El muestreo de los residuos mineros se llevó a cabo en los taludes y parte alta del depósito Santa María, en Zimapán, Hidalgo, localizado en las coordenadas geográficas 0°44’17.6”N 99°24’03.1” W, y de donde se tomó una muestra que representa la concentración del Cu del lugar, compuesta a su vez de 10 submuestras colectadas en 10 puntos distintos utilizando una barrena de 30 cm de largo y 7 cm de diámetro, con la que se extrajeron 0,5 kg de residuos por submuestra. El suelo se colectó a 10 km al oeste del depósito de residuos muestreado a 20° 42’ 10.764 N ‘’99° 20’ 5.848’’ W. El estiércol de vaca y de cerdo fueron composteados por cuatro meses en el área del traspatio del Tecnológico de Estudios Superiores del Oriente del Estado de México y las muestras fueron secadas al aire y a la sombra a temperatura ambiente.

El experimento se realizó en un invernadero, a partir de la preparación de distintos tratamientos utilizando estiércol de vaca y de cerdo aplicados en distintas proporciones en el suelo contaminado artificialmente con los residuos mineros (25% p/p). Las proporciones de estiércol fueron de 0, 3, 6, 12 y 24% (p/p). El diseño experimental se hizo completamente al azar con cinco tratamientos y tres repeticiones para cada tipo de estiércol. El experimento se mantuvo durante dos meses a una temperatura media de 30 °C, la humedad se mantuvo al 5% de peso y se revisó por gravimetría cada tercer día. El peso total de cada unidad experimental fue de 1 kg de peso, elaboradas a partir de tubos de PVC de 35 cm de altura y 2.5” de diámetro. Los cambios en la fracción móvil (F1, Soluble-Intercambiable) del Cu se determinaron a partir de un procedimiento químico secuencial.

El pH se determinó por potenciometría (Palmer, 1979) en una relación suelo:agua de 1:4, posteriormente en la misma solución después de 20 h de equilibrio se midió la conductividad eléctrica (CE) con un puente de conductividad (Soil Survey Staff, 1975). Los siguientes análisis fueron determinados por distintos métodos: La materia orgánica (MO) y el carbón orgánico (CO) por el método Walkey & Black modificado por Nelson & Sommers (1982); el nitrógeno total (NT) por el método micro Kjeldalh (Palmer, 1979) y el análisis de Textura fue realizado por la técnica del hidrómetro de Bouyoucos (Gee & Bauder, 1986); la capacidad de intercambio catiónico (CIC) por el método del acetato de amonio 1N pH 7 (Rowel, 1994; el contenido pseudo-total de Cu se determinó por triplicado después de una digestión ácida con la mezcla de HNO₃:HCIO₄:H₂O₂ (4:1:1) por espectrofotometría de Adsorción Atómica (EAA) con el equipo Thermo Scientific ICE 3000 Series AA Spectrometer. La calibración se realizó empleando un estándar certificado de 1,000 mg/L de Cu (Perkin Elmer Pure: Part N9300183) con una curva de calibración en el rango de 0.2 - 1.6 mg/L.

El procedimiento para la determinación de las fracciones químicas del Cu de cada uno de los tratamientos consistió en el uso de distintos reactivos químicos de forma secuencial y obtener así las fracciones en el orden que se describe en la Tabla I (adaptado de Pagnanelli, Mosca, Giuliano & Toro, 2004).

Tabla I

Paso	Fracción	Método y reactivos empleados
F1	Cu-soluble intercambiable	Extracción con ácido acético 1M a pH 5
F2	Cu-unido a óxidos de Fe y Mn	Extracción con hidrocloruro de hidroxilamina 0.1 M y ácido acético al 25%.
F3	Cu-unido débilmente con la MO	Extracción con HCl0.1 M.
F4	Cu-unido Fuertemente con la MO	Extracción con NaOH 0.5 M y digestión con HNO3 al 65%.
F5	Cu-unido a la Fase sulfida	Digestión con HNO3 8 M.
F6	Cu-unido en el sólido residual	Digestión con HNO3 + HCl, + H2O2

Se realizaron los siguientes análisis: a) de varianza (ANOVA) para una distribución de los tratamientos, empleando el software estadístico SAS v9.4 (Statistical Analysis System), y b) de correlación de Pearson así como la prueba de Tukey para comparación de medias.

Los residuos mineros registraron una textura arenosa, con 85% de arena, 2.5% de arcilla y 12.5% de limo y bajo contenido de MO, pH de 6.64, CE de 2,100 dS/m, y CIC baja. Por otra parte, el suelo presentó una textura Franca, con 14% de arcilla, 48% de limo y 38% de arena, pH ligeramente alcalino, CE de 280 dS/m, CIC de 13 Cmol(+)/kg (Tabla II). El estiércol de cerdo tuvo un pH neutro; mientras que el de vaca registró un pH ligeramente alcalino, este último con mayor CE, menor contenido de MO y menor CIC (Tabla II). Por otra parte, la concentración pseudo-total del Cu en los residuos mineros fue de 2,417 mg/kg, mientras que en el suelo tan solo de 46 mg/kg y 76 mg/kg en el estiércol de vaca y 39 mg/kg en el de cerdo, este último registró un mayor contenido de MO y CO que el otro material.

Tabla

Variable	pH	Textura	CE (dS/m)	CIC (Cmol/kg)	MO (%)	CO (%)	C/N	N total (%)
Suelo	7.89	Franca	280	13	3.3	1.19	-	-
Residuos mineros	6.64	Arenosa	2100	5.8	1.5	0.87	-	-
Estiércol de cerdo	6.8	-	789	30	26	17.4	3.6	4.85
Estiércol de vaca	7.8	-	1285	12	18	10.44	3.5	3

Por otra parte, al aplicar el estiércol tanto de cerdo como de vaca se observaron cambios en las propiedades químicas de los tratamientos (Tabla III): el pH incrementó ligeramente conforme aumentó la proporción del estiércol de vaca, no así con el estiércol de cerdo donde se presentó una ligera disminución, manteniéndose en un pH neutro. Por otra parte, la CIC cambió de 12.6 a 23 Cmol(+)/kg con el estiércol de cerdo y sólo hasta 14.30 Cmol(+)/kg con el de vaca. La CE incrementó de 810 en el tratamiento de 0% de estiércol hasta 960 dS/m con el de cerdo y 1,240 dS/m con el de vaca en los tratamientos de 24%.

Tabla

Variable	Tratamientos
	0%	3%	6%	12%	24%	0%	3%	6%	12%	24%
	Estiércol de vaca					Estiércol de cerdo
pH	7.1	7.2	7.4	7.7	7.8	7.1	7.1	7.0	7.0	6.9
CE (dS/m)	810	956	1089	1136	1240	810	816	837	924	960
CIC (Cmol(+)/kg)	12.6	12.9	13.4	14.26	14.30	12.6	13.7	18.1	21.3	23.0

Los componentes del suelo participan en el control de la movilidad de los metales pesados, en condiciones de pH neutras y alcalinas se presenta una menor movilidad y baja biodisponibilidad, mientras que el pH ácido incrementa su movilidad (Rog-Young et al. (2015). Las sales solubles influyen de manera importante en la movilidad de los metales pesados en el suelo (Hund-Rinke & Korrdel, 2003) y con la aplicación de los estiércoles, estas se incrementaron, lo que puede influir en su movilidad. En el caso de la CIC, está relacionada con la capacidad de intercambiar iones metálicos de la solución del suelo a la superficie de las arcillas, óxidos de Fe y Mn y a la MOS (Sparks, 2002), aunque la CIC encontrada en los estiércoles aplicados fue menor que en los resultados de otros trabajos con los mismos materiales (se han reportado hasta 36 Cmol(+)/kg), esta variable está relacionada con el tipo y proporción de MO (Albanell, Plaixats, Cabrero & Capellas, 1988). De acuerdo con Alloway & Trevors (2013) y Caporale & Violante (2016), otros componentes del suelo que también son responsables del control de la movilidad son la concentración y tipo de arcillas, MOS, óxidos de Fe y Mn, carbonatos, microorganismos, y complejos órgano- minerales. La MO participa en el control de la movilidad de los metales pesados en el suelo, pero depende de su composición, contenido de sales, relación C/N y de su grado de humificación, por lo que se hace difícil predecir su comportamiento (Zhou et al., 2018).

Por otra parte, los residuos mineros presentaron un alto contenido de Cu, con una concentración pseudo-total similar a los reportados por Duarte et al. (2015), en los mismos residuos. Además, se observó que tanto el suelo como el estiércol utilizado, al ser materiales sin tratamiento previo, presentan Cu, aunque en niveles muy bajos de los que son considerados para suelos contaminados (USEPA, 1996).

En la Figura 1 se muestran las gráficas de las fracciones químicas del Cu con los tratamientos de aplicación de los dos tipos de estiércol, donde también se aprecian las barras de error correspondientes a su desviación estándar y la prueba Tukey para la comparación de medias.

Figura 1

En F1 (Cu-soluble intercambiable) se registró una concentración de 22.5, 25.5, 17.8, 28.5 y 18.7 mg/kg de Cu en los tratamientos respectivos de 0, 3. 6, 12 y 24% de estiércol de cerdo, con una media de 22.4 mg/kg de Cu. En los tratamientos de estiércol de vaca se registraron 33, 28.5, 45.1, 47.6 y 42 4 mg/kg de Cu en los tratamientos a 0, 3. 6, 12 y 24%, respectivamente; con una media de 39.3 mg/kg de Cu. En ambos materiales aplicados con diferencia significativa entre los tratamientos (Pr < 0.0001).

En F2 (Cu-unido a óxidos de Fe y Mn), con el estiércol de cerdo se obtuvieron 14.7, 21.7, 24.9, 18.2 y 16.6 mg/kg de Cu en los tratamientos de 0, 3. 6, 12 y 24%, respectivamente; con una media de 19.3 mg/kg de Cu, con diferencia significativa entre los tratamientos (Pr = 0.0001). Mientras que con estiércol de vaca se registraron 4.8, 13.3, 15.7, 17.5 y 10.2 mg/kg de Cu con la aplicación de 0, 3. 6, 12 y 24% de estiércol, respectivamente; con una media de 12.3 mg/kg de Cu, no se observó diferencia significativa entre los tratamientos (Pr < 0.4672).

En F3 (Cu-débilmente unido a la MO), los tratamientos con aplicación de estiércol de cerdo registraron 7.7, 16.4, 11.3, 21.1 y 14.4 mg/kg de Cu en los tratamientos de 0, 3. 6, 12 y 24%, respectivamente; con una media de 2.3 mg/kg de Cu y una diferencia significativa entre los tratamientos (Pr < 0.0001). Mientras que en los tratamientos con estiércol de vaca 5.3, 16, 11.2, 21.1 y 14.4 mg/kg de Cu en proporción de 0, 3. 6, 12 y 24%, respectivamente; con una media 14.1 mg/kg de Cu, y una diferencia significativa entre los tratamientos (Pr < 0.0001).

En F4 (Cu-fuertemente unido a la MO) los tratamientos de estiércol de cerdo se encontraron 3.7, 9.4, 10.3, 14.6 y 13.8 mg/kg de Cu en los tratamientos de 0, 3. 6, 12 y 24%, respectivamente; con una media de 14.59 mg/kg de Cu. Por otra parte, los tratamientos con estiércol de vaca, registraron valores de 4.1, 2.7, 4.2, 2.4 y 3.1 mg/kg de Cu en los tratamientos respectivos de 0, 3. 6, 12 y 24%; con una media de 3.3 mg/kg de Cu. Con ambos materiales se observó diferencia estadística entre los tratamientos (Pr < 0.0001).

En F5 (Cu-unido a la fase sulfida) se registraron concentraciones de 16.6, 22.6, 24.9, 17.9 y 27.6 mg/kg de Cu en los tratamientos respectivos de 0, 3. 6, 12 y 24%; con una media de 29.9 mg/kg de Cu, sin diferencia significativa entre los tratamientos (Pr = 0.5510). En los tratamientos con estiércol de vaca se registraron concentraciones muy similares, presentando 18.2, 25.6, 21.1, 14.6 y 24.9 mg/kg de Cu en 0, 3. 6, 12 y 24% de estiércol, respectivamente; con una media de 20.9 mg/kg de Cu, sin diferencia significativa entre los tratamientos (Pr = 0.2310).

En F6 (Cu-unido al sólido residual), con aplicación de estiércol de cerdo, se encontraron 32.7, 41.8, 38.9, 48.9 y 49.43 mg/kg de Cu en los tratamientos respectivos de 0, 3. 6, 12 y 24%; una media de 42.4 mg/kg de Cu, sin diferencia significativa entre los tratamientos (Pr = 0.2310). Mientras que en los tratamientos con estiércol de vaca, se registraron concentraciones de 34.8, 58.6, 59.1, 66.8 y 60.1 mg/kg de Cu en 0, 3. 6, 12 y 24% de estiércol, respectivamente; una media de 50.9 mg/kg de Cu, y diferencia significativa entre los tratamientos (Pr = 0.0105).

Con el análisis de correlación de Pearson, se llegó a los siguientes resultados a partir de: la concentración de las fracciones químicas del Cu y las propiedades químicas del suelo (pH, CE y CIC) por cada tipo de estiércol utilizado. Con estiércol de cerdo, la F1 registró un bajo coeficiente de correlación (r), con pH r = -0.1, CE r = -0.1 y CIC r = -0.21; F2 con pH r = -0.27, CE r = -0.32 y CIC r = -0.04; F3 con pH r = 0.48, CE r = 0.29 y CIC r = 0.22; F4 con pH r = 0.77, CE r = 0.84 y CIC r =0.90; F5 con pH r = 0.22, CE r = 0.37 y CIC r = 0.49; y F6 con el pH r = 0.75, CE r = 0.89 y CIC r = 0.86. Con el estiércol de vaca la F1 registró un alto coeficiente de correlación (r), con pH r = 0.71, CE r = 0.74 y CIC r = 0.80; F2 con pH r = 0.28, CE r = 0.55 y CIC r = 0.51; F3 con pH r = 0.54, CE r = 0.55 y CIC r = 0.64; F4 con pH r = -0.42, CE r = -0.35 y CIC r =-0.55; F5 con pH r = -0.11, CE r = 0.14 y CIC r = -0.15; y F6 con el pH r = 0.59, CE r = 0.81 y CIC r = 0.76. En resumen, las mayores correlaciones con los parámetros químicos del suelo fueron F4 y F6 en el estiércol de cerdo y F1, F3 y F6 en el estiércol de vaca.

Las distintas mezclas de suelo realizadas registraron una concentración pseudo-total promedio de 664 mg/kg de Cu, nivel que de acuerdo con la USEPA (1996) se debe considerar un suelo como contaminado y con riesgo ambiental. Sin embargo, es de relevancia mencionar que en el experimento la concentración de Cu en la F1 (soluble intercambiable) representó la fracción biodisponible para plantas y animales, debido a su mayor movilidad. Según Tembo, Sichilongo & Cernak (2006) la Organización Mundial de la Salud (OMS) maneja un límite de concentración total de Cu en los suelos de 30 mg/kg para considerarlo contaminado. En el estudio realizado por Duarte et al. (2019) evaluaron el efecto del estiércol de vaca en la inmovilización de Pb, Cd, Cu y Zn directamente en los residuos mineros, donde reportaron una distribución de las fracciones químicas diferente a las encontradas en este trabajo, posiblemente porque los residuos pertenecían a un depósito de residuos mineros distinto, aunque sí de la misma zona. En la fracción soluble-intercambiable de Cu, se esperaba registrar una menor concentración de Cu en los tratamientos de mayor estiércol aplicado; sin embargo, con el estiércol de vaca la F1 aumentó probablemente debido a un incremento de la CE por el efecto de sales solubles en la movilidad de los metales en el suelo como ha sido reportado por (Usman, Kuzyakov & Stahr, 2005 y Acosta, Jansen, Kalbitz, Faz & Martínez-Martínez, 2011). Otra posibilidad, pudo ser por variación en la temperatura y la humedad, ya reportadas como influencia en la movilidad de los metales pesados en el suelo (Abollino et al., 2002).

Rodríguez, Ruiz, Alonso-Azcárate & Rincón (2009) establecieron un código de riesgo ambiental, que se basa en la fuerza del enlace entre los metales y las diferentes fracciones geoquímicas del suelo, los contaminantes contenidos en la Fracción soluble-intercambiable indican el riesgo que tienen sobre el ambiente, cuando la F1(soluble-intercambiable), es menor que el 1%, de la concentración total del elemento, no existe riesgo; por consiguiente, cuando F1 se encuentra en los siguientes rangos se valora el nivel de riesgo por ejemplo: en un rango de 1-10% el riesgo es bajo; de 11-30% medio; de 31-50% alto y mayor al 50% el riesgo es muy alto. Lo que nos indica en el presente trabajo es que existe un riesgo bajo en el resultado con los tratamientos donde se aplicó el estiércol de cerdo, ya que para F1 fue de 1.3 al 4.7%; y con el estiércol de vaca fue del 7 al 11% con un riesgo de bajo a medio.

La MOS tiene una elevada influencia sobre la retención de los metales pesados, siendo su composición y su dinámica en el suelo, factores importantes para el control de su movilidad (Zhou et al., 2018). No obstante, los metales unidos a la fracción ligera de la MO (F3) son más susceptibles a la oxidación y liberación de los contaminantes; mientras que los metales unidos a la fracción pesada de la MO, por el contenido de ácidos húmicos (F4), tienen una mayor estabilidad en el suelo (Shi et al., 2018). El estiércol de vaca presentó una mayor concentración de Cu en la F3, donde se extrae la fracción ligera de la MO, que de acuerdo con Bloomfield (1981), los complejos metálicos con ácidos fúlvicos, pueden ser promotores de la movilidad en el suelo. Por otra parte, los metales unidos a la fase sulfida (S=) después de la oxidación del azufre (SO =) son liberados en su fase catiónica M++ contaminando suelos y cuerpos de agua superficiales (Concas, Montinaro, Pisu & Cao, 2007). Los metales pesados registrados en la fracción residual (F6) son fuertemente estables, y ligados a la red cristalina de los minerales (Jiang et al., 2013).