The Biologist (Lima), 2017, 15(1), jan-jun: 37-48.
ORIGINAL ARTICLE / ARTÍCULO ORIGINAL
DETERMINATION OF THE EFFECT OF BIOCHAR ON MOBILITY OF MERCURY IN SOIL-
PLANT SYSTEM
DETERMINACIÓN DEL EFECTO DEL BIOCARBÓN EN MOVILIDAD DEL MERCURIO EN
SISTEMA SUELO-PLANTA
1Facultad de Ciencias Ambientales, Universidad Cientíca del Sur. Lima 33, Perú.
2Facultad de Agroforestería, Universidad Cientíca del Sur. Lima 33, Perú.
3School of Biological, Earth and Environmental Sciences, University of New South Wales, Sydney, NSW 2052,
4
Australia. Starsh Initiatives, Armidale, NSW 2350, Australia
*author for correspondence: xgomezlavi@gmail.com
1 2 3 1 4
Ximena Gómez *; Brenton Ladd ; Alexandra Muñoz & Ruy Anaya de la Rosa
ABSTRACT
Keywords: activation – biochar – mercury – plant – soil
Peruvian soil pollution by indiscriminate use of mercury leads to the risk of absorption of the metal by plants close to
these soils and, consequently, possibly to the whole food chain of the location. In this context, the present research
makes an effort to find cost-effective and environmentally friendly solutions, such as the use of biochar (BC), which
favor the retention and immobilization of mercury in the soil. The aim of this study was to evaluate the BC capacity
for Hg retention in four types of soil of composted BC generated at two temperatures (300 and 680°C) and activated
with phosphoric acid (0.1 L / kg). The Biological Absorption Coefficient (BAC) was calculated, which measures the
distribution of the metal in the soil-plant system. The BAC corresponding to the BC produced at high temperature
(680° C) was significantly lower than that produced at low temperature (300° C), promoting the retention of the
metal in the soil. The effect of phosphoric acid on BC activation did not significantly affect mercury retention. It was
observed that the BC produced at low temperature promoted greater phytoextraction of the mercury by the plant.
Further research is needed to evaluate different raw materials for the manufacture of various types of biochar with
different properties, and to experiment with different mercury compounds.
ISSN Versión Impresa 1816-0719
ISSN Versión en linea 1994-9073 ISSN Versión CD ROM 1994-9081
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The Biologist
(Lima)
The Biologist (Lima)
The Biologist (Lima). Vol. 15, Nº1, jan - jun 2017
RESUMEN
Palabras clave: activación – biocarbón – mercurio – planta – sueloPalabras clave: activación – biocarbón – mercurio – planta – suelo
La contaminación de suelos peruanos por uso indiscriminado de mercurio conlleva al riesgo de absorción del metal
por las plantas cercanas a estos suelos y en consecuencia posiblemente a toda la cadena trófica del lugar. Es por eso
que con esta investigación se hace un esfuerzo por encontrar soluciones costo-efectivas y amigables con el medio
ambiente, como el uso de biocarbón (BC), que favorezcan la retención e inmovilización del mercurio en el suelo. El
objetivo de este estudio fue determinar la eficiencia en la retención de Hg en el suelo de cuatro tipos de biocarbón
compostado, evaluando las diferencias entre los diferentes tipos de biocarbón generados a dos temperaturas (300 y
-1
680°C) y activados con adición de ácido fosfórico (0,1 L·kg ) o no activado. Se calculó el Coeficiente de Absorción
Biológica (BAC), el cual mide la distribución del metal en el sistema suelo-planta. El BAC correspondiente al
biocarbón producido a alta temperatura (680°C) resultó significativamente menor con respecto al producido a baja
temperatura (300°C), promoviendo la retención del metal en el suelo. El efecto del ácido fosfórico en la activación
del BC no obtuvo resultados significativos en la retención del mercurio. Se observó que el BC producido a baja
temperatura promovió mayor fitoextracción del mercurio por la planta. Mayor investigación es necesaria para
evaluar diferentes materias primas para la fabricación de varios tipos de biocarbón con distintas propiedades y
experimentar con diferentes compuestos de mercurio.
producido a partir de la transformación del
mercurio metálico por acción de los
microorganismos del suelo. El metil-mercurio
puede ingresar con facilidad a los seres vivos y
bioacumularse en el ecosistema a través de la
cadena trófica (Red Internacional para la
Eliminación de Contaminantes Orgánicos
Persistentes - IPEN, por sus siglas en inglés, 2007).
Se ha calculado que aproximadamente dos tercios
del mercurio en el ambiente han sido liberados
como resultado de la actividad industrial y otras
actividades humanas (USEPA, 2015), siendo el
principal contribuyente la minería artesanal y de
pequeña escala (MAPE) de oro (Weinberg, 2007).
Entre las consecuencias más graves del mercurio al
ingresar al ser humano se encuentran afectaciones
al sistema nervioso y a las funciones del cerebro,
causando descoordinación de músculos, pérdida de
la memoria y otras patologías. El ADN y los
cromosomas también pueden verse afectados,
causando efectos negativos en la reproducción,
defectos de nacimientos e incluso abortos (Wright,
2+
2003). El Hg es considerado como uno de los
iones metálicos más tóxicos para la biota del suelo
(Steinnes, 2013). Según el Programa de las
Naciones Unidas para el Medio Ambiente –
PNUMA, un alto contenido de mercurio ocasiona
en el ecosistema una significativa reducción de la
actividad microbiológica que es vital para la
El Perú afronta una grave problemática de
contaminación de suelos agrícolas por mercurio
introducido a causa de la minería aurífera informal
(figura 1). Según la Organización Mundial de la
Salud (OMS), el contenido máximo admisible de
mercurio para sedimentos agrícolas es de 0,1ppm,
mientras que en Madre de Dios, la región más
contaminada del país, se han encontrado
concentraciones de hasta el triple de este contenido
(Barbieri, 2010). Esta alta concentración de
mercurio también podría estar por encima del
límite indicado en los Estándares de Calidad
Ambiental (ECA) de suelos (6,6ppm MS). En lo
que va del año 2016, once distritos de la región han
sido declarados en emergencia debido a la
contaminación por mercurio (Defensoría del
Pueblo, 2016). A pesar de que las tierras agrícolas
en esta región son fuente de alimentos para las
comunidades locales, estas compiten fuertemente
con la actividad minera ocasionando conflictos
sociales y perjudicando principalmente a la
población local que vive en condiciones de pobreza
y pobreza extrema.
El mercurio es un metal de transición cuya forma
+
biodisponible es el metil-mercurio (HC Hg ),
3
compuesto organometálico altamente tóxico
INTRODUCCIÓN
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Gómez et al.
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Biochar effect on mobility of mercury
remediación de metales del biocarbón involucra el
remplazo de iones preexistentes en su estructura
por los iones metálicos del suelo (Bhatnagar et al.,
2013).
Todo esto nos exhorta a investigar los factores que
influyen en la eficiencia del biocarbón como
enmienda de suelos contaminados con mercurio.
Para esto, se evaluaron dos variables: la influencia
de la temperatura máxima de producción del
biocarbón y su activación con ácido fosfórico. Se
sabe que, a mayor temperatura de producción,
mayor porosidad adquiere el biocarbón,
aumentando así el área superficial, lo cual permite
incrementar la adsorción e interacción del
biocarbón con los iones presentes en su entorno. El
ácido fosfórico, H PO , también aporta a una
3 4
mayor porosidad del biocarbón (Liou, 2010;
Windeatt et al., 2014) y además activa el carbono
con grupos carboxilos ácidos haciendo que los
iones del suelo sean más fuertemente adsorbidos en
la superficie del biocarbón en los sitios activados
(Paz-Ferreiro et al., 2011).
cadena alimentaria terrestre, ocasionando
reducciones de productividad y calidad del suelo
(UNEP, 2013). Experimentos realizados en los
suelos forestales de Suecia, mostraron que agregar
2+
5µg de Hg por g de suelo, reducía la respiración
microbiana en 30-40% luego de un periodo de 60
días (Bringmark et al., 1998).
Dada la necesidad de desarrollo de técnicas
innovadoras que contribuyan a recuperar el
ecosistema impactado, así como a prevenir el
avance del mercurio en la cadena trófica, se explora
una técnica relativamente nueva: la aplicación del
biocar bón c o mo enmi e nda d e suelos
contaminados. El biocarbón es un producto de la
pirólisis de la biomasa, característico por su
capacidad de retención de carbono y
contaminantes orgánicos e inorgánicos
(Biederman & Harpole, 2013). Se puede esperar
que el biocarbón mejore la capacidad del suelo para
adsorber diferentes compuestos, tanto metálicos
como orgánicos, reduciendo la toxicidad de los
mismos al controlar su movilidad (Beesley et al.,
2011). Estudios sugieren que el mecanismo de
Figura 1. Avance de la minería informal en la Amazonía peruana. Fuente: Janine Costa | Reuters.
The Biologist (Lima). Vol. 15, Nº1, jan - jun 2017
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Gómez et al.
sativa) de manera convencional hasta obtener
plántulas después de dos semanas de crecimiento
las cuales fueron trasplantadas en el sistema de
experimentación. Estas fueron crecidas en el
sistema durante dos semanas más antes de
contaminar el suelo con mercurio.
Sistema suelo-planta
Se preparó una mezcla homogénea de suelo (20kg)
conteniendo 63% de arena, 30% de limo, 7% de
arcilla y 2kg del biocarbón compostado para cada
tratamiento, y en el caso del blanco llevaba 2 kg de
compost sin biocarbón. Esta mezcla de 22 kg para
cada tratamiento fue repartida en 5 tubos de PVC
(30 cm de longitud y 15,5 cm de diámetro)
enterrados en el terreno de experimentación.
Considerando que la parcela de experimentación
2
tenía una superficie de 16m (4 m por lado), la tasa
de aplicación del biocarbón fue de 5ton/ha. Cuando
los tubos estuvieron listos con los suelos
preparados se sembró una planta de L. sativa en
cada uno de los tubos y luego de dos semanas de
crecimiento se adicionó aproximadamente 2 g de
nitrato de mercurio monohidratado (Hg(NO ) ) en
3 2
el suelo alrededor de las raíces, mezclándolo
adecuadamente con el suelo.
Posterior a un mes de contaminación se recogieron
todas las hojas de las lechugas y fueron secadas a
60°C, pesadas y calcinadas para medir la
concentración de Hg translocado a las partes aéreas
de la planta. Se tomaron muestras de 1 kg por suelo
en cada repetición de los tratamientos y del suelo
blanco para determinar la concentración de
mercurio retenido. Ambas mediciones de Hg
fueron realizadas por el método de espectrometría
de absorción atómica (EAA) de vapor frío.
Caracterización de las muestras
Los cuatro tipos de tratamientos con biocarbón
compostado y el blanco fueron caracterizados
determinando los parámetros de pH, CE, C/N y
%CaCO antes de la contaminación (Tabla 1).
3
También fueron analizados los suelos después de 4
semanas de contaminación/remediación midiendo
pH, CE, %CaCO y contenido de materia orgánica.
3
Coeficiente de Absorción Biológica BAC
Con las concentraciones de Hg se calculó el índice
de absorción biológica de la lechuga aplicando la
fórmula BAC = [Hg] planta/[Hg] suelo, cuyo
valor si es mayor que 1 significa que al menos el
MATERIALES Y MÉTODOS
Se obtuvieron cuatro calidades de biocarbón para
determinar el efecto de las dos variables
mencionadas en su eficiencia para inmovilizar el
mercurio en el suelo. Para determinar la capacidad
que tiene el biocarbón para reducir la movilidad del
mercurio en un sistema suelo–planta, se utilizó un
diseño de bloques completamente al azar (DBCA),
teniendo como variable dependiente a analizar el
Coeficiente de Absorción Biológica (BAC, por sus
siglas en inglés), y la especie vegetal Lactuca
sativa Linneo, 1954 (lechuga), como planta de la
fase experimental. L. sativa crece en todas las
regiones del mundo y es de alto interés agrícola ya
que es de consumo masivo. Puede ser sembrada y
cosechada durante todo el año y tiene un ciclo
vegetativo de 3 a 4 meses (Guamán, 2010).
Producción de biocarbón y compost
Se produjeron 4 kg de biocarbón a 680°C y 4 kg a
300°C a partir de muestras de poda de Tara
(Caesalpinia spinosa Kuntze, 1898) usando un
gasificador de corriente ascendente, TLUD (Top-
Lit Updraft Gasifier: http://www.biochar-
international.org/technology/stoves). A 2 kg de
cada tipo de biocarbón se adicionó H PO a una
3 4
proporción de 10 mL por cada 100 mg de
biocarbón, produciéndose así 4 tipos de biocarbón,
dos con relación a la temperatura y dos con relación
a la activación con ácido fosfórico (Tabla 1).
Cada tipo de biocarbón fue compostado con 200 kg
de estiércol de vaca y 200 kg de poda de diferentes
lugares durante 7 semanas a temperatura ambiente.
Para el tratamiento blanco (control) se utilizó el
compost elaborado, sin introducir biocarbón.
Lactuca sativa
Para evaluar la capacidad de retención o movilidad
del mercurio se germinaron semillas de lechuga (L.
El objetivo de este estudio fue determinar la
eficiencia en la retención de Hg en el suelo de
cuatro tipos de biocarbón compostado, evaluando
las diferencias entre los diferentes tipos de
biocarbón generados a dos temperaturas (300 y
680°C) y activados con adición de ácido fosfórico
-1
(0,1 L·kg ) o no activado.
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Biochar effect on mobility of mercury
En las tablas 1 y 2 se muestran las caracterizaciones
iniciales y finales promedio de los suelos
evaluados.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Tabla 1. Caracterización inicial de los suelos.
Tabla 2. Caracterización nal de los suelos.
Tratamiento
Código
pH
CE (dS/m)
Relación C/N
CaCO3(%)
Compost sin BC
B
8,2
7,9
110,7
7,1
BC680 con ácido fosfórico
T1
7,1
2,5
13,9
8.3
BC680 sin ácido fosfórico
T2
7,6
4,3
14,9
10
BC300 con ácido fosfórico
T3
7,0
4,2 18,4 10
BC300 sin ácido fosfórico
T4
7,8
4,4 13,6 14
Tratamiento
Código
pH
CE
(dS/m)
MO (%) CIC
CaCO3
(%)
Compost sin BC
B
7,8
2,0 18,7 32,2 2,3
BC680 con ácido fosfórico
T1
7,4
3,9
12,2
26,0
3,2
BC680 sin ácido fosfórico
T2
7,6
6,4
13,5
27,6
3,5
BC300 con ácido fosfórico
T3
7,1
8,0
12,1
25,9
2,9
BC300 sin ácido fosfórico T4 7,9 6,4 12,1 26,3 4,7
50% del contenido total de mercurio en el sistema
ha sido absorbido por la planta. Y por el contrario
si es menor a 1 significa que el metal ha sido
retenido en el suelo.
La tabla 3 muestra los resultados de las
concentraciones de Hg promedio en los suelos
tratados con biocarbón y en el control, y en las
hojas de las lechugas, además del índice BAC
calculado para cada tratamiento.
Tabla 3. Promedio de las concentraciones de Hg en suelo y planta y BAC promedio calculado.
Tratamiento
Código
[Hg planta]
(ppm) [Hg suelo] (ppm) BAC
promedio
Compost sin BC
B
27,74 287,73 0,13
BC680 con ácido fosfórico
T1
86,04 257,87 0,35
BC680 sin ácido fosfórico
T2
168,94 187,67 0,58
BC300 con ácido fosfórico
T3
101,74 55,64 2,93
BC300 sin ácido fosfórico
T4
39,43 85,31 3,57
señalados con letra B, reflejando que sí hubo una
diferencia con el blanco.
C o mp ar an d o e l s is te m a b l an co ( B A C
promedio=0,13), con los tratamientos con
La figura 2 muestra la comparación de los valores
BAC entre tratamientos. En aquellos tratamientos
con BAC menor a 1 son señalados con letra A y no
representan diferencia significativa con el blanco.
Aquellos tratamientos con BAC mayor a 1 son
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Gómez et al.
caso de Kammann et al. (2015) en la que la
pérdida de nitrógeno por lixiviación se redujo
considerablemente al incorporar biocarbón al
sistema. Por ello sería recomendable realizar una
prueba de columnas para profundizar en la
lixiviación del metal en los sistemas.
Asimismo, el efecto observado puede deberse al
aumento de CE en los suelos. Luego del análisis de
correlación de variables respecto al BAC, en el cual
se evaluaron las siguientes variables de la
caracterización final del suelo: pH, conductividad
eléctrica (CE), porcentaje de CaCO , porcentaje de
3
materia orgánica (MO) y capacidad de intercambio
catiónico (CIC), se obtuvo que la CE fue el
parámetro que presentó significancia relevante. En
la Figura 3 se observa que el BAC tiene tendencia a
incrementar conforme aumenta la CE del suelo.
Esto significa que hay una relación directa entre la
cantidad de mercurio bioacumulado en las hojas de
lechuga y la CE del suelo. La CE es una variable
que influye directamente con la movilidad del
mercurio en suelo, en la medida que la presencia de
sales como el cloruro es un factor clave en la
especiación de este metal, junto con el pH y el
potencial REDOX (Steinnes, 2013). En la Tabla 1
se observan los valores de CE en la caracterización
inicial, y en la Tabla 2 los correspondientes a la
ca r ac t er i za c ió n fi n al . A l i n ic i o d e l a
experimentación, el blanco presenta los mayores
-1
valores de CE (7,9 dS·m ), mientras que al final de
la experimentación es el que cuenta, en promedio
-1
de todas sus repeticiones, la menor CE (2 dS·m ).
Por su parte, los 4 tratamientos aumentan su CE,
-1
pasando de un rango de 2,5 a 2,4 dS·m , a un rango
-1
de 3,9 a 8 dS·m . El aumento de la CE puede ser
consecuencia de mayor presencia de iones solubles
disponibles en el suelo a raíz de la actividad
microbiana que mineraliza los nutrientes del suelo.
Además, mayor cantidad de iones solubles en el
suelo significa más competencia entre estos y el Hg
por ser adsorbidos por el biocarbón.
Si bien la tasa de aplicación del biocarbón en este
experimento no fue una variable entre los
-1
tratamientos sino una condición fija (5 ton·ha ) se
puede decir que es una tasa dentro del rango
recomendado de aplicación, el cual va de 5 a 50
toneladas de biocarbón por ha (Major, 2010). Si
bien se trata de un rango amplio, son las tasas de
aplicación más altas las que muestran mejores
resultados (Chan et al., 2007; 2008; Major et al.,
biocarbón (BAC promedio=2,14), se nota que el
blanco fue el que presentó una mayor fracción del
metal en el suelo que en la planta, mientras que
todas las muestras con biocarbón presentaron una
concentración mayor de Hg en las hojas de
lechuga que en el suelo. Este resultado contradice
lo esperado pues se pretendía retener más metal en
los suelos con biocarbón, lo que parece indicar
que los diferentes tipos de biocarbón más el
compostaje facilitaron la absorción de Hg a través
de las raíces de la lechuga para su translocación
hasta las hojas, especialmente aquellos tipos de
biocarbón generados a baja temperatura (300°C).
Cuando se comparan los suelos con biocarbón
activado con H PO se observa que no hubo
3 4
diferencia significativa con los otros suelos con
biocarbón sin ácido fosfórico y con el blanco.
La mayor extracción de Hg por las lechugas de los
tratamientos con biocarbón puede ser debido a la
estimulación de la microbiota del suelo que pudo
haber conducido a la metilación del mercurio, lo
cual lo vuelve más biodisponible para las plantas.
Según Liu et al. (2014), la reducción del mercurio
en el sistema con biocarbón aplicado y alta
actividad microbiana no fue observada hasta
después de un largo periodo de tiempo, por lo que
los resultados obtenidos podrían variar en un
mayor plazo de evaluación. Por otro lado, Shu et
al. (2016) obtuvieron una alta inmovilización del
mercurio en el suelo con biocarbón aplicado
atribuido probablemente a los microorganismos,
por lo que se podría pensar que el tipo de suelo
también es un factor que ha podido influir en los
resultados obtenidos. La bioquímica del mercurio
está asociada principalmente a la transformación
biológica de sus compuestos (Kabata-Pendias,
2011). Los microorganismos producen metil
mercurio con el propósito de detoxificar el metal,
pero al mismo tiempo, el metil mercurio es
altamente tóxico ya que está listo para ser
absorbido por las membranas celulares (Kabata-
Pendias, 2011).
Estos resultados también pueden ser explicados
por una posible lixiviación del metal producido en
el sistema blanco, lo cual pudo ser prevenido por
el biocarbón presente en los demás tratamientos
(Kammann et al., 2015). En este sentido, el
biocarbón pudo haber mejorado la estructura del
suelo, incrementando su consistencia y
previniendo la lixiviación del metal, como fue el
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Biochar effect on mobility of mercury
lado, Beesley et al. (2011), reportó que una mayor
tasa de aplicación del biocarbón reduce los
lixiviados de metales, tales como Cd, Pb y Cr, y
redujo significativamente la biodisponibilidad del
Cd, Pb y Zn.
2010) Esto también se observa en los resultados del
estudio de Borchard et al. (2014a), en los cuales el
biocarbón aplicado a una mayor tasa fue el que
produjo un efecto significativo en las plantas,
frente al biocarbón con menor tasa de aplicación, el
cual no afectó el rendimiento del cultivo. Por otro
Figura 2. Coeficiente de Absorción Biológica para los 4 tratamientos y el blanco (a), los sistemas con biocarbón producido a
diferentes temperaturas (b) y los sistemas con y sin adición de H PO . Las barras señaladas con A no tienen diferencia significativa
3 4
con el blanco y las barras señaladas con B presentan diferencia significativa con el blanco.
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Gómez et al.
5,32 y aquellos que no fueron sometidos al ácido
fosfórico presentaron valores entre los 0,11 y 8,27
(Figura 2c). Esto indica una ligera tendencia menor
del mercurio hacia la planta cuando el biocarbón no
ha sido activado con ácido fosfórico, reteniéndose
en el suelo. Sin embargo, esta tendencia no llega a
ser significativa con un alfa de 0,05 (Figura 2c). Se
esperaba que el ácido fosfórico presente en el
biocarbón aumentara la porosidad del sustrato,
incrementando a su vez su capacidad de
intercambio iónico y por ende de adsorción del
metal en su área superficial. El ácido fosfórico
también aporta grupos funcionales ácidos y
negativos a la superficie del biocarbón (Uchimiya
et al., 2011; Bhatnagar et al., 2013), lo cual debe
incrementar las oportunidades del sustrato a formar
complejos con iones metálicos con radicales
positivos. Si bien los resultados no han presentado
diferencias significativas, la efectividad de los
tratamientos activados con ácido fosfórico pueden
ser potenciadas por una mejor tecnología en la
aplicación del ácido.
Movilidad del mercurio en suelo y planta
La movilidad del Hg al igual que para cualquier
metal o metaloide en el suelo depende de varios
factores como el tipo de compuesto de mercurio,
pH del suelo, presencia de compuestos que actúan
como adsorbentes o ligandos, los microorganismos
del suelo que pueden metilarlo y la biota en general
que puede absorberlo. Poco se sabe de la
incorporación específica del Hg en las plantas, pero
se cree que puede entrar por los canales
Efecto de la temperatura de pirólisis del
biocarbón
Los resultados de distribución del mercurio en el
sistema suelo–planta presentan diferencias
significativas (alfa= 0,05) según la temperatura
máxima a la que se llevó a cabo la pirólisis del
biocarbón. Como se observa en la Figura 2b, los
suelos con los tipos de biocarbón producidos a
menor temperatura (300ºC) presentaron mayores
valores de BAC que los sistemas con biocarbón
generado a mayor temperatura (680ºC). Como se
explicó anteriormente, altos valores del BAC
indican una mayor bioacumulación del mercurio
en la planta. Los resultados también muestran una
relación inversa entre la temperatura de producción
del biocarbón y la CE del suelo, siendo que el suelo
correspondiente a los tratamientos con biocarbón
de baja temperatura presenta mayor CE que el
suelo tratado con biocarbón de alta temperatura.
Esto puede deberse a la mayor porosidad adquirida
por el biocarbón al ser producido a altas
temperaturas, lo cual le da una mayor capacidad de
adsorción de iones del suelo, reteniendo a su vez
aquellos que contribuyen con la CE (Liou, 2010).
Efecto de la activación con ácido fosfórico del
biocarbón
Los resultados de distribución del mercurio en el
sistema suelo-planta presentan una ligera variación
entre aquellos tratados con biocarbón activado con
ácido fosfórico y aquellos sin esta activación. Los
tratamientos con biocarbón activado obtuvieron
valores BAC menores que variaron entre 0,07 y
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
²
²
²
²
blanco
²
T1: B680ac
T2: B680
T3: B300ac
T4: B300
ln (CE+1)
ln (BAC+1)
Figura 3. Correlación del BAC y la CE obtenidos según tratamiento.
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Biochar effect on mobility of mercury
adsorción es más rápido e irreversible que el
fenómeno químico de precipitación, lo que ocurre
primero con los metales trazas en el suelo será
adsorberse en minerales de carga variable. Según
Violante et al. (2008), cuando se adiciona Cu, h o
días después que el Zn ha sido adicionado, no
puede reemplazar a los iones Zn que se han
adherido y precipitado sobre ferrihidrita. De forma
contraria, los estudios realizados con
arsenato/fosfato indican que no hay correlación
entre el tiempo de residencia y el % de desorción,
encontrando 50% de desorción de arsenato después
de 7 h de residencia vs 48% de desorción después
de 7 meses de residencia a pH 6 en goetita. Otros
estudios indican que entre más tiempo de
residencia del arsenato adsorbido en bayerita,
menor será el porcentaje de desorción por acción
del fosfato.
Con relación a este experimento se podría inferir
que los sitios de adsorción de los distintos tipos de
biocarbón fueron saturados con metales trazas
durante las 7 semanas de compostaje y por eso no
hubo retención del mercurio al final. Esto podría
explicar también la caracterización de los suelos
(tabla 4) donde se observa una mayor
concentración de metales en los tipos de biocarbón
que en el suelo blanco, excepto sodio y potasio, lo
cual puede corroborar el intercambio de estos
cationes por los otros metales.
Beesley et al. (2014) estudiaron los efectos de
adicionar biocarbón y compost a un suelo
contaminado con metales y arsénico. En ese
estudio comprobaron que estas enmiendas
solubilizaron As en el suelo tanto separadas como
en combinación. Esto fue explicado por el aumento
de carbono orgánico disuelto (COD)
proporcionado por el compost y el biocarbón, pues
parece ser que el COD compite con el As por los
sitios de retención de los compuestos del suelo.
Con relación al mercurio faltan más estudios para
verificar si compite de igual forma con el COD del
suelo, en ese caso podría explicar los resultados de
este experimento.
Forjan et al. (2016) realizaron un estudio para
comprobar el efecto del biocarbón más compost en
la retención de metales en un suelo de impacto
minero y en ese caso los resultados obtenidos
mostraron que la mezcla de biocarbón con compost
favoreció la retención de Cu, Pb y Zn.
transportadores de nutrientes en las células de las
raíces. Moléculas como aminoácidos ricos en S y N
pueden servir como ligandos de Hg (Paisio et al.,
2012).
En este estudio fue empleado el nitrato de Hg el
cual es muy soluble y pudo suceder que la lechuga
-
absorbiera el NO y al mercurio como
3
consecuencia. También pudo suceder que el Hg en
su forma catiónica se adhiriese/adsorbiera a
partículas del suelo incluyendo el biocarbón pero
de una manera reversible, habiéndose liberado
después. Sarkar et al. (1999) argumentan que la
presencia de algunos metales como Pb y Ni
disminuyen el porcentaje de adsorción del Hg en
cuarzo. Según Violante et al. (2003), en el suelo
ocurren competencia de los metales por los
compuestos ligandos o acomplejantes. La
presencia de sulfatos y fosfatos también
disminuyen la adsorción del mercurio sobre
silicatos tipo cuarzo.
Los ácidos orgánicos como citrato, fulvato y talato
pueden inhibir la adsorción de otros metales como
cobre y cadmio sobre montmorillonita. La
presencia de fosfato también se ha visto que
disminuye la adsorción de Cd. Violante & Pigna
(2002) de igual manera explican la competición
que existe entre el fosfato y el arseniato por los
sitios de unión con los minerales adsorbentes del
suelo. La presencia de ligandos inorgánicos como
el fosfato puede favorecer la desorción de
elementos trazas y se ha podido comprobar para el
caso del Cd. De igual modo se ha evidenciado la
desorción de Cd en suelos por la presencia de
compuestos orgánicos de bajo peso molecular
como malato, fumarato y succinato. Todo esto
podría aplicarse al Hg pero no hay datos al
respecto.
Dos tratamientos evaluados en este experimento
contenían fosfato inorgánico adicionado desde la
generación del biocarbón, más el PO orgánico
4
generado en el compostaje o proporcionado por el
estiércol pudo haber tenido alguna influencia en la
no adsorción del Hg en el suelo permitiéndole que
quedara como catión libre para ser absorbido por la
lechuga.
El efecto del tiempo de residencia de la desorción
también es clave para el comportamiento de los
metales en el suelo. Dado que el fenómeno físico de
The Biologist (Lima). Vol. 15, Nº1, jan - jun 2017
46
Gómez et al.
falta más experimentación para tratar de elucidar
cual es la relación entre ambos.
La grave problemática de los suelos contaminados
con mercurio por minería aurífera informal en el
Perú nos exhorta a continuar buscando alternativas
de respuesta para minimizar sus impactos en la
calidad de vida de las poblaciones vulnerables de
las zonas afectadas (UNEP, 2013). Parte de esos
estudios que deberán ser desarrollados en el futuro
implicará evaluar diferentes materias primas para
la fabricación de biocarbón con distintas
propiedades para ser aplicado a diferentes tasas, y
experimentar con diferentes compuestos de
mercurio. Además, los resultados sugieren que el
biocarbón producido a baja temperatura promueve
la fitoextracción del mercurio, lo cual podría ser
favorable para alternativas de bioremediación. Se
debe profundizar y evaluar si los costos
relativamente altos de producción y aplicación del
biocarbón, quizás en dosis altas, serían justificados
en este contexto. Con relación al compost se
necesitan más evaluaciones del contenido de
compuestos orgánicos para determinar la relación
entre ellos y el metal en suelos conocidos.
Borchard et al. (2014a,b) investigaron durante 3
años el efecto del biocarbón en el rendimiento de
cultivo de maíz, tiempo durante el cual no
detectaron degradación del carbono negro
incorporado, lo cual indica que el añadido por el
biocarbón habría sido almacenado en el suelo. Esto
significaría que una adecuada formulación de
biocarbón podría tener efectos por prolongados
periodos de tiempo. En este sentido, futuras
investigaciones podrían experimentar con un
biocarbón que maximice o minimice la CE del
suelo para promover la fitoextracción del mercurio
por parte de la planta o la inmovilización del mismo
en el suelo, respectivamente, según los objetivos
buscados.
Muchos factores afectan la retención, movilidad o
absorción biológica de metales y metaloides en el
suelo como la relación metal/ligando, la naturaleza
de ligandos orgánicos e inorgánicos y elementos
trazas, y las propiedades de la superficie del
sorbente (en este caso el biocarbón). Para muchos
metales pesados y arsénico hay muchos más
estudios que confirman el potencial que tiene el
biocarbón para retenerlos por efecto de la
adsorción en sus poros, pero en el caso de Hg aún
Tabla 4. Resultados de caracterización del suelo según tratamiento aplicado.
Parámetro Unidad
T1:
BC680 ac
T2:
BC680
T3:
BC300ac
T4:
BC300 Blanco
Aluminio %
0,6
0,4
0,34
0,38
0,0074
Arsénico mg/kg
7
7
6
8,3
<5,0
Boro mg/kg
44
57
47
69
13
Calcio %
3,7
4,6
3,8
5,2
1,6
Cadmio mg/kg
0,81
0,95
0,74
1
<0.3
Cobalto mg/kg
5,9
3,9
3,2
4,2
0,029
Cromo mg/kg
12
7,4
7
8
0,35
Cobre mg/kg
63
60
50
65
4,5
Hierro %
1,9
1,2
0,95
1,4
0,058
Potasio %
0,43
0,6
0,51
0,61
1,1
Magnesio %
0,73
0,73
0,58
0,74
0,42
Manganeso
mg/kg
280
270
220
270
46
Molibdeno
mg/kg
3,1
1,6
1,7
1,9
0,76
Sodio %
0,16
0,24
0,2
0,3
0,67
Níquel mg/kg
20
3,9
3,4
4,4
<0,7
Fósforo %
0,71
0,58
0,68
0,66
0,16
Plomo mg/kg 33 37 29 42 30
Sulfuro % 0,25 0,32 0,28 0,32 0,14
Selenio mg/kg <4 <4 <4 <4 <4
Zinc mg/kg 260 350 210 280 190
Ximena Gómez agradece a sus padres, así como al
equipo del Parque Ecológico Nacinal Antonio
Raymondi por el apoyo brindado durante la
investigación.
Ruy Anaya de la Rosa agradece al proyecto
Biochar for Sustainable Soils (B4SS), financiado
por el Fondo Mundial para el Medio Ambiente, por
haberle permitido contribuir a este estudio.
The Biologist (Lima). Vol. 15, Nº1, jan - jun 2017
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Accepted March 1, 2017.
