Biodisponibilidad de metales pesados en suelos contaminados

Resumo

Resumen El mal uso y la sobreexplotación del recurso suelo han dado lugar a fuertes alteraciones de sus propiedades físicas, químicas y biológicas. Su deterioro ha aumentado de forma exponencial; convirtiéndose en receptor de gran cantidad de sustancias potencialmente contaminantes donde pueden llegar a permanecer inmovilizadas durante grandes periodos de tiempo. Aunque durante este intervalo existe la posibilidad de que se degraden o inactiven, si se movilizan, pueden ser transferidos a las aguas y ocasionar graves problemas de contaminación. La contaminación del suelo constituye una de las principales causas de su degradación al reducir su capacidad inherente de producir bienes y servicios así como sus funciones ecológicas. Se produce tras el aporte de iones o compuestos ajenos al mismo o de cantidades anormalmente altas de algunos de los frecuentes en él, que pasan a la cadena trófica provocando efectos tóxicos sobre los organismos presentes. Los contaminantes pueden también ser transferidos a otros ecosistemas, incluso muy alejados; provocando un grave deterioro ambiental. La contaminación se asocia, por tanto, con la entrada en el medio de sustancias que, a partir de una cierta concentración, deben ser consideradas como no deseables. Si no se superan determinados umbrales de carga de contaminantes los suelos ejercen un efecto protector del sistema. Su capacidad amortiguadora o de inactivación, puede reducir los efectos negativos de un determinado contaminante al formarse enlaces entre los componentes del suelo y las sustancias tóxicas que lo neutralizan, mediante procesos de insolubilización o al transformarse en otras sustancias menos tóxicas. Sin embargo, si se supera la capacidad de amortiguación para una o varias sustancias, el suelo contaminado, deja de ser un sistema protector y se convierte en un problema para la atmósfera, el agua y/o los organismos. Para determinar los límites de los niveles de contaminación en el suelo y la posible intervención, habitualmente se utiliza como referencia el contenido total de elementos potencialmente tóxicos (EPTs). Estas concentraciones totales, sin embargo, no informan sobre su movilidad o sobre la fracción que se encuentra disponible para las plantas y otros organismos del suelo. Por esta razón, en las evaluaciones de riesgos y proyectos de remediación se reconoce que estas medidas no son los mejores indicadores de la disponibilidad, por lo que es necesaria una estimación más precisa de la misma. Determinar la disponibilidad y/o toxicidad de los EPTs que se encuentran en los suelos no es, sin embargo, una tarea fácil ya que son muchos los factores que influyen. La movilidad, no sin complejidad, podría predecirse en gran medida a través de análisis físico-químicos; pero la asimilabilidad, biodisponibilidad y toxicidad dependen también de procesos biológicos, particulares de cada especie y muchas veces con variaciones intraespecíficas debidas a la adaptación al medio. La concentración que causa toxicidad para los organismos vivos se encuentra dentro de la fracción disponible del suelo, estrechamente relacionada tanto con la concentración en la disolución como con la capacidad del suelo para liberar cantidades procedentes de la fase sólida. La fracción disponible, que influye decisivamente en el crecimiento de las plantas y otros organismos, está, por tanto, afectada por los diferentes componentes y características del suelo. La biodisponibilidad se refiere a la concentración de un elemento que se encuentra disponible para los organismos vivos, y está definida por la relación que hay entre la concentración en el suelo y el nivel "introducido en" o en el organismo. No es una simple función del contenido total en el suelo y está vinculada a los ciclos biológicos, a los geoquímicos y a los edáficos, e influenciada por las actividades antrópicas. Las diferentes formas en las que los EPTs pueden existir en los suelos se asocian con componentes muy heterogéneos y con contenidos diversos, tales como la materia orgánica y la fracción arcilla. Para comprender la biodisponibilidad y las vías de movilidad es necesario, por tanto, disponer de información precisa, tanto de la concentración total en el suelo como la de la disolución y su especiación, de las fases geoquímicas a la que se unen y del organismo receptor potencial. Para estimar la disponibilidad de EPTs se utilizan un gran número de procedimientos de extracción selectiva y las medidas deben ser definidas operacionalmente ya que tienen una aplicabilidad limitada entre una amplia gama de matrices, organismos, plantas o EPTs. Es esperable que los contenidos extraídos que mejor se correlacionan con las concentraciones de EPTs en las plantas, serán los que mejor evalúan la biodisponibilidad. Sin embargo, los análisis químicos no siempre muestran la amenaza real relacionada con el contenido de EPTs en el suelo y no siempre son adecuados para evaluar los posibles riesgos ecológicos, ya que no consideran los posibles efectos combinados de distintos contaminantes, ni su biodisponibilidad real. Los bioensayos están reconocidos como un buen complemento de los análisis químicos, al aportar una evaluación más completa de los riesgos y reflejar la sensibilidad de las diferentes especies vegetales hacia diversas sustancias. Los bioensayos de fitotoxicidad para plantas superiores se basan en la germinación de las semillas, la elongación radicular y en medidas de crecimiento de las plántulas tempranas. Con los bioensayos también se puede estudiar el comportamiento de las plantas en los suelos contaminados. Cuando una especie de planta resiste a la contaminación y no muestra síntomas de toxicidad en un bioensayo, esta especie es candidata a usarse en la fitorremediación de los suelos. La fitorremediación representa un conjunto de tecnologías basadas en la utilización de plantas para limpiar ambientes contaminados y los dos tipos principales son a fitoextracción y la fitoestabilización. La fitoextracción consiste en el uso de plantas que absorben, a través de las raíces, los contaminantes presentes en el suelo y los acumulan en tallos y hojas. La parte aérea, posteriormente, se cosecha y puede destruirse o reciclarse retirando el metal. Con la fitoestabilización, los contaminantes se inmovilizan en las raíces o por precipitación en la rizosfera. Se utilizan especies vegetales tolerantes a los contaminantes que reducen su biodisponibilidad y movilidad mediante mecanismos de estabilización físicos, químicos y biológicos; evitando así su transporte a las capas subterráneas o a la atmósfera. Para reducir la concentración disponible y poder afrontar la limpieza, restauración, rehabilitación o recuperación de los suelos contaminados, también se han implementado y perfeccionado diferentes tecnologías. De entre ellas, la inmovilización in situ de los EPTs ha suscitado gran interés, especialmente del contenido disponible en forma catiónica mediante el aporte de enmiendas fosfatadas. Sin embargo, también presenta limitaciones porque pueden generar problemas en los ecosistemas acuáticos adyacentes debidos a la eutrofización. Para evitar este riesgo, se plantea que la incorporación al suelo de nanopartículas de apatito, u otro fosfato, puede también disminuir la concentración del contenido disponible al adsorber superficialmente los cationes contaminantes. En función de lo anteriormente expuesto, el objetivo fundamental de este trabajo es la evaluación de la disponibilidad real de EPTs en suelos contaminados con el fin de proponer medidas de recuperación efectivas. De éste derivan los siguientes objetivos específicos: 1) Conocer la concentración de EPTs disponibles y su relación con el contenido total en los suelos. 2) Evaluar las diferencias entre las concentraciones de metales disponibles en función de la técnica utilizada. 3) Determinar la concentración de EPTs en plantas nativas de suelos de mina y de escombreras de cantería. 4) Estimar la toxicidad de los suelos para diferentes especies. 5) Evaluar y comparar la capacidad de distintas plantas para absorber diferentes elementos metálicos. 6) Evaluar la eficacia del aporte de nanopartículas de hidroxiapatito (Ca10(PO4)6(OH)2) para reducir la disponibilidad de EPTs en suelos contaminados y disminuir su toxicidad. Para realizar este trabajo se seleccionaron cuatro zonas de Galicia potencialmente contaminadas por diversos metales. Son una cantera de serpentinita (Penas albas, Coruña) sin actividad extractiva alguna; una mina de Cu a cielo abierto, abandonada, situada en Touro (A Coruña); otra mina abandonada de Pb/Zn ubicada en Rubiais, en el municipio de Pedrafita do Cebreiro (Lugo) y una galería y un campo de tiro deportivo emplazados en el municipio de Monforte de Lemos (Lugo). La primera parte de este trabajo consistió en estudiar los suelos de la antigua cantera de serpentinita de Penas Albas (Moeche, Galicia, NO España) en la que existen grandes zonas de escombreras y de materiales resultantes del proceso de extracción y posterior abandono. Con el objetivo de determinar la biodisponibilidad de EPTs en la zona y de evaluar el potencial de la vegetación espontánea para su fitorremediación y/o fitoestabilización, se caracterizaron suelos desarrollados en la zona de corta y en varias escombreras; determinando además del contenido total de EPTs y el denominado disponible mediante diferentes extracciones selectivas ampliamente utilizadas en estudios de disponibilidad (CaCl2 (ac), EDTA, DTPA, LMWOA y agua bidestilada: BDW). También se estudió el contenido de estos elementos en la vegetación espontánea existente en estos suelos. Los resultados obtenidos mostraron suelos con pH en la mayoría de los casos básicos, con muy escasos contenidos de materia orgánica y N, saturados en bases y con relaciones Ca/Mg muy bajas. Este desequilibrio entre ambos cationes por exceso de Mg intercambiable es una fuerte limitación para la producción vegetal. Además, todos los suelos estudiados tienen elevados contenidos de Co, Cr y Ni (> 70, > 1300 y > 1300 mg kg-1, respectivamente) que superan los límites de intervención fijados en distintas guías de referencia. De entre las extracciones realizadas, aunque el CaCl2 (ac) 0.01M es el que muestra una mayor eficacia de extracción para todos los suelos y metales estudiados, el que mejor predice la disponibilidad es la mezcla de ácidos orgánicos de bajo peso molecular (acético, láctico, cítrico, málico y fórmico 10 mM con relación de molaridades 4:2:1:1:1) denominado método RHIZO o también representado por sus siglas en inglés LMWOA. Festuca rubra, L. crece de forma espontánea en los suelos de la cantera de Penas Albas y es la que acumula mayor cantidad de Co, Cr y Ni, tanto en la parte aérea, como en la raíz. Presenta también los mayores valores del factor de translocación, aunque solo son > 1 para el Cr. Además, el factor de bioconcentración es > 1 para todas las plantas estudiadas, excepto en la parte aérea de Juncus sp. para el Co y Ni. Por lo tanto, los resultados obtenidos permiten concluir que en estos suelos el método LMWOA es el que mejor refleja la disponibilidad de Co, Cr y Ni, que Festuca rubra, L. es fitoestabilizadora de Co y Ni y acumuladora de Cr, y que Juncus sp. es adecuada para la fitoestabilización de Co, Cr y Ni. Potenciar el establecimiento de estas especies nativas mediante la corrección de otros factores limitantes como el desequilibrio Ca/Mg o los bajos contenidos de materia orgánica y N, facilitará la reducción del riesgo que presentan estos suelos debido a la alta concentración de Co, Cr y Ni. Para comparar si en suelos de características diferentes y contaminados con otros metales se puede evaluar la disponibilidad por el mismo procedimiento o se requiere otro extractante, se seleccionó la mina de Cu de Touro (Coruña, España) (Capítulo II) y se eligieron cinco zonas para su estudio en las que existía vegetación nativa. Una es una vaguada donde se depositan las partículas finas transportadas por la escorrentía desde una escombrera, otra se corresponde con lo que fue la balsa de decantación donde se depositaban los lodos generados en el proceso de flotación durante la beneficiación del Cu y las tres restantes son escombreras. En cada zona se muestrearon tres suelos diferentes y se recogieron ejemplares de las diferentes plantas que allí crecían (Erica cinerea, L., Ulex europaeus, L., Festuca rubra, L. y Rubus fruticosus, L.). Los objetivos fueron evaluar la eficacia de diversos agentes de extracción para la predicción de la disponibilidad de los EPTs, analizar la absorción de estos elementos en las plantas que crecen en estas zonas y evaluar el potencial de esta vegetación para fitorremediar estas áreas. Los resultados obtenidos mostraron contenidos destacables de Cu, Mn, Ni y Zn en todos los suelos, aunque solamente en uno de ellos se superan los límites de intervención establecidos como niveles genéricos de referencia de metales pesados en suelos de Galicia. La capacidad de extracción de los reactivos utilizados siguió el orden: CaCl2 (ac) > EDTA > DTPA > LMWOA > BDW y la relación entre el contenido extraído por cada método y el determinado en E. cinerea mostró que el CaCl2 (ac), seguido del EDTA, son los que mejor reflejan la disponibilidad de estos elementos en estos suelos. Para todos los metales estudiados, el factor de translocación fue > 1, excepto en F. rubra en la que se acumula mayor cantidad de los metales en la raíz que en la parte aérea. Se comprobó también que, en general, el factor de bioconcentración es > 1 a excepción del de Cu en la parte aérea de las plantas de los suelos S3 y S5 y para la raíz de U. europaeus del suelo S3 y E. cinerea de los suelos S4 y S5. Todas las especies de plantas seleccionadas pueden ser adecuadas para fitorrecuperación, sobre todo fitoestabilización. Son principalmente acumuladoras de Mn y Ni, por tanto, es necesario tomar medidas para, al menos, reducir la disponibilidad de Zn y sobre todo de Cu en los suelos de mina de Touro. El método LMWOA o el método de extracción con CaCl2 (ac) son los que mejor explican el contenido de diferentes contaminantes en las plantas nativas de Penas Albas y Touro, respectivamente. Para completar el estudio se muestreó otra explotación, la mina de Rubiais (Anexo I), en ella además de evaluar la capacidad de extracción de los reactivos empleados en las explotaciones de Penas Albas y Touro, el estudio se completó con los reactivos Ca(NO3)2, NH4NO3, MgCl2, NaNO3, Mg(NO3)2, CaCl2(no ac), HOAc, HCl y HNO3. En esta mina se seleccionaron cuatro zonas; dos del área de extracción, una de la de escombrera y otra de la balsa de decantación. Como en los casos anteriores, en cada zona se muestrearon tres suelos diferentes y ejemplares de Cytisus scoparius, L. por ser la única planta que crece de forma espontánea en todos ellos. Los objetivos de este estudio consistieron en evaluar la idoneidad de los extractantes para predecir la disponibilidad de los metales presentes en el suelo, identificar el agente de extracción más adecuado para evaluar la biodisponibilidad en función del contenido en la raíz y parte aérea de las plantas espontáneas, y evaluar el uso potencial de estas plantas para recuperar los suelos contaminados. En todos los suelos se encontraron cantidades significativas de Cd, Pb y Zn que superan los niveles genéricos de referencia aplicables. Los diferentes reactivos se agruparon en función de la eficacia de extracción: alta (HCl, HNO3, CaCl2 (ac) y HOAc), baja (Ca(NO3)2, Mg(NO3)2, CaCl2 (no ac), NH4NO3, NaNO3 y BDW) y un grupo misceláneo sin tendencias tan claras como los dos anteriores (EDTA, LMWOA, DTPA y MgCl2). Ninguna de las concentraciones liberadas por los reactivos explica el contenido disponible de Pb para C. scoparius. El de Cd y Zn, sin embargo, podría explicarse mediante la extracción del suelo con LMWOA. La concentración de Zn en planta también se correlaciona con la extraída del suelo mediante NH4NO3 y Ca(NO3)2. En función de los resultados del contenido en planta, se concluyó que C. scoparius se comporta como una planta pionera y excluyente, ya que aunque acumula pequeñas cantidades de Cd, Pb y Zn en su parte aérea, en general, impide la absorción, el transporte y el almacenamiento en sus tejidos. Contribuye así a la fitoestabilización y recuperación de los suelos. En todos los casos, las propiedades del suelo, las de los elementos contaminantes, la posible competencia entre ellos y las características de las especies vegetales determinan la disponibilidad de EPTs en los suelos. Se consideró necesario determinar la toxicidad de los suelos para distintas especies de plantas (Capítulo III) y así poder proponer medidas de tratamiento que, al menos, fijen los EPTs; contribuyendo a su recuperación mediante la implantación de una cobertura vegetal. Para ello se seleccionaron los suelos previamente estudiados, de la cantera abandonada de serpentinita y los de la mina de Rubiais y se caracterizaron y determinaron los contenidos totales de EPTs (Co, Cr y Ni en los primeros y Cd, Pb y Zn en los segundos). Con el objetivo de conocer la magnitud de los efectos tóxicos de los suelos sobre las plantas que crecen espontáneamente en ambas zonas y sobre especies con potencial de fitorremediación, se determinaron los contenidos pseudototales y operacionalmente definidos como disponibles de EPTs, el grado de contaminación del suelo por medio del índice de contaminación, la toxicidad de los suelos para Cytisus scoparius, L., Festuca ovina, L., Sinapis alba, L. y Brassica juncea, L. y la relación entre la toxicidad del suelo y el contenido pseudo-total y extraíble de EPTs. La disponibilidad de los metales pesados se estudió mediante la realización de extracciones del suelo con cinco métodos diferentes (CaCl2(ac), EDTA, DTPA, BDW y LMWOA) para determinar cuál de ellos representa mejor la fracción de cada metal que afecta directamente a la germinación de las distintas semillas. El grado de contaminación del suelo se evaluó mediante el índice de contaminación (PI), cuyo valor se calcula como la relación del contenido de metal en la muestra y el fondo geoquímico. Los test de toxicidad para la germinación y elongación de la raíz se llevaron a cabo siguiendo las recomendaciones de la EPA, que permiten evaluar los efectos fitotóxicos sobre la germinación de semillas y crecimiento inicial de las plántulas. Se calcularon los porcentajes de inhibición de la germinación (IG) y de inhibición del crecimiento radicular (IR) para, con ellos, determinar el índice de germinación (GI), ampliamente utilizado para evaluar la toxicidad de suelos. Los resultados obtenidos indicaron que los contenidos pseudototales de Co, Cr y Ni en los suelos de la cantera de serpentinita, y de Zn, Pb y Cd en los suelos de la mina de Pb/Zn superan los niveles genéricos de referencia. Se encontró también que CaCl2 (ac) es el reactivo que extrae la mayor proporción de Co, Cr y Ni en los suelos de la cantera y EDTA, seguido de DTPA la mayor proporción de los contenidos de Pb, Cd y Zn en los suelos de la mina. Con los contenidos pseudototales se calcularon los índices de contaminación, que indicaron severa contaminación por Cd, Pb y Zn en los suelos de la mina de Rubiais así como alta por Cr y Ni y moderada por Co en los suelos de la cantera de serpentinita. B. juncea, S. alba, F. ovina y C. scoparius reaccionaron de modo distinto al contenido de EPTs de los suelos. La inhibición de la germinación para B. juncea y S. alba fue menor que para las especies que crecen de forma espontánea en estos suelos, F. ovina y C. scoparius. Los bioensayos utilizados fueron adecuados para identificar los suelos tóxicos y se encontró una mayor toxicidad en los suelos de mina que en los de la cantera. Los índices de germinación (GI) obtenidos indicaron que la sensibilidad de las plantas estudiadas a los suelos de mina y cantería aumenta en el siguiente orden: B. juncea < S. alba < F. ovina < C. scoparius. Además, un amplio rango de los valores de estos índices indica que la respuesta de las plantas del ensayo a los metales pesados del suelo, no dependen sólo de sus concentraciones, sino también de las características del suelo, especialmente el pH y el contenido de materia orgánica. Cuando la toxicidad del suelo es tan alta que obstaculiza, o incluso impide, el desarrollo de la planta, es necesario, por lo menos, reducir el contenido disponible de los EPTs para que las plantas puedan desarrollarse en los suelos. Se puede reducir con la aplicación de enmiendas de fosfato, que podría conducir a la formación de compuestos muy estables y poco solubles con los EPTs. Entre las enmiendas de fosfato se encuentran su uso en forma de nanopartícula, ya que el pequeño tamaño y gran superficie por unidad de masa ayudan a formar importantes fases de unión con los contaminantes. Por todo ello, la última parte de este trabajo (Anexo II) amplía y profundiza la línea de investigación centrada en diferentes aspectos del contenido, disponibilidad y movilidad de EPTs en suelos contaminados por actividades antrópicas, de entre las que destacan las actividades de tiro, por su potencial contaminante, sobre todo por Pb y la reducción de su disponibilidad con el uso de nanopartículas de fosfato. Se seleccionaron suelos de un campo y una galería de tiro en los que en trabajos previos se estudió el origen, contenido y potencial disponibilidad de EPTs; destacando en todos ellos el elevadísimo contenido de Pb. Se planteó la hipótesis de que las nanopartículas de hidroxiapatito (HANPs) pueden ser más eficaces para la inmovilización de Pb, que los fosfatos utilizados frecuentemente, evitando los problemas de su distribución en el suelo y el consiguiente riesgo de eutrofización. En este trabajo se estudió la eficacia del uso de nanopartículas de hidroxiapatito (HANPs), Ca10 (PO4)(OH)2 para reducir la toxicidad de los suelos y se eligieron porque son de menor tamaño y mayor superficie específica que las de Ca3(PO)4 utilizadas en otros trabajos. Se llevaron a cabo los experimentos de toxicidad con Sinapis alba, L., Lactuca sativa, L. y Festuca ovina, L., las dos primeras porque son posibles fitorremediadoras de los EPTs, especialmente S. alba. F. ovina se seleccionó porque está presente, aunque escasamente, en las áreas de estudio, lo que sugiere una cierta adaptación a los niveles de contaminación del suelo. Se determinó el contenido total de EPTs y la fracción del contenido total que puede afectar adversamente a la germinación de la semilla y al crecimiento radicular mediante extracciones selectivas con una disolución CaCl2 (ac) (0.01 M). La toxicidad de los suelos y los cambios en la misma debidos a la adición de HANPs, se evaluaron mediante el índice de germinación realizando microbiotest (Phytotoxkit). Para verificar la asociación de los EPTs con las nanopartículas añadidas a los suelos, tanto las HANPs como los suelos tratados fueron analizados por medio de HR-TEM / EDS y TOF-SIMS. Los resultados obtenidos indicaron que los microbiotest Phytotoxkit son eficaces para identificar suelos tóxicos y que las tres especies de plantas respondieron de forma diferente a los distintos suelos y niveles de EPTs. Los valores de los índices de germinación, basados en bioensayos de germinación de semillas y elongación de las raíces, revelaron un aumento de la sensibilidad de la planta a los suelos contaminados en el siguiente orden: F. ovina < S. alba < L. sativa. El amplio rango de valores obtenido para los índices de germinación indica que la respuesta de las plantas a los suelos contaminados no sólo depende de los niveles de EPTs sino también de las características de los suelos. El tratamiento con HANPs originó una disminución de la toxicidad, ya que reduce el contenido disponible de Pb y esta asociación fue verificada por HR-TEM / EDS y TOF-SIMS. Además, la retención de Pb después del tratamiento con HANPs favorece la germinación y el crecimiento de las raíces, principalmente para F. ovina. Además, la respuesta de las plantas a los suelos contaminados no depende exclusivamente del contenido de Pb, sino también de las características del suelo, como el pH, el contenido de materia orgánica y la relación C/N. El conjunto de resultados obtenidos sugiere que las HANPs favorecen el crecimiento y desarrollo de S. alba, L. sativa y F. ovina, al disminuir la movilidad, disponibilidad y toxicidad de Pb en el suelo.