Caracterización química parcial de suelos aledaños a la ...

Universidad Central «Marta Abreu» de Las Villas

Facultad de Química-Farmacia

Departamento de Licenciatura en Química

Caracterización química parcial de

suelos aledaños a la Empresa

Electroquímica de Sagua

Autor: Pedro César Quero Jiménez

Tutores: Dr.C Margie Zorrilla Velazco

Dr.C Sergio Morales Fernández

Consultante: MSc. Jorge B. de la Torre

2016

Universidad Central «Marta Abreu» de Las Villas

Facultad de Química-Farmacia

Departamento de Licenciatura en Química

Tesis de Grado

Titulo:

Caracterización química parcial de suelos aledaños a la

Empresa Electroquímica de Sagua

Autor:

Pedro César Quero Jiménez

Tutores:

Dr.C Margie Zorrilla Velazco

Dr.C Sergio Morales Fernández

Consultante:

MSc. Jorge B. de la Torre

Santa Clara, 2016

“when you really want something to happen, the whole universe conspires so that your wish comes true”

Paulo Coelho, “The Alchemist”

Deseo dedicar este trabajo a personas que siempre me dieron más de lo que ofrecía, a los que día a

día fueron mis cimientos, para que la desesperación no comandara mis acciones:

A la memoria de mi abuelo Valentín, que siempre está conmigo;

a mi mamá, a mi papá por sus sacrificios;

al Gallo por siempre apoyarme;

a mi familia;

a mis amigos.

"La gratitud es el más legítimo pago al esfuerzo ajeno, es reconocer que todo lo que somos, es la suma del sudor de los

demás. Que un hombre solo no vale nada, y que la dependencia humana, además de necesaria, es hermosa".

José Martí

Tortuosos han sido estos años de vida académica, en los cuales sin la presencia de muchas

personas hubiese sido imposible llegar al final del camino; que sirva esta página de muestra de

mi gratitud personal hacia quienes tanto me han ayudado en la realización de este trabajo.

A mi familia, y amigos, por ser mis cimientos y base, por el tiempo que no les dediqué.

A mis tutores Margie Zorrilla y Sergio Morales por tomarme de la mano y apoyarme en cada

una de las locas decisiones que he tomado con respecto a esta investigación; por haberme

permitido fracasar y darme siempre el apoyo necesario cada vez que eso ocurrió. Pero sobre

todo por su amistad y ayuda incondicional.

A Luis Bravo por confiar en mí cuando nadie más lo hizo, por haberme brindado la

oportunidad de investigar, por servirme siempre de guía.

Al personal del CEQA, por su incondicional ayuda, por aguantar mis locuras y desafíos. A

todos, muchas gracias y especialmente a los que tuve amarrados como si no tuvieran nada

más que hacer.

A mis profesores, muchos de los cuales considero amigos, ejemplos a seguir, pero en especial

a Jorge de la Torre por la amistad que me promulgó, por estar siempre orientándome y

apoyándome sin escatimar tiempo a lo largo de estos cinco años y más aún durante este

trabajo.

Al Centro de Estudios Ambientales de Cienfuegos, por sus enriquecedores aportes y

colaboración en los momentos más críticos, cuando ya no quedaban opciones.

Al personal de la Estación Provincial de Investigaciones de la Caña de Azúcar, que tan

generosamente pusieron sus laboratorios y conocimientos a mis servicios para poder realizar

los análisis de calidad. Muchas gracias, además por su amistad y constante preocupación.

A Margarita Villanueva y Ángel Mollineda Trujillo que, sin tener compromiso alguno con

este trabajo, siempre supieron recibirme. Por sus valiosos aportes y críticas, siempre

constructivas, a la terminación de esta investigación.

A todos aquellos que siempre me apoyaron a Dianela, Raúl, Yandry, Leanet, Rachel, Dunia.

A mis compañeros de aula, especialmente a Raúl, Yandry y Elaine por tenderme la mano

cuando más lo necesité porque somos como una gran familia, con altas y bajas, pero al final

siempre estábamos ahí el uno para el otro, por haber tenido la oportunidad de compartir

junto a ustedes estudios y pruebas, aprobados y desaprobados, conciertos, fiestas y resacas,

por todo lo bueno y malo que hemos pasado; porque como siempre he dicho cuando me voy a

la cama: “Ha sido un placer haber pasado estos días con ustedes”.

A todos los que me han tendido su mano cuando más lo necesité. Perdón si queda alguien sin

mencionar, de ser así, Muchas Gracias.

El objetivo del trabajo es realizar la caracterización química parcial de veinte muestras de

suelo provenientes de los alrededores de la Empresa Electroquímica de Sagua. Se determina el

contenido de mercurio mediante determinación directa en matriz sólida y se muestra que las

concentraciones de este metal en la matriz son elevadas y están por encima de los valores de

referencia para suelos cubanos, por lo que las muestras analizadas presentan una alta

contaminación. También se realizó la determinación de pH, porciento de materia orgánica,

conductividad eléctrica, fósforo y potasio móviles y cationes cambiables con el fin de evaluar

las propiedades químicas del suelo para conocer si la contaminación por Hg afecta estas

propiedades, hallándose que no existe una correlación entre los mg de Hg por kg de suelo y las

propiedades determinadas.

The objective of the work is to carry out the partial chemical characterization of twenty soil

samples coming from the surroundings of the Electrochemical Company of Sagua. The

content of mercury is determined by means of direct determination in solid womb and it is

shown that the concentrations of this metal in the womb are high and they are above the

reference values for Cuban floors, for what the analyzed samples present a high

contamination. Also it was carried out the pH determination, percent of organic matter,

electric conductivity, match and potassium motives and changeable cations with the purpose

of testing the chemical properties of the floor to know if the contamination for Hg affects

these properties, being that a correlation doesn't exist among the mg of Hg for kg of floor and

the certain properties.

............................................................................................................................................... 1

......................................................................................................................... 4

1.1 EL MERCURIO ............................................................................................................................................ 4

1.2 PROPIEDADES DEL MERCURIO ............................................................................................................ 5

1.2.1 Propiedades físicas y químicas del mercurio ......................................................................................... 5

1.3 INTRODUCCIÓN A LA CONTAMINACIÓN POR MERCURIO ............................................................ 7

1.3.1 El mercurio en el medio ambiente ......................................................................................................... 7

1.3.2 Impactos negativos de la contaminación por mercurio ......................................................................... 8

1.3.3 Contaminación global debido a la industria cloro-álcali .................................................................... 10

1.4 CONTEXTO CUBANO DE LA CONTAMINACIÓN ............................................................................... 12

1.4.1 Breves consideraciones de las afectaciones de los suelos cubanos ..................................................... 12

1.4.2 La industria cloro-álcali en Cuba ........................................................................................................ 13

1.4.3 Contaminación en la región de Sagua la Grande ................................................................................ 14

1.5 TÉCNICAS ANALÍTICAS USADAS EN LA DETERMINACIÓN DE MERCURIO EN SUELOS...... 16

1.6 CONSIDERACIONES DE LA CALIDAD DE LOS SUELOS ................................................................. 19

1.6.1 Selección y toma de la muestra ............................................................................................................ 19

1.6.2 pH ........................................................................................................................................................ 20

1.6.3 Materia orgánica ................................................................................................................................. 21

1.6.4 Conductividad eléctrica ....................................................................................................................... 22

1.6.5 Fósforo y potasio móviles .................................................................................................................... 22

1.6.6 Calcio, magnesio, sodio y potasio cambiables .................................................................................... 23

....................................................................................................... 25

2.1 SELECCIÓN Y TOMA DE LA MUESTRA .............................................................................................. 25

2.1.1 Principios generales para la toma de la muestra de suelo .................................................................. 26

2.2 PREPARACIÓN DE LAS MUESTRAS DE SUELOS .............................................................................. 28

2.2.1 Muestras para análisis químico ........................................................................................................... 29

2.3 ANÁLISIS DE HG POR DMA-80 ............................................................................................................ 29

2.4 CALIDAD DE LOS SUELOS ................................................................................................................... 30

2.4.1 Ensayos químicos ................................................................................................................................. 30

2.4.1.1 pH (NC-ISO10390:1999) .............................................................................................................................. 30

2.4.1.2 Materia orgánica (NC51:1999) ..................................................................................................................... 32

2.4.1.3 Conductividad eléctrica (NC112:2010) ........................................................................................................ 33

2.4.1.4 Fósforo y potasio móviles (Método de Oniani) (NC52:1999) ....................................................................... 33

2.4.1.5 Calcio, magnesio, sodio y potasio cambiables (NC65:2000) ........................................................................ 35

..................................................................... 39

3.1 ANÁLISIS DE MERCURIO (DMA-80) .................................................................................................... 39

3.2 CALIDAD DE LOS SUELOS ................................................................................................................... 42

3.2.1 pH ........................................................................................................................................................ 42

3.2.2 % de materia orgánica ......................................................................................................................... 44

3.2.3 Conductividad eléctrica ....................................................................................................................... 46

3.2.4 Fósforo y potasio móviles .................................................................................................................... 47

3.2.5 Cationes cambiables ............................................................................................................................ 51

3.3 ANÁLISIS DE PEARSON ........................................................................................................................ 56

............................................................................................................................................. 58

..................................................................................................................................... 59

.............................................................................................................................................. 60

1

‘‘La buena suerte no es casual; es producto del trabajo. La sonrisa de la fortuna tiene que ganarse a pulso.”

Emily Dickinson

Los metales pesados se encuentran entre los elementos químicos que más prejuicios han

causado a la humanidad, entre estos, el mercurio (Hg), cadmio (Cd), plomo (Pb), cromo (Cr),

níquel (Ni), cobre (Cu) y zinc (Zn); entre otros. El mercurio, de uso extremadamente

extendido desde tiempos remotos (Hylander y Goodsite, 2006), es considerado como un

asunto prioritario para la Unión Europea (Parliament, 2006) debido a que ha sido reconocido

como un contaminante global, tóxico y peligroso, debido a su alta toxicidad, volatilidad,

movilidad y capacidad de acumulación o bioacumulación (Zhang et al., 2009); el de efectos

más devastadores y con reconocidos sinsabores, ejemplo de ello es la Tragedia de Minamata

(IPEN, 2007; Albert, 2013; Groth, 2008; OPS/OMS, 2011) a causa de un brote de

envenenamiento por metilmercurio en la década de los 50.

La realidad es que en el planeta siempre existió la misma cantidad de mercurio, como ocurre

con todos los otros elementos químicos naturales, la contaminación surge de la mayor

movilización que el mercurio sufre desde el comienzo de la era industrial. Por este motivo, la

principal fuente de generación de mercurio biodisponible es la antropogénica (HiloINTI,

2005). La actividad del hombre ha generalizado los casos de exposición, y las prácticas del

pasado han dejado un legado de mercurio y otros metales en los vertederos, en los desechos de

la minería, los emplazamientos, aguas, suelos y sedimentos. Hasta regiones donde se registran

emisiones mínimas de mercurio, como el Ártico, se han visto adversamente afectadas debido

al transporte transcontinental y mundial de este metal (PNUMA, 2002).

Los problemas a los cuales nos enfrentamos por la contaminación de estos metales son

diversos y aún más heterogénea es la localización de estos, los cuales se reportan desde

cualquier parte del mundo (Mokhtar et al., 2015) y (Bolaños-Alvarez et al., 2016). Uno de

estos es el existente en las explotaciones auríferas de Brasil, en donde se estima que cerca de

200,000 toneladas métricas de este metal fueron a parar al medio ambiente solamente entre

1550 y 1880 (Malm, 1998). Así como la industria del cloro-álcali la cual representa el tercer

mayor usuario de mercurio a nivel mundial (AMAP/UNEP, 2008). En este proceso, grandes

2

cantidades de Hg líquido se utilizan como cátodo en las celdas electrolíticas para producir

cloro, sosa cáustica e hidrógeno (Southworth et al., 2004). Las plantas de cloro-álcali con

tecnología de celdas de mercurio ya no son consideradas una buena práctica industrial, aunque

este proceso parece estar en declive en todo el mundo aún representa el 15% de la demanda

mundial de Hg, lo que constituye una importante fuente local y mundial de contaminación

(Ullrich, 2007; Reis, 2009; Mahan y Warner, 2009). El cierre o la conversión de plantas de

cloro-álcali que emplean celdas de mercurio, constituye un enorme desafío principalmente

para países en desarrollo donde el cambio tecnológico es necesario por razones ambientales,

pero puede no ser económicamente viable.

En Cuba, la única instalación existente representa la principal fuente de contaminación por Hg

en el país se encuentra en la ciudad de Sagua la Grande en la región central del país. La actual

planta de cloro-álcali “Elpidio Sosa” (ELQUIM) tiene una capacidad diaria de producción de

48 toneladas de cloro gaseoso y 108 toneladas de sosa cáustica. Los lodos mercuriales

generados del proceso productivo en la planta de cloro-álcali durante la etapa de purificación

de la salmuera, representan un foco significativo de contaminación por Hg. Una vez que el

lodo es formado se realiza un proceso de estabilización con la adición de Na2S y es dispuesto

en nichos de concreto. El almacenamiento actual de estos residuos es inadecuado, lo que

permite que importantes cantidades de Hg puedan lixiviar de la matriz del lodo. La ocurrencia

con regularidad de desastres naturales como los huracanes (muy comunes en Cuba),

inundaciones y terremotos agravan los riesgos de dispersión del Hg en el ambiente (Busto,

2012). En el 2008 el gobierno cubano aprobó el cambio de la actual tecnología por membrana,

sin embargo, aunque este cambio evita futuras producciones de lodos mercuriales, miles de

toneladas de lodos actualmente están enterrados en nichos y requieren ser tratados pues

representan un peligro potencial para la salud humana y el medio ambiente.

Mucho se ha hablado de la contaminación en esta región del país, pero siempre en relación a la

contaminación de las aguas del Río Sagua la Grande como cuerpo receptor de los residuales

generados por la empresa, con un contenido superior al permisible de mercurio (Pilar, 2011) y

(Chabalina, 2011). Sin embargo, no ocurre así con el análisis de los suelos (Rodríguez, 2014)

y (Quero-Jiménez, 2015), los cuales solo han sido analizados una vez y en base a cantidades

totales de este metal obteniéndose resultados desfavorables para el medio ambiente (Quero-

Jiménez, 2015), cuyos resultados fueron inconclusos, pues no se llevaron a cabo los análisis

3

para conocer que otros metales pueden lixiviar de la matriz del lodo, ni se realizó la

evaluación de calidad de los suelos. Es por ello que proponemos el siguiente Problema

Científico:

No se ha realizado un estudio para evaluar la calidad del suelo aledaños a la Empresa

Electroquímica de Sagua. Cuya hipótesis de solución es la siguiente:

Es posible evaluar los parámetros de calidad de los suelos aledaños a la Empresa

Electroquímica de Sagua.

Por lo expuesto anteriormente se definen los siguientes objetivos de investigación:

Objetivo General:

Determinar parcialmente los parámetros de calidad de los suelos aledaños a la Empresa


Para alcanzar el objetivo general planteado se proponen los siguientes Objetivos Específicos:

1. Llevar a cabo el muestreo de los suelos teniendo en cuenta las normas establecidas.

2. Determinar la concentración de mercurio en suelos usando determinación directa en

matriz sólida.

3. Realizar la caracterización química parcial de las muestras.

4. Correlacionar estadísticamente las concentraciones de Hg encontradas en las muestras con

los parámetros de calidad que son objeto de estudio.

4

‘‘Mirada de cerca, la vida parece una tragedia; vista de lejos, parece una comedia. Nunca te olvides de sonreír, porque

el día en que no sonrías será un día perdido. La vida es una obra de teatro que no permite ensayos. Por eso, canta, ríe,

baila, llora y vive cada momento, antes de que baje el telón y la obra termine sin aplausos. Hay que tener fe en uno

mismo. Aun cuando estaba en el orfanato o recorría las calles buscando qué comer, me consideraba el actor más grande

del mundo. La vida es maravillosa...si no se le tiene miedo. Sin haber conocido la miseria, es imposible valorar el lujo.

Más que maquinaria necesitamos humanidad, y más que inteligencia, amabilidad y cortesía. Fui perseguido y

desterrado, pero mi único credo político siempre fue la libertad.”

Charles Chaplin

1.1 El mercurio

Su nombre y símbolo (Hg) procede de hidrargirio, término hoy ya en desuso, que a su vez

procede del latín hidrargirium y de hydrargyrus, que a su vez proviene del griego hydrargyros

(hydros = agua y argyros = plata). El mercurio es un elemento que puede ser encontrado en

forma natural en el medio ambiente, aunque la mayoría de las veces su procedencia es de

carácter antropogénico. Su abundancia es del orden de los 0,08 ppm y su principal mineral es

el cinabrio (HgS), lo cual indica su gran atracción por el azufre.

Actualmente se usa para la fabricación de enchufes, rectificadores eléctricos, interruptores,

lámparas fluorescentes y como catalizador. Otro uso del mercurio es en la denominada

lámpara de vapor de mercurio como fuente de luz ultravioleta o esterilizador de agua, así

como la iluminación de calles y autopistas. El vapor de mercurio se utiliza también en los

motores de turbinas, reemplazando al vapor de agua de las calderas. Su uso se dirige también a

la industria de explosivos, y ha sido notable su uso por los dentistas como compuesto principal

en los empastes dentales, pero que ha sido sustituido hace poco tiempo (en los países más

desarrollados), por el bismuto de propiedades semejantes, ligeramente menos tóxico.

En el campo de la Química Orgánica se ha utilizado mucho como catalizador en diversos

procesos de síntesis como, por ejemplo, en la fabricación de alcohol sintético, acetileno,

acetona y algunos polímeros. Varios productos orgánicos de mercurio se han utilizado en la

agricultura como fungicidas, herbicidas, insecticidas y bactericidas. En la industria

farmacéutica se han elaborado medicamentos mercuriales con propiedades bactericidas y

antisépticas.

5

1.2 Propiedades del mercurio

1.2.1 Propiedades físicas y químicas del mercurio

Es un metal pesado, plateado que a temperatura ambiente es un líquido inodoro de un amplio

intervalo de temperaturas. Se alea con muchos metales (oro y plata) produciendo amalgamas,

pero no con el hierro.

Es insoluble en agua y soluble en ácido nítrico. Cuando aumenta su temperatura (por encima

de los 40 °C) produce vapores tóxicos y corrosivos, más pesados que el aire. Puede contraerse

y dilatarse muy uniformemente dentro de ciertos límites, no moja al vidrio, posee una baja

tensión de vapor y alta densidad (tabla 1.1). Posee forma romboédrica.

Tabla 1.1 Propiedades físicas del mercurio.

Densidad 13579,04 kg/m3

Punto de Ebullición 629,88 K

Punto de Fusión 234,32 K

Estado Ordinario Líquido

Entalpía de Vaporización 59,229 kJ/mol

Entalpía de Fusión 2,295 kJ/mol

Presión de Vapor 0,0002 Pa a 234 K

Estructura Cristalina Romboédrica

Calor Específico 140 J/(K*kg)

Conductividad Térmica 8,34 W/(K*m)

Velocidad del Sonido 1407 m/s a 293,15 K (20oC)

No es buen conductor del calor comparado con otros metales, aunque es buen conductor de la

electricidad. En la tabla periódica este metal se encuentra en el grupo-12 período 6 por lo que

es considerado anómalo en muchas de sus propiedades. Es un metal noble, ya que su potencial

redox Hg2+ /Hg es positivo (+0,85 V).

Su enlace metálico es débil y se justifica por la poca participación de los electrones 6s2 a la

deslocalización electrónica en el sistema metálico (efectos relativistas). Tiene una baja

entalpía de hidratación comparada con la de los elementos Zn2+ y Cd2+ con preferencia por la

coordinación dos en los complejos Hg. Tiene una capa de valencia constituida por un nivel (n-

6

1) d lleno seguido de dos electrones ns. Puesto que no se conocen compuestos formados por la

pérdida de electrones d, este elemento no se considera de transición. Sin embargo, en ciertas

características como lo es la formación de complejos con amoníaco, aminas y haluros, se

parecen a estos metales, pero, a diferencia de ellos, son malos formadores de complejos con

ligandos π aceptores (Greenwood, 1997).

Muchos iones tienden a formar complejos mucho más estables con el Hg que con el Hg+, por

lo que la estabilidad de éste último ion se torna relativa en presencia de tales agentes

acomplejantes, que obviamente modifican los potenciales del sistema. De hecho, todos los

aniones o ligandos tales como NH3, aminas, OH-, CN-, SCN-, S2-, etc. Que acomplejen o

precipiten al Hg2+, causan la desproporción del Hg22+. Son ejemplos los siguientes:

𝐻𝑔22+(𝑎𝑐)

+ 2𝑂𝐻−(𝑎𝑐) = 𝐻𝑔(𝑙) + 𝐻𝑔𝑂(𝑠) + 𝐻2𝑂


+𝑆2−(𝑎𝑐) = 𝐻𝑔(𝑙) + 𝐻𝑔𝑆(𝑎𝑐)


+4𝐶𝑁−(𝑎𝑐) = 𝐻𝑔(𝑙) + [𝐻𝑔(𝐶𝑁)4]2−(𝑎𝑐)

La reacción con el oxígeno es apreciable a 350oC aproximadamente, pero por encima de

400oC se descompone reversiblemente a las sustancias simples:

𝐻𝑔(𝑠) + 1

2𝑂2(𝑔)

𝐻𝑔𝑂(𝑠)

El Hg forma complejos con ligandos dadores de N, P y S, pero se resiste a formar complejos

con los dadores de O; también genera complejos muy estables con Cl, Br, I como corresponde

a un catión blando. La estabilidad de los complejos de Hg es mayor que la de los otros dos

elementos de su grupo, Zn y Cd, porque además de enlaces σ con hibridaciones adecuadas del

metal intervendrán enlaces π por la mayor expansión de los 5d del mercurio (efectos

relativistas), que inyectan carga a los d vacíos de los ligandos: se creará un sistema resonante

que es compatible con la asociación cuántica 10 del subnivel lleno 5d, reforzando a la vez los

enlaces metal-ligando por retrodonación. Esto es inusual, puesto que los iones más pequeños

forman normalmente los mejores complejos. No se conocen complejos con ligandos π, como

CO, NO o alquenos. Los complejos de Hg, son coloreados debido a la transferencia de carga

del metal al ligando (absorciones de transferencia de carga), y del ligando al metal que es más

patente en el mercurio de acuerdo a lo indicado antes (expansión 5d>4d). La mayoría de los

7

complejos de Hg son octaédricos distorsionados, con dos enlaces cortos y cuatro enlaces

largos (Greenwood, 1997).

1.3 Introducción a la contaminación por mercurio

1.3.1 El mercurio en el medio ambiente

Ampliamente distribuido en la naturaleza (Seigneur et al., 2001; Travnikov y Ryaboshapko,

2002; Dastoor y Larocque, 2004). Es un metal extremadamente volátil que puede ser

transportado a grandes distancias una vez que se ha emitido a la atmósfera; en la biosfera

circulan, por causas naturales, entre 30 000 y 150 000 toneladas del mismo, liberadas por

emanaciones gaseosas provenientes de la corteza terrestre y de los océanos (Dommergue et al.,

2002). Hace tan solo 15 años, alrededor de 10 000 toneladas anuales relacionadas con

actividades antropogénicas eran emitidas a la atmósfera (Nriagu, 1989).

Los niveles del mercurio medioambientales han aumentado considerablemente en reciente

años. Incluso las regiones sin las emisiones significantes, como el Ártico, son afectados por el

transporte transcontinental del mercurio. La valoración de mercurio global por el Programa de

Ambiente de Naciones Unidas (UNEP, 2002), afirma que casi cada parte del ecosistema de la

Tierra, incluso el aire, las tierras, sedimentos, y la vegetación, contiene algún mercurio debido

a la volatilización del mismo de la corteza de la tierra. Además, distinguió cuatro tipos de

emisiones: las fuentes naturales primarias, las antropogénicas primarias, fuentes de las

antropogénicas secundarias, re-movilización y re-emisión. Las fuentes naturales primarias de

mercurio incluyen erupciones volcánicas y emisiones de bosque, lagos y océanos

(Dommergue et al., 2002). Las fuentes naturales de mercurio son responsables del 40% del

mercurio total emitido anualmente (550 tonelada) a la atmósfera (Pacyna et al., 2001) y

(Pirrone, 2001).

Pueden distinguirse dos grupos de fuentes antropogénicas de mercurio: las fuentes

antropogénicas primarias y las fuentes antropogénicas secundarias. Las fuentes antropogénicas

primarias son aquellas donde el mercurio, de origen geológico, se moviliza y se libera al

ambiente. Las dos fuentes principales dentro de esta categoría son la minería y el quemando de

combustibles fósiles que contienen el mercurio como un contaminante del rastro.

Las fuentes de las antropogénicas secundarias son aquellas donde las emisiones ocurren por

uso intencional de mercurio, como son los procesos industriales, las aplicaciones dentales, o

en la artesanía y en pequeña escala la minería de oro. Las emisiones al ambiente pueden

8

ocurrir vía descarga directa de gases y a través de la generación de mercurio en el contenido

de las basuras (Pacyna et al., 2010).

Un cuarto tipo de emisión era distinguido por (UNEP, 2002), como la re-movilización y ser

re-emitido al aire. La re-movilización ocurre cuando mercurio que se ha tomado fuera de la

circulación atmosférica y se libera de nuevo. Por ejemplo, el mercurio en tierras o sedimentos

puede ser re-movilizado por lluvia o diluvios para entrar en el sistema acuático. El mercurio

subido por la vegetación puede re-emitirse a la atmósfera durante fuegos del bosque o la

biomasa que se quema (UNEP, 2008). Según (Reis et al., 2009) las emisiones antropogénicas

(la industria y minado, entre otros) están llevando a un aumento general en la contaminación

del mercurio medioambiental en las balanzas locales, regionales y globales.

Como resultado, las emisiones antropogénicas de Hg y su deposición atmosférica global está

aproximadamente, en proporción, tres veces superior que en los tiempos preindustriales y ha

aumentado por un factor de 2-10 en alrededor de la mayoría de las regiones industrializadas

(Meili, 1995; Bergan et al., 1999; Martinez-Cortizas et al., 1999; Lamborg et al., 2002).

1.3.2 Impactos negativos de la contaminación por mercurio

El mercurio existe en el medio ambiente en un número significativo de formas incluyendo el

mercurio elemental Hg0, y mercurio inorgánico (Hg2+ y Hg+), así como en la formación de

compuestos orgánicos. Estas formas tienen diferentes propiedades físico-químicas (Clarkson,

1997) y (Goldman y Shannon, 2001).

Una vez en el ambiente, este está sujeto a entrar en reacciones que lo pueden acomplejar,

principalmente a través de la oxidación-reducción y reacciones de metilación-dimetilación que

involucran a las bacterias, y para englobar todos esos procesos está lo que es conocido como el

“ciclo del mercurio” que se muestra en la figura 1.1.

Fig. 1.1 Ciclo sistemático del mercurio (Subir et al., 2011).

9

El mercurio inorgánico y el metilmercurio se acumulan en los sedimentos y en los seres vivos,

particularmente en peces y moluscos (Aceto et al., 1995), lo que aumenta considerablemente

su toxicidad. Se estima que el factor de bioconcentración del agua al músculo del pez puede

exceder valores de hasta un millón de veces (MAYASA, 2000) y (USEPA, 2001). La

toxicidad del mercurio se origina fundamentalmente por su interacción con los grupos

sulfhidrilos (-SH) presentes en las moléculas de origen biológico (Bramanti et al., 1999).

Los impactos significantes y negativos a la salud humana y el ambiente puede ponerse en

correlación con su toxicidad, alta volatilidad, y persistencia en el ambiente y posibilidad de

bio-acumulación (Zhang et al., 2009). Después de más de 50 años del desastre de Minamata en

Japón, los efectos negativos en el ambiente y la salud humana debido al envenenamiento por

metilmercurio todavía se observan.

Los compuestos orgánicos son la fuente principal de contaminación humana, donde de todos

ellos, los compuestos organo-mercuriados son los más fuertemente acumulado en los

organismos vivientes (Sharma, 1993). El metilmercurio es el más estable de los compuestos

organo-mercuriados y es la preocupación primaria con respecto a la exposición humana a este

tipo de sustancia (European-Commission, 2006). Estudios experimentales en animales

evidencian que los efectos tóxicos pueden observarse a corto y largo plazo debido a las

exposiciones a este metal.

Los niveles de metilmercurio en aguas naturales son habitualmente más bajos que los de

mercurio inorgánico y se encuentran alrededor de los 0,05 ng L-1 (Horvat y Bloom, 1993).

Esto es debido a la dificultad de las reacciones de metilación, acelerada por microorganismos

(Mauro y Melamed, 1999; O’Neill, 1999; Pongratz, 1999; Hintelmann et al., 2000;

Lambertsson et al., 2001) y a su fácil descomposición facilitada por la radiación UV del sol

(Sánchez, 1998).

Se ha demostrado en varios estudios el impacto medioambiental de emisiones de Hg

(Lodenius y Tulisalo, 1984; Baldi, 1984; Maserti y Ferrara, 1991; Gonzalez, 1991) que los

lugares de trabajo que presentan las fuentes potenciales más grandes de exposición profesional

al mercurio lo constituyen las industrias cloro-álcali y las minas de cinabrio (Dikshith et al.,

2003). Por otro lado, la succión dietética es otra de las fuentes más importante de exposición al

mercurio, y a modo de ejemplo podemos mencionar a los peces y otros productos como el

marisco, que son las fuentes dominantes de este metal en la dieta humana.

10

Para la salud humana se han puesto en correlación varias enfermedades con la contaminación

del mercurio que depende del compuesto de mercurio y el tiempo y cantidad a que el humano

ha sido expuesto. Este es un metal muy tóxico que afecta los sistemas nervioso y

cardiovascular. Síntomas como náusea, vómito, diarrea y el daño del riñón severo pueden

ocurrir debido a la exposición a altas dosis de mercurio en un período corto de tiempo. Las

alucinaciones, pérdida de memoria, daño del nervio y la incapacidad para concentrarse

también pueden presentarse. Los síntomas también incluyen temblores, la pérdida de

sensibilidad dérmica y, en los casos raros, incluso la parálisis y muerte (Nierenberg et al.,

1998). Puede causar enfermedades degenerativas crónicas del sistema nervioso como la

enfermedad de Alzheimer (Clarkson, 2002).

Por otro lado, los impactos negativos de contaminación del mercurio en el ambiente son

principalmente debido a su potencial de biomagnificación, bioconcentración y bioacumulación

a lo largo de la cadena alimenticia (Yi et al., 2011). Durante las últimas décadas, el

conocimiento de la salud medioambiental y humana ha llevado a las regulaciones más fuertes

contra las emisiones del mercurio (Schroeder, 1998).

1.3.3 Contaminación global debido a la industria cloro-álcali

La industria de cloro-álcali representa a la tercera mayor usuaria del mercurio mundial

(AMAP/UNEP, 2008). En este proceso, se usan cantidades muy grandes de mercurio líquido

como cátodo en las células electrolíticas para producir el cloro, hidróxido de sodio e hidrógeno

por la electrólisis de solución de la salmuera (Southworth et al., 2004). En los Estados Unidos,

fue estimado que las plantas de cloro-álcali (MCCAPs) son las más grandes fuentes de

contaminación por la combustión del mercurio antropogénico atmosférico, emitiendo 6,5 ton y

las 14 plantas que operan desde 1994-1995 son las responsables de esta contaminación

(USEPA, 1997). En el 2000 la industria de cloro-álcali era responsable del 17% (40,4 ton/y)

de las emisiones antropogénicas de mercurio total en Europa (Pacyna et al., 2006) y solo en

Europa occidental, las emisiones del mercurio totales al aire, agua y productos desechados de

las plantas cloro-álcali eran 9,5 tonelada en 1998. La producción anual de Hg en basuras de las

plantas de cloro-álcali, se han estimado, sólo en la Unión Europea, en aproximadamente 990

toneladas (Mukherjee et al., 2004). Existen tres tecnologías que se usan en la producción

electrolítica, célula del diafragma, célula del mercurio y célula de la membrana (Schmittinger,

1991).

11

En el proceso de cloro-álcali celular, el mercurio elemental (Hg0) se usa como un cátodo

fluido en las células electrolíticas donde el proceso puede ser dividido en tres fases grandes, la

purificación de la salmuera, la electrólisis, y purificación de los productos obtenidos (Melián-

Martel et al., 2011).

El Hg de la célula electrolítica consiste en un electrodo, en la sección del electrodo, el cloruro

de sodio (NaCl) de la solución de la salmuera fluye concurrentemente sobre el Hg0 (cátodo);

una densidad alta es aplicada entre el Hg0 (cátodo) y los ánodos de metal, y el gas cloro (Cl2);

la amalgama está separada de la salmuera en el fin de la descarga y entonces es aquí donde el

agua des-ionizada se agrega. En la descomposición, la amalgama se vuelve del ánodo a un

cátodo por un circuito corto de pelotillas de grafito, se produce el gas hidrógeno (H2) e

hidróxido de sodio más la liberación del Hg0.

El Hg0 se recicla entonces al final del proceso (Kinsey et al., 2004). En el proceso

electroquímico, las basuras sólidas de mercurio se forman en la salmuera, en la fase de la

purificación antes de atravesar las células electrolíticas. Se agregan varios compuestos a la

salmuera como un agente precipitante para quitar calcio y magnesio seguido por una filtración.

Después de que el filtro se lava, la pérdida con el agua va a una piscina de recirculación,

donde el mercurio está en forma sólida en la suspensión. Luego, se bombea a una ampolla y se

agrega Na2S para estabilizar (Gonzalez, 2004) ya que se forma HgS. Brandon (Brandon et al.,

2001) reporta que también puede agregarse a las soluciones acuosas H2S (conteniendo iones

Hg2+) para formar HgS negro (metacinabario).

De la comparación con la tecnología de diafragma o de membrana, la tecnología celular de

producción de mercurio tiene la ventaja que el producto cáustico, de una pureza alta, se

produce por la purificación de la salmuera de manera simple. No obstante, es la tecnología

más hostil medioambientalmente, por consiguiente, su uso está rechazado, por lo menos en

algunas regiones y se utilizan productos alternativos, o se adoptan otros procesos (UNEP,

2008). Considerando esto, nuevas tendencias en el uso de este tóxico metal han estado

surgiendo. Por ejemplo en la Unión Europea existe la tendencia de usar menos o ningún Hg en

las baterías, lámparas y amalgamas (Mukherjee et al., 2004).

12

1.4 Contexto cubano de la contaminación

1.4.1 Breves consideraciones de las afectaciones de los suelos cubanos

Los procesos de degradación (erosión, compactación, acidificación y salinización) traen

consigo el detrimento de los rendimientos agrícolas debido al deterioro de las propiedades

físicas, químicas y biológicas. La Organización de Naciones Unidas para la Alimentación y la

Agricultura (FAO) ha considerado que el actual modelo de producción agrícola que predomina

hoy es inadecuado para los nuevos retos de la seguridad alimentaria del siglo XXI (FAO,

2015), precisándose que lo existente hoy es un modelo que no evita la degradación de los

suelos y la pérdida de la biodiversidad.

Los suelos cubanos están grandemente afectados por la erosión, siendo éste uno de los

fenómenos que más incide. Se estima que cerca de tres millones de hectáreas se hallan

erosionadas. Mediante dicho proceso, la acción del agua y el viento despoja al suelo de las

capas fértiles. Y aun cuando la salinización no sea uno de los procesos que de forma natural se

manifieste en el país, sí se evidencia la salinización antrópica, a causa del manejo inadecuado

de los suelos (Ceballos-Gozález A., 2015).

Es por ello que con el objetivo de contrarrestar los efectos inmediatos de la degradación e ir

previendo las consecuencias a más largo plazo, se han puesto en prácticas varias estrategias en

el país. Una de ellas es el Programa Nacional de Mejoramiento y Conservación de los Suelos,

iniciado en el año 2000 y rectorado por el Instituto de Suelos del Ministerio de la Agricultura.

Para el cual anualmente se destinan cerca de veinticuatro millones de pesos para este

programa, con el objetivo de financiar la implementación de medidas que favorezcan la

conservación de la tierra. El Programa Nacional contra la Desertificación y la Sequía también

forma parte de este proyecto (FAO, 2015).

Desde esta perspectiva, destacan las tareas que se impulsan de conjunto con la FAO para el

estímulo a la adopción de técnicas de conservación agrícolas, como parte del Marco de

Programación del País 2013-2015 entre Cuba y la FAO (FAO, 2015).

Se destaca que Cuba es uno de los treinta y dos países del mundo que desde 1965 tiene

clasificación de los suelos propia; mientras que la mayoría de los países usa la clasificación

norteamericana o el referencial mundial de suelos. Y en América Latina nadie tiene un mapa

de suelos a escala 1:25 000 (concluido en 1990), es decir un mapa tan detallado.

13

1.4.2 La industria cloro-álcali en Cuba

En Cuba la producción de cloro y sosa cáustica usando el mercurio y tecnologías celulares

data de los años treinta, cuando una pequeña industria cloro-alcalina se instaló en el Sagua la

Grande, en la región central del país. La planta pasó a través de varios dueños y nombres

comerciales adoptados a lo largo de los años. Debido a un crecimiento de la población del país

y un aumento de la actividad económica e industrial después de 1959, se encontró que la

capacidad de esa planta de cloro-álcali era insuficiente debido a que había un aumento en la

importación de estos productos. Fue entonces cuando una nueva planta cloro-alcalina “Elpidio

Sosa” (ELQUIM) con capacidad de producción más alta fue instalada. Actualmente, la planta

electroquímica “Elpidio Sosa” es la única industria de su tipo en el país. Cubre la demanda

doméstica para estos productos, y el sobrante se exporta a la región del Caribe. La reacción

que sigue el proceso es la siguiente:

2𝑁𝑎𝐶𝑙 + 2𝐻2𝑂𝐸𝑛𝑒𝑟𝑔í𝑎→ 𝐶𝑙2 + 𝐻2 + 2𝑁𝑎𝑂𝐻

El proceso que ocurre es físico, químico y electrolítico y está basado en la descomposición de

una solución de cloruro de sodio mediante la corriente eléctrica. La tecnología de producción

mediante mercurio utiliza a esta sustancia como agente intermediario entre dos etapas:

La primera etapa ocurre en la celda o electrizador donde la solución de cloruro de sodio se

descompone al paso de la corriente eléctrica desprendiéndose el cloro gas en el ánodo y

formándose una amalgama de sodio en el cátodo.

La segunda etapa ocurre en los descomponedores donde la amalgama de sodio en un medio

acuoso se descompone en presencia de grafito, formándose la sosa cáustica y liberándose el

hidrógeno según la reacción:

𝑁𝑎𝐻𝑔 + 𝐻2𝑂 → 1 2⁄ 𝐻2 + 𝑁𝑎𝑂𝐻 + 𝑛𝐻𝑔

El hidrógeno es enfriado y tratado químicamente para eliminar el mercurio arrastrado del

proceso, el hidróxido de sodio es enfriado y filtrado a través de un carbón activo especial para

eliminar el mercurio que arrastra del sistema. Además, se recupera el mercurio de los

desechos mercuriales en un destilador, que trabaja en condiciones de altas temperaturas y

bajas presiones. El diagrama de flujo de las celdas electrolíticas y las materias primas (Intuye,

2011) se muestran en el (anexo 1 y 2).

Las figuras 1.3 y 1.4 muestran la vista actual de la Empresa y el mapa de la región de Sagua la

Grande, respectivamente.

14

Fig. 1.2 Mapa de la región de Sagua la

Grande.

Fig. 1.3 Vista actual de la Empresa


1.4.3 Contaminación en la región de Sagua la Grande

La tecnología de cátodo de mercurio ha provocado fenómenos de contaminación en varios

países. Así esta fábrica fue equipada con un sistema de tratamiento de reconocida eficiencia

para las aguas residuales mercuriales generadas, sin embargo, diversos problemas, tanto de

diseño como tecnológicos, propiciaron el mal funcionamiento del sistema depurador y el

vertimiento, en numerosas ocasiones, de aguas residuales con contenido de mercurio superior

al permisible al río Sagua la Grande, propiciándose la acumulación de mercurio, tanto en los

sedimentos (Bolaños-Alvarez et al., 2016) y (Díaz-Asencio et al., 2009) como en organismos

acuáticos del río, lo que provocó que se alcanzaran contenidos de hasta tres órdenes de

magnitud superiores a los naturales. La figura 1.5 muestra la magnitud de la contaminación

del río Sagua la Grande y la figura 1.6 se observa cómo las aguas del río son utilizadas para el

proceso agrícola.

15

Fig. 1.4 Residuales industriales vertidos al

Río Sagua.

Fig. 1.5 Cultivo de papa regado con las aguas

del río.

La afectación también alcanzó a la bahía de Isabela, aunque restringida fundamentalmente a

la zona comprendida entre las dos desembocaduras del río.

Un estudio realizado demostró que la cuenca del río Sagua la Grande (el mayor de la

provincia) recibe una gran carga contaminante que afecta la calidad del agua para todos los

usos y se toman pocas medidas para evitarlo. Otros análisis realizados en puntos de muestreo

del rio antes de entrar a la cuidad y después del puente del Triunfo (a la salida de la cuidad),

arrojaron que los 𝑆𝑂42− aumentaron de 44 a 54 mg/L, el calcio de 98 a 174 mg/L, el magnesio

de 25 a 40 mg/L, el sodio de 95 a 105 mg/L, las sales solubles totales aumentaron hasta 1046

ppm, la dureza del agua se duplicó de 350 -600 mg/L y los coliformes aumentaron de 34 a

276 mg/L, por lo que, si esta agua no tiene un buen tratamiento no puede ser utilizada para el

consumo humano. Además según los análisis realizados a cada fuente contaminante de la

cuenca lo que vierte la planta de cloro-sosa al río, es perjudicial para la fauna, la flora y los

suelos pues esta agua se utiliza para el riego de todas las áreas aledañas y los vertimientos

salen con un pH de 9,0; una conductividad de 2720 μS/cm con un límite máximo permisible

de 2000 μS/cm, la demanda química de oxígeno (DQO) de un límite de 90 a 1328 mg/L y la

demanda bioquímica de oxígeno de un límite permisible de 40 a 642 mg/L lo que afecta la

vida acuática y no pueden verterse al río, según la NC 27: 2012.

Estudios realizados por Díaz-Asencio et al. (2009) recientemente han demostrado que la

acumulación de Hg y Pb en sedimentos ha ido creciendo con el decursar de los años y que el

Río Sagua es el que más carga contaminante recibe en el ambiente costero cubano. El registro

16

mostró un enriquecimiento fuerte de concentraciones del Hg en las últimas décadas, causadas

por el tratamiento incompleto de basuras industriales de una planta de cloro-álcali con

tecnología de celda de Hg. Por su parte los análisis de sedimentos mostraron un aumento

gradual de la concentración a partir de los años 1920. Los flujos de ambos metales han

aumentado en los últimos 25 años con valores de velocidad media acumulada que alcanzan

los 0,5 y 3,9 g cm-2y-1 para el Hg y el Pb respectivamente.

Sin embargo, no se han encontrado reportes de análisis de Hg y otros metales en suelos

aledaños a la Empresa Electroquímica de Sagua ni estudios recientes de calidad de esa matriz.

1.5 Técnicas analíticas usadas en la determinación de

mercurio en suelos

La determinación de mercurio en suelos, mayormente antropogénico, se lleva a cabo por una

gran variedad de técnicas analíticas las cuales presentan desde un equipamiento sofisticado

hasta el más simple de los ensayos.

En la búsqueda bibliográfica llevada a cabo se evidencia que el método de absorción atómica

ha sido ampliamente utilizado para la determinación de mercurio en diversas matrices, a

través de la generación de vapores fríos de este metal, desde hace varios años (Fang, 1999;

Río-Segade, 1999; Pereira Monteiro et al., 2002; Río-Segade, 2003); debido

fundamentalmente a la elevada sensibilidad, bajo costo, simplicidad y rapidez de los análisis.

La literatura recomienda el uso del analizador automático (Carrasquero y Adams, 2002) el

cual permite la cuantificación directa de Hg en las muestras sin necesidad de una

mineralización. En este equipo el Hg es directamente volatilizado de la muestra por calor y

preconcentrado en un hilo de oro. Posteriormente esta amalgama es nuevamente calentada y

el elemento es analizado por la técnica del vapor frío. Estos análisis fueron realizados en el

Instituto de Recursos Naturales y Agrobiología, del Consejo Superior de Investigaciones

Científicas de Salamanca, España.

Se realiza una especiación para el mercurio orgánico que está presente en las muestras de

suelos, la cual incluye un lixiviando ácido de la tierra seguido por un disolvente orgánico: el

extracto y un re-extracto con un reactivo acuoso selectivo. La separación y cuantificación de

organomercurio de los compuestos es logrado por la técnica de electroforesis capilar, mientras

se usa un sistema ultravioleta visible para la detección (HPCE-UV). También se analizó la

17

influencia de la luz y la temperatura sobre el formulado químico usado como extracto acuoso

(Gaona y Valiente, 2003).

Otras de las técnicas analíticas usadas con éxito en la literatura es la referente a la evaluación

de las tierras y sedimentos contaminados por fluorescencia de rayos-X de reflexión total

(TXRF). Se analizaron 320 muestras y de determinó además de mercurio otros metales como

antimonio, arsénico, cadmio, cromo, hierro, níquel, selenio, plata, vanadio y zinc; los cuales

estaban presentes en una amplia gama de concentraciones. Es válido mencionar que para

llevar a cabo la digestión ácida se usa un sistema de microondas. La TXRF es una técnica

analítica establecida para la determinación de elemento de rastro en los varios tipos de

muestras. También para la determinación de elementos del rastro se usaron métodos como la

espectrometría de emisión óptica con plasma acoplado por inducción (ICP-OES),

espectrometría de masa con plasma acoplado por inducción (ICP-MS) y espectroscopia de

adsorción atómica (AAS), este último de acopló con un dispositivo de vapor frío (CV) para la

determinación de Hg (Stosnach, 2006).

Según (Han, 2005) se realiza un estudio para validar la determinación de mercurio por

espectroscopia de emisión atómica con plasma acoplado por inducción (ICP-AES). Se

comparó este método con la espectrometría de masa con plasma acoplado por inducción (ICP-

MS) y la espectroscopia de adsorción atómica (AAS), este último se acopló con un dispositivo

de vapor frío (CV) para la determinación de Hg. Las concentraciones de mercurio en las

tierras y tejidos de la planta determinados por ICP-AES eran 92,2% y 90,5% de aquéllos

determinados por CVAAS e ICP-MS, respectivamente. La digestión de muestras de la tierra

con 4molL-1 de HNO3 y la medida directa por ICP-AES sin la reducción de Hg2+ a Hg0 dieron

un valor razonable y la recuperación aceptable (92%), para la determinación de Hg en las

tierras.

Cattani (Cattani et al., 2008) en su trabajo determina las formas químicas (especies) del

mercurio en la tierra. Para ello, analiza ocho muestras de tierra contaminadas con

concentraciones de Hg que oscilaban entre de 1,31 a 21,7 mg kg-1, reunidas de diferentes

profundidades (0–10 y 40–50 centímetros) cerca de un sitio industrial abandonado en Val

Basento (Italia). Utiliza dos técnicas analíticas innovadoras: HPLC-ICP-MS y la pendiente del

difusivo en películas delgadas (DGT). El procedimiento analítico de HPLC-ICP-MS fue

validado. En todas las muestras, la única especie encontrada en la tierra y disolución de la

18

tierra fue MeHg+ y Hg2+. La proporción de MeHg+/Hgtot fue de 0,05% a 0,82%

respectivamente. Los resultados de DGT sugieren que el mercurio en la solución está

disponible para la captación, y ese mercurio se proporciona de la tierra a la solución. Este

estudio confirmó las técnicas HPLC-ICP-MS y técnicas de DGT son las herramientas

convenientes para la estimación de Hg y evaluación del riesgo de contaminación de las tierras.

Por otra parte, Wuilloud et al. (2002) desarrolló una metodología para la determinación de

mercurio en muestras de suelo y aguas con pre-concentración. Se determinó a través de un

sistema de espectrómetro de emisión óptica de plasma acoplado por inducción con un sistema

de inyección de flujo de generación de vapor frío. El mercurio se extrajo como mercurio-2-(5-

bromo-2-pyridylazo)-5-diethylaminophenol. La generación de vapor frío se desarrolló de 100

mL de la fase surfactante y se redujo por medio de cloruro estañoso (SnCl2). Un estudio

exhaustivo mostró que el más bajo límite de detección se obtuvo bajo las condiciones óptimas

y eran 4 ngL-1. El gráfico de la calibración que usa la pre-concentración muestra linealidad

con un coeficiente de la correlación de 0,9998. El método se aplicó con éxito a la

determinación de mercurio en las muestras de agua.

La amplia gama de artículos consultados nos brinda también una técnica (Kannamkumarath et

al, 2002) donde se unen algunos aspectos básicos y prácticos de la electroforesis capilar con

espectrometría de masa con plasma acoplado por inducción (CE-ICP-MS), en este artículo, se

repasa, con el énfasis el uso de esta unión para llevar a cabo la especiación elemental en el

análisis. Se introducen los principios de las técnicas de CE e ICP-MS, mientras que su unión

es discutida. Se informa de manera breve acerca de la sus ventajas y limitaciones. También se

discuten algunos problemas involucrados en la especiación elemental, que pudieran aparecer

en el futuro.

En la bahía de Cienfuegos, Díaz Rizo et al. (2013) determina las concentraciones de metales

pesados y radionúclidos naturales en suelos superficiales (0-10 cm) mediante las técnicas de

fluorescencia de rayos X y espectrometría gamma, respectivamente. Los resultados de la

medición de metales pesados mostraron que las concentraciones promedio de Ni, Cu, Zn y Pb

en los suelos estudiados son superiores a los valores correspondientes de fondo. El cálculo del

índice de contaminación integral permitió determinar que estos suelos presentan una

contaminación severa por metales pesados.

Se determinó (Rojas de Asturdillo et al., 2008) las concentraciones de mercurio total, en cada

fracción geoquímica de suelos, en la superficie y hasta una profundidad de 20 cm, de nueve

19

localidades alrededor del río Cuyuní de Las Claritas, ciudad minera del estado Bolívar,

usando espectrometría de absorción atómica con vapor frío y microscopía electrónica de

barrido (MEB), mediante electrones retrodispersados (BSE) y microanálisis por dispersión de

energía (EDS). Las concentraciones de mercurio oscilaron entre 0,05 y 1,90 μg.g-1, siendo la

más elevada encontrada alrededor del río San Isidro. Las mayores concentraciones del metal

en seis localidades se encontraron a nivel superficial (de 0 a 5 cm) y en las partículas de

suelos más finas (≤63 μm). Mayoritariamente, el mercurio estuvo asociado a las sustancias

húmicas y al azufre. Es de resaltar que el mercurio, a pesar de ser un contaminante tóxico,

forma parte de los elementos mayoritarios en el suelo del sector estudiado. Los valores de

mercurio estuvieron por encima de los límites internacionales establecidos para suelos, por lo

que es necesario tomar medidas para minimizar su presencia en la zona. Por otra parte, los

resultados demuestran que la MEB puede ser una técnica viable para evaluar contaminación

mercurial en suelos en forma preliminar, debido a la rapidez de análisis.

1.6 Consideraciones de la calidad de los suelos

Los suelos son sistemas complejos donde ocurre una vasta gama de procesos químicos, físicos

y biológicos de los cuales existe una gran variedad en la tierra. La evaluación de la calidad del

suelo, o su interpretación, deberían ser consideradas como un proceso a través del cual los

recursos edáficos son evaluados sobre la base de las funciones del suelo y de los cambios en

las funciones, que surjan en respuesta a un estrés natural o introducido, o de una práctica de

manejo.

Para captar la naturaleza holística de la calidad o salud del suelo deberán ser medidos todos

los parámetros. Sin embargo, no todos los parámetros tienen la misma relevancia para todos

los suelos, o situaciones. Un grupo mínimo de propiedades del suelo, o indicadores, de cada

uno de las dos componentes del suelo son seleccionados sobre la base de su aptitud para

indicar la capacidad del suelo para funcionar en usos y climas determinados. El adecuado uso

del equipo y la correcta interpretación de los resultados dependen de lo bien que sean

interpretados los indicadores con relación a uso de las tierras y objetivos ecológicos.

1.6.1 Selección y toma de la muestra

La toma de la muestra del suelo es a la vez el primer paso y la mayor fuente de errores en un

programa de evaluación de la contaminación del suelo. Del rigor con que se realice esta

actividad dependerá en gran medida la calidad de los análisis, así como las recomendaciones

20

de las técnicas de remediación que pueden ser utilizadas para minimizar las cargas

contaminantes (NC-XX:2009). No debe olvidarse al diseñar la toma de las muestras en la fase

de investigación exploratoria que esta tiene un carácter dilucidario en relación a la presencia

de contaminación, por lo que deberá ser enfocada hacia el muestreo de aquellos puntos en los

que la probabilidad de detectar contaminación sea mayor. Las muestras tomadas contribuyen

a la toma de decisiones en el análisis y, por mucho cuidado que se ponga en su realización, y

muy sofisticados que sean los aparatos que se usen en él, no sirve de nada si se ha realizado

sobre una muestra no representativa.

Se recomienda tomar las muestras de suelo a lo largo de ejes trazados en la dirección de

hipótesis, de máxima variación de la concentración de los contaminantes, es decir una

distribución: sistemática de gradiente, el cual se aplica cuando se sospecha una distribución

heterogénea en el gradiente de contaminación según muestra la

figura 1.7.

Fig. 1.7 Distribución sistemática de gradiente.

1.6.2 pH

El pH del suelo tiene un efecto marcado sobre su fertilidad. La reacción del suelo es una

propiedad importante que tiene influencia sobre sus características físicas, químicas y

biológicas. El pH del suelo puede evaluarse de diferentes maneras de acuerdo al objetivo

perseguido (NC-ISO10390:1999):

pH actual: considera el H3O+ presente en una suspensión del suelo, en una relación suelo:

agua de 1:2,5. Estos iones actúan directamente sobre el sistema radicular y en la dinámica de

los elementos nutritivos del suelo.

pH potencial: está relacionado con la reserva ácida en los sitios de intercambio de los coloides

del suelo. Se determina en una relación suelo: cloruro de potasio 1mol.L-1 de 1:2,5.

Para realizar la medición de esta propiedad se debe alcanzar un equilibrio que en muchos

suelos se alcanza antes de las dos horas, mientras que en otros suelos contaminados o que

contengan carbonato de calcio, el equilibrio del pH puede que no se alcance en el tiempo

21

especificado. Consecuentemente se podrían obtener valores muy bajos o muy altos de pH

comparados con los obtenidos naturalmente en las situaciones de equilibrio, lo que es debido

a los lentos cambios en el sistema buffer. Para comprobar cuándo es este el caso, las

mediciones de pH deben hacerse por lo menos en dos tiempos diferentes entre 2 y 24 horas

después de la agitación. En este caso, dos o más valores de pH deben ser reportados para

indicar el pH aproximado del suelo (NC-ISO10390:1999).

La importancia de medir el pH de un suelo radica en ser el indicador principal en la

disponibilidad, movilidad, solubilidad y absorción de metales pesados y nutrientes del suelo

por parte de las plantas, ya que muchos de estos elementos tienen la máxima solubilidad a pH

de 6 a 7 decreciendo por encima y por debajo de tal rango. Este está influenciado por la

composición y naturaleza de los cationes intercambiables, la composición, naturaleza y

concentración de las sales solubles; y la presencia o ausencia de yeso y carbonatos de metales

alcalinos- térreos (Cano García, 2015). Entre las interferencias se puede mencionar que

debido a que el pH del suelo es medido en una matriz acuosa como agua o una solución de

sales diluidas, es dependiente del grado de dilución (relación suelo-dilución). Cuando se mide

en agua es importante controlar el agua adicionada.

1.6.3 Materia orgánica

La materia orgánica que contiene el suelo procede tanto de la descomposición de los seres

vivos que mueren sobre ella, como de la actividad biológica de los organismos vivos que

contiene: lombrices, insectos de todo tipo, microorganismos, etc. La descomposición de estos

restos y residuos metabólicos da origen a lo que se denomina humus, que en su composición

se encuentra un complejo de macromoléculas en estado coloidal constituido por proteínas,

azúcares, ácidos orgánicos, minerales, etc., en constante estado de degradación y síntesis. El

humus, por tanto, abarca un conjunto de sustancias de origen muy diverso, que desarrollan un

papel de importancia capital en la fertilidad, conservación y presencia de vida en los suelos. A

su vez, la descomposición del humus en mayor o menor grado, produce una serie de

productos coloidales que, en unión con los minerales arcillosos, originan los complejos

órgano minerales, cuya aglutinación determina la textura y estructura de un suelo. Estos

coloides existentes en el suelo presentan además carga negativa, hecho que les permite

absorber iones H+ y cationes metálicos (Ca2+, Mg2+, K+, Na+) e intercambiarlos en todo

momento de forma reversible; debido a este hecho, los coloides también reciben el nombre de

complejo absorbente (Cano García, 2015). La materia orgánica juega un papel importante en

22

la mejora de la disponibilidad de micronutrientes (principalmente Fe, Zn, Cu) para las plantas,

así como en la reducción de los efectos tóxicos de los cationes libres. Muchos metales que

precipitarían en suelos en condiciones normales, se encuentran mantenidos en la solución del

suelo en forma quelatada, siendo probable que los micronutrientes sean transportados hacia

las raíces de las plantas en forma de quelatos complejos solubles.

Este indicador de la calidad mejora la nutrición en fósforo, ya que favorece el desarrollo de

microorganismos que actúan sobre los fosfatos, que puede ser encontrar su explicación en la

posibilidad de que la formación de complejos arcillo-húmicos o la quelatación contribuyan a

solubilizar los fosfatos inorgánicos insolubles. Las sustancias húmicas aumentan la liberación

de potasio fijado a las arcillas, además de que la mayor parte del nitrógeno almacenado en el

suelo se encuentra en forma orgánica (Cano García, 2015).

Este indicador interviene en algunos procesos como son: regulación del pH, disminución de la

lixiviación de nutrientes, aumento en la retención del agua, entre otros (Acosta Alvarez,

2007).

1.6.4 Conductividad eléctrica

Desde el punto de vista analítico la conductividad indica la presencia de iones, sus

concentraciones total y relativa, su movilidad, la temperatura del líquido y su contenido de

sólidos disueltos, pero no permite discernir cuál es su composición cuantitativa. La misma

está directamente relacionado con la presión osmótica y tiene gran importancia en la

absorción de agua por las plantas y por lo mismo influye en la producción, de aquí el interés

de esta medida. La determinación de la conductividad eléctrica es por lo tanto una forma

indirecta de medir la salinidad en extractos de suelo. La conductividad eléctrica se puede

complementar con la determinación bases intercambiables (K+, Ca2+, Mg2+, Na+). En algunas

ocasiones, se reporta en unidades de deciSiemens por metro (dS/m), que equivalen al valor de

mS/m dividido por 100.

1.6.5 Fósforo y potasio móviles

Debido a su reactividad, el fósforo elemental (P) no se encuentra nativo en la naturaleza, sin

embargo, son muy comunes los compuestos orgánicos y principalmente minerales que

contienen fósforo, ejemplo de ello es la apatita, una importante fuente de este elemento. El

fósforo es absorbido por las plantas, en forma de iones fosfatos PO4H2- y PO4H

2-,

dependientes del pH, los que provienen de los restos de materia orgánica en descomposición y

zim://A/Apatita.html

23

de las rocas del suelo. Este es un macronutriente esencial para los microrganismos y las

plantas, que lo necesitan para completar su ciclo de producción, junto con el nitrógeno y el

potasio, aunque puede ser un nutriente limitante, ya que es un componente de los ácidos

nucleicos y de los fosfolípidos. Actúa en la fotosíntesis, respiración, almacenamiento,

transferencia de energía, división celular y muchos otros procesos (SERFE, 2000). El fósforo

se mueve muy poco en la mayoría de los suelos; por lo general se queda en el lugar donde se

ha depositado; por lo que se puede concluir que las pérdidas por lixiviación son ínfimas,

ocurriendo las pérdidas importantes únicamente por escurrimiento y la extracción de la

cosecha. Los análisis de este elemento sirven fundamentalmente para el control de la

dosificación de productos químicos en tratamientos de agua o suelos, o como un medio para

determinar que un sistema presenta contaminación por exceso de este compuesto (SERFE,

2000).

El contenido de potasio en el suelo relativamente elevado, pero la mayor parte no es

intercambiable y por ello no puede ser aprovechado por la planta. Este elemento en el suelo

proviene de minerales que lo contienen a él, como la biotita y la moscovita, mediante los

procesos de meteorización. Es absorbido en forma de catión (K+) que se encuentra soluble en

el suelo (Vázquez-Becalli y Torres, 1995). El potasio tiende a permanecer en el lugar en que

se ha depositado. Su movimiento, si lo logra, se realizará por difusión en un movimiento lento

y a corta distancia, por lo que las condiciones de sequía hacen a este movimiento aún más

lento, (SERFE, 2000). Debido a que estos elementos son altamente inmóviles deben ser

colocados cerca de las raíces cuando se apliquen como fertilizantes. La dinámica de

solubilización y de absorción de estos por las plantas puede ser favorecida por la presencia de

ciertas bacterias en la rizosfera (Jaramillo, 2002).

Con respecto a la importancia que tiene el fenómeno de fijación (poco movimiento) en

algunos suelos cabe destacar el hecho de que la fijación de fosfatos es una de las

características diagnósticas que definen las propiedades ándicas de los suelos. Los iones

retenidos por adsorción selectiva no participan en los procesos de intercambio y son causantes

de pérdidas de nutrientes por fijación y de la acumulación tóxica de iones metálicos pesados

en el suelo. El caso más importante de fijación es el del fósforo (Jaramillo, 2002).

1.6.6 Calcio, magnesio, sodio y potasio cambiables

Los coloides pueden intercambiar cationes entre su superficie y la solución del suelo mediante

una propiedad denominada Capacidad de Intercambio Catiónico, que es una medida de la

24

fertilidad del suelo. Un alto valor de capacidad de intercambio catiónico indica que los

coloides del suelo pueden almacenar o intercambiar más cationes de la solución del suelo (una

indicación de buena fertilidad, a menos que exista algún impedimento como un pH demasiado

ácido). Los cationes más importantes en este proceso, por las cantidades de ellos que

participan, son Ca2+, Mg2+, K+ y Na+ (las bases del suelo) y NH4+; en suelos ácidos, a partir de

ciertos valores de pH.

Los cationes metálicos cambiables presentes en el suelo, se adhieren a las superficies de los

coloides por adsorción e influyen directamente en la estructura, actividad biológica, régimen

hídrico y gaseoso, y la formación del suelo.

En el suelo, el Ca2+ cambiable ocupa el mayor espacio en el complejo de intercambio (cerca

del 70%). Cuando existe deficiencia de este elemento, las raíces de las plantas se desarrollan

muy pobremente tornándose negras y llegando a la putrefacción ya que es un importante

elemento para la formación de las paredes celulares vegetales y las hojas jóvenes presentan

clorosis junto a los bordes, y estas zonas cloróticas terminan en necrosis (Vázquez-Becalli y

Torres, 1995).

El Mg2+ es un elemento esencial y es componente químico de la molécula de clorofila, por lo

que es fundamental para la fotosíntesis, forma parte de varias proteínas de las plantas e

interviene en el metabolismo de los carbohidratos. Las concentraciones de K+ cambiable en

los suelos agrícolas se encuentran en rangos muy bajos. Mientras que el Na+ presenta variadas

concentraciones, de importante atención; ya que cuando llega a existir una acumulación

grande de Na+ en el suelo, se generan dos problemas principales, el primero, es la toxicidad en

las plantas al ser absorbido ya que se alteran funciones nutricionales que impiden una buena

absorción de calcio; el segundo, es la perdida de la estructura del suelo ya que el sodio

absorbido disgrega las partículas del recurso (Jaramillo, 2002). La presencia de estos cationes

metálicos en el suelo está asociada a las reacciones de complejación con la materia orgánica,

ya que interactúan con esta mediante reacciones de intercambio con los grupos carboxílicos

ácidos (-COO-Na, 2R-COOCa).

25

‘‘Se puede medir la valentía de un hombre por el trabajo que cuesta desalentarlo.”

Savage

2.1 Selección y toma de la muestra

Las muestras fueron recolectadas en terrenos aledaños a la Empresa Electroquímica de Sagua

la Grande, donde mayormente existe la presencia de cultivos para el consumo humano; o se

dedican a la ganadería. Se escogió proceder a la realización del muestreo en una sola etapa

debido a que los objetivos de la investigación están perfectamente definidos, no existiendo la

posibilidad de modificaciones en función de los resultados que se van obteniendo.

El número de puntos de muestreo fue determinado fundamentalmente por el objetivo de la

investigación, dependiendo en su conjunto de factores como el tamaño del emplazamiento, la

calidad de la información previa disponible, la hipótesis de distribución espacial de

contaminación y el grado de confianza requerido; para ello se emplearon estadísticos como la

varianza y el promedio y el coeficiente de variación.

1

2

2

n

xxs i

(Varianza) n

x

x

n

i

i 1

(Promedio)

100. x

sVC

(Coeficiente de Variación)

De la varianza también puede calcularse el error estándar (ee) que indica el grado de error en

la estimación del promedio de la población.

𝑒𝑒 = √𝑆2

𝑛

2

El error estándar más un valor de t obtenido desde una tabla para cierto nivel de confianza,

permite calcular intervalos de confianza alrededor de las medias.

𝐿 − �̅� ± 𝑒𝑒 ó 𝑦 ̅ ± √𝑆2

𝑛 Límite de confianza superior e inferior

De acuerdo a esta fórmula es posible calcular cuantas muestras se requerirían para estimar el

promedio de la población con un cierto nivel de error a un nivel de probabilidad dado (95%)

por la siguiente fórmula.

𝑛 =𝑡2𝑛2

𝐷2 número de observaciones, donde:

26

t: valor de la tabla elegido arbitrariamente en primera instancia y modificado luego por

iteración.

D: nivel de precisión permitido (error) en la estimación de la media.

El número de muestras a tomar es n= 20.

En cuanto a la profundidad del muestreo, se determinó por la distribución de los

contaminantes en el suelo. La toma de muestras en un mismo punto del terreno a diferentes

profundidades debe decidirse teniendo en cuenta la movilidad de los contaminantes

implicados.

2.1.1 Principios generales para la toma de la muestra de suelo

Debido a las características de esta investigación se ha elegido tomar las muestras a las

profundidades siguientes:

En la superficie (0 cm) Zona intermedia del perfil de suelo (20

cm)

En cuanto al tamaño de la muestra se tomó una porción de suelo de 1 kg, lo cual satisface las

exigencias analíticas específicas.

Tabla 2.1 Características de la toma de la muestra.

Medio a Muestrear Suelo

Número de etapas de muestreo Una

Localización de los puntos de muestreo Según la hipótesis de distribución espacial

de la contaminación.

Número de puntos de muestreo 20

Profundidad del muestreo Según la hipótesis de distribución espacial

de la contaminación (anexo 3).

Número de muestras por punto de muestreo. Cinco por estrato contaminado.

Fueron analizadas las muestras tomadas en las direcciones: norte y oeste, el rigor con que se

realizó esta actividad permitió enfocarnos hacia aquellos puntos en los que la probabilidad de

detectar contaminación fuera mayor, logrando la ansiada representatividad de las muestras

(NC-XX:2009). No fueron muestreadas las direcciones sur y este, debido a que en esas

direcciones se están realizando movimientos de tierra y labores constructivas para lo que será

la nueva planta cloro-álcali con tecnología de membrana. Esta labor es el primer paso y la

mayor fuente de errores en un programa de evaluación de la contaminación del suelo, ya que

de ella dependerá en gran medida la calidad de los análisis, así como las recomendaciones de

27

las técnicas de remediación que pueden ser utilizadas para minimizar las cargas

contaminantes.

Los suelos a evaluar se agruparon de acuerdo a la Nueva Versión de Clasificación Genética de

los Suelos de Cuba. Fisiográficamente está región es de mucha importancia, pues los

materiales formadores de estos suelos son depósitos sin división, donde se encuentran arcillas

carbonatadas y materiales arenosos, estos últimos situados fundamentalmente en las márgenes

del río Sagua.

En las siguientes figuras (2.1 y 2.2) se muestran los terrenos que fueron muestreados y las

condiciones en que se encuentran.

Fig. 2.1 Localización de los nichos

mercuriales.

Fig. 2.2 Terrenos, alrededor de los nichos,

muestreados.

Las muestras fueron tomadas cuando las inclemencias del tiempo estaban estables. El mapa

usado para la localización de los puntos a muestrear presentaba escala 1/ 25000 (anexo 4), que

es el recomendado en la literatura y los puntos que fueron muestreados se representan en la

figura 2.3.

Fig. 2.3 Localización de los puntos muestreados (en puntos rojos).

28

Las muestras analizadas constituyen los perfiles 200 y 201, con alto contenido de carbonatos y

arcillas, de topografía llano o casi llanos, y que a su vez presenta de una alta a mediana

humedad. Para representar estos perfiles es común usar la notación que se ofrece a

continuación.

Perfil 200 (P= 200)

𝑃𝑒𝑟𝑓 200 → 𝑋𝐴74𝑃3ℎ2𝐿4

𝐶𝑋5𝑊4 30 𝑡2

X- Pardo con carbonato (Tipo)

A-Típico (Sub tipo)

7- Caliza suave (Género)

4- Carbonatado (Grado de

Saturación)

P3- Poco Profundo (Especie)

h2- Humificado

L4- Carbonatado

C- Arcilla (Variedad)

X5- Muy poca gravillosidad

W4- Moderadamente pedregoso

30-Poco Profundo (Profundidad

efectiva)

Perfil 201 (P= 201)

𝑃𝑒𝑟𝑓 201 → 𝑋𝑉𝐼𝐾123𝑃2ℎ3

𝑎 25 𝑡3

XVI- Oscuro plástico Gleysoso

(Tipo)

K-Negro Grisáceo (Sub tipo)

12- Material transportado arcilloso

generalmente (Género)

3- Saturado (Grado de

Saturación)

P2- Medianamente profundo

(Especie)

h3- Medianamente humificado

a- Arcilla (Variedad)

25-Poco Profundo (Profundidad

efectiva)

t3- Casi llano (Topografía)

t2- Llano (Topografía)

2.2 Preparación de las muestras de suelos En la preparación de muestras el aspecto fundamental fue lograr representatividad de la

muestra preparada con relación al suelo a que corresponde, pues de ello dependerá la

veracidad del resultado del ensayo a realizar (NC10:1998).

Las muestras se secaron al aire y a la sombra, en bandejas adecuadas, y en locales apropiados,

que garantizaron: no contaminación, circulación libre del aire y protección contra las

inclemencias del tiempo o agentes extraños.

29

Cada muestra, en su bandeja, fue extendida sobre una lámina de plástico debajo de la cual se

colocó la tarjeta de muestreo, siendo desprovista de restos de raíces, gravas o piedras o

cualquier materia extraña que pudiera contener, desmenuzándola y distribuyéndola en toda la

superficie de la bandeja, debiendo permanecer en este proceso como mínimo dos días.

2.2.1 Muestras para análisis químico

Todas las muestras fueron molinadas, y luego pasadas por tamiz con malla de 1,00 mm, el

volumen total se homogeniza. Las muestras preparadas y homogeneizadas se envasaron junto

con la tarjeta de muestreo en un recipiente adecuado con tapa, el cual es identificado con el

código generado por el laboratorio. Estas son organizadas según su codificación y archivadas

hasta pasar a la etapa de análisis.

2.3 Análisis de Hg por DMA-80

Para realizar la determinación de Hg primeramente, se pasa a través del equipo una solución

de HNO3 (5%), puro para análisis, para garantizar su limpieza. Después se comprueba que el

fondo (concentración) del equipo es menor o igual que 0,003 unidades de absorbancia, ya que

logrando ese valor el equipo está listo para trabajar.

Se pesaron 0,040 g con una espátula plástica para la matriz sólida de suelo que luego fue

introducida en el automuestreador. En caso que las muestras a ensayar tengan altos niveles de

Hg, como las que se estudian, se debe tomar una masa menor a la establecida anteriormente.

Las muestras se descomponen térmica y químicamente dentro de un horno de descomposición

oxigenado que se utiliza para liberar el Hg0. La descomposición se realiza mediante un flujo

de oxígeno a la sección catalítica del horno donde se realiza la oxidación completa, este vapor

es transportado y atrapado a un amalgamador que es calentado y libera el vapor de Hg, luego

este pasa a las celdas de absorción. La absorción se realiza a una longitud de onda de 253,7

nm como una función de la concentración de mercurio. Los cálculos se realizan mediante la

siguiente fórmula:

c(Hg) = c(DMA-80) * Ph/Ps

Donde:

c(DMA-80) Concentración obtenida por el equipo LECO AMA-254 expresada en mg/kg.

Ph/Ps Relación peso húmedo/ peso seco

En cada lote de muestras se colocó un material de referencia certificado. Realizando este

control cada 10 muestras.

30

Reactivos:

1. Agua (calidad de reactivo: desmineralizada)

2. Ácido Nítrico: solución de HNO3 (5%)

3. Oxigeno de alta pureza (99,99 %)

Equipos:

1. Balanza analítica Sartorius con ± 0,001 g de sensibilidad

2. Analizador automático de mercurio DMA-80

3. Cubetas de níquel y cuarzo

4. Frasco lavador

5. Espátulas plásticas para el pesaje de las muestras

6. Solución Standard de mercurio de 1000 mg/L de concentración, trazable a NIST.

Se realizan dos estándares, para la celda 1 (0 a 20 ng de Hg), mientras que los estándares para

la celda 2 están de 30 a 1000 ng de Hg.

Para el control de la calidad del ensayo se utilizó una solución de concentración conocida de

un nivel de concentración bajo para cada curva (5 ng para el primer intervalo y 100 ng para el

segundo intervalo) y se pasaran los dos cada 10 muestras. Estos valores se introducen en un

gráfico de control según procedimiento L-SA-006 para cada concentración.

La concentración final de las muestras se expresa en mg/kg.

2.4 Calidad de los suelos

El estudio científico del suelo se inicia en el campo y debe terminarse en el campo, pero entre uno

y otro extremo es preciso aplicar minuciosamente los métodos científicos propios de la física,

química y biología que precisan de técnicos altamente capacitados y equipo adecuado para el

dominio de estas disciplinas. Todo lo anterior con el fin de captar la naturaleza holística de la

calidad o salud del suelo.

2.4.1 Ensayos químicos

Son aquellas que pueden observarse y/o medirse a partir de cambios químicos que ocurren en

el suelo. Estas propiedades describen el comportamiento de los elementos, sustancias y

componentes que integran el suelo.

2.4.1.1 pH (NC-ISO10390:1999)

Se preparó una suspensión de suelo tomando un volumen de suelo y 5 veces ese volumen de

lo siguiente:

31

Agua 1 mol. L-1 de cloruro de potasio en agua

Reactivos:

Agua, con conductividad específica no mayor que 0,2 mS/m y pH mayor de 5,6 (agua grado 2

de acuerdo con (NC-ISO3696:2004).

Disolución de cloruro de potasio de 1mol.L-1: Disolver 74,5 g de cloruro de potasio en agua y

diluir a 1000 mL, a 200°C.

Disolución de cloruro de calcio de 0,01 mol*L-1: Disolver 1,47 g de cloruro de calcio

dihidratado (CaCl2.2H2O) en agua y diluir a 1000 mL a 200°C.

a) Disoluciones para equilibrar el medidor de pH: Buffer, pH 4,00 a 20 °C y buffer, pH 7,00 a 20

°C: Disolver 3,800 g del fosfato monobásico de potasio (KH2PO4) y 3,415 g de fosfato

dibásico de sodio (Na2HPO4) en agua y diluir a 1 000 mL a 20°C. El fosfato monobásico de

potasio se secará a 110 -120 °C durante 2 horas, antes de usarse.

b) Disolución buffer, pH 9,22 a 20 °C. Disolver 3,80 g de tetraborato de sodio decahidratado

(Na2B4O7.10H2O) en agua y diluir a 1 000 mL a 20 °C. El tetraborato de sodio puede perder

agua de cristalización cuando se almacena por un tiempo largo.

Equipamiento:

pH metro JENWAY 3020 pH meter

Termómetro, capaz de medir una variación de hasta 1°C

Botella para muestra, con capacidad por lo menos de 50 mL, hecha de vidrio de borosilicato

Cuchara, de capacidad conocida de al menos 5,0 mL

En el caso de valores de pH superiores a 10, debe ser utilizado un electrodo diseñado

específicamente para ese intervalo

Procedimiento:

Se tomó una porción de ensayo representativa de 10g de la muestra de laboratorio utilizando

la espátula, la cual se situó en la botella para muestra y se añadió cinco veces ese volumen de

agua, y disolución de cloruro de potasio por separado. Se agitó la suspensión durante cinco

minutos usando el agitador mecánico y pasado las 2 horas, se procedió a la realización de la

medición.

Medición del pH:

Primeramente, se ajustó en equipo a utilizar como indica el manual del fabricante. Como

segundo paso se midió la temperatura de la suspensión y se garantizó que la temperatura de la

disolución buffer y la de la suspensión de suelo no difiera en más de 1°C. Se procedió a

32

realizar la medición del pH justo después de agitar la suspensión íntegramente y que esta

alcanzara su estabilización.

La lectura fue considerada estable cuando el pH medido no varío más de 0,02 unidades en un

período de 5s. El tiempo requerido para la estabilización fue de 1 min, que dependieron de un

número de factores entre los que se incluyen el valor del pH (a valores altos de pH es más

difícil alcanzar la estabilización), la calidad del electrodo de vidrio (diferencias de fabricación

entre electrodos) y su edad, el medio en que se mide el pH (la estabilidad se alcanza más

rápidamente en un medio de KCl o CaCl2 que en agua); también, las diferencias de pH entre

muestras en una serie y el mezclado mecánico antes de la medición es una acción que puede

ayudar a obtener lecturas estables en un tiempo más corto.

2.4.1.2 Materia orgánica (NC51:1999)

Debido a las dificultades para estimar o calcular el contenido de materia orgánica presente en

un suelo se reconoce que es mucho más apropiado expresarla a través de su contenido en

carbono orgánico. La determinación del contenido de materia orgánica se llevó a cabo

mediante el método colorimétrico, que se fundamenta en la oxidación de la materia orgánica

por el dicromato de potasio en un medio ácido, aprovechando el color producido. Al ser la

disolución obtenida, coloreada, se puede determinar la concentración

espectrofotométricamente. La materia orgánica se oxida en medio ácido por el dicromato de

potasio, según se representa en la siguiente ecuación:

2Cr2O72- + 3C (s) + 16H+ 4Cr3+ + 3CO2 (g) + 8H2O

Reactivos:

Ácido sulfúrico (ρ = 1,84 g/cm3)

Dicromato de potasio 0,1667 mol. L-1: Se pesan 49,04 g ± 0,001g de K2Cr2O7 previamente

secado en estufa a 105 °C durante 2h, luego se transfiere a un matraz aforado de 1000 L y se

disuelve en agua destilada hasta el aforo.

Disolución patrón de glucosa anhidra al 2,5%: Se pesan 2,500 g ± 0,001g de glucosa

previamente secada a 105 °C durante 1h y se disuelven en agua destilada, se transfiere a un

matraz aforado de 100 mL y se enraza hasta el aforo.

Equipamiento:

Espectrofotómetro Genesys10 UV

Balanza analítica Sartorius, límite superior de pesada: 200 g; error: ± 0,1 mg

33

Para preparar la curva de calibración se añade a cada uno de los puntos diferentes

concentraciones de glucosa (0; 0,25; 0,5; 1,0; 1,5; 2,0; 2,5; 3) y agua y se mantienen

constantes los volúmenes de K2Cr2O7 y H2SO4. Al añadirse los 10 mL de ácido sulfúrico (ρ=

1,84 g/mL) debe agitarse y dejarse en reposo durante 30 min. Luego de la adición de los 200

mL de agua debe dejarse en reposo por 1h, para leer la absorbancia en el espectrofotómetro a

650 nm y confeccionar el gráfico de absorbancia contra % de materia orgánica.

Procedimiento para la muestra:

Se pesa 1,0 g ± 0,01g de suelo tamizado por malla de 0,25 mm, y se transfiere a un frasco

cónico de 500 mL. Si la muestra tiene mucha materia orgánica puede disminuirse la pesada

hasta 0,50 g o 0,25 g según el contenido. Se añade con bureta 10 mL de disolución 0,01667

mol. L-1 de dicromato de potasio, se agita y se añade con bureta de llave esmerilada 10 mL de

ácido sulfúrico (ρ = 1,84 g/cm3). Se agita fuertemente y se deja en reposo por 30 min. Se

añade 200 mL de agua destilada y se deja en reposo una hora. La solución se filtra y se le

determina la absorbancia en el espectrofotómetro a 650 nm.

2.4.1.3 Conductividad eléctrica (NC112:2010)

El método usado se basa en la preparación de una pasta (suelo-agua) con consistencia muy

próxima al límite superior de plasticidad y la obtención por filtración al vacío de la disolución

que contiene las sales solubles presentes en la muestra.

Procedimiento:

Fueron pesados 40 g de suelo seco, pasado por tamiz de malla de 0,05 mm en balanza técnica.

Luego esta porción fue llevada a un erlenmeyer de 500 mL y le fueron añadidos los mL de

agua destilada correspondientes para mantener la relación suelo: agua (1:5). Se agita durante 3

min y se deja en reposo hasta el día siguiente, que fueron filtradas con papel de filtración

lenta. Luego de la calibración del equipo se determina la conductividad eléctrica.

2.4.1.4 Fósforo y potasio móviles (Método de Oniani) (NC52:1999)

En un suelo, previamente secado al aire, se realizó la extracción de las formas móviles de

fósforo y potasio con una solución extractiva de ácido sulfúrico en una relación suelo –

solución extractiva de 1:25.

Reactivos:

Agua destilada o desionizada

Ácido sulfúrico p.a (ρ= 1,84 g/mL)

Molibdato de amonio p.a

Tartrato de antimonio y potasio p.a

Ácido ascórbico p.a

Dihidrógeno fosfato de potasio p.a.

34

Cloruro de potasio p.a.

Soluciones de concentración aproximada:

Ácido sulfúrico, disolución c(H2SO4) = 0,05 mol. L-1: Con una probeta se miden en 2,8 mL de

ácido sulfúrico (ρ = 1,84 g/mL) a 20 °C y se añade con cuidado al agua destilada contenida en

un matraz aforado de 1000 mL, la solución se agita y enfría a temperatura ambiente, se enraza

a con agua destilada. La concentración de ácido sulfúrico se verifica valorando con una

disolución de carbonato de sodio c (Na2CO3) = 0,05 mol. L-1.

Reactivo A. Esta solución está compuesta por varios reactivos:

1. Se disuelven 6,0 g ± 0,01 g de molibdato de amonio en 200 mL de agua calentándola

ligeramente.

2. Se disuelven 0,145 g ± 0,001 g de tartrato de antimonio y potasio, calentando ligeramente, en

100 mL de agua.

3. Se añaden lentamente 70,0 mL de ácido sulfúrico (ρ= 1,84 g/mL) a 20 °C en 430 mL de agua

destilada.

La disolución debe prepararse en vasija de cristal termorresistente. Luego de enfriar estas

soluciones se prepara el Reactivo A mezclando las tres soluciones anteriores y se lleva a 1

000 mL con agua y se agita. Este reactivo se prepara en reserva y debe guardarse en frasco de

color ámbar.

Reactivo B:

Se pesan 0,887 g ± 0,01 g de ácido ascórbico y se disuelven en 168 mL del Reactivo A y se

enraza a 1000 mL con agua destilada. Esta solución se prepara en cantidad suficiente para ser

utilizada de inmediato.

Soluciones de concentración exacta:

Dihidrógeno fosfato de potasio: Se disuelven 0,1920 g ± 0,0001 g de la sal en una solución de

c(H2SO4) = 0,05 mol. L-1 en frasco volumétrico de 1000 mL. Esta solución inicial contiene

0,1 mg/mL de P2O5 y es la solución de referencia para preparar los puntos de la curva.

Cloruro de Potasio: Se disuelven 0,7920 g ± 0,001 g en una solución c(H2SO4) =0,05 mol/L

en frasco volumétrico de 1000 mL. Esta solución contiene 0,5 mg/ml de K2O y es la solución

de referencia para la preparación de los puntos de la curva.

Equipamiento:

Fotocolorímetro Genesys 10 UV Fotómetro de llama Sherwood, Modelo

410

35

Balanza analítica Sartorius, límite superior de pesada: 200 g; error: ± 0,1 mg

Preparación de la muestra de ensayo:

Se pesan 4,0 g ± 0,01 g de suelo seco al aire, molido y tamizado por tamiz de 2 mm, se

añaden 100 mL de la solución c(H2SO4) = 0,05 mol. L-1 y se agita por tres minutos en

agitador mecánico. Filtrar inmediatamente (filtrado I).

Procedimiento:

1. Determinación del fósforo (P) asimilable:

Se pipetearon 5,0 mL del filtrado (I) a un beaker y se añadió con la pipeta 45,0 mL de la

solución colorante (Reactivo B). Se midió la absorbancia de la solución utilizando un

espectrofotómetro a 620 nm pasados 10 minutos después de añadida la solución colorante.

Curva de calibración: Fueron añadidos con una pipeta a matraces aforados de 50 mL, las

siguientes cantidades de disolución patrón de 2 mg/L de P: 0; 1; 2,5, 5, 10, 15, 20 y 25 mL

correspondiendo a 0; 0,002; 0,005; 0,010; 0,020; 0,030; 0,040 y 0,050 mg de P

respectivamente. Luego fue añadido a cada matraz 10 mL de H2SO4 (0,1 mol. L-1), y se sigue

el mismo procedimiento para el desarrollo del color. Con las lecturas y concentraciones de

cada punto, se confeccionó la curva de calibración.

2. Determinación del potasio asimilable:

Curva de calibración: Se preparan los puntos de la curva en frascos volumétricos de 250 mL.

Tabla 2.2 Curva de calibración de potasio asimilable.

No. de los puntos 1 2 3 4 5 6 7

Vol. de Sol. (KCl en mL) 0 0,5 1 2 3 4 8

Cont. de K2O en mg/100 g de

suelo 0 2,5 5 10 15 20 40

Después de añadir los volúmenes indicados se enrasaron en 250 mL con una solución de

c(H2SO4) = 0,05 mol. L-1 fueron leídas las absorbancias en cada uno de los puntos. Con las

lecturas obtenidas y las concentraciones conocidas fue trazada la curva de calibración.

Utilizando el mismo procedimiento se leyeron las muestras. El filtrado (I) se lee directamente

en el fotómetro de llama.

2.4.1.5 Calcio, magnesio, sodio y potasio cambiables (NC65:2000)

La determinación de los cationes cambiables en los suelos, usando como extractante el acetato

de amonio (1mol.L-1, pH = 7), se recomienda principalmente para suelos sin carbonatos,

aunque en estos casos pueden utilizarse alternativas como aumentar el pH de la solución

36

extractiva hasta 8,2 o neutralizar el poder de disolución de carbonatos que presenta la solución

a pH=7, añadiéndole a la muestra CaCO3. Es recomendable esta segunda alternativa, ya que

mantiene un solo pH en la solución extractiva. La muestra de suelo fue tratada con una

solución de NH4Ac (1mol.L-1, pH = 7) determinándose del extracto el Ca y Mg por absorción

atómica, y el Na y K por fotometría de llama.

Interferencias:

El análisis de estos cationes puede estar afectado por 4 tipos de interferencias: matriz,

espectral, química y de ionización, aunque éstas varían en importancia dependiendo del

análisis en particular.

Equipamiento:

Balanza analítica Sartorius con ± 0,001 g de sensibilidad

Fotómetro de llama Sherwood, Modelo 410

Agitador de rotación AGEM de 60-260 oscilaciones min-1

Agitador magnético Heidolph MR Hei- Tec

Equipo de absorción atómica marca CBG 933 AA

Cristalería y útiles:

Frasco plástico de 150 mL con cierre hermético

Erlenmeyer de 50 y 250 mL

Embudo de 10 cm de diámetro

Pipeta aforada de 2 y 5 mL de doble aforo

Pipeta graduada de 5 y 10 mL

Matraz aforado de 100 y 1000 mL

Microbureta con llave esmerilada de 10 mL

Papel de filtro cuantitativo de filtración medio rápida de 15 cm de diámetro

Cápsula de porcelana 150-200 mL

Reactivos:

NH4Ac (1mol.L-1, pH=7): Se disuelven 77,08 g de NH4Ac en agua destilada y se enraza hasta

1000 mL, se ajusta el pH con agua amoniacal (0,5 mol.L-1) o HAc (0,5 mol.L-1).

HCl (3 mol.L-1): Se añaden 250 mL de HCl concentrado en 500 mL de agua destilada y se

enraza hasta 1000 mL.

Carbonato de calcio (0,02 mol.L-1): Se pesa 1,0000 g de CaCO3 secado previamente en estufa

a 105oC, al que se le añade HCl 1:1 gota a gota hasta disolución completa. Luego se agregan

37

200 mL de agua destilada y se hierve por 5 minutos, para luego enfriar y trasvasar a un

volumétrico de 1000 mL, en que contiene 400 mL de agua destilada y se ajusta a pH = 7 con

NaOH (3 mol.L-1). Se enraza a 1000 mL con agua destilada. 1 mL de esta solución contiene

0,02 meq de Ca.

Ácido Acético (0,5 mol.L-1): Se disuelven 3 mL de ácido acético glacial en un matraz aforado

de 100 mL y se enraza con agua destilada.

Hidróxido de amonio (0,5mol.L-1): Se añaden 3,8 mL de agua amoniacal (25%) a un matraz

aforado de 100mL y se enraza con agua destilada.

Buffer de amonio: Se disuelven 67,5 g de NH4Cl en 200 mL de agua destilada y se añaden

570 mL de amoníaco (32%) para luego enrasar a 1000 mL con agua destilada.

HCl (1:1): A 10 mL de agua destilada, se le añaden 10 mL de HCl concentrado.

KCl (0,01 mol.L-1): Se disuelven 0,745 g de KCl, previamente secado a 105°C por 2 horas, en

agua destilada y se enraza a 1000 mL.

NaOH (4 mol.L-1): Se disuelven 160 g de NaOH en 500 mL de agua destilada y se enraza a

1000 mL después de enfriarse.

NaCl (0,01 mol.L-1): Se disuelven 0,5845g de NaCl, previamente secado a 105°C por 2 horas,

en agua destilada y se enraza a 1000 mL.

Procedimiento:

Se realiza la prueba de los carbonatos añadiendo unas gotas de HCl 10% a una porción de la

muestra en un vidrio reloj, la reacción indica presencia de carbonatos.

Se pesan 10,00 g de suelo y se transfieren a un pomo plástico de 150 mL al que se le añade 50

mL de NH4Ac (1mol.L-1, pH = 7) a las muestras sin carbonatos, la muestra que tenía

carbonatos además se le añadió 0,5 g de CaCO3 y se agitó 30 min. Se corrieron 2 blancos, uno

sin carbonatos y otro con carbonatos.

Se dejaron en reposo hasta el día siguiente, luego fue filtrada la suspensión previamente

homogeneizada. Se lava cuidadosamente y se arrastra el residuo que queda en el pomo con 50

mL de solución extractiva (empleando pequeñas porciones cada vez). Del filtrado se pudieron

determinar calcio, magnesio, sodio y potasio.

Para preparar la curva de calibración del calcio se añade a cada uno de los puntos diferentes

concentraciones de Ca2+ (5; 10; 20; 30; 40 mg.L-1), mientras que para la del Mg2+ los puntos

presentan (1; 2; 3; 4 y 5 mg. L-1) de concentración.

Determinación de calcio:

38

La determinación de calcio y magnesio se realizó por absorción atómica. Del filtrado, se toma

una porción de 5,0 mL y se lleva matraces de 25 mL y se le adiciona la solución

amortiguadora de LaCl3 (5000 mg/L o 0,5%) para evitar la formación de compuestos

refractarios de Ca y Mg en la llama y se enrasa. Se midió la absorbancia en un equipo de

absorción atómica a una longitud de onda de 285,2 nm para el magnesio y 422,7 nm para el

calcio usándose una llama de aire/acetileno filtrado.

Para la determinación de sodio y potasio fueron preparados patrones de 0; 0,1; 0,2; 0,4; 0,6;

0,8 y 1 meq/100g en matraces aforados de 100 mL. Se ajusta el cero del fotómetro de llama

con agua destilada y el 100 con el último punto de la curva y se lee el resto de los puntos de la

curva. Se obtiene la absorbancia de los blancos y de las muestras directamente del filtrado.

Cálculos:

Las concentraciones de Na y K se determinan directamente del gráfico según la lectura de

emisión obtenida de cada extracto, haciendo las correcciones con respecto al blanco. Los

resultados se expresan como meq/100 g de cada catión, aproximándose hasta las centésimas.

39

‘‘Así como y hierro se enmohece cuando no se le hace trabajar, y el agua se corrompe y con el frío se hiela, de igual

manera el talento se echa a perder sin ejercicio.”

Leonardo da Vinci

3.1 Análisis de mercurio (DMA-80)

El mercurio puedo determinarse en las muestras sin la necesidad de tratamiento previo

(digestión), lo cual presenta una ventaja clara que es la ausencia relativa de los efectos de la

matriz debido a la separación del analito por descomposición térmica. Los resultados

obtenidos se muestran en la tabla 1.1.

Tabla 3.1. Resultados obtenidos para el Hg en la direcciones estudiadas.

1N 1 0-2 0 7614 7,614

2N 1 20 0 3743 3,743

3N 1 0-2 25 1276 1,276

4N 1 20 25 1815 1,815

5N 1 0-2 50 4437 4,437

6N 1 20 50 1442 1,442

7N 1 0-2 75 17061 17,061

8N 1 20 75 2222 2,222

9N 1 0-2 100 1128 1,128

10N 1 20 100 724 0,724

1O 1 0-2 0 436 0,436

2O 1 20 0 8275 8,275

3O 1 0-2 25 33767 33,767

4O 1 20 25 5337 5,337

5O 1 0-2 50 10262 10,262

6O 1 20 50 6484 6,484

7O 1 0-2 75 3306 3,306

8O 1 20 75 2123 2,123

9O 1 0-2 100 4532 4,532

10O 1 20 100 2345 2,345

mg de Hg por kg de suelo Muestras Peso (kg) Profundidad (cm) Distancia (cm ) Cantidad de μg de Hg por kg de suelo

El control de calidad realizado se encuentra en el anexo 5, en el mismo se observa que el % de

recuperación está en el rango de 93 – 107 % indicando una buena veracidad. La precisión no

está informada, por lo que se calculó de la siguiente manera:

40

La incertidumbre se asume como la expandida, U, y el valor de k = 2 por lo que la

incertidumbre combinada (uc), se asume como igual a la desviación estándar combinada (sc),

por lo que se calcula para cada muestra el valor de ella y se promediaron todas dando un valor

de CV% =10,90 estando dentro del rango para esas concentraciones, lo que demuestra que el

método es preciso el método en ese laboratorio.

Todas las muestras analizadas superan el valor de referencia para los suelos cubanos

(Rodríguez-Alfaro et al., 2015) (figura 3.1).

Fig. 3.1 Niveles de Hg en las muestras analizadas.

Estos valores iniciales están en correspondencia con lo esperado por nuestra investigación, sin

embargo, como se puede observar a 75 m la concentración de mercurio es mayor en la zona

superficial del perfil del suelo, esto se debe fundamentalmente a los fenómenos de transporte

del Hg en la época del año en que se realizó el muestreo (febrero 2016, después de un período

de lluvia). A la distancia de 100 m la concentración de metal disminuye hasta valores

esperados, según la tendencia de los dos primeros puntos. En las figuras 3.2 y 3.3 se muestras

los resultados.

0

5

10

15

20

25

30

35

1N 2N 3N 4N 5N 6N 7N 8N 9N 10N 1O 2O 3O 4O 5O 6O 7O 8O 9O 10O

mg

de

Hg

po

r kg

de

su

elo

Muestras

Distribución de Hg en los suelos

41

Fig. 3.2 Gráfico de distribución del mercurio en la dirección norte.

Fig. 3.3 Gráfico de distribución del mercurio en la dirección oeste.

Para el caso de la dirección oeste (Figura 3.2), no se observa la misma tendencia que en la

dirección norte, pues los puntos de muestreo de mayor contaminación no son los que se

encuentran más cerca del perímetro de la empresa, la explicación a estos resultados reside en

que estas muestras fueron recolectadas en las cercanías de los nichos (25 m) donde es

confinado el mercurio una vez que cumple su rol en el proceso industrial. También se puede

ver como la concentración de mercurio cae casi bruscamente alrededor de los 75 m de

distancia de la empresa, lo que puede ser consecuencia de la alta plasticidad de los suelos. Es

importante destacar que a 20 cm de profundidad en el punto perimetral de la empresa la

concentración de Hg es superior que en la superficie lo que evidencia la lixiviación del Hg

hacia las capas inferiores del suelo en la dirección oeste.

7,614

1,273

4,437

17,061

1,1283,743

1,815 1,442 2,222

0,7240

5,000

10,000

15,000

20,000

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

mg

de

Hg

po

r kg

de

su

elo

Distancia (m)

NorteProf. 0-2

Prof. 20

0.436

33,767

10,262

3,306

4,5328,2755,337 6,484

2,123 2,345

0

10

20

30

40

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

mg

de

Hg

po

r kg

de

su

elo

Distancia(m)

Oeste

Prof. 0-2

Prof. 20

42

3.2 Calidad de los suelos

3.2.1 pH

Se realiza el análisis de pH (NC-ISO10390:1999) en el anexo 6 se reportan los valores de pH

obtenidos los cuales evidencian que la muestras analizadas presentan características

levemente básicas en su mayoría; en el caso del pH potencial (KCl), al añadir el cloruro de

potasio pudiera ocurrir un intercambio iónico donde K+ sustituye a los iones H+ y al liberarlos

la solución, esta se torna ligeramente más ácida, obteniéndose un valor de pH menor respecto

al valor de pH acuoso.

Generalmente en los suelos con pH en el rango obtenido, se favorece la movilidad del Hg y

otros metales pesados; ya que los coloides individuales de arcilla presentes en estos tipos de

suelos, que son angostos y laminares, con superficies paralelas de carga negativa; pueden

provocar que los cationes metálicos se adhieran a su superficie por adsorción. Estos coloides

pueden intercambiar cationes entre su superficie y la solución del suelo mediante la capacidad

de intercambio catiónico.

A un pH inferior a 7 pueden producirse quimisorción de estos metales pesados en la matriz,

mientras que, a pH elevados, es común que muchos de estos metales precipiten, perdiendo

con su solubilidad, su capacidad de lixiviación y transporte. La mayoría de los metales

tienden a estar más disponibles a los valores de pH encontrados porque son menos

fuertemente adsorbidos, presentando un mayor peligro para el medio ambiente. En la figura

3.4 se muestra la relación de mg de Hg por kg de suelo tanto para el pH acuoso como para el

pH potencial en las dos direcciones muestreadas.

7,614

1,276

4,437

17,061

1,128

3,743

1,815 1,4422,222

0,724

8,117,65 7,63

6,96 7,058,14

7,78 7,867,19

6,5

0

2

4

6

8

10

0

2,000

4,000

6,000

8,000

10,000

12,000

14,000

16,000

18,000

0 25 50 75 100

pH

acu

oso

mg

de

Hg

po

r kg

de

su

elo

Distancia (m)

Relación de mg de Hg por kg de suelo-pH acuoso (norte)

Hg Prof. 0-2 Hg Prof. 20 pH acuoso (0-2 cm) pH acuoso (20 cm)

43

Fig. 3.4 Relación de los mg de Hg por kg de suelo con el pH (acuoso y potencial) en las dos

direcciones estudiadas.

7,614

1,176

4,437

17,061

1,128

3,7431,815 1,442 2,222

0,724

7,19 6,91 6,685,74 5,917,24 6,89 6,78

5,87 5,48

0

5,000

10,000

15,000

20,000

0.00

2.00

4.00

6.00

8.00

10.00

0 25 50 75 100

mg

de

Hg

po

r kg

de

su

elo

pH

po

ten

cial

Distancia (m)

Relación de mg de Hg por kg de suelo-pH potencial (norte)

Prof. 0-2 Prof. 20 pH-potencial (0-2cm) pH-potencial (20cm)

0.4360

33,767

10,262

3,306 4,5328,275

5,337 6,484

2,123 2,345

8,06 8,16 8,15 7,75 7.69

8,34 8,08 8,31 7,83 7,88

0.00

2.00

4.00

6.00

8.00

10.00

0.0000

10.0000

20.0000

30.0000

40.0000

0 25 50 75 100

pH

acu

oso

mg

de

Hg

po

r kg

de

su

elo

Distancia (m)

Relación de mg de Hg por kg de suelo- pH acuoso (oeste)

Prof. 0-2 Prof. 20 pH Acuoso (0-2) pH Acuoso (20)

0,436

33,767

10,262

3,306 4,5328,275

5,337 6,4842,123 2,345

7,087,29

7,396,88 6,97

7,17

7'19

7,376,95

6,99

0.00

2.00

4.00

6.00

8.00

10.00

0

10

20

30

40

0 25 50 75 100

pH

po

ten

cial

mg

de

Hg

po

r kg

de

su

elo

Distancia (m)

Relación de mg de Hg por kg de suelo- pH potencial (oeste)

Prof. 0-2 Prof. 20 pH-potencial (0-2cm) pH-potencial (20cm)

44

En el caso del pH potencial, en la dirección norte se observa un ligero aumento de la

concentración de Hg a pH más bajos (5,87 y 5,74) para ambas profundidades, no

comportándose así en el resto de las muestras.

3.2.2 % de materia orgánica

El % de materia orgánica (NC51:1999) fue cuantificada usando una curva de calibración

empleando glucosa anhidra de grado analítico (Merck), (figura 3.5). Los análisis de regresión

simple se muestran en el anexo 7.

Fig. 3.5 Curva de calibración del % de materia orgánica.

El valor R2 indica que el modelo ajustado explica el 99,89 % de la variabilidad en la

absorbancia. El coeficiente de correlación demuestra que hay una relación relativamente

fuerte entre la absorbancia y la concentración (NCTS-368:2004), y que no existen diferencias

apreciables entre los valores experimentales de absorbancia obtenidos y los puntos de

concentración de la curva; por tanto, se puede afirmar que la linealidad es adecuada.

Fig. 3.6 Grafico de residuales.

-0.006

-0.004

-0.002

0

0.002

0.004

0.006

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5Re

sid

uo

s

Variable X 1

Gráfico de los residuales

0,020,04

0,082

0,122

0,168

0,204

0,24

y = 0,081x + 0,0007R² = 0,9989

0

0.05

0.1

0.15

0.2

0.25

0.3

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5

Ab

sorb

anci

a

Concentración (mg/L)

45

Al graficar el residuo (figura 3.6) contra la concentración de mercurio, se observa que los

puntos están distribuidos al azar alrededor del eje-X, lo cual indica que la curva es realmente

Lineal (NCTS-368:2010).

El procedimiento utilizado, es un ejemplo de digestión vía húmeda, en el cual la materia

orgánica del suelo se digesta con K2Cr2O7 y H2SO4, donde es aprovechado el calor externo

liberado por la reacción, al diluirse el H2SO4, lo cual ayuda al proceso de oxidación.

El contenido de materia orgánica es, en general muy bajo, con rangos de 0,5 a 2,8 mg kg-1

(anexo 8) (NOM-SEMARNAT-2000); los puntos que presentan mayor porcentaje de materia

orgánica, corresponde a los puntos 3N, 5N, 7N, y 6O, 7O y 9O); los cuales se encuentran en

la capa superficial del suelo. De manera general, sin tomar en cuenta otros parámetros,

necesarios para determinar la calidad productiva del suelo estudiado, se considera que los

suelos que tienen de 2 a 3% de materia orgánica son adecuados para el cultivo y que, los que

presentan porcentajes menores a 2% son pobres en materia orgánica y no garantizan una

buena productividad agrícola, como sucede en la mayoría de los sitios de muestreo (anexo 8).

Es posible que en estos suelos los ácidos húmicos y fúlvicos sean capaces de acomplejar a los

metales pesados, la materia orgánica reacciona con los metales divalentes de un modo similar

a la reacción de quelación, donde los complejos menos estables se asocian con los grupos

hidroxilo y carboxilos débilmente ácidos, mientras que en los complejos más estables están

asociados con carboxilos fuertemente ácidos. No obstante, no existe ninguna relación entre

los valores encontrados para esta propiedad y las diferentes concentraciones de metales

pesados determinadas (figura 3.7 a y b), sin embargo, esta baja concentración de materia

orgánica en el suelo, ha evitado que se formen los quelatos minerales de metales pesados

biodisponibles para los diferentes cultivos; a la vez que disminuye su toxicidad.

7,614

1,276

4,437

17,061

1,128

3,7431,815 1,442 2,222

0,724

1,61

2,712,39

1,97

1,441,12

1,741,5 1,57

1,61

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

0

5,000

10,000

15,000

20,000

0 25 50 75 100

% d

e m

ate

ria

org

ánic

a

mg

de

Hg

po

r kg

de

su

elo

Distancia (m)

Relación de mg de Hg por kg de suelo- % de materia orgánica (norte)

Prof. 0-2 Prof. 20 % de Materia Orgánica (0-2cm) % de Materia Orgánica (20cm)

46

Fig. 3.7 Relación del contenido de Hg con el % de materia orgánica a y b.

3.2.3 Conductividad eléctrica

Esta propiedad fue medida directamente (NC112:2010), el rango de la conductividad eléctrica

de los suelos va de 150 a 410 µS/cm; con ello se considera que los suelos analizados son

ligeramente salinos y se pueden ver afectados algunos tipos de cultivo sensibles (anexo 9).

A continuación, veremos una relación de los mg de Hg por kg de suelo con la conductividad

eléctrica a las diferentes profundidades de muestreo, teniéndose en cuenta la distancia (figura

3.8 a y b).

0,436

33,767

10,2623,306 4,5328,275

5,337 6,484

2,123 2,345

1,41,61

1,34

2,44 2,54

0,57

1,14

2,58

1,741,91

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

0.0000

10.0000

20.0000

30.0000

40.0000

0 25 50 75 100

% d

e m

ate

ria

org

ánic

a

mg

de

Hg

po

r kg

de

su

elo

Distancia (m)

Relación de mg de Hg por kg de suelo- % de materia orgánica (oeste)

Prof. 0-2 Prof. 20 % de Materia Orgánica (0-2cm) % de Materia Orgánica (20cm)

7,614

1,276

4,437

17,061

1,128

3,7431,815 1,442 2,222

0,724

214

401

205 187,4 168,1183,1 213

173,3141,3

206

0

5,000

10,000

15,000

20,000

0.0

100.0

200.0

300.0

400.0

500.0

0 25 50 75 100

Co

nd

uct

ivid

ad (μ

S/cm

)

mg

de

Hg

po

r kg

de

su

elo

Distancia (m)

Relación de mg de Hg por kg de suelo- conductividad eléctrica (norte)

Prof. 0-2 Prof. 20 Conductividad (0-2 cm) Conductividad (20 cm)

47

Fig. 3.8 Relación del contenido de Hg con la conductividad eléctrica a y b.

No se observa una relación estricta entre estas dos propiedades, sin embargo, hay que tener en

cuenta que todos los iones presentes en el suelo dan su contribución al valor general de la

conductividad entre esos iones se pueden mencionar los H+, los cationes intercambiables (K+,

Ca2+, Mg2+ y Na+), así como otros iones de metales pesados que puedan acompañar el

mercurio en el proceso de lixiviación de la matriz del lodo hacia los suelos en este estudio.

3.2.4 Fósforo y potasio móviles

Como ya se había especificado el contenido de fósforo y potasio asimilable fue determinado

por el método de Oniani, (NC52:1999) donde al suelo, seco al aire, se le realiza la extracción

de las formas móviles de P y K con una solución extractiva de H2SO4 en una relación suelo –

solución extractiva de 1:25. El P se determina por espectroscopia UV-Vis (λ= 880nm),

mientras que el K por espectrofotometría de llama. En la figura 3.9 se presenta la curva de

calibración del P móvil.

Fig. 3.9 Curva de calibración del fósforo.

0,436

33,767

10,262

3,306 4,5328,275

5,337 6,484

2,123 2,345

199,4

156,8

175,5160,1

173,4170,6 174,2

205188,4

154,6

0

10

20

30

40

0.0

50.0

100.0

150.0

200.0

250.0

0 25 50 75 100

mg

de

Hg

po

r kg

de

su

elo

Co

nd

uct

ivid

ad (μ

S/cm

)

Distancia (m)

Relación de mg de Hg por kg de suelo- conductividad eléctrica (oeste)

Prof. 0-2 Prof. 20 Conductividad (0-2 cm) Conductividad (20 cm)

0,0020,005

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

y = 0,0685x + 0,0002R² = 0,9998

0

0.01

0.02

0.03

0.04

0.05

0.06

0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 0.8

Ab

sorb

anci

a

Concentración (mg de P2O5)

48

Fig. 3.10 Gráfico de residuales.

Del análisis de la curva de calibración de P móvil puede afirmarse que el estadígrafo R2 indica

que el modelo ajustado explica el 99,98 % de la variabilidad en la absorbancia. El coeficiente

de correlación demuestra que hay una relación relativamente fuerte entre la absorbancia y la

concentración (NCTS-368:2004), y que no existen diferencias apreciables entre los valores

experimentales de absorbancia obtenidos y los puntos de concentración de la curva; por tanto,

se puede afirmar que la linealidad es adecuada y se cumple la ley de Bouguer-Lambert-Beer.

En cuanto al gráfico de los residuales (figura 3.10) se observa que los puntos están

distribuidos al azar alrededor del eje-X, lo cual indica que la curva es realmente lineal

(NCTS-368:2010).

Para el análisis del potasio móvil, se construye la curva de calibración (figura 3.11).

Fig. 3.11 Curva de calibración del potasio.

-0.006

-0.004

-0.002

0

0.002

0.004

0.006

0 0.01 0.02 0.03 0.04 0.05 0.06Re

sid

uo

s

Variable X 1


3039

48

5968

100

y = 1,8186x + 29,297R² = 0,9901

0

20

40

60

80

100

120

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45

Ab

sorb

anci

a

Concentración (mg de K2O)

49

El estadígrafo R2 indica que el modelo ajustado explica el 99,8 % de la variabilidad en la

absorbancia. Del análisis del coeficiente de correlación se demuestra que hay una relación

relativamente fuerte entre la absorbancia y la concentración (NCTS-368:2004), y que no

existen diferencias apreciables entre los valores experimentales de absorbancia obtenidos y

los puntos de concentración de la curva; por tanto, se puede afirmar que la linealidad es

adecuada y se cumple la ley de Bouguer-Lambert-Beer. En cuanto al gráfico de los residuales

(figura 3.12) se observa que los puntos están distribuidos al azar alrededor del eje-X, lo cual

indica que la curva es realmente lineal (NCTS-368:2010).

Fig. 3.12 Gráfico de residuales.

Los análisis de regresión simple se muestran en los anexos 10 y 11 para el fósforo y el potasio

asimilable, respectivamente. Del análisis de fósforo (anexo 12), que se encuentra en un rango

muy amplio, se pueden extraer importantes consideraciones, siendo la primera de ellas es que

en general las diferencias entre las concentraciones de fósforo extractable obedecen a los

procesos de fijación de este elemento en el suelo y la segunda que este elemento permanece

en el lugar donde es depositado; por lo que se puede deducir que las pérdidas por lixiviación

son ínfimas.

Los mayores niveles de fósforo se encontraron en a nivel superficial y disminuyeron a medida

que se profundizó en el perfil (figura 3.13 y 3.14), lo cual algunos autores atribuyen a la

descomposición de los residuos en la superficie y a la naturaleza poco móvil de este elemento.

-1.5

-1

-0.5

0

0.5

1

1.5

2

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45

Re

sid

uo

s

Variable X 1


50

Fig. 3.13 Gráfico de distribución del fósforo en la dirección norte.

También como estos suelos están dedicados en su mayoría a la ganadería, la falta de labranza

produce una mayor disponibilidad de las formas de fósforo en la superficie y se puede atribuir

a la falta de contacto residuo-suelo y la falta de incorporación de fertilizantes al suelo.

Fig. 3.14 Gráfico de distribución del fósforo en la dirección oeste.

En cuanto al potasio (anexo 12) también se observa como los valores más elevados se

encuentran en la capa superficial (figura 3.15 y 3.16) ya que su movimiento, si se logra

realizar se hará por difusión lenta y a corta distancia.

7,74

10,33

15,63

5,81 5,34

2,63 2,36

16,02

5,42

3,54

0

4

8

12

16

20

0 25 50 75 100

mg

de

P2O

5/ 1

00

g

Distancia (m)

Norte

Fósforo (0-2 cm)

Fósforo (20 cm)

3,18 1,22 0,79

184,19

540,39

0,79 0,55 1,1174,37

392,72

-100

0

100

200

300

400

500

600

0 25 50 75 100

mg

de

P2O

5/1

00

g

Distancia (m)

Oeste

Fósforo (0-2 cm) Fósforo (20 cm)

51

Fig. 3.15 Gráfico de distribución del potasio en la dirección norte.

Fig. 3.16 Gráfico de distribución del potasio en la dirección oeste.

3.2.5 Cationes cambiables

Los iones Na+ y K+ fueron determinados mediante fotometría de llama, para su cuantificación

se usaron curvas de calibración mostradas en las figuras 3.17 y 3.19.

En las curvas de calibración obtenid el estadígrafo R2 indica que el modelo ajustado explica el

99,87 y 99,05 % de la variabilidad en la absorbancia para el sodio y el potasio

respectivamente. Del análisis del coeficiente de correlación se demuestra que hay una relación

relativamente fuerte entre la absorbancia y la concentración (NCTS-368:2004) en ambas

curvas, y que no existen diferencias apreciables entre los valores experimentales de

absorbancia obtenidos y los puntos de concentración de la curva; por tanto, se puede afirmar

que la linealidad es adecuada y se cumple la ley de Bouguer-Lambert-Beer para ambas.

56

100,27

42,14

19,3414,7118,26

40,43

18,62 15,4214,36

0

20

40

60

80

100

120

0 25 50 75 100

mg

de

K2O

/10

0g

Disatncia (m)

Norte

Potasio (0-2 cm)

Potasio (20 cm)

10,859,12 6,04

80,6475,32

5,378,09

5,7

52,5266,5

0

20

40

60

80

100

120

0 25 50 75 100

mg

de

K2O

/10

0g

Distancia (m)

Oeste

Potasio (0-2 cm)

Potasio (20 cm)

52

En cuanto al análisis del gráfico de los residuales (figuras 3.18 y 3.20) se observa que los

puntos están distribuidos al azar alrededor del eje-X, lo cual indica que las curvas son lineales

(NCTS-368:2010).

Fig. 3.17 Curva de calibración del sodio cambiable.

Fig. 3.18 Gráfico de residuales para el sodio cambiable.

Fig. 3.19 Curva de calibración del potasio cambiable.

16

30

52

70

86

100

y = 92,548x + 11,184R² = 0,9887

0

20

40

60

80

100

120

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2

Ab

sorb

anci

a

Concentración (meq/ 100g)

-6

-4

-2

0

2

4

6

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2Re

sid

uo

s

Variable X 1


14

27

50

69

85

100

y = 95,26x + 8,2822R² = 0,9905

0

20

40

60

80

100

120

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2

Ab

sorb

anci

a

Concentración (meq/ 100g)

53

Fig. 3.20 Gráfico de residuales para el potasio cambiable.

Los análisis para el calcio y el magnesio se llevaron a cabo mediante espectrometría de

absorción atómica. Las curvas de calibración obtenidas se presentan en las figuras 3.21 y

3.23.

Fig. 3.21 Curva de calibración del magnesio cambiable.

-6

-4

-2

0

2

4

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2

Re

sid

uo

s

Variable X 1


0,534

0,816

0,9691,063

1,225

y = 0,1629x + 0,4327R² = 0,9626

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1

1.2

1.4

0 1 2 3 4 5 6

Ab

sorb

anci

a


-0.08

-0.06

-0.04

-0.02

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0 1 2 3 4 5 6Re

sid

uo

s

Variable X 1


54

Fig. 3.22 Gráfico de residuales para el magnesio cambiable.

Fig. 3.23 Curva de calibración del calcio cambiable.

Fig. 3.24 Gráfico de residuales para el calcio cambiable.

El estadígrafo R2 indica que el modelo ajustado explica el 96,26 y 99,55 % de la variabilidad

en la absorbancia para el magnesio y el calcio respectivamente. Del análisis del coeficiente de

correlación se demuestra que hay una relación relativamente fuerte entre la absorbancia y la

concentración (NCTS-368:2004) en ambas curvas, y que no existen diferencias apreciables

entre los valores experimentales de absorbancia obtenidos y los puntos de concentración de la

curva. En cuanto al análisis del gráfico de los residuales (figuras 3.22 y 3.24) se observa que

los puntos están distribuidos al azar alrededor del eje-X, lo cual indica que las curvas son

realmente lineales (NCTS-368:2010).

Los análisis de regresión simple de todas las curvas de calibración empleadas en los análisis

de estos elementos se muestran en los anexos 13, 14, 15 y 16.

0,139

0,275

0,524

0,898

1,192

y = 0,0304x - 0,0335R² = 0,9955

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1

1.2

1.4

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45

Ab

sorb

anci

a


-1

-0.5

0

0.5

1

1.5

2

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 1.4

Re

sid

uo

s

Variable X 1


55

Se determinaron las concentraciones de Na+, K+, Mg2+ y Ca2+ (anexo 17) en las muestras

obteniéndose variados resultados y ninguna corrección del fondo tuvo que ser usada. Todas

las muestras para determinarles el Mg2+ y el Ca2+ fueron diluidas en una disolución de LaCl3

(0,2%) para traerlos en un rango activo razonable y prevenir ionización de Na+ y K+.

La concentración de Na+ determinada se comporta de muy baja a medianamente bajas, con

concentraciones de 0 a 1,401 meq/100g con una media de 0,5435 meq/100g (anexo 17). Las

concentraciones de K+ se encuentran en rangos muy bajos, con valores de 0 a 3,142 meq/100g

con una media de 0,9853 meq/100g. El Mg2+ es mucho menos abundante en los suelos que el

Ca2+ en las muestras analizadas. La concentración de Mg2+ determinada se encuentra en un

rango de 0 a 4,410 meq/100g, con una media de 2,850 meq/100g; según (Westerman, 1990)

esta media se encuentra en un rango óptimo aceptable (2,8 a 4,4 meq 100g). Los valores de

Ca2+ determinados van de 0 a 64,499 meq/100g, interpretándose como suelos ricos en Ca2+,

(Westerman, 1990).

0 10 20 30 40 50 60

0

25

50

75

100

Concentración (meq/100g)

Dis

tan

cia

(m)

Distribución de los cationes cambiables (0-2 cm) norte

Magnesio (meq/ 100g)

Calcio (meq/ 100g))

Sodio (meq/ 100g)

Potasio (meq/ 100g)

0 10 20 30 40 50 60 70 80

0

25

50

75

100


Dis

tan

cia

(m)

Distribución de los cationes cambiables (20cm) Norte


Calcio (meq/ 100g))

Sodio (meq/ 100g)

Potasio (meq/ 100g)

56

Fig. 3.25 Distribución de los cationes cambiables.

3.3 Análisis de Pearson Para la realización del análisis de Pearson se analizaron juntas las dos direcciones debido a su

localización geográfica. Todas las muestras se evaluaron con un modelo de correlación lineal

(y = bx + a). En la tabla 3.2 se muestran los resultados del análisis para este sitio, donde el

total de muestras analizadas es n=13.

En la tabla los datos reportados se rechazan para α = 0,01 indicándose con un (*) y con (**)

para α = 0,05 y α = 0,01.

Tabla 3.2 Análisis se Pearson (modelo lineal)

0 10 20 30 40 50

0

25

50

75

100


Dis

tan

cia

(m)

Distribución de los cationes cambiables (0-2 cm) oeste


Calcio (meq/ 100g))

Sodio (meq/ 100g)

Potasio (meq/ 100g)

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50

0

25

50

75

100


Dis

tan

cia

(m)

Distribución de los cationes cambiables (20 cm) oeste


Calcio (meq/ 100g))

Sodio (meq/ 100g)

Potasio (meq/ 100g)

57

El análisis de la tabla muestra que existe relación (α= 0,05) entre el magnesio cambiable y los

dos tipos de pH (acuoso y potencial).

Se rechaza para α= 0,05 y se acepta para α= 0,01, la relación entre el pH con la dirección y la

distancia, debido a la existencia de dos perfiles de suelo en el área de estudio. También se

acepta la relación entre el % de materia orgánica con el fósforo y el potasio móvil.

Se demuestra que los mg de Hg por kg de suelo no tienen relación con las propiedades

químicas del suelo sometidas a análisis, ya que el modelo matemático usado (lineal) no

explica la variación existente. Otros modelos fueron probados (tabla 3.3) y tampoco muestran

relación.

Tabla 3.3 Análisis se Pearson (otros modelos)

De los resultados obtenidos en investigación realizada resulta urgente la toma de medidas

encaminadas a la disminución de las altas concentraciones de mercurio en suelos. Todo esto

se acrecienta si se tiene en cuenta que existe una marcada variabilidad en el proceso de

producción de los lodos mercuriales, lo que supone un gran problema ya que al llegar los

residuos al nicho en que son confinados, estos traen una carga diferente de metal y ello

supone la imposibilidad de contabilizar para futuras investigaciones la relación de mercurio

en suelos con la que hay depositada en los nichos; y por demás se tiene en cuenta la escasa

vegetación que allí se desarrolla, encontrándose como una de las pocas planta vivas, el

Romerillo Americano (Helenium quadridentatum Labill).

Variables 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13

Hg 0,3483 1,000 0,18276 0,35199 0,33076 0,26683 0,31780 0,32757 0,31369 0,29411 0,41037 0,37776 0,38432

58

‘‘Lo realmente importante es luchar para vivir la vida, para sufrirla y para gozarla, perder con dignidad y atreverse de

nuevo. La vida es maravillosa sino se le tiene miedo.”

Charles Chaplin

1. Se realizó el muestreo en las direcciones norte y oeste en relación a la Empresa

Electroquímica de Sagua a las profundidades de 0-2 y 20 cm de acuerdo a lo establecido en la

norma NC-XX:2009.

2. De acuerdo a los niveles de mercurio obtenidos, los suelos aledaños a la Empresa

Electroquímica de Sagua, sobrepasan los límites considerados en las normas internacionales

para este elemento, así como de los valores de referencia para suelos cubanos, por lo que las

muestras analizadas presentan una alta contaminación.

3. De la caracterización parcial de los suelos se observa que el pH se encuentra en un rango en el

que se favorece la movilidad del Hg y otros metales pesados; el % de materia orgánica es bajo

en las muestras estudiadas y la conductividad eléctrica se encuentra en un rango de 150 a 410

µS/cm; con ello se demuestra que los suelos analizados son ligeramente salinos.

4. Para el fosforo y el potasio móvil se observa como los valores más elevados de concentración

se encuentran en la capa superficial de la matriz estudiada y en cuanto al análisis de los

cationes cambiables el Na+ determinado presenta una concentración de baja a medianamente

bajas y el K+ se encuentran en rangos muy bajos; el Mg2+ presenta un rango óptimo aceptable

y los valores de Ca2+ determinados van de 0 a 64,499 meq/100g, interpretándose como suelos

ricos en este último elemento.

5. El análisis de Pearson indicó que las concentraciones de Hg en las muestras de suelo

analizadas no influyen en los parámetros de calidad determinados.

59

‘‘Todos creen que tener talento es cuestión de suerte; nadie piensa que la suerte pueda ser cuestión de talento.”

Jacinto Benavente

Incluso con todos los avances y los esfuerzos para fortalecer la vigilancia de la población

expuesta al mercurio, hay varias lagunas en el conocimiento y los procesos que aún merecen

una atención especial con el fin de posibilitar un avance real y ante las cuales se realizan las

siguientes recomendaciones:

I. Evaluar el Helenium quadridentatum Labill (Romerillo Americano) como posible

fitoremediador de estos suelos ya que se observa como única planta viva cerca de los nichos

mercuriales.

II. Llevar cabo la especiación de mercurio en las muestras que son objeto de estudio.

60

"La única forma de conocer los límites de la realidad es adentrarse en ellos hacia lo imposible".

H.G. Wells

Aceto, M. F., A.M.; Mentasti, E.; Sacchero, G.; Sarzanini, C. 1995. Int. J. Environ. 60 1.

Anal. Chem, 60, 1.

Acosta Alvarez, M. M. 2007. Determinación de metales pesados en suelos agícolas del Valle

Mezquitzal, Hgo., Universidad Autónoma del Estado de Hidalgo.

Albert, L. A. B. R. L. M. G. B. 2013. ¿Qué es el mercurio y por qué debe preocuparnos? La

Jornada, 23, 8.

AMAP/UNEP 2008. Technical Background Report to the Global Atmospheric Mercury

Assessment. In: BRANCH., A. M. A. A. P. U. C. (ed.).

Baldi, F., Bargagli, R. 1984. Mercury pollution in marine sediments near a chlor-alkali plant:

distribution and availability of the metal. Science of the Total Environment 39, 15-26.

Bergan, T., Gallardo, L., Rodhe, H. 1999. Mercury in the global troposphere: a three-

dimensional model study. Atmospheric Environment, 33, 1575-1585.

BolañoS-Alvarez, Y., Carlos Manuel Alonso-Hernández, Roberto Morabito, Misael Díaz-

Asencio, Valentina Pinto, Miguel Gómez-Batista 2016. Mercury contamination of riverine

sediments in the vicinity of a mercury cell chlor-alkali plant in Sagua River, Cuba.

Chemosphere, 152, 376-382.

Bramanti, E. D. U., A.; Lampugnani, L.; Raspi, G.; Zamboni, R. 1999. J. Anal. At. Spectrom.,

14, 179.

Brandon, N. P., Francis, P. A., Jeffrey, J., Kelsall, G. H., Yin, Q. 2001. Thermodynamics and

electrochemical behaviour of Hg-S-Cl-H2O systems. Journal of Electroanalytical Chemistry,

497, 18-32.

Busto, Y. 2012. Thermal treatment for decontamination of mercury containing wastes from

chlor-alkali industry. Thesis submitted in fulfillment of the requirements for the degree of

Doctor (PhD) in Applied Biological Sciences. Faculty of Bioscience Engineering, Ghent

University.

Cano García, A. 2015. RE: Manual de practicas de la materia de edafologia.

Carrasquero, D., Adams M. 2002. Comparación de métodos para el análisis de mercurio en

suelos procedentes de El Callao, Estado Bolívar, Venezuela. Interciencia, 27 (4), 191-194.

61

Cattani, I., S. Spalla, G.M. Beone, A.A.M. del Rea, R. Boccelli, M. Trevisan 2008.

Characterization of mercury species in soils by HPLC–ICP-MS and measurement of fraction

removed by diffusive gradient in thin films. Talanta, 74, 1520–1526.

Ceballos-Gozález A., G., L.M. 2015. Cuidar los suelos, sinónimo de seguridad alimentaria.

Granma.

Clarkson, T. W. 1997. The toxicology of mercury. Critical Reviews in Clinical Laboratory

Sciences, 34, 369-440.

Clarkson, T. W. 2002. The three modern faces of mercury. Environmental Health Perspective

Supplements 110, 11-23.

Chabalina L., B. J. 2011. Contaminación marina en bahías y zonas costeras de Cuba y del

Gran Caribe. In: COSTAS., C. D. I. Y. M. A. D. B. Y. (ed.).

Dastoor, A. P., Larocque, Y. 2004. lobal circulation of atmospheric mercury: a modeling

study. Atmospheric Environment, 38, 147-161.

Díaz-Asencio, M., Alonso-Hernández, C. M., Bolanos-Álvarez, Y., Gómez-Batista, M., Pinto,

V., Morabito, R., Hernández-Albernas, J. I., Eriksson, M., SáncheZ-Cabeza, J. A. 2009. One

century sedimentary record of Hg and Pb pollution in the Sagua estuary (Cuba) derived from

210Pb and 137Cs chronology. Marine Pollution Bulletin 59 (4-7).

Díaz Rizo, O., Eduardo Quintana Miranda, Carlos M. Alonso Hernández, Héctor Cartas

Águila, Katia D´Alessandro Rodríguez, Neivy López Pino, Juana O. Arado López 2013.

Niveles de radionúclidos naturales y metales pesados en suelos urbanos de la ciudad de

Cienfuegos, Cuba. Nucleus 54.

Dikshith, T. S. S., Diwan, P. V. 2003. Industrial Guide to Chemical and Drug Safety. In:

Sons, J. W. (ed.) US. ISBN: 0-471-23698-5. Inc. Publication, Hoboken, New Jersey.

Dommergue, A., Ferrari, C., Planchon, F., Boutron, C. 2002. Influence of anthropogenic

sources on total gaseous mercury variability in Grenoble suburban air (France). Science of the

Total Environment, 297, 203-213.

European-Commission 2006. Report on the Mercury Conference-How to reduce mercury

supply and demand. In: Commission, E. (ed.) Brussels, 26-27. Brussels, Belgium.

Fang, Z. 1999. Flow Analysis with Atomic Spectrometric Detectors. Elsevier. Amsterdam.

FAO. 2015. Actual Modelo Agrícola es Inadecuado. Granma.

Gaona, X., ManueL Valiente 2003. Stability study on a Westöö-based methodology to

determine organomercury compounds in polluted soil samples. Analytica Chimica Acta 480.

62

Goldman, L. R., Shannon, M. W. 2001. The Committee on Environmental Health.Technical

Report: mercury in the environment: implications for pediatricians. Pediatrics The Committee

on Environmental Health.

Gonzalez, H. 1991. Mercury pollution caused by a chlor-alkali plant. Water Air and Soil

Pollution 56 (1), 83-93.

Gonzalez, N. S. 2004. Mercury management in Cuba. In: UNEP. (ed.) Regional Awareness –

Raising workshop on Mercury pollution. A global problem that needs to be addressed.

Buenos Aires, Argentina, 13-16 September.: Available in:

http://www.chem.unep.ch/mercury/workshops/Buenos-Aires-proceedings-final.pdf.

Greenwood, N. N. A. E., A. 1997. Chemistry of the Elements.

Groth, E. 2008. Eating too much High-mercury fish. In: 05602, V. (ed.) Mercury Policy

Project. Montpelier.

Han, F. X., 2005. Rapid determination of mercury in plant and soil samples using inductively

coupled plasma atomic emission spectroscopy, a comparative study. Water Air Soil Pollut.,

95, 399-423.

HiloINTI. 2005. Determinación del nivel de mercurio en aguas y soluciones ácidas 3.

Hintelmann, H. K.-J., K.; Douglas, R. 2000. Environ. Toxicol. Chem., 19(9), 2204.

Horvat, M. L., L.; Bloom, N.S. 1993. Anal. Chim. Acta, 258, 153.

Hylander, L. D., Goodsite, M. E 2006. Environmental costs of mercury pollution. Science of

the Total Environment, 368, 352-370.

Intuye, M. M. 2011. Instrucción técnica cloro gas, hidrógeno gas, hidróxido de sodio líquido.

In: Sagua, E. E. D. (ed.).

IPEN 2007. Introducción a la Contaminación por Mercurio para las ONG. I.

Jaramillo, D. F. 2002. Introducción a la ciencia del suelo. Universidad Nacional de Colombia.

Kannamkumarath, S. S., Katarzyna Wrobel , Kazimierz WrobeL , Clayton B’Hymer, Joseph

A. Caruso 2002. Capillary electrophoresis–inductively coupled plasma-mass spectrometry: an

attractive complementary technique for elemental speciation analysis. Journal of

Chromatography A, 975, 245–266.

Kinsey, J. S., Anscombe, F. R., Lindberg, S. E., Southworth, G. R. 2004. Characterization of

the fugitive mercury emissions at a chlor-alkali plant: overall study design. Atmospheric

Environment., 38, 633-641.

http://www.chem.unep.ch/mercury/workshops/Buenos-Aires-proceedings-final.pdf

63

Lambertsson, L. L., E.; Nilsson, M.; Frech, W. 2001 J. Anal. At. Spectrom., 16(11) 1296 –

1301.

Lamborg, C. H., Fitzgerald, W. F., O’Donnell, J., Torgersen, T. 2002. A non-steady-state

compartmental model of global-scale mercury biogeochemistry with interhemispheric

atmospheric gradients. Geochimica Cosmochimica Acta 66, 1105-1118.

Lodenius, M., Tulisalo, E. 1984. Environmental mercury contamination around a chlor-alkali

plant. Bulleting of Environmental Contamination and Toxicology, 32, 439-444.

Mahan, S., Warner, K. 2009. 2009. Hidden Costs: Reduced IQ from Chlor-Alkali Plant

Mercury Emissions Harms the Economy. Oceana.

Malm, O. 1998. Gold mining a source of mercury exposure in the Brazilian Amazon.

Environmental Research 77, 73-78.

Martinez-Cortizas, A., Pontevedra-Pombal, X., Garcia-Rodeja, E., Novoa-Muñoz, J. C.,

Shotyk, W. 1999. Mercury in a Spanish peat bog: archive of climate change and atmospheric

metal deposition. Science 284: 939-942., 284, 939-942.

Maserti, B. E., Ferrara, R. 1991. Mercury in plants, soil and atmosphere near a Chlor-alkali

complex. Water Air and Soil Pollution 56, 15-20.

Mauro, J. G., J.; Melamed, R. 1999. Appl. Organometal. Chem., 13, 631.

MAYASA 2000. “Documento informativo para la Evaluación Mundial del Mercurio”.

Meili, M. 1995. Pre-industrial atmospheric deposition of mercury: uncertain rates from lake

sediment and peat cores. Water Air and Soil Pollution 80, 637-640.

Melián-Martel, N., Sadhwani, J. J., Ovidio, P. B. S. 2011. Saline waste disposal reuse for

desalination plants for the chlor-alkali industry. The particular case of pozo izquierdo swro

desalination plant. Desalination 281, 35-41.

Mokhtar, N. F., Ahmad Zaharin Aris, Sarva Mangala Praveena 2015. Preliminary study of

heavy metal (Zn, Pb, Cr, Ni) contaminations in Langat River estuary, Selangor. Procedia

Environmental Sciences, 30, 285-290.

Mukherjee, A. B., Zevenhoven, R., Brodersen, J., Hylander, L. D., Bhattacharya, P. 2004.

Mercury in waste in the European Union: sources, disposal methods and risks. Resources,

Conservation and Recycling, 42, 155-182.

NC10:1998 Geotecnia. Preparación de muestras de suelo. In: Normalización, O. N. D. (ed.).

Cuba.

64

NC51:1999 Calidad del suelo. Determinación del contenido de materia orgánica. In:

Normalización, O. N. D. (ed.). Cuba.

NC52:1999 Calidad del sulo.Determinación de las formas móviles de fósforo y potasio. In:

Normalización, O. N. D. (ed.). Cuba.

NC65:2000 Calidad del suelo. Determinación de la capacidd de intercambio catiónico y de los

cationes intercambiables del suelo. In: Normalización, O. N. D. (ed.). Cuba.

NC112:2010 Calidad del suelo. Determinación de la conductividad eléctrica y de las sales

solubles disueltas en la relación 1: 5 suelo-agua. In: Normalización, O. N. D. (ed.). Cuba.

NC-ISO3696:2004 Agua para uso en análisis de laboratorio-especificación y metodo de

ensayo. In: Normalización, O. N. D. (ed.) (ISO 3696:1987, IDT). Cuba.

NC-ISO10390:1999 Calidad del suelo. Determinación de pH. In: Normalización, O. N. D.

(ed.). Cuba.

NC-XX:2009 Calidad del suelo. Muestreo. In: Normalización, O. N. D. (ed.). Cuba.

NCTS-368:2004 Guía para la validación de métodos de ensayos químicos para alimentos. In:

Normalización, O. N. D. (ed.). La Habana.

NCTS-368:2010 Guía para la validación de métodos de ensayos químicos para alimentos. In:

Normalización, O. N. D. (ed.). La Habana.

Nierenberg, D. W., Nordgren, R. E., Chang, M. B., Siegler, R. W., Blayney, M. B., Hochberg,

F., Toribara, E. C., Clarkson, T. 1998. Delayed cerebellar disease and death after accidental

exposure to dimethylmercury. The New England Journal of Medicine 338, 1672-1676.

NOM-SEMARNAT-2000 Especificaciones de fertilidad, salinidad y clasificación de los

suelos. Estudios, muestreo y análisis. . In: Naturales., S. D. M. A. Y. R. (ed.). Estados Unidos

Mexicanos.

Nriagu, L. 1989. Nature, 338, 47.

O’Neill, P. 1999. “Environmental Chemistry” Londres.

OPS/OMS 2011. Cooperación técnica entre Brasil, Bolivia Y Colombia: Teoría y Práctica

para el Fortalecimiento de la Vigilancia de la Salud de Poblaciones Expuestas a Mercurio. In:

(OPS/OMS), O. P. D. L. S. (ed.) 1ª edición ed. Sopocachi, La Paz, Bolivia: Organización

Panamericana de la Salud (OPS/OMS).

Pacyna, E., Pacyna, J. M., Pirrone, N. 2001. Atmospheric mercury emissions in Europe from

anthropogenic sources. Atmospheric Environment, 35, 2987-2996.

65

Pacyna, E. G., Pacyna, J. M., Steenhuisen, F., Wilson, S. 2006. Global anthropogenic mercury

emission inventory for 2000. Atmospheric Environment 40, 4048-4063.

Pacyna, E. G., Pacyna, J. M., Sundseth, K., Munthe, J., Kindbom, K., Wilson, S.,

Steenhuisen, F., Maxson, P. 2010. Global emission of mercury to the atmosphere from

anthropogenic sources in 2005 and projections to 2020. Atmospheric Environment 44, 2487-

2499.

Parliament, E. 2006. Community Strategy Concerning Mercury-European Parliament

Resolution on the Community Strategy Concerning Mercury. In: Parliament, E. (ed.)

(2005/2050(INI)) P6_TA (2006) 0078. Strasbourg.

Pereira Monteiro, A. D. C. D. A., L. S. N.; Luna, A. S.; de Campos, R. C. 2002. Spectrochim.

Acta, Part B, 57(12) 2103.

Pilar, M. D. 2011. Contaminacion de las aguas de la cuenca Sagua la Grande. In: Delegación

provincial del CITMA/VC, U. D. G. D. C. (ed.).

Pirrone, N. 2001. Mercury research in Europe: towards the preparation of the Eu air quality

directive. Atmospheric Environment, 85, 2979-2986.

PNUMA 2002. Evaluación mundial sobre el mercurio. Programa Interorganismos para la

Gestión Racional de las Sustancias Químicas (IOMC). Ginebra, Suiza.

Pongratz, R. H., K.G. 1999. Chemosphere, 39 (1), 89.

Quero-Jiménez, P. C. 2015. RE: Determinación de Mercurio, Cadmio y Plomo en Muestras

de Suelo Provenientes de la Empresa Electroquímica de Sagua, Mediante Espectrometría de

Absorción Atómica (EAA).

Reis, A. T., Morais, S. R., Araújo, C., Coelho, J. P. 2009. Mercury contamination in the

vicinity of a chlor-alkali plant and potential risks to local population. Science of the Total

Environment., 407, 2689-2700.

Río-Segade, S. B., C. 1999. J. Anal. At. Spectrom., 14, 263.

Río-Segade, S. T., J.F. 2003. J. Anal. At. Spectrom., 18(3) 268.

Rodríguez-Alfaro, M., Muñiz Ugarte, O., Araújo Do Nascimento, C.W., Aguiar Accioly,

A.M., Miranda Biondi, C., Agra Bezerra Da Silva, J.I. 2015. Background concentrations and

reference values for heavy metals in soils of Cuba. Environ Monit Assess, 187, 1-10.

Rodríguez. 2014. Sistema de Gestión Ambiental para minimizar la contaminación por

mercurio (Hg) en la planta Cloro Sosa de la empresa Electroquímica de Sagua la Grande.

Maestría, Universidad CentraL “Marta Abreu” de Las Villas Facultad de Química - Farmacia.

66

Rojas de Asturdillo, L., Prin J.L., Noriegas J., Alborno L.A., Hidalgo-Parada B., Ramírez A.

2008. Determinación de mercurio en suelos del sector minero Las Claritas, Estado Bolívar,

mediante procesos analiticos de especiación y microscopía electrónica de barrido (MEB).

Saber, Universidad de Oriente, Venezuela., 20 (3), 343-352.

Sánchez, J. E. S. M., A. 1998. Talanta, 47, 509.

Schmittinger, P. 1991. Chlorine: Principles & Industrial Practice. Published by Wiley-VCH.,

ISBN 3-527-29851-7.

Schroeder, W. H., Munthe, J. X 1998. Atmospheric mercury-an overview. Atmospheric

Environment 32(5) 809-822.

Seigneur, C., Karamchandani, P., Lohman, K., Vijayaraghavan, K., Shia, R. L. 2001.

Multiscale modeling of the atmospheric fate and transport of mercury. Journal of Geophysical

Research, 106 (D21), 27,795–27,809.

SERFE 2000. Los suelos y la fertilización de la caña de azucar. In: (INCA), I. N. D. I. D. L.

C. D. A. (ed.) Manual para productores cañeros.

Sharma, D. C. 1993. Environmental pollution of mercury and its effects on human health in

environmental ruin: the crisis of survival. New Delhi: Indus Publishing, 129-139.

Southworth, G. R., Lindberg, S. E., Zhang, H., Anscombe, F. R. 2004. Fugitive mercury

emissions from a chlor-alkali factory: sources and fluxes to the atmosphere. Atmospheric

Environment 38 (4), 597-611.

Stosnach 2006. On-site analysis of heavy metal contaminated areas by means of total

reflection X-ray fluorescence analysis (TXRF). Spectrochimica Acta Part B, 61, 1141–1145.

Subir, M., Ariya, P. A., Dastoor, A. P. 2011. A review of uncertainties in atmospheric

modeling of mercury chemistry I. Uncertainties in existing kinetic parameters - Fundamental

limitations and the importance of heterogeneous chemistry. Atmospheric Environment, 45,

5664-5676.

Travnikov, O., Ryaboshapko, A. 2002. Modelling of mercury hemispheric transport and

depositions. In: 6/2002, M.-E. T. R. (ed.). Meteorological Synthesizing Centre-East, Moscow,

Russia,.

Ullrich, S. M., Ilyushchenko, M. A., Kamberov, I. M., Tanto, T. W. 2007. Mercury

contamination in the vicinity of a derelict chlor-alkali plant. Part I: sediment and water

contamination of Lake Balkyldak and the River Irtysh. Mercury contamination in the vicinity

67

of a derelict chlor-alkali plant. Part I: sediment and water contamination of Lake Balkyldak

and the River Irtysh., 381, 1-16.

UNEP 2002. Evaluación undial sobre el mercurio. In: Químicos, P. P. (ed.). Ginebra, Suiza.

UNEP 2008. The global atmospheric mercury assessment: sources, emissions and transport. .

In: United Nations Environment Programme-Chemical Branch (ed.). Geneva.

USEPA 1997. Capsule Report, Aqueous Mercury Treatment. In: EPA-625-R-97-004. (ed.).

Office of Research and Development.

USEPA 2001. A Citizen’s Guide to Soil Washing. Office of Solid Waste and Emergency

Response. In: EPA (ed.) 542-F-01-008.

Vázquez-Becalli, E., Torres, S. 1995. Fisiología Vegetal, La Habana.

Westerman, R. L. 1990. Soil testing and plant analysis. Madison, Wisconsin.

Wuilloud, J., Rodolfo G. Wuilloud, María F. Silva, Roberto A. Olsina, Luis D. Martinez

2002. Sensitive determination of mercury in tap water by cloud point extraction pre-

concentration and flow injection-cold vaporinductively coupled plasma optical emission

spectrometry. Spectrochimica Acta Part B 57, 365–374.

Yi, Y., Yang, Z., Zhang, S. X 2011. Ecological risk assessment of heavy metals in sediment

and human health risk assessment of heavy metals in fishes in the middle and lower reaches

of the Yangtze River basin. Environmental Pollution 159, 2575-2585.

Zhang, X. Y., Chaowang, Q., Qing Zhang, S., Sun, X. J., Zhang, Z. S. 2009.

Stabilization/solidification (S/S) of mercury-contaminated hazardous wastes using thiol-

functionalized zeolite and Portland cement. . Journal of Hazardous Materials, 168, 1575-

1580.

"Las ciencias tienen las raíces amargas, pero muy dulces los frutos"

Aristóteles

Diagrama de flujo de las celdas electrolíticas (Intuye, 2011)

Algunos de las especificaciones que deben cumplir las materias primas (Intuye, 2011)

Agua de descomposición

Alcalinidad: 20 g/l Máx.

Contenido de cloruro: 56 mg/L

Máx.

Corriente eléctrica: 115 KA Máx.

Agua fría:

pH: de 6.5 a 9.0 UpH

Temperatura: de 7 a 12 ºC

Alcalinidad: de 80 a 100 mg/L

Agua refrigerada:

pH: de 6.5 a 9.0 UpH

Temperatura: 32 ºC Máx.

Alcalinidad: de 80 a 100 mg/L

Mercurio:

Concentración: 99.9 %

Grafito ES – 20.

Hierro: 0.75 kg/dm3

Diámetro: 0.57 % (de 15 a 20 mm).

Vanadio: 20 mg/L.

Tamaño de partícula:

>37 m: 98%

>53 m: 96%

>74 m: 90%

>106 m: 79%

>150 m: 56%

>250 m: 3%

Agua Blanda:

Contenido de calcio más magnesio:

5mg/L máx.

Hidróxido de sodio diluido.

Concentración: de14 a 18

P

r

o

f

u

n

d

i

d

a

d

d

el muestreo

Control de la calidad del análisis de Hg de las muestras

Concentración

experimental

del patrón (mg/kg)

Concentración

teórica

del patrón (mg/kg)

%

recuperación

Hg (IAEA-433) 0,157 0,168 93

Hg (IAEA-433) 0,180 0,168 107

Límites de cuantificación y detección:

Elemento Limite detección (mg/kg) Limite cuantificación (mg/kg)

Hg 0,00067 0,0022

Resultados del pH

Acuoso KCl

1N 1 0-2 0 8,11 7,19

2N 1 20 0 8,14 7,24

3N 1 0-2 25 7,65 6,91

4N 1 20 25 7,78 6,89

5N 1 0-2 50 7,63 6,68

6N 1 20 50 7,86 6,78

7N 1 0-2 75 6,96 5,74

8N 1 20 75 7,19 5,87

9N 1 0-2 100 7,05 5,91

10N 1 20 100 6,5 5,48

1O 1 0-2 0 8,06 7,08

2O 1 20 0 8,34 7,17

3O 1 0-2 25 8,16 7,29

4O 1 20 25 8,08 7,19

5O 1 0-2 50 8,15 7,39

6O 1 20 50 8,31 7,37

7O 1 0-2 75 7,75 6,88

8O 1 20 75 7,83 6,95

9O 1 0-2 100 7,69 6,97

10O 1 20 100 7,88 6,99

Muestras Peso (kg) Profundidad (cm) Distancia (cm )pH

Análisis de regresión ANOVA para la curva de calibración del % de materia orgánica

Resultados del % de materia orgánica

1N 1 0-2 0 1,61

2N 1 20 0 1,12

3N 1 0-2 25 2,71

4N 1 20 25 1,74

5N 1 0-2 50 2,39

6N 1 20 50 1,5

7N 1 0-2 75 1,97

8N 1 20 75 1,57

9N 1 0-2 100 1,44

10N 1 20 100 1,61

1O 1 0-2 0 1,4

2O 1 20 0 0,57

3O 1 0-2 25 1,61

4O 1 20 25 1,14

5O 1 0-2 50 1,34

6O 1 20 50 2,58

7O 1 0-2 75 2,44

8O 1 20 75 1,74

9O 1 0-2 100 2,54

10O 1 20 100 1,91

Muestras Peso (kg) Profundidad (cm) Distancia (cm ) % de Materia Orgánica

Resultados de la conductividad eléctrica

1N 1 0-2 0 214

2N 1 20 0 183,1

3N 1 0-2 25 401

4N 1 20 25 213

5N 1 0-2 50 205

6N 1 20 50 173,3

7N 1 0-2 75 187,4

8N 1 20 75 141,3

9N 1 0-2 100 168,1

10N 1 20 100 206

1O 1 0-2 0 199,4

2O 1 20 0 170,6

3O 1 0-2 25 156,8

4O 1 20 25 174,2

5O 1 0-2 50 175,5

6O 1 20 50 205

7O 1 0-2 75 160,1

8O 1 20 75 188,4

9O 1 0-2 100 173,4

10O 1 20 100 154,6

Muestras Peso (kg) Profundidad (cm) Distancia (cm ) Conductividad (μS/cm)

Análisis de regresión ANOVA para la curva de calibración del fósforo móvil

Análisis de regresión ANOVA para la curva de calibración del potasio móvil

Resultados obtenidos de fósforo y potasio móviles

Potasio Fósforo Potasio (mg de K2O)/ 100g Fósforo (mg de P2O5/ 100g)

1N 1 0-2 0 34 0,197 56 7,74

2N 1 20 0 54 0,067 18,26 2,63

3N 1 0-2 25 59 0,263 100,27 10,33

4N 1 20 25 25 0,06 40,43 2,36

5N 1 0-2 50 26 0,398 42,14 15,63

6N 1 20 50 55 0,408 18,62 16,02

7N 1 0-2 75 57 0,148 19,34 5,81

8N 1 20 75 46 0,138 15,42 5,42

9N 1 0-2 100 44 0,136 14,71 5,34

10N 1 20 100 43 0,09 14,36 3,54

1O 1 0-2 0 33 0,081 10,85 3,18

2O 1 20 0 17 0,02 5,37 0,79

3O 1 0-2 25 28 0,031 9,12 1,22

4O 1 20 25 25 0,014 8,09 0,55

5O 1 0-2 50 19 0,02 6,04 0,79

6O 1 20 50 18 0,028 5,7 1,1

7O 1 0-2 75 48 0,469 80,64 184,19

8O 1 20 75 32 0,444 52,52 174,37

9O 1 0-2 100 45 0,344 75,32 540,39

10O 1 20 100 40 0,25 66,5 392,72

Elemento Muestras Peso (kg) Profundidad (cm) Distancia (m )

Absorbancias

Análisis de regresión ANOVA para la curva de calibración del sodio cambiable

Análisis de regresión ANOVA para la curva de calibración del potasio cambiable

Análisis de regresión ANOVA para la curva de calibración del magnesio cambiable

Análisis de regresión ANOVA para la curva de calibración del calcio cambiable

Resultados obtenidos de potasio, sodio, magnesio y calcio cambiables

Potasio (meq/ 100g) Sodio (meq/ 100g) Calcio (meq/ 100g) Magnesio (meq/ 100g)

1N 1 0-2 0 3,142 0,443 36,4 2,9

2N 1 20 0 0,562 0,464 38,2 2,6

3N 1 0-2 25 1,856 0,634 51,5 3,41

4N 1 20 25 1,274 0,432 43,4 2,68

5N 1 0-2 50 1,137 0,67 31,3 3,37

6N 1 20 50 0,529 0,755 30,6 2,98

7N 1 0-2 75 0,572 0,421 32,8 3,81

8N 1 20 75 0,464 0,454 33,2 30,7

9N 1 0-2 100 0,454 0,542 23,7 4,14

10N 1 20 100 0,433 0,508 64,5 4,4

1O 1 0-2 0 0,507 1,401 45,8 1,66

2O 1 20 0 0,174 0,99 38,6 1,37

3O 1 0-2 25 0,322 0,4 42,4 1,7

4O 1 20 25 0,255 0,432 41,3 1,52

5O 1 0-2 50 0,227 0,329 33,7 1,54

6O 1 20 50 0,255 0,582 36,1 2,17

7O 1 0-2 75 1,906 0,349 42,6 3,96

8O 1 20 75 1,047 0,252 43.0 4,05

9O 1 0-2 100 2,427 0,369 41,7 2,75

10O 1 20 100 2,163 0,443 38,7 2,81

Muestras Peso (kg) Profundidad (cm) Distancia (cm )Elemento cambiable

Caracterización química parcial de suelos aledaños a la ...

Documents