valores que se clasifican como bajos (SEMARNAT,

2000). En base a una amplia investigación de contaminación por metales pesados en

suelos agrícolas, y donde se cuantifico la presencia de zinc a diferentes niveles de pro-

fundidad y hasta alcanzar 30 cm., se demostró que porcentajes de materia orgánica me-

dio-altos, pH mayoritariamente alcalino y Capacidad de Intercambio Catiónico (CIC)

medio- alta favorece una alta retención de zinc hasta presentar un valor mínimo de 4.8

mg kg-1 valor equivalente a lo reportado dentro de la presente investigación.

En base a investigaciones previas de contaminación por metales pesados en suelos

agrícolas de México por Vázquez (1999), y donde se cuantifico la presencia de zinc a

una profundidad máxima de 40 cm., se reportó un valor mínimo promedio de 5 mg kg-1

el cual es similar a lo encontrado en la presente investigación. De acuerdo a las

conclusiones del autor, la razón del valor promedio previamente citado, se da como

resultado de la deposición de material orgánico proveniente básicamente de la

deposición de herbáceas y cultivos perenes y temporales. Asimismo señala como fuente

adicional la deposición y enriquecimiento por material orgánico proveniente de redes de

distribución de agua. Finalmente y como razón de contraste y similitud respecto a los

valores encontrados en la presente tesis el autor menciona que al no existir deposición


de actividades industriales y contaminantes inorgánicos los valores de zinc no rebasan

un valor máximo de 8 mg kg-1 (Tabla 5.2).

Por otra parte, el proceso llevado a cabo en suelos formados (Antrosoles) incide

directamente en la acumulación y posterior incremento en los valores de concentración

de zinc referidos respecto a la zona sub superficial del suelo, así como el aporte,

deposición, combinación de diversas enmiendas orgánicas aplicadas

indiscriminadamente al suelo y la práctica de aplicación de fertilizantes foliares en gran

proporción hasta alcanzar un nivel promedio de 48 mg kg-1, nivel superior a lo

encontrado en la presente investigación

5.2.1 Distribución espacial de zinc 20-40 cm.

En la Figura 5.1.5 se exhibe la distribución espacial de los niveles de concentración de

zinc, dentro de la profundidad 20-40 cm. Al igual que en la primera profundidad (0-20

cm) se puede observar una mayor homogeneidad en relación a los niveles de

concentración de dicho elemento metálico y lo cual está relacionado en un primer

momento al bajo coeficiente de variación (<20%) obtenido mediante el estadístico del

programa JMP.

De forma general, la distribución espacial de dicho elemento metálico se ubica dentro de

tres zonas principales dentro del área y en relación a sus niveles de concentración, la

primera zona, agrupa un rango de concentración entre 5.5 y 6.9 mg kg-1 (coloración

azul), entre el rango menor de altitud (2229 msnm) y la mayor altitud (2254 msnm). En

segundo término un rango entre 6.1 y 6.5 mg kg-1 (coloración verde) en un gradiente de

altitud entre 2231 y 2240 msnm, al efectuar la conjunción de las dos zonas en relación a

sus niveles de concentración y la clasificación por metales pesados anteriormente

expuesta en el desarrollo del presente estudio, ambas zonas representan contaminación

ligera y moderada constituyendo 90% del total de sitios muestreados en la zona de

estudio. De acuerdo a investigaciones previas de presencia y distribución espacial de

zinc en suelos agrícolas cuando se presenta un descenso en los niveles de


concentración de zinc en la solución del suelo hasta exhibir valores < 10 mg kg-1, similar

a lo encontrado en la presente investigación dentro del área norte-sur (coloración azul),

se da como resultado del contenido de materia orgánica presente en la solución del

suelo, donde se encontró para la presente investigación ligeramente superior en la

profundidad de 0-20 cm (Degryse et al., 2009). Por otra parte, Hockmans et al., (2005)

en estudios de contaminación por metales pesados donde valoraron la presencia y

distribución espacial de zinc, en suelos agrícolas demostraron que existen diferencias

respecto a la distribución espacial de dicho elemento metálico debido a la diversidad de

características de las zonas, y los procesos de enriquecimiento por material orgánico

proveniente de la deposición de material vegetativo en contraste con sitios

mayoritariamente conservados donde la actividad agrícola y humana es mínima, razón

de contraste y similitud respecto a la zona chinampera donde se presentaron valores de

concentración inferiores a 10 mg kg-1( Figura 5.1.6).

Finalmente, en relación a la distribución espacial de este elemento metálico, en la zona

chinampera se muestra claramente un circulo proporcional que presenta los niveles más

elevados de zinc en valores de 6.9, 7.8 y 10.7 mg kg-1 entre las altitudes 2238 y 2240

msnm cubriendo un área de 9.99 ha., y de acuerdo a la clasificación de contaminación

por metales pesados en suelos (Marín, 2000) los dos primeros valores representan con-

taminación moderada y el último valor señalado elevada contaminación por zinc.

Una de las razones explicativas del incremento en los valores de zinc y su distribución

espacial hacia el área media- central de la zona (coloración rojiza), donde se observa un

circulo proporcional, está asociado al aporte continuo de materia orgánica directamente

al suelo, asimismo se presentan un proceso de adsorción del zinc debido a la unión

electrostática entre la materia orgánica y los minerales de arcilla presentes en la solución

del suelo. De acuerdo a estudios de contaminación por metales pesados, donde se ha

cuantificado y evaluado la concentración y distribución espacial de zinc. Halvin et al.,

(1999) demostraron que el incremento en los niveles de concentración de este elemento

metálico respecto al nivel de profundidad hasta alcanzar 40 cm., es resultado de la

incorporación continua de material orgánico a la solución del suelo de diversas fuentes


urbanas y rurales, mostrando también en base a esto existe una diferencia puntual,

respecto a la distribución espacial en el entorno de zonas agrícolas hasta alcanzar un

nivel de concentración similar al valor máximo encontrado en el presente estudio de 10.0

mg kg-1. Finalmente el autor previamente mencionado señala que el aumento en el

proceso de mineralización de materia orgánica, que hipotéticamente estaría sucediendo

dentro del área de la zona chinampera, favorece de manera gradual el aumento

constante en los niveles de concentración de dicho elemento metálico a través del

tiempo.

Figura 5.1.6.- Distribución espacial de los niveles de concentración de zinc, dentro del

suelo de la zona chinampera 20-40 cm. Fuente: López Blanco, 2015.


5.2.2 Niveles de concentración de metales pesados (Pb, Cd, Zn) en agua de los ca-

nales de la zona chinampera.

En la figura 5.2.1 se observan los niveles de concentración de metales pesados (Pb, Cd,

Zn) cuantificados dentro del agua perteneciente a los canales de la zona chinampera,

de acuerdo a lo encontrado la secuencia de aparición fue la siguiente: Zn>Cd>Pb.

5.2.3 Plomo en agua de los canales de la zona chinampera.

La concentración de plomo en agua de los canales chinamperos presento un nivel medio

de concentración de 0.02 ± 0.001 mg/L Teniendo un intervalo de concentración principal

entre 0.024 y 0.029 mg/L (Figura 5.2.3).

En base a los parámetros establecidos dentro de la normatividad nacional e internacio-

nal establecidos por SEDUE (1989) ; NOM-127-SSA1(1994), NOM-201-SSA1 (2002) ;

US-EPA (2011), para límites permisibles de metales pesados en agua considerados

dentro de los Criterios Ecológicos de Calidad del Agua (CE-CCA-001/89) el valor

máximos de concentración para plomo es igual a 5.0 mg/L, por lo tanto los valores

encontrados en la zona chinampera se consideran como adecuados.

Los sitios 1, 3, y 6 presentaron como características la cercanía a zonas donde aún

permanecen almácigos y cultivos temporales, así como presencia de asentamientos

irregulares, y al tomar las muestras se registró la existencia de vida acuática (acociles) y

espuma, que indica el vertido de descargas domésticas provenientes de la actividad

antrópica, asimismo el nivel de agua fue mayor respecto al resto de los sitios

muestreados. Diversas investigaciones realizadas en cauces de agua aledaños a zonas

agrícolas, donde eventualmente se vierten aguas residuales y domesticas como lo

sucedido en la zona chinampera Solis et al. (2006), Méndez Ramírez y Armienta

Hernández (2010), García Nieto et al. (2011), Gómez- Álvarez (2004); Guzmán-

Quintero et al. (2007); reportan un rango de concentración de plomo en agua superficial


de 0.027- 0.25 mg/L, el nivel inferior que reportan los autores es similar a lo encontrado

en la presente investigación y de acuerdo a los autores está asociado a un continuo

proceso de descarga y adición de aguas domésticas y residuales en cantidades medias,

a su vez este efecto alcaliniza el agua, lo cual sucedió dentro del agua perteneciente a la

zona chinampera esto a su vez no permite un incremento significativo y solubilidad de

dicho elemento metálico. En contraste y diferencia respecto al valor máximo y tomando

como base las aportaciones finales de los autores el aumento del nivel de agua, la

temporada de lluvia y un incremento en el volumen de aguas residuales y contaminantes

tiende a elevar el nivel de concentración de dicho metal pesado.

En relación al resto de los sitios muestreados, en cauces de agua presentaron como

características generales bajos niveles de agua y cercanía a zonas con vegetación

predominante con herbáceas, y de acuerdo a los valores obtenidos no se observó un

incremento significativo de los valores encontrados (Figura 5.2.1). Todo lo anterior,

respecto a los sitios previamente señalados. Específicamente los sitios 2 y 4 presentaron

un ligero incremento respecto a los valores de concentración obtenidos en la presente

investigación, y en base al desarrollo de la investigación hipotéticamente podría ser

resultado de la lixiviación de material orgánico del suelo dentro del agua y ha sido

ampliamente señalado en la literatura por Méndez et al., (2010); Flores Magdaleno et al.,

(2011) y Mancilla et al., (2012) señalan que de manera puntual la cercanía de zonas

agrícolas donde el suelo es formado por el hombre regularmente se transporta material

orgánico directamente al agua lo cual favorece una acumulación continua, asimismo

señalan que otro factor asociado es la continua adición de aguas residuales, hasta al-

canzar un valor de 0.02 mg/L lo cual es equivalente a lo encontrado en la presente

investigación. En contraste y similitud con lo obtenido en los canales de la zona chi-

nampera, los autores señalan que las actividades antrópicas que están asociadas a la

adición constante de agua, infieren de manera directa en el proceso de aumento de pH,

el cual es el factor que no permite el aumento de las concentraciones de plomo en aguas

superficiales.


Figura 5.2.1 Niveles de concentración de metales pesados (Pb, Cd, Zn) en agua de los

canales de la zona chinampera. Fuente: Elaboración propia, 2015.

5.2.4 Cadmio en agua de la zona chinampera

Por otra parte, la concentración media de cadmio en agua de los canales de la zona

chinampera presentó un valor de 0.335 ± 0.015 mg/L contando con un intervalo de

concentración de 0.31 mg/L y 0.35 mg/L (Figura 5.2.4).

Tomando como base los parámetros establecidos en la normatividad SEDUE, 1989;

NOM-127-SSA1-1994, NOM-201-SSA1-2002; US-EPA 2011, para límites permisibles de

metales pesados en agua considerados dentro de los Criterios Ecológicos de Calidad del

Agua (CE-CCA-001/89) el nivel promedio adecuado de concentración de cadmio es del

orden de 2.0 mg/L, razón que señala que dentro del agua de los canales de la zona

chinampera, los valores se consideran adecuados.

En términos generales, se observó que los valores de cadmio no exhibieron incrementos

significativos, dentro de los sitios muestreados siendo los sitios 1 y 3 los que mostraron

el valor máximo de concentración de dicho metal pesado (0.35 mg/L), y como ya se

mencionó anteriormente presento como características generales la cercanía a

asentamientos humanos irregulares, presentando mayor nivel superficial de agua, que

0

0.5

1

1.5

1 2 3 4 5 6

Concentración de metales pesados (Pb,Cd, Zn) en agua de la zona chinampera

Pb Cd ZnSitios


contiene aguas residuales y domésticas y que este hecho se relaciona a la presencia de

espuma. De acuerdo a investigaciones previas de contaminación por cadmio en aguas

superficiales Gómez- Álvarez et al., (2004), Israde et al., (2005), Flores Magdaleno et

al., (2011) y Villalba et al., (2013) muestran un valor máximo de concentración de dicho

elemento metálico de 0.23 mg/L el cual es inferior a lo encontrado en la presente

investigación y como punto de contraste respecto al presente estudio y de acuerdo a las

aportaciones finales de los autores, es la vocación agrícola de la zona chinampera en

comparación con las áreas estudiadas por los autores y en la cual la adición de agua

residual y doméstica se presente en menor cantidad, y por otra parte la lixiviación de

material orgánico que llega al agua lo cual aumenta la acumulación de cadmio, respecto

a la frecuencia, ocurrencia y temporalidad.

Respecto al resto de los sitios y como ya se mencionó previamente se observó un ligero

descenso en los niveles de concentración de cadmio, lo cual puede observarse en la

Figura 5.2.1 y de acuerdo a investigaciones previas donde se ha cuantificado la

presencia de metales pesados en aguas superficiales, Guzmán- Quintero et al., (2007),

Mendoza (2010), el descenso en los niveles de concentración de cadmio hasta tomar

valores promedio de 0.007 mg/L, inferior a lo reportado en la presente investigación y

como punto de contraste respecto a lo encontrado en el agua de los canales de la zona

chinampera, es el bajo nivel de agua superficial encontrado, así como el aporte en

menor cantidad de agua residual y doméstica que al ser un proceso continuo y cíclico en

el tiempo tiende a aumentar los niveles de concentración de cadmio. Finalmente y en

base a las conclusiones de los autores la frecuencia, ocurrencia y desarrollo de cultivos

diversos y adición de material orgánico que por la cercanía a cauces de agua es un

factor de incidencia e incremento en los niveles de concentración de cadmio razón que

está sucediendo dentro de la zona chinampera.


5.2.5 Zinc en agua de los canales de la zona chinampera

Finalmente el zinc presentó un valor medio de concentración de 1.36 ± 0.07mg/L,

presentando un intervalo de concentración entre 1.29 y 1.49 mg/L (Figura 5.2.4). En

base a los parámetros establecidos por diversas normatividades SEDUE, 1989;

NOM-127-SSA1-1994, NOM-201-SSA1-2002; US-EPA 2011, para límites permisibles de

metales pesados en agua considerados dentro de los Criterios Ecológicos de Calidad del

Agua (CE-CCA-001/89) el valor adecuado de concentración de zinc es 10 mg/L. Por lo

tanto, los valores encontrados en la presente investigación se consideran adecuados

para el uso de actividades humanas.

Específicamente los sitios 1 y 5 exhibieron los mayores valores de concentración de zinc

en el agua proveniente de los canales de la zona chinampera, las características de

estos sitios ya fueron descritas anteriormente y para el primer sitio señalado existe una

cercanía a la actividad antrópica y un mayor nivel de agua superficial respecto al resto

de los sitios muestreados, sin embargo el sitio cinco presento un nivel de agua inferior a

10 cm., y la cercanía a sitios donde predomino la vegetación por pastos y herbáceas.

De acuerdo a investigaciones realizadas por Gómez- Álvarez et al. (2004), en suelos

agrícolas de México, donde adicionalmente se cuantificaron concentraciones de metales

pesados en agua superficial, el contenido promedio de zinc 0.050 mg/L. nivel inferior de

concentración respecto a lo señalado en el presente estudio, en base a las

contribuciones finales de los autores el nivel promedio de concentración de zinc, está

relacionado básicamente a bajos niveles de agua en los cauces y aportes mínimos de

descargas de tipo residual y doméstica. Asimismo, a nivel del suelo cuando el agua pro-

veniente de los cauces es vertida directamente los valores de concentración de zinc

presentes son bajos, y no alcanzan valores superiores que representen peligro tóxico.

De acuerdo a estudios de contaminación por zinc en aguas superficiales de México

Méndez- Ramírez y Armienta- Hernández (2010), encontraron un rango de

concentración entre 1.4 y 1.7 mg/L siendo el valor inferior equivalente a lo encontrado en

la presente investigación y en base a las aportaciones finales de los autores el


incremento de valores de concentraciones de zinc se relaciona básicamente al volumen

de aportación de aguas residuales adicionadas directamente al agua, y en menor medi-

da aguas de carácter doméstico y que se traduce en la observación de espuma como lo

fue lo observado dentro de la zona chinampera en el presente estudio.

En relación a los sitios restantes donde el nivel de agua superficial fue inferior respecto a

lo previamente citado y la influencia humana es menor, la asociación con el suelo es

continua y los valores son > 1.0 mg/L, de acuerdo a investigaciones realizadas en aguas

superficiales Guzmán- Quintero et al., 2007; Mancilla et al., (2012) señalan

valores < 1.0 mg/L lo cual contrasta con los resultados obtenidos en los cauces de la

zona chinampera y de acuerdo a los autores al no existir una fuerte asociación entre los

sistemas agua-suelo, respecto al desarrollo de actividades agrícolas, los aportes

continuos de material orgánico que eventualmente se depositan a nivel del agua son mí-

nimos, y la actividad antropogenica es menor por lo cual los niveles de concentración de

dicho metal pesado respecto al tiempo tienden a disminuir, razón que no está suce-

diendo en la zona chinampera, y en contraste de acuerdo a las características genera-

les del área de estudio y lo anteriormente señalado se presenta una permanencia de

dicho metal pesado a través del tiempo, lo cual está relacionado a un aumento en los

niveles de concentración que eventualmente generaría problemas de toxicidad.

5.2.6 Biodisponibilidad de plomo, cadmio y zinc (mg kg-1) en suelos de la zona

chinampera a dos niveles de profundidad (0-20, 20-40 cm).

De acuerdo a los resultados obtenidos los valores de biodisponibilidad de metales

pesados extractables con DPTA en los suelos de la zona chinampera, se presentaron en

la siguiente secuencia Zn>Cd>Pb.

La concentración biodisponible media de plomo en suelos de la zona chinampera a una

profundidad de 0-20 cm, exhibió un valor medio de 0.67 ± 0.38 mg kg-1. Teniendo un

intervalo de concentración principal entre 0.10 y 1.75 mg kg-1. En el nivel de profundidad

de 20-40 cm, la concentración biodisponible de plomo presentó un valor medio de 0.70 ±


0.431 mg kg-1(Tabla 5.3). Presentando un rango principal de concentración entre 0.2 y

1.25 mg kg-1. En términos generales, en los suelos de la zona chinampera, se observó

una disminución en el nivel de concentración biodisponible de plomo, respecto al nivel

de profundidad.

De acuerdo a Bhogal et al., (1993) los factores edáficos de mayor influencia respecto a

los valores de disponibilidad de metales pesados (Pb, Cd, Zn) en los suelos son el pH y

el contenido de materia orgánica (MO). Generalmente cuando el pH del suelo es ácido,

los metales pesados como plomo, cadmio y zinc tienden a ser más solubles,

aumentando su nivel biodisponible, para su transferencia dentro de la cadena trófica,

incrementando notablemente su potencial tóxico. Tomando como base el valor de

referencia (Rfd) de riesgos a la salud por ingesta directa de metales pesados del suelo,

establecido por la Agencia de Protección al Medio Ambiente (US-EPA) y los parámetros

establecidos en la misma en relación a la calidad del suelo y su posterior transferencia

dentro de la cadena trófica hasta llegar al ser humano se considera como adecuado un

valor promedio igual a 0.003 mg kg-1. En base a lo anteriormente señalado, los valores

de concentración biodisponible de plomo en suelos de la zona chinampera a dos niveles

de profundidad eventualmente representarían un riesgo de peligro tóxico en su

transferencia directa dentro de la cadena trófica.

En términos generales en la profundidad de 0-20 cm., los valores de concentración

biodisponible de plomo presentaron variabilidad respecto a los valores encontrados. Los

sitios donde se exhibieron los valores > 1.0 mg kg-1 fueron 8, 9 17, 18, 22, 23, 24, 25 y

30. Como se ya se había mencionado anteriormente en el desarrollo de la presente tesis

son sitios donde existe mayor incorporación de material orgánico, así como la presencia

de material vegetativo proveniente de actividades como el barbecho continuo y

finalmente la presencia y cercanía de actividades humanas. Entre las propiedades

edáficas consideradas para el presente estudio y específicamente en los sitios citados

los porcentajes de materia orgánica son medios y altos de acuerdo a la clasificación de

SEMARNAT (2000), pH medianamente alcalino y neutro. De acuerdo a una amplia

investigación en suelos agrícolas donde se ha cuantificado el contenido total y


biodisponible de plomo hasta alcanzar 20 cm., Vázquez- Alarcón et al., (2001) y Flores

Magdaleno et al., (2011) Sande et al., (2007) reportaron niveles de concentración

biodisponible extraíble con DPTA > 1.0 mg kg-1, como lo fueron los encontrados en los

sitios previamente señalados dentro de la zona chinampera. De acuerdo a lo establecido

por los autores previamente señalados, el incremento en la concentración biodisponible

de plomo, es resultado de la continua incorporación de material orgánico al suelo

proveniente básicamente de la irrigación continua de agua superficial adicionada con

agua residual, y por otra parte la presencia de diversos cultivos y herbáceas de los

cuales sus residuos se incorporan directamente al suelo. Finalmente los autores señalan

que el plomo al quedar fuertemente retenido en la solución del suelo por medio de la

materia orgánica humificada eleva significativamente sus valores de concentración

biodisponible.

Específicamente en el sitio 25, el valor de pH se clasifico como moderadamente ácido.

De acuerdo a investigaciones previas realizadas en suelos agrícolas donde se cuantifico

la concentración total y biodisponible de plomo en los primeros centímetros del suelo

Díaz- Barriga, (2005) demostró que el descenso en los valores de pH hasta tomar

valores de acidez, asociados a contenidos medio- altos de contenido de materia

orgánica incrementan la concentración biodisponible de dicho elemento metálico hasta

alcanzar un valor de 1.5 mg kg-1 el cual se ajusta al valor reportado en este sitio dentro

de la zona chinampera.

En relación al resto de los sitios muestreados en la zona chinampera los valores de

concentración biodisponible se encontraron en niveles inferiores a 1.0 mg kg-1. Y en

base a lo previamente citado los valores de pH fueron alcalinos y el rango de porcenta-

jes en contenido de materia orgánica fue de medio a muy alto. Investigaciones previas

donde se cuantificaron los valores biodisponibles de plomo en la capa superficial de

suelos agrícolas, Méndez et al., (1997) Kabata &Mukherjee (2007), contrastan y son

similares a lo encontrado para la presente investigación donde refieren un valor

promedio biodisponible de plomo igual a 0.82 mg kg-1. De acuerdo a los autores la razón

principal del descenso en el valor biodisponible de plomo está en función del valor de pH


que presenta un valor promedio 7.5 y contenido de materia orgánica igual a 15%,

valores equivalentes a lo encontrado en el suelo de la zona chinampera. De acuerdo a

los autores, lo anteriormente señalado infiere una fuerte retención del elemento

metálico, bajo potencial de transferencia y toxicidad dentro de la cadena trófica,

proyectando en el largo plazo baja movilidad y descenso en el nivel de concentración

biodisponible cuantificada.

En el segundo nivel de profundidad (20-40 cm), los niveles de concentración

biodisponible de plomo presentaron menor variabilidad respecto a la primera

profundidad. Los sitios que exhibieron valores de concentración biodisponible >1.0 mg

kg-1 fueron 4, 6, 7 y 27, y como ya se mencionó previamente en el desarrollo de la

presente tesis son sitios con cercanía a actividades humanas en desarrollo y la presen-

cia de áreas que actualmente se continúan cultivando. De acuerdo a los resultados

obtenidos de las variables edáficas los sitios previamente señalados mostraron

contenidos medio- altos de materia orgánica y valores de pH medianamente y

fuertemente alcalinos. Estudios realizados por Hue y Subasinghe (1994),

Bose y Bhattacharyaa (2007), donde cuantificaron la concentración biodisponible de

plomo respecto a la profundidad hasta alcanzar 35 cm., y con valores de propiedades

edáficas similares a las previamente señaladas en la zona chinampera (Contenido de

materia orgánica medio-alto y pH alcalino) reportan un valor biodisponible de plomo

promedio de 1.5 mg kg-1 el cual contrasta y es equivalente a lo reportado en los sitios

previamente señalados. Finalmente los autores resaltan que el aumento en la

concentración biodisponible de dicho elemento metálico está en función del arrastre y

migración de material orgánico respecto a la profundidad y por otra parte el proceso que

representa la adición continua de agua proveniente de redes de distribución

empleadas para riego directo, lo cual facilita la movilidad y transferencia de material or-

gánico que contiene concentraciones de plomo.

El resto de los sitios muestreados presento un valor máximo de concentración

biodisponible de plomo igual a 1.0 mg kg-1, y donde el rango de pH presento un rango

entre 4.4 y 8 (Fuertemente ácido y alcalino), el contenido de materia orgánica se


clasifico como medio- alto. Como ya se señaló previamente en el desarrollo de la

presente investigación los sitios presentan como características baja densidad

vegetativa, zonas aun conservadas totalmente, actividades pecuarias y desarrollo

creciente de actividades humanas. De acuerdo a investigaciones previas en suelos

agrícolas de México, Méndez-García et al. (2000); mostraron que en este tipo de suelos

existe baja variabilidad en los niveles de concentración biodisponible de plomo respecto

a la profundidad del suelo, siendo el valor máximo igual a 1.0 mg kg-1, lo cual contrasta y

es similar a lo reportado en la presente investigación, la razón principal de la baja

variabilidad de los niveles de concentración biodisponible de dicho metal pesado, en

relación a las conclusiones de los autores es la baja movilidad que presenta el plomo en

la solución del suelo, lo cual presenta una tendencia a disminuir a través del tiempo sus

valores de biodisponibilidad. Asimismo señala que generalmente existe una tendencia

en el equilibrio de los valores biodisponibles en relación a los contenidos de materia

orgánica altos y pH mayoritariamente alcalinos.

Tabla 5.3 Niveles de concentración extractable biodisponible de metales pesados, a dos

niveles de profundidad en suelos de la zona chinampera.

Metal Pesado Nivel de Profundidad (cm)

Nivel de concentración infe-rior ( mg kg-1)

Nivel de concentración superior ( mg kg-1)

Plomo 0-20 0.10 1.50

20-40 0.11 1.75

Cadmio 0-20 0.29 1.44

20-40 0.29 1.05

Zinc 0-20 0.02 4.59

20-40 0.14 2.91

5.2.7 Biodisponibilidad de cadmio

Por otra parte, en el nivel de profundidad (0-20 cm), el cadmio exhibió un nivel promedio

de concentración biodisponible extractable de 0.87 ± 0.33 mg kg-1.Presentando un rango

principal de concentración biodisponible entre 0.29 y 1.44 mg kg -1. Por otro lado, en el

nivel de profundidad de 20-40 cm, el cadmio presentó un nivel medio de concentración


biodisponible de 0.82 ± 0.22 mg kg -1; contando con un intervalo principal de

concentración entre 0.29 y 1.05 mg kg -1. En términos generales, el comportamiento de

las concentraciones extractables de cadmio a dos niveles de profundidad se considera

homogéneo ya que los valores reportados no presentan un incremento significativo.

En términos generales el cadmio al no presentar una función biológica específica y en

contraste significar un elemento con potencial tóxico, se han establecido a través de

diferentes parámetros valores adecuados de transferencia e ingesta del mismo, en

relación a problemas de salud específicos en el ser humano. El rango de valor de con-

centración adecuado se encuentra entre 0.04 y 2 mg kg-1 (US-EPA, 1997, Barrow 1998).

De acuerdo a lo anteriormente citado los valores de biodisponibilidad de cadmio en el

suelo de la zona chinampera a dos niveles de profundidad, no estaría representando en

el momento actual peligro de toxicidad en su transferencia, sin embargo de acuerdo a lo

establecido por la Agencia de Protección al Ambiente (EPA, 1997), la frecuencia,

presencia, acumulación de cadmio a través del tiempo se traduce en la elevación de

niveles de concentración total y biodisponible, que eventualmente infieren de manera

directa en la salud pública.

En términos generales los valores cuantificados de concentración biodisponible de

cadmio en relación a dos niveles de profundidad dentro de la zona chinampera, no

exhibió incrementos significativos siendo los niveles encontrados similares e inferiores

en todos los casos a 2.0 mg kg -1. Dentro de la primera profundidad (0-20 cm), se

encontró que un total de 18 sitios presentaron valores inferiores 1.0 mg kg -1 y 12 sitios

exhibieron valores mayores respecto al mismo nivel de concentración. Sin embargo las

propiedades edáficas encontradas dentro de los sitios muestreados presento similitudes

en cuanto a la alcalinidad del suelo, a excepción del sitio 28 con pH moderadamente

ácido, y el contenido de materia orgánica exhibió variaciones entre medio y muy alto, en

cuanto a la fracción granulométrica destacaron los sitios 1, 4, 5, 15, 18 y 30 con un

mayor porcentaje de arcillas. Investigaciones previas en México sobre niveles de

concentración y biodisponibilidad de metales pesados en suelos agrícolas extraídos con

DPTA, Hernández et al., (1994); Méndez et al., (1997); Méndez-García et al., (2000),


Vázquez- Alarcón et al., (2001) y Flores- Magdaleno et al., (2011) demostraron que la

concentración disponible de cadmio a lo largo de una variedad de sitios muestreados

donde destacan prácticas agrícolas como las que actualmente se desarrollan en la zona

chinampera como la adición de material orgánico de manera continua y cíclica, así

como la cercanía y uso de agua proveniente de redes de distribución hacia zonas de

cultivos, y donde las propiedades edáficas encontradas fueron pH medianamente y

fuertemente alcalino ( 7.0- 8.6) y contenidos de materia orgánica medio- muy altos ( 6.5-

22.7%), favorecen la alta retención de cadmio dentro de los primeros centímetros del

suelo, por lo cual los valores de concentración biodisponible son < 2.0 mg kg -1

presentando poca variabilidad en relación al espacio físico, como fue lo encontrado en

el desarrollo de la presente tesis. Asimismo y para contrastar los resultados de la

presente investigación los autores previamente citados reportaron valores de

concentración biodisponible de cadmio promedio 1.0 mg kg -1 en zonas donde la

cantidad de arcillas dentro de la fracción granulométrica fue > 30% razón de contraste y

similitud en relación a los sitios 1,4, 5, 15, 18 y 30 donde el valor disponible de dicho

elemento metálico es equivalente al valor previamente mencionado. De acuerdo a los

resultados obtenidos en la presente investigación y en base a las conclusiones de los

estudios previamente citados, se puede inferir que el mantenimiento de las propiedades

edáficas del suelo de la zona chinampera, es el factor que controlara las

concentraciones totales y biodisponibles de cadmio en el tiempo, y que eventualmente

promovería valores mínimos de biodisponibilidad de dicho elemento contaminante, por lo

cual el riesgo de toxicidad en el área estaría controlado.

En relación al segundo nivel de profundidad (20-40 cm), los valores de biodisponibilidad

de cadmio presentaron menor variación en relación a los primeros centímetros del suelo

de la zona, presentando en términos generales valores inferiores a 1.0 mg kg -1, a

excepción de los sitios 1, 8,11, y 19 donde el valor fue igual al valor previamente

señalado. En relación a las propiedades edáficas los valores de pH se clasifican entre

moderadamente ácidos, neutros y fuertemente alcalinos. Los contenidos de materia

orgánica (MO) presentaron valores clasificados como medios y altos. Estudios de

contaminación por metales pesados y su posterior transferencia dentro de la cadena


trófica, en diferentes suelos agrícolas alrededor del mundo Moreno et al. (1991),

El-Hassanin et al., (1993), Sande et al., (2007), Bose y Bhattacharyaa (2007), señalan

un rango de concentración biodisponible de cadmio entre 0.05 y 1.0 mg kg-1, de acuerdo

a los autores previamente citados contenidos de materia orgánica > 8.0% valores de

alcalinidad de pH (8.0) favorecen dentro del perfil del suelo la baja movilidad de cadmio y

que en ningún caso el valor biodisponible sea > 1.0 mg kg-1 razón que contrasta y es

semejante a lo encontrado en la presente investigación. Por otro lado los autores

previamente citados como parte de las conclusiones de sus estudios señalan que al ser

mayoritariamente agrícola el manejo del suelo y que esto implica la continua deposición

de material orgánica en el largo plazo y como actualmente sucede en la zona

chinampera los valores de biodisponibilidad de cadmio tenderán a decrecer a través del

tiempo.

Finalmente en investigaciones recientes en suelos agrícolas y donde se cuantifico el

contenido total y biodisponible de metales pesados en temporada de lluvias, López y

Mandado, (2002), Horckmans et al., (2005) y Todoreanu y Phillips (2004) reportan un

valor inferior disponible de cadmio equivalente al encontrado en la zona de estudio (0.29

mg kg-1) con similitud de características respecto a la zona chinampera donde existe un

proceso de remoción del material orgánico como parte del proceso de formación del

suelo, también relacionado a la incorporación de agua y sedimento proveniente de redes

de distribución de agua que contienen contenidos de cadmio que se transfieren y

acumulan en la solución del suelo, favoreciendo la alcalinidad del suelo, y contenidos de

materia orgánica medios > 8.0 % y altos > 10%..

5.2.8 Biodisponibilidad de zinc

Finalmente el zinc; se encontró un valor medio de concentración extractable

biodisponible igual a 0.68 ± 0.85 mg kg-1. Con un intervalo de concentración disponible

de 0.02 y 4.59 mg kg-1. En un nivel de profundidad de 20-40 cm la concentración media

biodisponible en suelos de la zona chinampera fue de 0.63 ± 0.65 mg kg-1. El rango de

concentración extractable de zinc se encontró entre 0.14 y 2.91 mg kg-1. El


comportamiento del zinc dentro de los suelos de la zona chinampera, a dos niveles de

profundidad mostro variabilidad mínima, y mayor homogeneidad.

En relación al primer nivel de profundidad los valores de concentración biodisponibles de

zinc, mostraron baja variabilidad y fueron más homogéneos, razón de contraste respecto

a lo señalado por Halvin et al., (1999) respecto a la presencia de zinc en la solución del

suelo en los primeros centímetros, que al ser cuantificado tanto en concentración total

como biodisponible en términos generales presenta baja variabilidad, homogeneidad y

distribución espacial uniforme. Por otra parte, los estándares establecidos en la

NOM-001-SEMARNAT- 2000 consideran que un suelo agrícola con una cantidad de

zinc extractable biodisponible con DPTA en un rango entre 0.5 y 1.8 mg kg-1 no

representan riesgo por toxicidad, por lo tanto los valores encontrados en el área de

estudio no representan un potencial de toxicidad elevado.

Los sitios que presentaron la concentración biodisponible de zinc en valores superiores a

1.0 mg kg-1 fueron 4, 10, 21 y 30. Como características generales existe mayor densidad

vegetal, la frecuencia de cultivos es mayor, por lo cual la incorporación de material

orgánico es frecuente, asimismo existe cercanía a redes canaleras que eventualmente

tienden a incorporar agua directamente al suelo, incrementando los valores de concen-

tración de dicho elemento metálico. Investigaciones realizadas por Fernández- Turiel et

al., (2001) en suelos agrícolas alrededor del mundo donde se presentó un continuo

desplazamiento e incorporación de material orgánico al suelo, en grandes cantidades y

lo cual favoreció los altos contenidos de materia orgánica y pH alcalinos, como lo

sucedido en el suelo de la zona chinampera, incremento los valores de concentración de

zinc hasta alcanzar un valor similar al encontrado en el sitio 30 igual a 4.5 mg kg-1.

Finalmente los autores previamente señalados, mencionan que la tasa de incremento de

la concentración total y biodisponible de zinc en el suelo es resultado de la alta movilidad

de dicho elemento metálico así como su adsorción directa a la materia orgánica que

eventualmente está sucediendo en el suelo de la zona chinampera.


En el resto de los sitios muestreados los niveles de concentración biodisponible de zinc

fueron en todos los casos inferiores a 1.0 mg kg-1, razón de contraste y similitud en

relación a lo cuantificado en el segundo nivel de profundidad (20-40 cm). En términos

generales el pH fue mayoritariamente alcalino, los valores promedio en contenido de

materia orgánica se clasifican como medio-altos (SEMARNAT, 2000). Como ya se

mencionó anteriormente al ser el suelo de la zona chinampera formado, se relaciona a la

continua incorporación de materia orgánica y como fuentes principales de

enriquecimiento la deposición de material vegetativo y la adición de agua de la red

canalera existente. Estudios previos realizados en suelos agrícolas del mundo donde se

cuantifico la concentración total y biodisponible de zinc, en los primeros centímetros del

suelo Sande et al., (2007), Cuevas y Walter (2007), Hirzel et al., (2015), demostraron

que la concentración biodisponible de zinc presenta valores iguales e inferiores a 1.0 mg

kg-1, respecto a la profundidad hasta alcanzar 40 cm., como lo encontrado en la presente

investigación siendo la causa principal de este nivel de concentración la continua

deposición de material orgánico proveniente de diversas fuentes entre las cuales una de

las más importantes y fundamentales son las redes de distribución de agua que presenta

cierto grado de contaminación por metales pesados. Finalmente los autores señalan que

a pesar de la característica intrínseca del zinc de presentar alta movilidad en la solución

del suelo el incremento en el contenido de materia orgánica representa un proceso de

alta retención y descenso en los valores de concentración y biodisponibilidad.

Asimismo, los autores previamente señalados demostraron que la similitud de valores de

zinc en el suelo respecto al nivel de profundidad se asocia al continuo desplazamiento

de la materia orgánica en la solución del suelo, lo cual favorece la migración de zinc y el

mantenimiento respecto a sus niveles de concentración total y biodisponible a través del

tiempo.

Finalmente en el nivel de profundidad 20- 40 cm., los sitios 4,5, 25 y 28 exhibieron

valores de concentración biodisponible de zinc entre 1.6 y 2.9 mg kg-1. Los sitios 4 y 5

presentaron contenidos medios de materia orgánica y pH medianamente alcalinos. El

sitio 25 presento contenido de materia orgánica muy alto y pH fuertemente ácido,

Finalmente el sitio 28 presento contenido medio de materia orgánica y pH


moderadamente ácido. En contraste con los valores previamente señalados estudios de

presencia y transferencia de zinc dentro de la cadena trófica a través de la cuantificación

de la concentración biodisponible Kiekens, (1990), RAIS (2009), demostraron que altos

contenidos de materia orgánica > 15% asociados a valores de pH alcalinos, y en algunos

casos ácidos favorecen la continua acumulación de zinc, razón que incrementa los

niveles de concentración biodisponible en un rango entre 2.5 y 3.0 m kg-1 similar a lo

encontrado en los sitios de la zona chinampera donde la concentración biodisponible fue

mayor, dentro de la profundidad 20-40 cm. De acuerdo a las aportaciones finales de los

autores la razón de la continua deposición de material orgánico hacia el suelo benefician

a los vegetales ya que el zinc es un elemento indispensable para su crecimiento y

posterior desarrollo, sin embargo la razón de contraste es su permanencia a través del

tiempo y que eventualmente puede representar un peligro potencial de toxicidad, al

aumentar significativamente sus niveles de concentración biodisponible en el suelo de la

zona chinampera.

5.2.9 Relación del pH respecto a la concentración biodisponible de plomo, cadmio

y zinc (mg kg-1) en suelos de la zona chinampera a dos niveles de profundidad (0-

20 cm, 20-40 cm).

En base a los resultados obtenidos en la presente investigación 83 % de los suelos de la

zona chinampera, a dos niveles de profundidad, presento valores alcalinos, 12% neutro,

4% moderadamente ácido y 1% fuertemente ácido. Lo anteriormente señalado influye

directamente en los niveles de concentración biodisponible de metales pesados en la

solución del suelo (Riecheman ,2002). En la Figura 5.2.2 se observa el comportamiento

del nivel promedio de concentración biodisponible de metales pesados (Pb, Cd, Zn)

respecto al valor promedio de pH en los suelos del área de estudio a dos niveles de

profundidad. En términos generales se observa un comportamiento homogéneo en los

valores de concentración biodisponible de plomo, cadmio y zinc dentro de la zona de

estudio, respecto a la profundidad.


A nivel del suelo el pH, se considera como un factor determinante respecto al

comportamiento de los metales pesados a nivel suelo ya que afecta significativamente el

equilibrio de la especiación química, concentración, disponibilidad, solubilidad e

intercambio de iones metálicos en la solución del suelo y finalmente la transferencia

directa a la vegetación. Asimismo, dicha propiedad afecta la carga de superficie de las

arcillas, así como el proceso de complejación de metales pesados con la materia

orgánica del cual se producen complejos organometálicos (Basta y Tabatai, 1992;

Pinamonti et al., (1997). Estudios de contaminación por metales pesados y su posterior

transferencia Ullrich et al., (1999), señalan que la biodisponibilidad de plomo, cadmio y

zinc depende en mayor medida por los valores de pH presentes en la solución del suelo

y que este decrece en orden secuencial Cd>Zn>Pb.

Investigaciones efectuadas por Quintero (2004), demostraron que el aumento en el

gradiente de pH hasta alcanzar valores de alcalinidad, en suelos agrícolas es resultado

de la adición continua y cíclica de agua proveniente de cauces y redes de distribución de

agua que frecuentemente están asociadas a actividades antrópicas, como desecho de

aguas domésticas y adición de aguas residuales, finalmente la continua deposición de

material orgánico proveniente de la misma. De manera general los valores de pH

alcalinos presentes en la solución del suelo afectan directamente la carga eléctrica de

los componentes que componen la fracción coloidal entre los cuales se encuentran las

arcillas, la materia orgánica humificada y óxidos, razón de cambio en los valores de

concentración biodisponible de metales pesados (Pb, Cd, Zn).

En relación al primer nivel de profundidad los sitios que exhibieron los valores de

concentración biodisponible > 1.0 fueron 8, 17, 22, 23, 24, 25 y 30. Teniendo como

características generales pH mayoritariamente neutros, a excepción del sitio ocho

fuertemente alcalino, sitio 17 y 30 medianamente alcalino, y sitio 25 moderadamente

ácido. Investigaciones efectuadas en suelos agrícolas donde se cuantifico los niveles de

concentración total y biodisponible de plomo en los primeros centímetros del suelo

Obhukov, 1990, Yu et al., (1998) Nikiforova et al., (2007), mencionan que un rango de

valores de pH neutros-alcalinos (7.0- 8.0), asociado a contenidos de materia orgánica


altos y muy altos, generan alta retención de dicho elemento metálico en la solución del

suelo favoreciendo el incremento en los valores de concentración biodisponible hasta

alcanzar un valor promedio máximo de 1.7 mg kg-1, equivalente a lo encontrado en el

suelo de la zona chinampera. En base a las conclusiones de los autores el incremento

en la adición de material orgánico al suelo proveniente de sedimentos de redes de

distribución de agua aledaños a zonas agrícolas como parte del proceso de formación

del suelo, como lo sucedido en la zona chinampera, incrementa significativamente los

valores de pH hasta clasificarse como neutros y alcalinos, razón que no permite

cuantificar valores de plomo > 2.0 mg kg-1.

De acuerdo a investigaciones realizadas en México y alrededor del mundo, en suelos

agrícolas formados por el hombre, y donde existe una continua deposición de agua

proveniente de redes de distribución de agua y material orgánico resultado de

actividades agrícolas favorecen el aumento en los valores de pH presentando valores

neutros y alcalinos (7.0-8.0), asociado al incremento continuo de los porcentajes de

materia orgánica, independientemente de la temporada del año, inciden en alta

retención, baja movilidad, decremento en los valores totales y biodisponibles de plomo <

2.0 mg kg-1, lo anteriormente contrasta y es similar a lo reportado en la presente

investigación donde el valor máximo de concentración biodisponible fue igual a 1.7 mg

kg-1 en la profundidad 0-20 cm (Delgado, 2008; Gopinat et al.,2008; Ramos Bello et al.,

2001).

En relación a los sitios 3, 4, 5, 6, 7,18 el valor máximo de concentración biodisponible

fue igual a 1.0 mg kg-1, y el resto de los sitios presentaron valores inferiores al valor

previamente señalado, en esta área se presentaron valores de pH alcalinos y contenidos

de materia orgánica medio-altos. Como ya se mencionó anteriormente en el desarrollo

de la presente tesis son sitios donde la densidad vegetal es baja, existe actualmente

desarrollo de cultivos y procesos de urbanización acelerada. Investigaciones realizadas

por Kabata y Pendias 1997, y Piotrowska, 1997, demostraron que un rango de pH entre

7.7 y 8.1 como lo encontrado en la zona chinampera en los primeros centímetros del

suelo, asociado a la continua deposición de material orgánico hasta alcanzar 20 cm.,


presentan un valor de concentración biodisponible de plomo promedio de 1.0 mg kg-1

equivalente al encontrado en la presente investigación. Finalmente los autores señalan

que la frecuencia, aparición y valores de biodisponibilidad de plomo tenderán a

permanecer a través del tiempo en la solución del suelo, donde eventualmente los pro-

cesos antrópicos incrementan los valores previamente señalados elevando su potencial

de toxicidad y transferencia dentro de la cadena trófica independientemente de la

temporada del año. Por otra parte Echeverría et al., (1998) demostraron que un

incremento en el régimen de riego directamente hacia zonas de cultivo, o, en su caso

conservadas, y en proceso de ser cultivadas así como el proceso de extracción de agua

desde las redes de distribución, incrementan de manera significativa los valores de pH

hasta presentar valores de alcalinidad, esto favorece alta retención de plomo en los

primeros centímetros de suelo, formando complejos estables y alcanzando un valor de

concentración biodisponible igual a 0.7 mg kg-1 valor de concentración equivalente a lo

encontrado dentro del suelo de la zona chinampera.

De acuerdo a una amplia investigación de contaminación por metales pesados en

suelos agrícolas y su potencial tóxico cuantificado a través de la concentración

biodisponible Padamanabahm, 1983, establecieron que el plomo es un elemento

metálico que en relación a la profundidad y al superar los 25 cm., presenta una

tendencia a disminuir su potencial tóxico y valor de disponibilidad inferior a 2.0 mg kg-1.

En términos generales y como ya fue descrito con anterioridad en el nivel de profundidad

20-40 cm., los valores biodisponibles de plomo no presentaron mayor variabilidad

respecto al primer nivel de profundidad (0-20 cm). Específicamente los sitios 4, 6, 7 y 25

cuantificaron valores >1.0 mg kg-1 sin embargo los valores de pH reportados se

clasificaron como neutros y alcalinos mayoritariamente, a excepción del sitio veinticinco

con pH fuertemente ácido (4.4). En base a una amplia investigación donde se han

cuantificado los valores totales y biodisponibles de plomo en suelos agrícolas Pinamonti

et al., (1997) Nigam et al., (2001) Farrel et al., (2010) establecieron y demostraron que

al descender en el nivel de profundidad y alcanzar 40 cm., dicho elemento metálico

disminuye de manera significativa su movilidad, potencial de transferencia y


disponibilidad, lo anteriormente señalado está en función de los valores de pH y

contenido de materia orgánica, los cuales presentan una relación directamente

proporcional e inversamente proporcional respecto a la concentración total y

biodisponible de plomo. En base a lo anterior al incrementarse el proceso de

incorporación de material orgánico en la solución del suelo y migrar respecto al perfil de

suelo, el valor de pH se alcaliniza gradualmente (valor=8.0), los valores de plomo

disminuyen hasta alcanzar un valor biodisponible de plomo igual a 0.2 mg kg-1 lo cual

contrasta y es igual a lo encontrado dentro de la zona chinampera.

Por otra parte, y como puede observarse en la Figura 5.2.2, los valores de concentración

media biodisponible de cadmio no presentaron variabilidad significativamente de

acuerdo a las dos profundidades muestreadas, como ya se mostró previamente. En

relación al promedio de valor de pH en la solución del suelo del área se puede observar

que tiene una relación directa e infiere en los valores cuantificados. Los valores

biodisponibles de cadmio en la profundidad 0-20 cm., fueron ligeramente superiores

respecto a la segunda profundidad destacando que en la primera profundidad 84% de

los sitios presentaron valores de alcalinidad, 13% neutros y 3% moderadamente ácidos.

En base a una amplia investigación de contaminación y peligro de toxicidad por cadmio

en suelos agrícolas que presentan como característica una amplia variedad de

actividades antrópicas y que se reflejan en continua deposición y transferencia de mate-

rial orgánico al suelo, He y Singh, 1994; Adriano, 2001, Naidu et al., (1994); Bolan et

al., (1999), Tai et al., (2013), Li et al., (2013), Grant et al.,(1998), Jung (2008), establecie-

ron que el pH es el factor principal que controla las reacciones del cadmio y sus espe-

cies químicas en la solución del suelo, señalando que al presentarse un rango de pH

entre 7.1 y 8.3 como el establecido en los suelos de la zona chinampera, y a su vez los

contenidos de materia orgánica son > 9.0% al cuantificarse valores totales y biodisponi-

bles de cadmio, estos presentaran una tendencia a disminuir significativamente en razón

del tiempo, independientemente de la temporada del año, siendo el valor máximo

biodisponible igual a 1.5 mg kg-1 el cual es ligeramente superior a lo encontrado en la

presente investigación y de acuerdo a lo establecido por los autores el contraste estaría


en función a una mayor retención dentro del suelo de la zona chinampera respecto a los

hallazgos de las investigaciones previamente citadas.

En el segundo nivel de profundidad y respecto a lo ya previamente señalado en el

desarrollo de la presente tesis, los valores biodisponibles de cadmio disminuyeron

relativamente en relación a los primeros centímetros del suelo. Los valores de pH

reportados en este nivel no presentaron mayor variabilidad a excepción de los sitios 25,

28 que presentaron valores de acidez. Asimismo destacaron los sitios 1, 8, 11 y 19 con

valores de concentración biodisponible igual a 1.0 mg kg-1. Sin embargo los valores de

pH fueron alcalinos en todos los casos. Una amplia investigación de contaminación y

transferencia de cadmio en suelos agrícolas hasta alcanzar 45 cm de profundidad y

donde se consideraron los factores edáficos como fundamentales en los procesos de

dicho metal pesado por Guo et al., (2009) Bolan et al., (2003), Todoreanu y Philips 2004;

Sánchez Bascones (2003), Lamb et al., (2009), demostraron que al suelo estar en un

proceso continuo de formación y remoción de material orgánico, se incrementa la

acumulación de cadmio y al mismo tiempo se acelera el proceso de retención dentro de

la solución del suelo alcanzando un valor biodisponible promedio de cadmio igual a 0.1

mg kg-1 inferior a lo encontrado dentro de la zona chinampera, y de acuerdo a las

conclusiones de los autores el contraste respecto a lo encontrado en el área de estudio

estaría en función de un mayor contenido de material orgánico y su origen como fuente

de aporte de dicho elemento metálico en la solución del suelo, y a razón de lo

establecido por los autores al continuar las prácticas que favorezcan la permanencia,

persistencia y acumulación de dicho metal pesado en el área de estudio, tendrán un

efecto respecto a su transferencia en el mediano y largo plazo.

Por otra parte investigaciones realizadas por Tsadilas et al., (2005); Lamb et al., (2009),

señalan que en suelos agrícolas donde suceden procesos generales de migración de

material orgánico respecto al perfil de suelo y donde eventualmente el suelo tiende a

alcalinizarse, al cuantificar valores biodisponibles de cadmio, los mismos no presentan

incrementos significativos presentando un valor máximo de 1.5 mg kg-1 y mínimo igual a

1.0 mg kg-1 el cual es equivalente al valor superior de concentración encontrado para


dicho elemento metálico en el nivel de profundidad citado. De acuerdo a las

conclusiones de los autores los valores biodisponibles de cadmio en ningún caso

superan 1.5 mg kg-1 ya que al mantenerse la alcalinidad del suelo los procesos de

retención se aceleran gradualmente impidiendo que el nivel de concentración aumente, y

también señalan que a pesar de que en algún caso existiera acidez del suelo mientras

se mantengan valores medios y altos de contenido de materia orgánica no se

presentaran incrementos en los valores biodisponibles de cadmio en relación a la

profundidad.

De acuerdo a los resultados obtenidos de concentración biodisponible de zinc en suelo

de la zona chinampera a dos niveles de profundidad (0-20, 20-40 cm) se observó baja

variabilidad respecto a los valores encontrados, lo cual se confirma mediante la obten-

ción de valor promedio respecto a la profundidad (Figura 5.2.2). De acuerdo a

investigaciones realizadas en suelos agrícolas donde se cuantifico la concentración y

transferencia de zinc, Alloway (2010), menciona que al presentarse mayoritariamente

valores de alcalinidad en la solución del suelo, los niveles de concentración total y

biodisponible de dicho elemento metálico presentan variabilidad mínima en un valor que

no supera 1.5 mg kg-1 similar a lo encontrado en la presente investigación en el suelo de

la zona chinampera a dos niveles de profundidad, y en base a las aportaciones finales

de los autores previamente citados la continua deposición de material orgánico que

eventualmente alcaliniza el suelo impide el aumento de los valores de biodisponibilidad

de dicho elemento metálico, a través del tiempo lo cual representa menor riesgo de

toxicidad en relación a su transferencia directa.

De acuerdo a una amplia investigación realizada en suelos agrícolas alrededor del

mundo donde se han cuantificado los niveles de concentración total y biodisponible de

zinc, en relación a la profundidad y hasta alcanzar 40 cm., y que como características

generales manejo agrícola del suelo, con alta incorporación de material orgánico

proveniente de actividades pecuarias como deposición de residuos de la vegetación,

continuo pastoreo por ovinos, y residuos generados por la misma actividad, y finalmente

la asociación respecto a redes de distribución de agua adicionada con carga residual,


han favorecido la alcalinidad del suelo y los porcentajes medios y altos de contenido de

materia orgánica como lo encontrado en la zona chinampera, y se demostró que existe

una relación inversamente proporcional entre la concentración biodisponible de zinc

presentando un valor medio inferior a 2 mg kg-1 razón de contraste y similitud en relación

a lo reportado en el área de estudio y de manera puntual se observa en la figura 5.2.2

(Kabata y Pendias 2000, Barzegar et al.,2004; Rieuwerts et al., 2006, Bradl, 2004).

Adriano (2001) y Mitsois et al. (2005), en investigaciones de presencia, contaminación y

transferencia de zinc en suelos agrícolas, concluyen que al presentarse

mayoritariamente valores de pH alcalinos (>7.0) resultado de actividades antrópicas

relacionadas a las realizadas en la zona chinampera como la adición de material

orgánico líquido y sólido al suelo, inciden directamente en los valores de concentración

biodisponible de zinc hasta presentar valores < 2 mg kg-1 como lo encontrado dentro del

suelo de la zona chinampera a dos niveles de profundidad el efecto directo de la materia

orgánica favorece la retención, formación de complejos organometalicos del zinc

impidiendo un aumento significativo en los valores biodisponibles que se transfieren de

manera directa a través de la vegetación y en relación a la cadena trófica.

Investigaciones realizadas por Volke et al., (2005), señalan un valor biodisponible de 5

mg kg-1 similar y ligeramente superior a lo reportado en la presente investigación en el

nivel de profundidad 0-20 cm., presentado valor medianamente alcalino y contenido

medio de materia orgánica, de acuerdo a lo establecido por el autor y como razón de

contraste zonas agrícolas donde eventualmente se desarrollan cultivos o almácigos y

existe una incorporación media de material orgánico favorecen la alcalinidad del suelo, lo

cual al presentar mayor movilidad dicho metal pesado favorece de manera gradual el

incremento en sus valores de concentración total y biodisponible hasta lograr una mayor

transferencia directamente hacía la vegetación en relación al tiempo

independientemente de la temporada del año.


.

5.2.2 Relación del potencial de Hidrogeno (pH) de los suelos de la zona chinampera

respecto a la disponibilidad de plomo, cadmio y zinc (mg kg -1) a dos niveles de profundi-

dad (0-20 cm y 20-40 cm). Fuente: Elaboración propia, 2016.

5.3 Relación del contenido de materia orgánica respecto a la concentración bio-

disponible de plomo, cadmio y zinc (mg kg-1) en suelos de la zona chinampera a

dos niveles de profundidad (0-20 cm, 20-40 cm).

En la Figura 5.3.1 se muestra el comportamiento de la concentración promedio

biodisponible de metales pesados (Pb, Cd, Zn) en suelos de la zona chinampera a dos

niveles de profundidad, en relación al contenido medio de materia orgánica (MO). Se

puede apreciar que los niveles de concentración biodisponible de metales pesados (Pb,

Cd, Zn) en dos niveles de profundidad en el suelo de la zona chinampera no

presentaron incrementos significativos respecto al contenido de materia orgánica (MO).

Phplomo

cadmiozinc

7.7

0.70.9

0.8

Relación pH niveles biodisponibles de metales pesados en suelo de la zona chinampera 0-20 cm

ConcentraciónBiodisponible mg kg -1

Alcalino

0.00

5.00

10.00

pHBio Pb

Bio CdBio Zn

7.88

0.697 0.8180.647

Relación pH -biodisponibilidad metales pesados en suelo de la zona chinampera 20-40 cm

Alcalino

Concentración Biodisponible mg kg-1


De acuerdo a los parámetros establecidos por SEMARNAT (2000); 87% de los suelos de

la zona chinampera a dos niveles de profundidad, se encuentran en un rango medio-alto

en contenido de materia orgánica. De acuerdo a Marañes et al. (1994), los contenidos

de materia orgánica superiores a 4.5 % son considerados como muy altos, como lo son

los porcentajes obtenidos en los suelos de la zona chinampera a dos niveles de

profundidad. Por otro lado, Mc Grat et al., 2000, señala que el contenido de materia

orgánica en la solución del suelo infiere directamente en la concentración biodisponible

de metales pesados, debido a su alta capacidad de retención y formación de complejos

organometalicos Por otra parte, estudios de contaminación por metales pesados y

evaluación de su potencial tóxico por Hettiarachchi et al., (2003) y Antoniadis et al.,

(2008) a manera de conclusión, señalan que la adsorción y biodisponibilidad de metales

pesados en suelos decrece simultáneamente al decremento del contenido de materia

orgánica.

Los niveles promedio de Materia Orgánica, presentes en los suelos de la zona

chinampera a dos niveles de profundidad; presentaron porcentajes promedio similares

siendo ligeramente superiores en los primeros 20 cm., (Figura 5.3.1). Los valores

presentes en contenido de Materia Orgánica en la zona de estudio son resultado bási-

camente de actividades antropogenicas como el barbecho, el cultivo de vegetales

perennes y de temporal, el pastoreo por ovinos asociado a la deposición de estiércol, y

la influencia de la deposición de material orgánico proveniente del proceso de irrigación

directamente hacía el suelo de la zona chinampera. El hecho que los porcentajes de

materia orgánica cuantificados en la zona chinampera a dos niveles de profundidad no

presenten cambios significativos es resultado del proceso de formación del suelo del

área donde la continua remoción infiere en la baja variabilidad respecto de sus valores.

En base a los valores obtenidos de valor biodisponible de plomo el 87% de los valores

cuantificados en relación a dos niveles de profundidad fueron inferiores a 1 mg kg-1 y el

13% fueron superiores a dicho valor biodisponibilidad. De acuerdo a investigaciones

previas de presencia de metales pesados en suelos agrícolas, Pinheiro (1999), Basta et

al., (2005) señalan que cantidades de materia orgánica en porcentajes medio-altos en un


rango 12% y 17% (FAO, 2006) y que son similares e incluso inferiores a lo encontrado

en el suelo de la zona chinampera tienden a disminuir los niveles biodisponibles de

plomo hasta alcanzar valores de concentración biodisponible inferiores a 1 mg kg-1

como lo fue lo reportado dentro de la presente investigación a dos niveles de profundi-

dad. De acuerdo a las aportaciones finales de los autores y como punto de contraste

los suelos agrícolas que frecuentemente son enriquecidos por material orgánico

proveniente de actividades antropogenicas como establecimiento y rotación de cultivos

por temporada del año, adición de sedimento proveniente de cauces de agua con

valores medios de concentración de plomo y actividades pecuarias como el pastoreo por

ovinos generan alta retención del elemento metálico citado, un acelerado proceso de

adsorción y el descenso constante de los valores de biodisponibilidad.

En el primer nivel de profundidad los sitios 8,9, 17, 22, 23, 24, 25 y 30 exhibieron los

valores de concentración biodisponible superiores a 1 mg kg-1, y como características

principales fueron que existe mayor actividad antropogenica en relación al resto de los

sitios, barbecho constante, sitios mayormente conservados para ser cultivados, adición

de solventes y hundimientos constantes. Como ya se mencionó anteriormente el

contenido de materia orgánica no presenta diferencias significativas en sus porcentajes y

pH alcalinos.

Walter et al.,(2002) en investigaciones de presencia y transferencia de metales pesados

en suelos agrícolas, encontraron valores iguales y superiores a 1 mg kg-1, igual a lo

encontrado en el suelo de la zona chinampera en el primer nivel de concentración y

donde las actividades predominantes fueron el pastoreo frecuente por ovinos y la

deposición continua de material orgánico proveniente del barbecho, finalmente y como lo

encontrado en el área de estudio los autores señalan que zonas de altitudes bajas con

hundimientos diferenciales favorecen el incremento en los valores biodisponibles de

plomo.

Dentro del segundo nivel de profundidad se observó menor variabilidad en los valores de

concentración biodisponible y los contenidos de materia orgánica fueron ligeramente


inferiores respecto al primer nivel de profundidad. Destacaron los sitios 4, 6, 7 y 25 con

valores superiores a 1 mg kg-1 la razón principal del incremento podría ser la cercanía

con la creciente aceleración de la mancha urbana y el enriquecimiento por materia

orgánica en la solución del suelo, en relación al resto de los sitios. Semlali et al., (2004)

y Farrel et al., (2010), en un nivel de profundidad de 40 cm., donde los porcentajes de

materia orgánica fueron > 10% reportan un valor máximo promedio de 1.5 mg kg-1 igual

a lo encontrado en suelo de la zona chinampera y que de acuerdo a sus aportaciones

finales de los autores está relacionado al mayor aporte de material orgánico como

consecuencia del incremento de actividades antrópicas como lo sucedido en el área de

estudio. Asimismo y como punto de contraste y similitud los autores reportan en 85% del

suelo estudiado valores inferiores a 1.0 mg kg-1, resaltando el descenso ligero del

contenido de materia orgánica en relación a la profundidad.

En relación a los niveles de concentración biodisponible de cadmio a dos niveles de

profundidad y como en el caso de plomo no se mostraron incrementos significativos,

siendo ligeramente superiores en la profundidad 0-20 cm., donde también los contenidos

de material orgánico son ligeramente superiores como ya se mencionó anteriormente.

En la primera profundidad los sitios que presentaron valores de biodisponibilidad de

cadmio > 1.0 mg kg-1 fueron 1, 2, 5 y 15, donde como características principales se

encuentra la presencia y desarrollo de cultivos diversos y almácigos que son irrigados

con agua residual que a su vez aportan sedimento que es transportado y acumulado en

el suelo de la zona, y finalmente la cercanía a procesos de urbanización dentro del área.

Gray et al. (1999), Kabata- Pendías (2004), en estudios de contaminación y toxicidad por

cadmio en suelos agrícolas demostraron que un rango en contenido promedio de

materia orgánica en la solución del suelo entre 12 %- 20% y que a su vez van sufriendo

el proceso de mineralización e humificación en la solución del suelo, lo anterior asociado

a valores de alcalinidad de pH incrementan la retención de cadmio en la solución del

suelo favoreciendo que su permanencia en el tiempo e independientemente de la

temporada del año, incrementen los niveles de concentración llegando a un valor medio

máximo igual a 1.4 mg kg-1 el cual es idéntico al reportado en el suelo de la zona

chinampera en los primeros centímetros del suelo, y de acuerdo a las conclusiones de


los autores la presencia y ocurrencia de actividades antrópicas, que implican el arrastre

y continua deposición de material orgánico como presencia y desarrollo de cultivos

asociados a redes canaleras de distribución de agua adicionada con agua residual.

Harter y Naidu (1995), mencionan que existe una fuerte relación entre el contenido de

materia orgánica del suelo y la concentración biodisponible de cadmio. En términos

generales un aumento gradual en el porcentaje de materia orgánica hasta superar 20%,

está asociado a un decremento en la concentración biodisponible de cadmio, hasta

presentar valores promedio inferiores a 1 mg kg-1 lo cual es equivalente a lo reportado en

la presente investigación.

En relación al segundo nivel de profundidad (20-40 cm) y como se observa en la Figura

5.3.1 los niveles de concentración biodisponible de cadmio son ligeramente inferiores

respecto a lo encontrado en la primera profundidad, a la vez el contenido de materia

orgánica fue relativamente más bajo y de acuerdo a lo que se ha reportado en diversas

investigaciones alrededor del mundo en suelos agrícolas en el suelo de la zona

chinampera en los primeros centímetros está ocurriendo un fenómeno de alta retención

que no permite la migración total de dicho elemento metálico por lo cual sus valores

biodisponibles presentan tendencia a disminuir (Kabata- Pendías, 2004).

Específicamente los sitios 1, 8, 11 y 19 presentaron un valor biodisponible de cadmio

igual a 1 mg kg-1, la razón de incremento está relacionada a un mayor aporte de material

orgánico en mayor cantidad proveniente de los residuos de cultivos, y por otro lado de

la irrigación por agua residual que como ya se comentó anteriormente favorecen el

incremento gradual de la concentración total y biodisponible de cadmio en relación a la

profundidad (Mico, 2005). En contraste el resto de los sitios presento valores de concen-

tración biodisponible inferiores al valor previamente mencionado y de acuerdo a las

características de formación del suelo de la zona chinampera, los contenidos de materia

orgánica no presentaron incrementos significativos en relación a la totalidad de los sitios

muestreados de acuerdo a lo anterior existe un proceso de alta retención de la

concentración biodisponible de cadmio que se traduce en la presencia de niveles de

concentración biodisponible inferiores a 1 mg kg-1 y de acuerdo a Sánchez-Bascones


(2003), la ocurrencia de este tipo de valores de cadmio en niveles de profundidad pro-

medio 35 cm., se relaciona al incremento del material orgánico en la solución del suelo

hasta alcanzar porcentajes > 20% como lo que se presentó dentro de la zona

chinampera.

En relación a los niveles biodisponibles de zinc dentro del suelo de la zona chinampera a

dos niveles de profundidad, se observa en la Figura 5.3.1 que los valores son

ligeramente superiores en relación al segundo nivel de profundidad. Como ya se explicó

con anterioridad el contenido de material orgánico fue similar en los dos niveles de

profundidad considerados (0-20, 20-40 cm). 87% de los sitios muestreados presentaron

valores inferiores a 1 mg kg-1. De acuerdo a una amplia investigación de contaminación

por cadmio en suelos agrícolas Kabata Pendias y Pendias, (1992), García y Dorronsoro,

(2001) demostraron que el incremento en el contenido de materia orgánica en el suelo,

hasta alcanzar porcentajes similares a lo encontrado en la zona chinampera > 20%

inciden directamente en los niveles de concentración de cadmio hasta alcanzar valores

mínimos de concentración promedio de 0.5 mg kg-1 lo cual es similar a lo reportado en la

zona chinampera, respecto a la profundidad. En el primer nivel de profundidad los

incrementos en el nivel biodisponible de zinc se focalizaron en los sitios 4, 10, 21 y 30

siendo superiores 1,0 mg kg-1 llegando hasta 4.5 mg kg-1, como ya se mencionó ante-

riormente son sitios con mayor frecuencia de actividades antropogenicas relacionadas al

continuo aporte de material orgánico proveniente de zonas de cultivo y agua proveniente

de las redes canaleras, lo cual ya ha sido reportado y demostrado en investigaciones

previas de contaminación y transferencia de cadmio desde su presencia en la solución

del suelo, Heras et al., (2005); Zaccone et al., (2010) demostraron que en suelos

agrícolas donde es continua la incorporación de material orgánico al suelo, debido a la

frecuencia de cultivos temporales y perennes, así como el traslado y deposición del

mismo de zonas de carácter urbano infieren en la incorporación y posterior humificación

de la misma dentro de los primeros centímetros del suelo, hasta alcanzar contenidos

superiores a 10% como lo encontrado en la zona chinampera implican un efecto de

retención de cadmio y a su vez un aumento en el valor de concentración biodisponible


hasta alcanzar un valor medio de 1.4 mg kg-1 el cual es igual al reportado para zinc en el

presente estudio.

Dentro del segundo nivel de profundidad y de acuerdo a los resultados obtenidos en la

presente investigación se observó un descenso en los valores de concentración

biodisponible de zinc siendo el 90% de los valores cuantificados inferiores a 1.0 mg kg-1

y de acuerdo a una amplia investigación por García y Dorronsoro (2001), señalan que a

pesar de ser zonas de características de suelos formados y de manejo agrícola, con

actividades antrópicas frecuentes como lo que se presentó en la zona chinampera, y

también se incorpora de manera frecuente material orgánico, de acuerdo al autor el

enriquecimiento es ligeramente inferior hasta llegar a 40 cm., lo cual a su vez infiere en

presentar valores mayoritariamente inferiores a 1.0 mg kg-1 razón de contraste y similitud

respecto a los valores encontrados dentro del área de estudio.

Los sitios 4,5 25 y 28 presentaron los valores de biodisponibilidad mayores a 1.0 mg kg-1

siendo sus características generales la presencia de almácigos, herbáceas y pastos,

incorporación de material orgánico, hundimientos y cercanía hacia la planta de

Tratamiento Cerro de la Estrella, específicamente los sitios 4 y 28 presentaron

porcentajes de materia orgánica medios, el sitio 5 contenido alto y 25 muy alto y en este

último sitio el valor biodisponible de concentración es > 2.0 mg kg-1. Investigaciones

realizadas por Dai et al., (2004) encontraron valores similares a lo mencionado

anteriormente y de acuerdo a las conclusiones del trabajo de los autores el factor que

controla el nivel biodisponible de zinc es el contenido de materia orgánica en la solu-

ción del suelo que es superior a 20% como lo fue lo encontrado en la zona chinampera

en el sitio previamente señalado. En otro sentido y como punto de contraste de

acuerdo a los autores las zonas que presentan contenido de materia orgánica

clasificados como medios > 10% favorecen la retención de dicho elemento metálico sin

embargo los valores de concentración biodisponible no llegan a 2.0 mg kg-1, hecho que

sucedió dentro del suelo de la zona chinampera en el segundo nivel de profundidad.


5.3.1 Relación del contenido de materia orgánica (MO) de los suelos de la zona chi-

nampera respecto a la biodisponibilidad extractable de plomo, cadmio y zinc (0-20; 20-

40 cm). Fuente: Elaboración propia: 2016.

5.3.1 Relación de la capacidad de intercambio catiónico respecto a la concentra-

ción biodisponible de plomo, cadmio y zinc (mg kg-1) en suelos de la zona chinam-

pera a dos niveles de profundidad (0-20 cm, 20-40 cm).

En la Figura 5.2.7 se observa que en los suelos de la zona chinampera a un nivel de

profundidad de 20- 40 cm., el valor promedio de capacidad de intercambio catiónico

(CIC) de acuerdo a los parámetros establecidos en la clasificación de SEMARNAT

(2001) se clasifican como medio-alto (> 20 C/mol (+)/kg-1) siendo ligeramente superior el

valor promedio en la profundidad 20-40 cm., respecto a la capa superficial. De acuerdo a

los parámetros establecidos por Sánchez et al., (1984), y Marañanes et al., (1994)

% M.O.Bio Pb

Bio CdBio Zn

12.1

0.70.9

0.8

Relacion del contenido de materia orgánica respecto a la concentración biodisponible de metales pesados profundidad 0-20 cm

% M.O. Bio Pb Bio Cd Bio Zn

% Porcentaje

Cocentración Biodisponible mg kg-1

0.00

5.00

10.00

15.00

% M.O.Bio Pb

Bio CdBio Zn

11.72

0.6970.818

0.647

% Porcenataje

Concentración Biodisponible mg kg -1

Relación contenido de materia orgánica . disponibilidad de metales pesados en suelos de la zona chinampera (20-40 cm).


valores de capacidad de intercambio catiónico superiores a 20 C/mol (+)/kg-1 se

consideran como muy altos En términos generales el incremento en los valores de CIC

respecto al nivel de profundidad se asocia a la lixiviación de la materia orgánica y los

minerales de arcilla, como lo señala Wada (1985) en antrosoles es un proceso continuo.

En términos generales los valores de CIC del suelo de la zona chinampera a dos niveles

de profundidad mostraron homogeneidad con ciertas variaciones en los sitios. En base a

investigaciones realizadas por Adriano, (2001) el incremento de los valores de

Capacidad de Intercambio Catiónico (CIC) hasta alcanzar el valor > 20 C/mol (+)/kg-1

impacta directa y significativamente en los valores de concentraciones de plomo, cadmio

y zinc hasta alcanzar valores de 2 mg kg-1; e inferiores al mismo como lo encontrado en

la zona chinampera a dos niveles de profundidad.

Como ya se mencionó anteriormente los valores biodisponibles de plomo a dos niveles

de profundidad no presentaron incrementos significativos en sus valores siendo

inferiores en todos los sitios muestreados a 2.0 mg kg-1, siendo ligeramente inferiores en

el segundo nivel de profundidad, en relación a que en ciertos sitios el valor de Capacidad

de Intercambio Catiónico (CIC) fue clasificado como baja. En contraste y similitud

respecto al presente estudio Lokheswari y Chandrrapa, 2006; Farrel et al., (2010),

Sánchez- Bascones (2003), demostraron que el incremento en los valores de Capacidad

de Intercambio Catiónico (CIC) en suelos agrícolas y hasta alcanzar un nivel de

profundidad superior a 30 cm., favorecen un decremento significativo en el nivel de ,

concentración biodisponible hasta presentar un valor promedio de 1.5 mg kg-1

equivalente a lo encontrado en la zona chinampera en la segunda profundidad.

Asimismo los valores de concentración biodisponible de zinc en relación a la profundidad

no exhibieron incrementos significativos, como ya se estableció anteriormente en los

sitios muestreados, siendo el promedio de concentración biodisponible ligeramente

superior en el segundo nivel de profundidad. De acuerdo a una amplia investigación de

presencia, contaminación y transferencia de zinc en suelos agrícolas Esteves Da Silva y

Oliveira (2002), Silveira et al., (2006); Sauve et al., (2000), encontraron en suelo agrícola

el incremento en la adición de material orgánico, los valores de alcalinidad de pH y

valores de Capacidad de Intercambio Catiónico > 20 c/mol (+)/kg-1 equivalente a lo


encontrado en la zona chinampera y de acuerdo a los valores establecidos por los

autores de concentración biodisponible de zinc no superan un valor medio igual a 2.0 mg

kg-1, siendo contrastante y similar respecto al proceso de ocurrencia dentro de la zona

chinampera.

Finalmente los niveles de concentración biodisponible de cadmio a dos niveles de

profundidad dentro de la zona chinampera, y como ya se mencionó anteriormente

presentaron ligeros incrementos en la profundidad y de acuerdo a lo que se observa en

la Figura 5.3.2 el promedio obtenido es ligeramente superior en segunda profundidad a

pesar de que en la primera profundidad se observaron algunos valores > 1.0 mg kg-1.

De acuerdo a una amplia investigación de presencia, contaminación y transferencia de

cadmio en suelos agrícolas Adriano (2001), Zhu et al., (2011) señalan al igual que en la

zona chinampera en la parte superficial del suelo existe una menor cantidad de arcillas,

y conforme existe un descenso respecto a la misma existe mayor cantidad de los

minerales previamente señalados y esto se traduce en el aumento de la Capacidad de

Intercambio Catiónico (CIC), que a su vez y en contraste a los hallazgos de la presente

investigación los valores biodisponibles de cadmio se encuentran regularmente en

rangos inferiores a 1.0 mg kg-1, y de acuerdo a las conclusiones de los autores

previamente señalados al aumentar el valor de dicha propiedad edáfica aumenta la

retención de dicho elemento metálico lo cual afecta los valores totales y biodisponible de

este metal pesado, como lo sucedido en el suelo de la zona chinampera a dos niveles de

profundidad.


5.3.2 Relación de la Capacidad de Intercambio Catiónico (CIC) de los suelos de la zona

chinampera respecto a la biodisponibilidad extractable de plomo, cadmio y zinc (0-20;

20-40 cm). Fuente: Elaboración propia: 2016.

0.00

5.00

10.00

15.00

20.00

25.00

CICBio Pb

Bio CdBio Zn

CIC

Bio Pb

Bio Cd

Bio Zn

Concentración biodisponible mg kg-1

cmol/kg-1

Relación Capacidad de Intercambio Cationico- Disponibilidad demetales pesados en suelos de la zona chinampera (0-20 cm).

0.0

10.0

20.0

30.0

CICBio Pb

Bio CdBio Zn

22.8

0.70.9

0.8Concentración biodisponiblemg kg-1

c mol/kg-1

Relación capacidad de intercambio cationico (CIC) Disponibilidad de metales pesados en suelos de la zona chinampera (20-40 cm).


5.3.1 Relación de la Textura (Fracción granulométrica) respecto a la concentración

biodisponible de plomo, cadmio y zinc (mg kg-1) en suelos de la zona chinampera a

dos niveles de profundidad (0-20 cm, 20-40 cm).

En la Figura 5.3.3 se observan los porcentajes promedio de las fracciones

granulométricas encontradas en el suelo de la zona chinampera a dos niveles de

profundidad (0-20 cm; 20-40 cm) en relación a los valores medios de concentración de

metales pesados. En términos generales, se aprecia una mayor cantidad de arenas,

respecto de arcillas y limos respectivamente. Debido a la naturaleza de conformación del

suelo de la zona chinampera donde las prácticas agrícolas llevadas a cabo a lo largo

del tiempo, en donde como ya se mencionó anteriormente la aplicación constante de

material orgánico en forma sólida y liquida, así como el continuo pisoteo del mismo ha

favorecido una mezcla que contiene mayor cantidad de arenas, respecto a los minerales

de arcilla y limo, y en relación a la profundidad (Ramos Miras et al., 2002).

De acuerdo a lo establecido en la Figura 5.3.3, se observa el efecto en la conformación

granulométrica del suelo de la zona chinampera a dos niveles de profundidad, y donde

se aprecia la predominancia de arenas en las dos profundidades, en un segundo término

la presencia de minerales de arcilla siendo ligeramente superiores los porcentajes en la

profundidad 20-40 cm, y el mantenimiento de los porcentajes de minerales de limos en

relación a la profundidad, los valores biodisponibles de plomo, cadmio y zinc se

observan como bajos, donde la concentración promedio biodisponible de cadmio es

ligeramente superior respecto a los niveles promedio de plomo y zinc. González (1995),

Kabata y Pendias (2000), encontraron valores de concentración biodisponible de cadmio

>1.0 mg kg-1 hasta llegar a 1.5 mg kg-1 como lo encontrado en la zona chinampera y que

de acuerdo a los autores los valores de concentración total y biodisponible incrementan

en los primeros centímetros del suelo ya que existe un menor porcentaje promedio de

minerales de arcilla, presentando un promedio de 28% se favorece la retención sin

embargo los valores se incrementan ligeramente, y cuando desciende el nivel de

profundidad y el valor promedio de minerales de arcilla se incrementa hasta 35% los

valores biodisponibles de dicho metal pesado son inferiores a 1.0 mg kg-1 como lo


sucedido en 90% de los sitios muestreados en la zona chinampera y que se está dando

como resultado de un proceso de adsorción por los minerales de arcillas.

En relación a los promedios de concentración biodisponible de plomo y zinc y como se

puede observar en la Figura 5.3.3 los valores promedio son similares a dos niveles de

profundidad, siendo ligeramente superior plomo en la primera profundidad y zinc en el

segundo nivel de profundidad sin alcanzar en ambos casos un nivel promedio igual a 1.0

mg kg-1. De acuerdo a una amplia investigación de contaminación, peligro de toxicidad y

transferencia de metales pesados Kabata- Pendias (1992), Miller et al., (1998), Lasat

(2001), Madhy et al.,(2007) señalan que en suelos agrícolas formados por el hombre y

donde se aplica de manera continua y cíclica materia orgánica proveniente de diversas

actividades antrópicas , valores de alcalinidad de pH y que presentan porcentajes de

arena > 40% y en un segundo término porcentajes de minerales de arcillas > 20%

equivalente a lo reportado en la zona chinampera a dos niveles de profundidad, los

valores de concentración de plomo y zinc presentan valores inferiores a 2 mg kg-1 lo cual

es similar a lo reportado en la presente investigación en los sitios muestreados, y de

acuerdo a las conclusiones de los autores la relación directa entre el contenido de

materia orgánica, y presencia de minerales de arcillas van aumentando el valor de la

Capacidad de Intercambio Catiónico (CIC) son los factores principales que controlan la

presencia, concentración total y biodisponible de plomo y zinc en el suelo

independientemente del nivel de profundidad, y que esto a su vez se traduce en un

proceso gradual de retención de ambos elementos metálicos. De acuerdo a lo anterior

dentro del suelo de la zona chinampera a dos niveles de profundidad y en base a la

conformación granulométrica encontrada existe un proceso de retención continuo de los

elementos metálicos objeto de estudio de la presente tesis, sin embargo al ser

elementos permanentes en la solución del suelo esto en el largo plazo representaría una

problemática de incremento en la transferencia dentro de la cadena trófica.


5.3.3 Relación de Fracción granulométrica de los suelos de la zona chinampera respec-

to a la biodisponibilidad extractable de plomo, cadmio y zinc (0-20; 20-40 cm). Fuente:

Elaboración propia: 2016.

5.3.2 Estadística

El análisis de correlación Rho Spearman, efectuado por medio del paquete estadístico

JMP 10 (SAS Institute) exhibió coeficientes de correlación significativos (p<0.05) entre

las propiedades fisicoquímicas del suelo y los niveles de concentración de metales

pesados (Pb, Cd, Zn). En primer lugar los niveles de concentración de plomo y cadmio

0

10

20

30

40

50

Bio Pb Bio Cd Bio Zn% arenas

% arcillas % limos

0.697 0.818 0.647

45.33

28.2726.40

Relación Fracción granulometrica- Biodisponibilidad de metales pesados en suelo de la zona chinampera 0-20 cm

Concentración Biodisponiblemg kg-1

Porcentaje %

0.00

10.00

20.00

30.00

40.00

50.00

% arenas% arcillas % limos Bio PbBio Cd

Bio Zn

43.83

30.1026.07

0.70 0.900.80

Relación fracción granulometrica Biodisponibilidad de metales pesados en suelos de chinampa 20-40 cm


mostro correlaciones positivas entre ellos y respecto al zinc, la concentración de plomo

se correlacionaron positivamente respecto a los minerales de limo. De acuerdo a lo

anterior los minerales de limo en el suelo de la zona chinampera están incidiendo de

manera directa en los valores de concentración cuantificados en los sitios de estudio, así

como la importancia que presenta en el proceso de adsorción de dicho elemento

metálico y por tanto en su presencia como lo establecen investigaciones realizadas por

Rieuwerts et al. (1998), Dong et al. (2000). En un segundo momento la relación positiva

entre las concentraciones de metales pesados en el suelo de la zona chinampera a dos

niveles de profundidad, se relacionan a las fuentes de contaminación antrópicas

comunes entre dichos elementos metálicos, como ya se mencionó anteriormente y que

ha sido ampliamente citado en la literatura en investigaciones previas Ma et al., (1997),

Chen et al., (1999), y Navas y Machin, (2000), Kabata y Pendias 1992; Tack et al.,

(1997), donde también los autores señalaron y demostraron que la relación positiva en-

tre dichos elementos metálicos se relaciona a las fuentes potenciales de contaminación

y los procesos de permanencia y adsorción dentro de la solución del suelos son

similares y finalmente y en base a lo encontrado en la presente investigación los niveles

de concentración de zinc, son superiores en relación a plomo y cadmio, lo cual es

reportado por los autores previamente citados.

Por otro lado, el cadmio exhibió correlaciones positivas medias respecto a los valores de

biodisponibilidad de plomo, razón que permite establecer que la presencia, movilidad y

nivel de concentración de cadmio está regulada por los valores de biodisponibilidad de

plomo, en el suelo de la zona chinampera. Hettiarchchi y Pierzynski (2002), Van Der Zee

1992, Holmgren et al., (1993) Jinadasa et al., (1997), en investigaciones previas de

presencia de metales pesados en la solución del suelo, demostraron que existe una re-

lación positiva media respecto a las concentraciones totales y biodisponibles de plomo y

cadmio en la solución del suelo y que presentan una relación directamente proporcional,

es decir el aumento de valores de ambos metales pesados se da frecuentemente en

igual proporción, y también comparten fuentes de contaminación puntuales en común

como lo fue lo ocurrido dentro del suelo de la zona chinampera, en la presente

investigación. Y en base a lo anteriormente señalado el incremento continuo en los

valores de biodisponibilidad de plomo en el suelo de la zona chinampera, favorece los


procesos de especiación de cadmio y que a su vez el descenso en dichos niveles

favorece un ligero incremento en la concentración total de cadmio hasta presentar

valores > 1 mg kg-1 y que representa lo encontrado dentro del área de estudio.

Finalmente, los valores de biodisponibilidad de plomo mostraron relaciones significativas

en relación al porcentaje de limo y capacidad de intercambio catiónico (CIC), lo cual

indica que los valores de dicho elemento metálico se encuentran regulados por los

procesos de intercambio catiónico en la solución del suelo y la frecuencia de aparición

de los minerales de limo en relación a la movilidad, presencia y niveles de concentración

total y biodisponible de dicho elemento metálico en la solución del suelo y de acuerdo a

investigaciones en suelos agrícolas por Marín et al., (2000), Madrid et al., (2004),

demostraron que el proceso de formación de suelo donde existe un mayor porcentaje de

arenas, debido a la aplicación constante de enmiendas orgánicas provenientes de

actividades antrópicas y este efecto aumenta la Capacidad de Intercambio Catiónico

(CIC), la cual regula de manera puntual los valores de concentración biodisponible de

plomo impidiendo su transferencia directa hacia vegetales y herbáceas, razón de

contraste a lo establecido en la zona chinampera. Finalmente los autores señalan que

los minerales de arcilla y limo favorecen la retención del plomo en el suelo impidiendo su

movilidad y lixiviación dentro del perfil de suelo y también indica que dicho elemento

metálico está asociado a la fracción coloidal.

En la profundidad 20-40 cm., destacó la correlación negativa media entre los niveles de

biodisponibilidad de zinc y el potencial de iones Hidrogeno (pH), lo cual refleja que esta

propiedad edáfica regula los procesos propios de dicho metal pesado en la solución del

suelo, impidiendo de manera puntual un incremento en los valores de biodisponibilidad

de zinc, en relación a la profundidad del suelo, Edwards et al. (1992), Ainsworth et al.,

(1994), Li et al., (2007), en estudios de cuantificación de zinc en suelos agrícolas y en

relación a la profundidad hasta alcanzar 40 cm., como en la zona chinampera

encontraron una relación inversa y negativa como la encontrada en la presente

investigación donde al aumentar los valores de pH y alcalinizarse los valores totales y

biodisponibles de zinc decrecen significativamente hasta ser inferiores a 2 mg kg-1, lo

cual es similar respecto a lo encontrado en la presente investigación, y de acuerdo al


reporte final de los autores la cuantificación de los niveles de zinc no presentan

incrementos significativos a razón del mantenimiento y elevación de los valores

intrínsecos de pH.

.5.3.3 Relación del Potencial de iones Hidrogeno (pH) en la concentración de meta-

les pesados en agua de los canales de la zona chinampera.

En la Figura 5.3.4 se observa el efecto del valor promedio de pH, presente en agua de

los canales de la zona chinampera donde se presentaron valores de alcalinidad, los

valores de concentración de metales pesados (Pb, Cd, Zn) no presentan un valor

promedio que sea mayor a 2 mg/L. Investigaciones previas de presencia y

contaminación por metales pesados López-Ortega, 2012 demostró que el incremento de

valores de pH hasta alcanzar un valor promedio igual a 8.0 (alcalino) incide de manera

directa en cada uno de los procesos que llevan a cabo los metales pesados dentro del

agua, y está relacionado a desarrollo continuo de actividades antrópicas como la

descarga en volúmenes medios y altos de agua doméstica, la recarga constante por

agua residual, hecho observado dentro de la zona chinampera, y este proceso favorece

la baja solubilidad de metales pesados como plomo y cadmio en valores inferiores a 1

mg/l y a su vez incrementa los valores de zinc siendo ligeramente superiores al valor

previamente señalado.

En base a una amplia investigación de contaminación por metales pesados en aguas

superficiales Lobban et al., (1985); Herr y Gray 1997; Seoanoez, 1999, Sadid (1992) y

Morse et al., (1993), Tucker (1991), Turner et al., (1998), Decesari et al., (2000),

demostraron que la continua adición de agua residual y doméstica a grandes volúmenes

favorece la alcalinidad de los valores de pH y la presencia de metales pesados como

plomo, cadmio y zinc en valores medios que continuamente se transfieren directamente

al suelo. Como punto de contraste y similitud respecto a la relación establecida en la

zona chinampera y que se observa en la Figura 5.3.4 el efecto del incremento en el valor

de pH incide en la retención y baja solubilidad de metales pesados y que impide el

aumento en los valores medios de cadmio y plomo incluso siendo inferiores a 0.5 mg/L

como lo encontrado en la zona chinampera, de acuerdo a los autores existe una relación

inversamente proporcional donde el aumento de valor de pH incide en valores mínimos


de dichos metales pesados solubles en agua. El nivel de zinc en agua de la zona

chinampera fue > 1.0 mg/L y de acuerdo a los autores cuando el agua presenta valores

alcalinos este elemento metálico, presenta movilidad media y tiene una tendencia a

aumentar su nivel de concentración, cuando a su vez y en base a lo obtenido en la zona

chinampera el nivel de agua superficial es > 10 cm.

Por otro lado, investigaciones realizadas por Silveira et al. (2003), Galindo et al., (2005)

Gómez- Quintero et al., (2008), Ruiz Canovas et al., (2005), Pérez Díaz et al., (2006),

demostraron que en zonas con manejo de suelo agrícola, la continua adición de material

orgánico y empleo de agua residual y doméstica favorece la presencia de un rango de

valor de pH entre 7.6 y 7.9 similar al valor medio encontrado para la zona chinampera, y

que de acuerdo a los procesos de solubilidad y niveles de concentración de metales

pesados en el agua superficial es el factor que controla todas las reacciones de dichos

metales pesados de manera que en ningún caso presentaran valores > 1,0 mg/L lo cual

es una razón de contraste respecto a lo encontrado en el presente estudio y en relación

a lo establecido por los autores, al ser zonas de manejo agrícola como la zona

chinampera, los procesos de adición, arrastre y remoción de sedimentos dentro de los

cauces favorece el incremento en los valores de concentración de zinc y en asociación

con los valores de pH no permiten el aumento de los niveles de concentración de cadmio

y plomo presentando valores < 1.0 mg/L como lo encontrado en el agua perteneciente

a los cauces de agua del área de estudio.

5.3.4 Relación del potencial de Hidrogeno (pH) en la concentración de metales pesados

en agua de los canales de la zona chinampera. Fuente: Elaboración propia: 2016.

0.000

5.000

10.000

pHPlomo

CadmioZinc

7.938

0.027 0.335 1.363Concentración mg/ L

Ácido

Alcalino

Relación pH- concentración de metales pesados en agua de los canales de la zona


5.3.3 Relación de la conductividad eléctrica en la concentración de metales pesa-

dos en agua de los canales de la zona chinampera.

En términos generales los valores de conductividad eléctrica presentes a nivel del agua,

son un indicador de la cantidad de sales inorgánicas disueltas, asimismo son un

indicador rápido y económico para evaluar el grado de contaminación por diferentes

agentes contaminantes, que se incorporan al agua como los metales pesados. En la

Figura 5.3.5 se observa la relación entre el valor promedio de conductividad eléctrica

(CE) respecto a los valores promedio de concentración de metales pesados (Pb, Cd,

Zn). En términos generales se aprecia una disminución de los valores de plomo y

cadmio respecto a dicha propiedad, sin embargo en el caso del zinc el valor promedio

es superior a los metales pesados previamente señalados y el valor de conductividad

eléctrica (CE), Landing et al., (1992), señala que el incremento de los valores de

conductividad eléctrica presentes en agua superficial son resultado de la asociación a

zonas agrícolas donde se desarrollan cultivos, y se aplica una mayor cantidad de

agua para riego, relacionado a los sitios 1, 3 y 6, donde se observó para los últimos

sitios mencionados un incremento en los valores de dicha propiedad química. De

acuerdo a las conclusiones de los autores, los valores de plomo y cadmio, respecto a

los valores de conductividad eléctrica > 0.5 ds/cm serán siempre inferiores a 0.5 mg/L lo

cual contrasta y es similar a lo encontrado en la presente investigación, y como

aportación final y en similitud a lo encontrado en la zona chinampera los valores de zinc

son > 1.0 mg/L.

Investigaciones de contaminación por metales pesados en aguas superficiales realizada

por Pérez López et al. (2002), Canovas et al. (2005), concluyen que existe una relación

directamente proporcional entre conductividad eléctrica y concentración de metales

pesados en agua. Un incremento en el nivel promedio de conductividad eléctrica en un

valor promedio de 1.5 ds/cm, ligeramente superior a lo encontrado en agua de la zona

chinampera, resultado de la dinámica agua-suelo donde la cercanía de los cauces

genera una mayor acumulación de material orgánico al agua, por otra parte como ya se

mencionó anteriormente la irrigación continua del proceso de irrigación tiende a

aumentar los valores de conductividad como lo sucedido en los sitios 3 y 6, resultando


en una disminución de los niveles de cadmio y zinc y un valor sin variabilidad de plomo.

Tomando como base las conclusiones de los autores el incremento y descenso en los

valores de conductividad eléctrica no inciden de manera significativa en los valores de

concentración de zinc, lo cual fue encontrado dentro del agua de los cauces de la zona

chinampera.

Aristide Márquez et al. (1997), en investigaciones de contaminación y riesgo

toxicológico por metales pesados en aguas superficiales demostraron que un incremento

en los valores de conductividad eléctrica hasta tomar un valor de 3 ds/ cm, favorece la

disminución en los niveles de concentración de cadmio hasta tomar un valor promedio

de 0.02 mg/L, inferior al valor promedio en el agua de los canales de la zona

chinampera, y lo cual es diferente debido a los valores que se presentaron en la

presente investigación en relación a lo que encontraron los autores previamente

mencionados (Figura 5.3.5). Finalmente y en base a las conclusiones de los autores en

aguas superficiales, el incremento en los niveles de adición y recarga de cauces, como

lo encontrado en la zona chinampera favorecerá el aumento en los valores de pH y

conductividad eléctrica, que controlan los procesos de los metales pesados objeto de

estudio de la presente investigación, disminuyendo de manera significativa los niveles

de concentración de plomo y cadmio en valores promedio de 0.5 mg/L. Incluso superio-

res a los reportados en la presente investigación.

5.3.5 Relación de conductividad eléctrica (CE) respecto a la concentración de metales

pesados en agua de los canales de la zona chinampera. Fuente: Elaboración propia:

2016.

0

0.5

1

1.5

CEPlomo

CadmioZinc

0.905

0.0270.335

1.363

Relación conductividad electrica- concentración metales pesados en agua de canales de la zona chinampera


El análisis de correlación de Spearman (p<0.05) entre las propiedades fisicoquímicas del

agua y metales pesados (Pb, Cd, Zn), exhibió una relación media negativa entre plomo y

cadmio, y relación positiva media entre cadmio y zinc, de acuerdo a lo reportado en la

presente investigación existe una afinidad baja entre plomo y cadmio y alta entre cadmio

y zinc de acuerdo al enriquecimiento y fuentes potencialmente contaminantes comunes.

González Ramírez (1995) Aristide Márquez et al. (1997), Rosas (2001), demostraron al

cuantificar concentraciones totales de metales pesados dentro del agua superficial, los

valores de plomo y cadmio son relativamente similares, sin embargo las fuentes de

enriquecimiento y aumento en los niveles de concentración por fuentes de

contaminación puntuales generalmente son diferentes y existe un proceso de inhibición y

aumento en los valores de cadmio al presentarse valores de concentración de plomo

equivalentes y en algunos casos superiores. Por otra parte los autores previamente se-

ñalados demostraron que el incremento constante en los valores de concentración de

zinc en el agua va siempre relacionados al incremento de niveles de concentración de

cadmio Por otro lado el cadmio presento, relación negativa media respecto a

conductividad eléctrica y pH, lo cual indica que un aumento en los valores de dichas

propiedades fisicoquímicas en el agua, reduce los valores de concentración de cadmio

independientemente de la temporada del año, Moreno Sánchez et al., (1999) Ruiz

Canovas et al., (2005) Chávez Alcantar et al., (2010) demostraron que el aumento en

los valores de pH hasta alcanzar la alcalinidad y el incremento en los valores de

conductividad eléctrica, tienen un efecto directo en el descenso de niveles de

concentración de cadmio promedio de 0.40 mg/L similar a los resultados obtenidos de

dicho elemento metálico dentro del agua perteneciente a la red canalera de la zona

chinampera y de acuerdo a las conclusiones de los autores la permanencia e

incremento de los valores de las propiedades fisicoquímicas respecto al tiempo no

permitirá el aumento de valores de concentración total de cadmio.

Asimismo, se encontró una relación negativa media entre zinc-conductividad eléctrica y

pH y de acuerdo a lo previamente citado existe una relación inversamente proporcional

donde el incremento de las propiedades fisicoquímicas, se relaciona al descenso en los

valores de concentración de zinc solubles en agua. Investigaciones realizadas en aguas

superficiales asociadas a zonas agrícolas donde regularmente se adicionan descargas


domésticas, Velázquez (2005), Moreno Sánchez et al. (1999), demostraron que existe

una correlación negativa media entre concentración de zinc respecto a los valores de pH

y conductividad eléctrica, lo cual fue encontrado en la presente tesis, y de acuerdo a las

aportaciones de los autores este efecto en la relación de factores no permitirá en ningún

caso el incremento de valores de zinc, independientemente de la temporada del año y la

ubicación espacio temporal de cauces de agua con diferentes niveles de agua.

Finalmente, al análisis efectuado mediante el programa JMP 10 (SAS) consideró el sitio

de toma de muestra de agua, como factor determinante en los niveles de concentración

de metales pesados (Pb, Cd, Zn). En base a lo anterior cadmio y zinc exhibieron una

correlación negativa media en relación al sitio, lo cual señala que la ubicación espacial

de la toma de muestra no es un factor que incida de manera directa en los valores de

concentración de dichos metales pesados, dentro de la zona de estudio razón que ya ha

sido reportada en investigaciones previas de contaminación por metales pesados en

agua superficial (Silveira et al., 2003)


Figura 5.3.5.- Análisis Clúster propiedades químicas y concentraciones de metales pe-

sados en agua de los canales de la zona chinampera. Fuente: JMP (SAS, 2006).

En la Figura 5.3.5 se presenta el Análisis Clúster de agrupamiento de las variables

químicas y niveles de concentración de metales pesados (Pb, Cd, Zn) en agua de los

canales de la zona chinampera. Se definieron dos grupos en base a la distancia

euclidiana el primero de estos formado por Calcio (Ca+) y Magnesio (Mg+).

El segundo grupo está conformado por pH, conductividad eléctrica, Sodio (Na+) y

concentraciones de metales pesados (Pb, Cd, Zn). La asociación entre los factores

fisicoquímicos señalados y los valores de concentración de metales pesados dentro del

agua de los canales de la zona chinampera, influyen directamente en la especiación,

solubilidad y niveles de concentración de plomo, cadmio y zinc. A partir de

investigaciones previas de presencia, disponibilidad y contaminación por metales


pesados en aguas superficiales Velázquez Machuca et al., (2002), Caldera et al., (2005)

demostraron la existencia de interacciones entre conductividad eléctrica (CE), pH,

contenido de Sodio y la presencia y valores de concentración de metales pesados,

señalando de manera puntual que el pH, controla el incremento o decremento de

conductividad eléctrica (CE) y esto a su vez impacta directamente en la presencia, y

aumento de valores de Sodio, proceso químico que controla la movilidad relativa y

niveles de concentración de metales pesados (Pb, Cd, Zn).

El tercer grupo lo conforman la conductividad eléctrica (CE) y Sodio; y nivel de

concentración de cadmio y plomo, en base al agrupamiento está señalando la relación

directa entre los valores de las propiedades químicas y la presencia de los elementos

metálicos señalados en el agua perteneciente a los canales de la zona chinampera, que

representa un descenso en los niveles de concentración de dichos elementos metálicos

y que ha sido descrito en la literatura. Pérez López et al., (2002), Canovas et al., (2005)

en investigaciones realizadas en aguas superficiales aledañas a suelos agrícolas,

demostraron que la asociación directa de los valores de conductividad eléctrica, y Sodio

inciden de manera directa en la solubilidad y descenso de la concentración total de

plomo y cadmio independientemente de la temporada del año.


6 CONCLUSIONES

Dentro del suelo de la zona chinampera a dos niveles de profundidad se reporta la se-

cuencia de presencia de concentración total y biodisponible de metales pesados en la

siguiente secuencia Zn>Cd>Pb, se relacionan a las actividades propias del área de

estudio, como la adición de material orgánico como parte del proceso de formación del

mismo, la cercanía y distribución de la red canalera aun existente en el área y por medio

de la cual a través del proceso de bombeo y extracción de agua favorece la acumulación

de metales pesados en la solución del suelo.

Los incrementos en los valores de concentración total y biodisponible de metales pesa-

dos (Pb, Cd, Zn) están regulados por los valores de alcalinidad, cantidad de materia or-

gánica, y Capacidad de Intercambio Catiónico (CIC), lo cual se confirmó mediante el

análisis estadístico realizado específicamente para plomo y zinc donde los factores

previamente citados muestran una influencia directa en los procesos intrínsecos de di-

chos metales pesados en la solución del suelo.

La presencia de metales pesados en la solución del suelo está en función de las caracte-

rísticas de la zona chinampera y las actividades antrópicas realizadas, lo cual fue esta-

blecido a su vez mediante el análisis estadístico.

La distribución espacial de plomo y cadmio, a dos niveles de profundidad (0-20, 20-40

cm), fue heterogénea mostrando incrementos y decrementos en relación al manejo del

suelo de la zona chinampera y las fuentes puntuales de contaminación presentes

específicamente la aceleración de los procesos de urbanización, la adición de fuentes

que generan contaminación y el proceso de irrigación por agua residual y doméstica.

En agua de los cauces de la zona chinampera se encontró mayor nivel de concentración

de zinc, respecto a cadmio y ´plomo a razón de la cercanía y adición de descargas de


tipo doméstico y la frecuencia de aparición de agua residual que favorece el aumento de

valores de zinc respecto los elementos metálicos estudiados.

Dentro del agua de los canales de la zona chinampera, la secuencia de aparición de

metales pesados fue similar a lo encontrado en el suelo de la zona, Zn<Cd<Pb. De

acuerdo a lo establecido está en función de las actividades antrópicas realizadas como

la adición continua de aguas domésticas y residuales, así como la relación respecto al

suelo.

Los valores de pH y conductividad eléctrica reportados en agua de la zona chinampera

establecen los valores bajos de concentración de metales pesados (Pb, Cd, Zn),

confirmado por el análisis estadístico.


Anexo 1 Digestión de muestras de suelos en el medio ácido

Se realizó empleando el Horno de Microondas MARS. Se toman 0.3 gramos de muestra

de suelo se pesan en una balanza analítica, posteriormente estos son vaciados en un

vaso de teflón, se colocó en la campana de extracción de manera que fuera posible

identificar la muestra con la posición del carrusel. Por cada vaso se adicionaron 3 ml de

HNO3, así como 1 ml de H2O2 y 2ml de HF. Se dejaron en pre digestión 2 horas agitando

cada 20 minutos.

Posteriormente se ajustaron las rampas, la potencia, tiempo, presión y temperatura en el

horno de microondas. Al momento que dichos parámetros fueron ajustados al oprimir la

tecla de inicio iniciando el proceso de digestión. Cuando finalizaba la corrida hasta la

temperatura ambiente. Después, los productos obtenidos se vaciaron en envases de

plástico (limpios, previamente pesados y etiquetados) se les adiciono 2 ml. de ácido bó-

rico saturado para neutralizar HF aforándolos por peso en balanza analítica a 30 g, re-

gistrando dicho peso. La muestra digerida se tomó con jeringa y se pasó por un filtro de

0.22 µm. Finalmente las muestras se almacenaron en refrigeración a 40 C hasta el mo-

mento de realizar el análisis de metales pesados

El análisis de la concentración de metales pesados en suelo, se efectuó empleando el

espectrofotómetro de absorción atómica modelo Perkin Elmer 3110, el gas de combus-

tión utilizado fue una mezcla de aire-acetileno. Se calibraron las longitudes de onda de

acuerdo a cada metal a analizar, aunado al hecho de colocar la lámpara de cátodo

hueco correspondiente para cada uno de ellos. Se realizó una lectura en el espectróme-

tro de absorción atómica a partir de un patrón certificado de 1,000 mg/l realizando curvas

de calibración correspondiente.


Tabla 1 A.- Longitud de Onda para metales pesados en suelos (Pb, Cd, Zn).

Metal Pesado Longitud de onda (nm)

Plomo 283.3

Cadmio 288.8

Zinc 213

Curva de calibración de Cadmio

Para elaborar dicha curva, se tomaron 5 ml a partir de la solución patrón colocándolas

en un matraz balón aforado de 500 ml. con HNO3 al 1% esta se denominara solución

madre. A partir de esta se efectuaron alícuotas de 1,2, 3, 5, 7 y 10 aforadas en 100 ml.

con agua destilada y HNO3 AL 1% con objeto de preparar patrones de 0.1,0.2,0.3,0.5 y

0.7 mg/l de cadmio Se dispuso de un blanco con agua destilada en HNO3 al 1% .

Curva de calibración de Plomo

Se tomaron 25 ml de la solución patrón de plomo colocándolas en matraz balón aforado

de 500 ml. adicionándole HNO3 al 1%. Dicha solución de 50 mg/l del metal se denomina

solución madre. A partir de esta solución se cuantificaron alícuotas de 2,4, 6 y 10 ml afo-

radas en 100 ml de agua destilada en HNO3 al 1%. Se preparó un blanco con agua des-

tilada al 1% en HNO3, la curva de calibración fue medida cada vez que se realizó una

lectura del nivel de concentración.

Curva de calibración de Zinc

Se colocan 0.5 gramos de suelo en un matraz bola de 100 ml con 3 ml de H2SO 4 , 3 ml

de HNO3 Y 2 ml de H2O2 se pone en reflujo por dos horas. Después se filtrara y aforara

con 500 ml de agua desionizada. Se preparó la curva estándar de Zinc de 1000 ppm de

la siguiente forma: 0, 5, 10, 20,30, 40 y 50 ppm. Para elaborar la curva se empleó matra-

ces aforados de 100 ml. A continuación se realizó la lectura de absorbancias que señalo

el espectrofotómetro de absorción atómica, se interpolan en la gráfica absorbancias con-

tra concentraciones obtenidas


Disponibilidad de Metales Pesados en suelo

La solución extractora de iones cadmio y plomo disponibles en suelo se realizó disol-

viendo 1.97 gramos de DPTA (ácido dietilentriaminopentacetico), 1.47 gramos de cloruro

dihidratado con 13.3 ml. de trietanolamina en 300 ml de agua destilada. La solución ob-

tenida se agito por 2 horas hasta alcanzar un pH de 7.3 con HCl 1:1, posteriormente se

aforara adicionando H2O2. Después se pesaron 10 gramos de suelo homogeneizado

agregando 20 ml. de solución extractora. La mezcla se agito por un tiempo de 2 horas y

se filtró con papel Whatman 42, el producto se recogio en tubos de ensayo para la lectu-

ra directa por medio de espectrofotometría de absorción atómica de flama (EAA) (SE-

MARNAT, 2002).

pH del agua

Se empleó un potenciómetro el cual se calibraron empleando una sustancia reguladora

7.0, verificando que al iniciar el procedimiento en laboratorio se contara con una tempe-

ratura ambiente contando con un punto iso-potencial pH<0.5.(NMX-AA-008-SCFI-2011).

Determinación de metales pesados en agua. Espectrofotometría de Absorción

atómica de Flama (EAA).

Descripción de la técnica

En primer lugar se encendió el equipo colocando la lámpara de cátodo hueco corres-

pondiente a cada metal a determinar (Pb, Cd, Zn). Se alineo hasta obtener la máxima

energía, seleccione el ancho de banda para cada metal con ayuda del monocromador,

se espera un tiempo de 10 a 20 minutos posteriormente se enciendio la flama de aceti-

leno, la cual se aspiró por medio del nebulizador donde el solvente se evapora y los só-

lidos remanentes se separan en átomos. Primero se tomo un blanco (agua destilada) y

una disolución estándar de cada metal (Pb, Cd, Zn) de 100 ml para así obtener la curva

de calibración. (NMX-AA-051-SCFI-2001).


Tabla 2A. Límites de detección para metales pesados en agua (Pb, Cd, Zn).

Metal Longitud de onda (mg/L)

Plomo 0.07

Cadmio 0.01

Zinc 0.01


Figura 1A.- Toma de muestras de agua en canales de la zona chinampera,

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