Introducción

Los biosólidos son lodos residuales estabilizados, derivados de los procesos de tratamiento de aguas residuales urbanas e industriales (SEMARNAT, 2002). Su disposición final se ha convertido en un problema ambiental que viene en aumento desde la última década del Siglo XX (^{Gavalda et al., 2005}). Las opciones para disponer los biosólidos incluyen la incineración, el depósito en rellenos sanitarios y el reciclaje como abonos orgánicos para uso agrícola (^{Alves et al., 2006}). La utilización de biosólidos como mejoradores de suelos agrícolas puede ser viable ambiental y económicamente, y se considera una opción sostenible para su disposición final. Los biosólidos pueden usarse como una fuente económica de nutrientes en la agricultura debido a que poseen características que mejoran la fertilidad de los suelos y que pueden incrementar los rendimientos y generar ganancias económicas a los productores (O’Connor et al., 2005).

Los beneficios del uso agrícola de los biosólidos incluyen, el impacto positivo en las propiedades físicas y químicas del suelo, la reducción de la densidad del suelo y el aumento de la porosidad, lo que mejora la estabilidad estructural (^{Roig et al., 2012}). Estos cambios resultan generalmente en un incremento en la capacidad de retención de agua, sobre todo en suelos de textura gruesa y a largo plazo mejoran la movilidad de agua y la resistencia a la erosión del suelo (^{Samaras et al., 2008}). Los biosólidos tienen altos contenidos de materia orgánica, nitrógeno y potasio.

Las cantidades de nutrientes solubles son inicialmente pequeñas y la toma de nutrientes por la planta debe esperar la mineralización de los constituyentes orgánicos de los biosólidos (^{Guo et al., 2012}), lo cual posibilita la disponibilidad de nutrientes a mediano y largo plazo. Las principales restricciones para el uso agrícola de los biosólidos son, el contenido de metales pesados y la presencia de microorganismos patógenos. Los metales pesados, pueden ser tóxicos para plantas, animales o humanos, debido a la posible transferencia y bioacumulación a través de las redes tróficas. El riesgo depende de la concentración presente en el suelo, en los biosólidos y de su disponibilidad y movilidad (^{Castro et al., 2009}). Las estrategias para el uso agrícola de biosólidos, generalmente no están basadas en estudios científicos, que respalden las dosis aplicadas a cultivos específicos.

Por lo tanto, es necesario realizar investigación previa a la aplicación de biosólidos en campo para un determinado cultivo, porque los efectos que se produzcan dependerán de factores tales como el clima, el tipo de suelo, la calidad de la semilla, la calidad de los biosólidos y el manejo agrícola. La ciudad de Puebla (19º 02’ 37’’ latitud norte, 98º 11’ 53’’ longitud oeste), capital del estado del mismo nombre y ubicado en la región central de México, tiene una población cercana a dos millones de habitantes y cuenta con cinco plantas de tratamiento de aguas residuales que generan 200 t día^-1 de lodos residuales.

Estos residuos son estabilizados en las mismas plantas de tratamiento por medio de una digestión anaerobia, con lo cual se eliminan una gran cantidad de microorganismos patógenos (^{Pepper et al., 2006}); posteriormente son deshidratados para darles la calidad adecuada para emplearlos en suelos agrícolas (SEMARNAT, 2002). Los biosólidos producidos en la ciudad de Puebla son utilizados dos como enmiendas orgánicas en suelos agrícolas, con baja fertilidad y contenido bajo de materia orgánica, de comunidades rurales ubicadas al sur de la ciudad, en donde se cultiva principalmente maíz (Zea mays L.). El objetivo de este estudio fue evaluar, bajo condiciones de invernadero, los efectos que diferentes dosis de biosólidos producen sobre la calidad de la planta de maíz, el contenido de metales pesados en la misma y las características químicas del suelo de la zona sur del municipio de Puebla.

Materiales y métodos

El proyecto se desarrolló en las instalaciones del Instituto Tecnológico de Puebla (19º 02’ 37’’ latitud norte, 98º 11’ 53’’ longitud oeste) en condiciones controladas de invernadero (excepto la temperatura). La humedad relativa promedio fue 48.5%; el riego fue manual, tres veces por semana. El experimento se desarrolló de septiembre a diciembre de 2013. La duración fue de 120 días. En este cultivo experimental se empleó suelo de la comunidad denominada La Paz Tlaxcolpan, en el municipio de Puebla, México (18° 54’ 21’’ latitud norte, 98° 13’ 16’’ longitud oeste), que es uno de los lugares donde se aplican los biosólidos al cultivo de maíz. Este suelo está clasificado como un cambisol éutrico (FAO, 2014). Se utilizó semilla seleccionada del maíz criollo de la zona, utilizado por los productores.

Los biosólidos usados fueron de origen urbano. En la planta de tratamiento de aguas residuales son estabilizados por medio de una digestión anaerobia y posteriormente deshidratados. Las muestras fueron tomadas en el mes de agosto de 2013. Los biosólidos se pusieron a secar a temperatura ambiente durante 10 días. Una vez secos se colocaron en bolsas de polietileno, para su posterior utilización en la formación de las distintas mezclas con el suelo. La determinación de metales pesados en biosólidos se realizó de acuerdo con lo establecido en la norma correspondiente (SEMARNAT, 2002); para la determinación de textura, pH, CE, MO y CIC en biosólidos se utilizaron los métodos aplicados a muestras de suelo (^{SEMARNAT, 2000}).

Las dosis empleadas se determinaron tomando como base de cálculo la cantidad máxima de biosólidos que se aplican en los suelos de la comunidad de La Paz Tlaxcolpan, 400 t ha^-1. Para determinar las dosis se consideró para el suelo una densidad aparente de 1.2 t m^-3 y una profundidad de la capa arable de 20 cm; para los biosólidos la densidad utilizada en los cálculos fue de 1 t m^-3. Con estos datos se determinó que a 2 500 000 kg de suelo (correspondiente a una hectárea) se aplican 400 000 kg de biosólidos. La relación sería de 160 g de biosólidos por cada kilogramo de suelo en una dosis de 400 t ha^-1. A partir de estos datos se calcularon las relaciones suelo-biosólidos para las diferentes dosis.

Las unidades experimentales fueron macetas (bolsas de polietileno de 40 cm x 40 cm). En cada maceta se colocaron 10 kg de suelo y su correspondiente cantidad de biosólidos para las diferentes dosis (en base seca). El suelo y los biosólidos se mezclaron cinco días antes de la siembra. En cada maceta se sembraron tres semillas. La germinación ocurrió entre seis y 10 días después de la siembra. El porcentaje de germinación fue 94%. 15 días después de la siembra se realizó el deshijamiento en cada maceta con la finalidad de dejar una sola planta en cada maceta.

Se utilizó un diseño experimental completamente al azar con seis tratamientos y cuatro repeticiones, para un total de 24 unidades experimentales. Los tratamientos correspondieron con las diferentes dosis de biosólidos de la siguiente manera: tratamiento 1 (T1)= 100 t ha^-1, tratamiento 2 (T2)= 200 t ha^-1, tratamiento 3 (T3)= 300 t ha^-1, tratamiento 4 (T4)= 400 t ha^-1, tratamiento 5 (T5)= 500 t ha^-1, tratamiento control (TC)= suelo sin biosólidos. En cada unidad experimental se midieron variables vegetativas y características fisicoquímicas de la mezcla suelo-biosólidos.

Las variables vegetativas medidas en la planta de maíz fueron las siguientes (^{Avendaño-Arrazate et al., 2008}): altura de planta (AP), se registró midiendo la longitud total desde la base del tallo hasta la base de la espiga; diámetro basal del tallo (DBT), medido con un vernier la base del tallo; número de hojas (NH); área foliar por planta (AFP), se determinó el área de una hoja por planta por medio de la ecuación: largo hoja x ancho hoja x 0.75 (^{Montgomery, 1971}) y se multiplicó por el número de hojas por planta.

Se midió la variable de rendimiento, biomasa total (BT), pesando el peso seco de las plantas cosechadas en cada unidad experimental. Las variables determinadas en la mezcla suelo-biosólidos y en los biosólidos fueron: textura, pH, materia orgánica (MO), conductividad eléctrica (CE), capacidad de intercambio catiónico (CIC) y metales pesados extraíbles (Cd, Cu, Fe Mn, Pb, Zn) con ácido dietilen-triaminpentacético (DTPA). Para estas variables solamente se realizó una determinación. Los métodos utilizados fueron los establecidos en la norma correspondiente (^{SEMARNAT, 2000}).

Para el análisis de muestras de tejido vegetal, se empleó el método de digestión húmeda (^{López-Ritas y López-Mélida, 1978}). Se determinaron las concentraciones de Cd, Cu, Pb y Zn en raíz, tallo y hoja de la planta. La cuantificación de las concentraciones de metales en todos los extractos obtenidos se realizó con un equipo (Varian Liberty Series II) de espectroscopia de emisión atómica por plasma acoplado inductivamente (ICP-AES). Se realizó un análisis estadístico, aplicando un análisis de varianza a las variables medidas en la planta, utilizando la prueba de Tukey para realizar la comparación de medias entre tratamientos, con un nivel de significancia 95% y así determinar posibles efectos de las diferentes dosis de biosólidos. Se empleó el programa SPSS (Statistical Package for Social Sciences) 15.0.

Resultados y discusión

Las características fisicoquímicas del suelo y los biosólidos utilizados se muestran en el Cuadro 1. El suelo y los biosólidos tuvieron un pH ligeramente ácido. Por el valor obtenido de CE, el suelo presentó efectos despreciables de salinidad; en cambio, los biosólidos mostraron una CE que corresponde a las condiciones de un suelo salino. El contenido de MO fue bajo para el suelo y alto para los biosólidos. La CIC fue alta para ambos, lo cual se debe principalmente al contenido de arcilla que ambos presentan en su textura (^{Porta et al., 2003}), el alto contenido de materia orgánica en los biosólidos es la causa de su mayor CIC debido a la elevada superficie específica que posee y que resulta en una mayor capacidad de adsorción para retener cationes metálicos (^{Basta et al., 2005}).

Cuadro 1 Propiedades físicas y químicas del suelo y los biosólidos utilizados. 

Los valores encontrados de Fe, Mn, Cu y Zn (extraíbles con DTPA) son adecuados en el suelo; las concentraciones de Cd y Pb se encontraron por debajo de lo considerado normal (^{SEMARNAT, 2000}). Las concentraciones de los metales pesados determinados en los biosólidos (Cuadro 1), están por debajo de lo establecido en la norma oficial mexicana en cuanto a “límites máximos permisibles para metales pesados en biosólidos”, y de acuerdo con la misma, los biosólidos empleados se pueden clasificar en la categoría de “excelentes”, para su uso como mejoradores de suelos.

Las variables químicas medidas en la mezcla suelo-biosólidos (Cuadro 2), presentaron algunas tendencias importantes con respecto al incremento de la dosis de biosólidos aplicada. Se observó que el pH del TC fue ligeramente ácido y cuando los biosólidos fueron aplicados al suelo, el pH se elevó hasta ser ligeramente alcalino para T1 y T2; para T3, T4 y T5, el pH descendió hasta un valor considerado neutro (SEMARNAT, 2002). Los valores más altos de pH fueron de los tratamientos con menor dosis de biosólidos (100 t ha^-1 y 200 t ha^-1); a medida que la dosis aumentó el pH descendió.

Cuadro 2 Propiedades químicas de los diferentes tratamientos (mezcla suelo-biosólidos). 

La conductividad eléctrica (CE), presentó un comportamiento inverso al del pH; aumentó de manera directa con la dosis de biosólidos. El valor más bajo fue del TC y el valor más alto fue del T5. ^{Schroeder et al. (2008)}, en un estudio de campo con trigo (Triticum aestivum) y ^{Bañuelos et al. (2007)}, en un estudio de campo con chabacano (Prunus armaniaca), encontraron la misma tendencia en la CE respecto a la aplicación de biosólidos. Esta situación podría implicar un riesgo de salinidad para el suelo. Este fenómeno puede explicarse por dos efectos relacionados con la adición de los biosólidos al suelo; la primera involucra el contenido de MO aportada.

La conducción de la electricidad en los suelos se realiza principalmente a través de macro y micro poros continuos que están llenos de agua. La MO promueve la formación y estabilización de agregados en el suelo, generando poros continuos, lo que aumenta la capacidad de conducción de electricidad en el suelo; la MO también produce una mayor retención de humedad en los suelos, lo cual también incide en una mayor CE (^{Zhang y Wienhold, 2002}).

El otro factor que repercute en el aumento de la CE es la textura de la mezcla suelo-biosólidos. La textura franco arcillosa del suelo y la textura arcillosa de los biosólidos implican un alto contenido de partículas finas, las cuales tienen un contacto mucho más cercano partícula-partícula, lo cual produce una microporosidad alta, capaz de retener agua con más fuerza y en consecuencia se genera una mayor conducción eléctrica (^{Sudduth et al., 2003}).

Respecto al contenido de metales extractables con DTPA (Cuadro 2), el Cd tuvo bajas concentraciones en todos los tratamientos; el testigo la menor concentración y los tratamientos con biosólidos se incrementó al aumentar la dosis de biosólidos. Esto significa que el Cd es aportado por los biosólidos, puede ser atribuido a la formación de complejos entre la MO y los cationes metálicos. El Cd tiene una gran afinidad con la MO, específicamente con el grupo funcional tiol (-SH), presente en la MO humificada (^{Li et al., 2001}); ^{Hettiarachchi et al., 2003}; ^{Kukier et al., 2010}).

Los metales Cu, Fe, Pb y Zn incrementaron sus concentraciones y su disponibilidad en relación directa con el aumento de la dosis de biosólidos. La afinidad del Cu, Fe, Pb y Zn con la MO ha sido ampliamente documentada (^{Kabata-Pendias y Pendias, 2001}; ^{Basta et al., 2005}). El Cu y el Pb forman fuertes complejos de superficie de esfera interna con la materia orgánica y por lo tanto son aportados por los biosólidos al suelo (^{Adriano, 2001}). En el suelo el Pb es relativamente inmóvil debido a que es fuertemente adsorbido por las fracciones sólidas del suelo como las arcillas minerales, los óxidos e hidróxidos de Fe y Mn y la materia orgánica del suelo y la aportada por los biosólidos (^{González-Flores et al., 2011}). El Pb mostró una baja disponibilidad, la cual aumentó en razón directa con la dosis de biosólidos.

Los resultados de la respuesta de las variables vegetativas de la planta de maíz a las diferentes dosis de biosólidos (Cuadro 3). Comparados con TC, respecto al cual existe una notable diferencia, todos los tratamientos con biosólidos incrementaron los valores de todas las variables medidas. En general se obtuvieron plantas más altas, con mayor número de hojas, con un tallo más grueso y en consecuencia una mayor producción de biomasa seca, pero los valores más altos corresponden a los tratamientos con dosis altas de biosólidos.

Cuadro3. Variables vegetativas en función de la dosis de biosólidos aplicada (media ± S, n = 4).  

El valor de las variables tiende a incrementarse a mayor dosis de biosólidos. Estos resultados pueden atribuirse al gran aporte que hacen los biosólidos al suelo de materia orgánica y nitrógeno, lo que propicia un mejor desarrollo de la planta y una mayor producción de biomasa (^{Haynes, 2005}; ^{Van Wieringen et al., 2005}). El incremento en la producción de biomasa en función directa con la dosis de biosólidos también fue observado por ^{Hernández et al. (2005)} en un estudio bajo condiciones de invernadero sobre la producción de sorgo forrajero (Sorghum vulgare). Resultados similares fueron encontrados por ^{Wang et al. (2008)} sobre la producción de pastizales (Zoysia japonica) al aplicar biosólidos. ^{Jurado et al. (2007)} y ^{Delibacak et al. (2009)} correlacionaron el incremento del nitrógeno total con el aumento de la dosis de biosólidos en la producción de pastizales semiáridos y cacahuate (Arachis hypogaea), respectivamente.

El T3 produjo una mayor altura de planta; en el T3 y en el T5 las plantas tuvieron un mayor número de hojas; el diámetro basal del tallo fue mayor en el T5; la mayor área foliar y la mayor producción de biomasa se dieron en el T4 (Cuadro 3). Sin embargo, el análisis de varianza y la prueba de Tukey, para la comparación de medias, indicaron que no existe una diferencia estadística significativa (p≤ 0.05) entre los tratamientos con biosólidos. Es decir, manifestaron un comportamiento similar para todas las variables medidas.

A pesar del Cd que contenía el suelo y del aportado por los biosólidos (Cuadro 1), este metal no fue detectado en ninguna parte de la planta en ningún tratamiento. ^{Torri y Lavado (2009)}, en un estudio a nivel de invernadero con pasto inglés (Lolium perenne L.), obtuvieron resultados similares; no detectaron Cd en el tejido vegetal cuando aplicaron diferentes dosis de biosólidos. ^{Kukier et al. (2010)} encontraron una muy baja disponibilidad de Cd en el suelo al aplicar biosólidos en un estudio con lechuga romana (Lactuca sativa L.).

Esto sugiere que el Cd queda fuertemente retenido en las fracciones sólidas de la mezcla suelo-biosólidos; como se mencionó anteriormente el Cd puede formar complejos muy estables con la materia orgánica. Otra fracción de la mezcla suelo-biosólidos que participa en la retención del Cd, es la de los óxidos de Fe y Mn, en donde el Cd queda fuertemente adsorbido (^{Hettiarachchi et al., 2003}). El pH ligeramente alcalino también influye en la baja disponibilidad del Cd.

En la Figura 1 se muestran los resultados encontrados para el contenido de Cu en la raíz, tallo y hojas de la planta de maíz en los diferentes tratamientos. La mayor concentración de Cu se encontró en la raíz, en todos los tratamientos; se obtuvieron menores concentraciones de este metal en las partes aéreas de la planta. La tendencia fue ascendente en función directa con la dosis de biosólidos. Este resultado concuerda con el obtenido por ^{Hernández-Herrera et al. (2005)}, en su estudio con sorgo forrajero. De acuerdo con ^{Kabata-Pendias y Pendias (2001)}; ^{Baker (1990)} los tejidos de la raíz poseen una poderosa capacidad para retener el Cu y evitar su transporte a las partes aéreas, por lo tanto la movilidad de este elemento es limitada.

Figura 1 Concentración de cobre en las diferentes partes de la planta en función de la dosis de biosólidos.  

^{Bañuelos y Ajwa (1999)}, reportan que el cobre es fuertemente quelado por los ácidos orgánicos presentes en el sistema radical. ^{Mehra y Farago (1994)} indican una concentración de 13 mg kg^-1 de Cu en la planta de maíz como la adecuada para el desarrollo normal de la planta. Las concentraciones en tallo y hoja (Figura 1) se encontraron por debajo de los 10 mg kg^-1 y fueron menores a las encontradas en la raíz; se mantuvieron casi constantes en todos los tratamientos con biosólidos. Esto podría representar una deficiencia nutrimental de la planta. El pH ligeramente alcalino de todos los tratamientos con biosólidos también parece influir para una menor absorción de Cu, por parte de la planta.

Las concentraciones de Zn en las diferentes partes de la planta (Figura 2), siguieron la misma tendencia que las del cobre; más altas en la raíz y menores en el tallo. Aunque fueron, en general, más altas. En estudios similares con maíz, ^{De las Heras et al. (2005)} a nivel en invernadero y ^{Kidd et al. (2007)} en un trabajo de campo, obtuvieron resultados que concuerdan con los obtenidos en esta investigación, respecto a las concentraciones de Zn en la planta. El Zn presentó una elevada disponibilidad en la mezcla suelo-biosólidos, en todos los tratamientos (Cuadro 2).

Figura 2 Concentración de zinc en las diferentes partes de la planta en función de la dosis de biosólidos.  

De acuerdo con ^{Mehra y Farago (1994)}, el Zn es un elemento que es fácilmente absorbido por la planta en diferentes formas químicas (Zn hidratado, Zn²⁺, y en quelatos orgánicos). ^{Bañuelos y Ajwa (1999)}, establecen que a diferencia del cobre, el zinc es débilmente quelado por los ácidos orgánicos presentes en la raíz, lo que ocasiona que sea considerado un elemento móvil y por lo tanto su traslocación a las partes aéreas de la planta ocurre con relativa facilidad. Esto explicaría las altas concentraciones encontradas en las hojas, sobre todo en los tratamientos con mayor dosis de biosólidos, T4 y T5. Las concentraciones de Zn encontradas en tallo y hojas son adecuadas para evitar la deficiencia, la cual se presentaría con niveles por debajo de los 20 mg kg^-1. Por otra parte, las mismas concentraciones están por debajo de provocar una posible toxicidad en la planta, la cual se alcanzaría con niveles de 300 mg kg^-1 (^{Kabata-Pendias y Mukherjee, 2007}).

Las concentraciones de Pb en las diferentes partes de la planta de maíz tuvieron una tendencia descendente cuando la dosis de biosólidos aumentó (Figura 3). En general, las concentraciones fueron bajas con relación al Pb disponible en la mezcla suelo-biosólidos (Cuadro 2); el comportamiento del Pb en el tejido vegetal fue similar al del Cu y el Zn; es decir, mayor contenido en raíz y menor contenido en tallo. ^{Kidd et al. (2007)} en un estudio de cultivo de maíz en invernadero, aplicando varios tipos de biosólidos reportaron no haber detectado Pb en ninguna parte de la planta; sin embargo ^{Intawongse y Dean (2006)}, al aplicar biosólidos a lechuga (Latuca sativa L.) y espinaca (Spinacia oleracea L.), en condiciones de invernadero, reportaron bajas concentraciones de Pb en general, pero la misma tendencia encontrada en este estudio para el maíz: mayor contenido en raíz y menor contenido en hojas.

Figura 3 Concentración de plomo en las diferentes partes de la planta en función de la dosis de biosólidos.  

El plomo es considerado uno de los elementos menos móviles en el suelo y por lo tanto de baja disponibilidad (^{Davies, 1990}; ^{Mehra y Farago, 1994}; ^{Kabata-Pendias y Pendias, 2001}). Los datos del Cuadro 2, confirman este comportamiento, el cual puede atribuirse a la gran afinidad del Pb con la materia orgánica, con la cual puede formar complejos de adsorción específica (^{Basta et al., 2005}). Por eso a mayor dosis de biosólidos y mayor contenido de MO, puede ocurrir una mayor retención de Pb en el suelo. De esta manera, la absorción y posterior traslocación del Pb a las partes aéreas de la planta de maíz se ve limitada (^{Zimdahl y Hassett, 1977}; ^{Castro et al., 2009}). Esto explicaría porqué en los tratamientos con menor dosis de biosólidos (menor contenido de materia orgánica) se presenta menor retención de Pb en la mezcla suelo-biosólidos y, por lo tanto, causa que su presencia en las diferentes partes de la planta sea mayor. La materia orgánica tiene un papel primordial en la retención de Pb en el suelo.

Las concentraciones de los tres metales extraíbles están correlacionadas positivamente con las dosis de biosólidos aplicadas (Cuadro 4). Es decir que, a mayor dosis de biosólidos, mayor es la concentración disponible en la mezcla suelo biosólidos; esta correlación positiva entre dosis de biosólidos y concentración extraíble de Cu y Zn, es similar a la reportada por ^{Lavado et al. (2007)} en su investigación con maíz y trigo a nivel de campo.

*= nivel de significancia (p< 0.05); **= nivel de significancia (p< 0.01).

Cuadro 4 Correlaciones encontradas entre la concentración de metales extraíble del suelo y el contenido en la planta.  

Respecto a la correlación entre el contenido de metales en las diferentes partes de la planta y la concentración extraíble en la mezcla suelo-biosólidos, el Cu mostró correlación positiva en la raíz y las hojas (Cuadro 4). Esto sugeriría que si el contenido de Cu extraíble con DTPA se incrementa en la mezcla suelo-biosólidos se puede esperar que su concentración aumente en las raíces y las hojas de la planta de maíz. Para el Zn no se encontraron correlaciones, el Pb solo mostró una correlación negativa en las hojas. Este resultado podría significar que, si la disponibilidad de Pb en la mezcla suelo-biosólidos aumentara, esto no se vería reflejado en un incremento de su contenido en ninguna parte de la planta de maíz.

Conclusiones

Las variables vegetativas tuvieron los valores más altos con dosis de 300 t ha^-1 a 500 t ha^-1; por lo tanto, con la aplicación de estas dosis de biosólidos se obtiene una planta de mejor calidad. De acuerdo con el análisis de varianza, estadísticamente no existe diferencia entre los tratamientos, lo que significa que con calquiera de las dosis aplicadas se obtiene la misma calidad de planta. El pH, la MO y la CIC de la mezcla suelo-biosólidos, mostraron los valores más apropiados par el desarrollo de la planta con dosis de 400 t ha^-1 y 500 t ha^-1. La CE es adecuada en todas las dosis de biosólidos aplicadas.

Las concentraciones de micronutrientes esenciales en el suelo (Fe, Mn, Cu y Zn), presentan valores adecuados en todos los tratamientos.

Las concentraciones de metales en el tejido vegetal (Cu, Zn y Pb) indican que puede existir deficiencia de cobre en la planta de maíz, debido a que en todos los tratamientos se obtuvieron valores menores a los 10 mg kg^-1. El zinc mostró valores satisfactorios para el desarrollo de la planta en todos los tratamientos. El plomo presentó valores muy bajos en todos los tratamientos y el riesgo de toxicidad para la planta es reducido. La materia orgánica contenida en los biosólidos parece ser el factor principal que influye sobre el comportamiento de las otras variables.

Por los resultados encontrados en todas las variables medidas en esta investigación, y considerando la calidad de la planta obtenida, el mejoramiento de las propiedades químicas del suelo y el mínimo riesgo de toxicidad por presencia de metales pesados en la planta, la dosis de biosólidos más adecuada para el suelo Cambisol éutrico, ubicado en la zona sur del municipio de Puebla, es de 400 t ha^-1.