Fitocorrección de suelos contaminados con metales pesados : evaluación de plantas tolerantes y optimización del proceso mediante prácticas agronómicas

Fitocorrecci contaminados co n UNIVERSIDAD DE SAN T Departamento de Edaf o Evaluación de plantas t o del proceso mediante p Yacimiento de Rubiais (Lugo) ón de suelos n metales pesados: T IAGO DE COMPOSTELA o loxía e Química Agrícola o lerantes y optimización p rácticas agronómicas Fco. Javier Diez Lázaro Noviembre de 2008 Tesis Doctoral UNIVERSIDAD DE SANTIAGO DE COMPOSTELA Departamento de Edafología y Química Agrícola Fitocorrección de suelos contaminados con metales pesados: Evaluación de plantas tolerantes y optimización del proceso mediante prácticas agronómicas FCO. JAVIER DIEZ LÁZARO NOVIEMBRE DE 2008 TESIS DOCTORAL Dª. Mª. DEL CARMEN MONTERROSO MARTÍNEZ, PROFESOR TITULAR DEL DEPARTAMENTO DE EDAFOLOGÍA Y QUÍMICA AGRÍCOLA DE LA FACULTAD DE BIOLOGÍA DE LA UNIVERSIDAD DE SANTIAGO DE COMPOSTELA Y Dª. PETRA S. KIDD, CIENTÍFICO TITULAR DEL INSTITUTO DE INVESTIGACIONES AGROBIOLÓGICAS DE GALICIA DEL CONSEJO SUPERIOR DE INVESTIGACIONES CIENTÍFICAS, INFORMAN: que el presente trabajo titulado “FITOCORRECCIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS CON METALES PESADOS: EVALUACIÓN DE PLANTAS TOLERANTES Y OPTIMIZACIÓN DEL PROCESO MEDIANTE PRÁCTICAS AGRONÓMICAS”, que para optar al grado de Doctor en Biología presenta D. FCO. JAVIER DIEZ LÁZARO, ha sido realizado bajo nuestra dirección en los laboratorios del Departamento de Edafología y Química Agrícola de la Facultad de Biología. Considerando que representa trabajo de tesis, autorizamos su presentación a la Comisión de Doctorado de la Universidad de Santiago de Compostela. Y para que así conste, firmamos el presente informe en Santiago de Compostela a 07 de Noviembre de dos mil ocho. Fdo.: Dra. Mª del Carmen Monterroso Martínez Fdo.: Dra. Petra S. Kidd AGRADECIMIENTOS A Carmela Monterroso y Petra Kidd, que me permitieron trabajar y aprender sobre un tema apasionante y prometedor ante los tiempos que se avecinan. A todos aquellos que de alguna manera colaboraron en la elaboración de esta tesis mediante su participación en procesos analíticos incluidos en diferentes capítulos, fundamentalmente Petra, Lidia, Fátima, Raquel, Carrete y demás compañeros de laboratorio que siempre estaban dispuestos a explicarme el funcionamiento de algún equipo o a suministrarme el material que necesitaba. A todos aquellos que han permitido que mantuviera el equilibrio psíquico y emocional durante todos estos años y que en los buenos y en los malos momentos siempre han estado ahí para animarme a seguir y ayudarme a distraerme, empezando por mi familia y Nati, amigos, compañeros de residencia, de fútbol sala y de laboratorio que he conocido durante todo este tiempo. Gracias. Indice 1 INDICE Justificación y Objetivos…...………………………………...….……………………..5 CAPÍTULO 1.- INTRODUCCIÓN GENERAL…………………………...…...7 1. METALES PESADOS EN SUELOS - CONTAMINACIÓN..........................................9 2. RIESGO AMBIENTAL – MOVILIDAD Y BIODISPONIBILIDAD DE METALES.................................................................................................................................16 3. LA RECUPERACIÓN DE LOS SUELOS CONTAMINADOS ...................................20 4. LA FITOCORRECCIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS........................................23 Fitoextracción de metales pesados .......................................................................................27 Fitoestabilización de metales pesados..................................................................................29 5. OPTIMIZACIÓN DEL PROCESO DE FITOCORRECCIÓN. VÍAS DE INVESTIGACIÓN....................................................................................................................32 Búsqueda geobotánica y prospección biogeoquímica de nuevas especies ........................33 Mejora del proceso mediante prácticas agronómicas ........................................................34 Fitoextracción inducida por agentes quelantes...................................................................37 Mejora del proceso mediante manipulación rizosférica ....................................................39 Selección y reproducción de cultivares mejorados.............................................................43 Mejora genética de plantas...................................................................................................44 Tratamiento del material vegetal residual ..........................................................................46 6. REFERENCIAS.................................................................................................................49 CAPÍTULO 2.- ESTUDIO FITOGEOQUÍMICO DE LA REGIÓN DE TRAS-OS-MONTES (NE PORTUGAL). INFLUENCIA DEL MATERIAL ORIGINAL EN LA ACUMULACIÓN DE METALES EN PLANTAS……...…...75 1. INTRODUCCIÓN .............................................................................................................77 2. MATERIALES Y MÉTODOS .........................................................................................79 Área de estudio ......................................................................................................................79 Toma de muestras..................................................................................................................79 Análisis de suelos y plantas...................................................................................................81 Tratamiento estadístico.........................................................................................................82 3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN .......................................................................................83 Composición química de las rocas .......................................................................................83 Caracterización de los suelos................................................................................................84 Acumulación y transporte de metales en plantas ...............................................................87 4. CONCLUSIONES..............................................................................................................94 5. REFERENCIAS.................................................................................................................95 Capítulo I 9 1. METALES PESADOS EN SUELOS - CONTAMINACIÓN El término de “metal pesado” se refiere a aquellos metales de la tabla periódica cuyo peso específico es superior a 5 g/cm3 o que tienen un número atómico por encima de 20, excluyendo generalmente a los metales alcalinos y elementos alcalinotérreos (Breckle, 1991; Tiller, 1989). El término resulta algo impreciso si se tienen en cuenta las propiedades físico-químicas de los elementos, especialmente las propiedades iónicas que definen la capacidad de complejación y las propiedades biológicas. Se han utilizado otros términos como “metal tóxico” o “elemento traza”, sin que ninguno de ellos se refiera a los mismos elementos, resultando igualmente poco satisfactorios. En cualquier caso, de acuerdo con Tiller (1989), parece que el término de “metal pesado” puede ser utilizado de una forma globalizadora para referirse a aquellos metales clasificados como contaminantes ambientales. Los metaloides, por su parte, poseen características intermedias entre los metales y los no metales de acuerdo con sus propiedades de enlace e ionización. Metaloides como el As, Se o Sb también pueden constituir importantes contaminantes ambientales. Figura 1.- Tabla periódica de los elementos con anotaciones de relevancia en el estudio de los suelos (Fuente: Brady & Weil, 2002). Capítulo I _ 10 Entre los metales pesados hay elementos esenciales y no esenciales para los seres vivos (Figura 1), aunque el límite entre estos dos grupos no está claramente delimitado y la lista de elementos biológicamente importantes aumenta con el tiempo. Normalmente se reconocen como elementos esenciales al Fe, Mn, Zn, Cu, Co y Mo, como elementos benéficos al Ni y Cr, y se considera que no tienen ninguna función biológica elementos como el Cd, Hg, Pb y As (Bowen, 1979; Brady & Weil, 2002). Los metales pesados, ya sean esenciales o no, pueden llegar a ser tóxicos cuando su aporte es excesivo y afectar negativamente al crecimiento y reproducción de los organismos, pudiéndoles causar incluso la muerte. El incremento de metales pesados en los suelos inhibe además la actividad enzimática microbiana y reduce la diversidad de las poblaciones de flora y fauna, provocando infertilidad e incrementando los procesos erosivos. La transferencia de metales al hombre puede ocurrir a través del suelo (inhalación e ingestión de polvo), alimentos, agua, aire o piel (resultado de la absorción dérmica de contaminantes del suelo y el agua) (Chang et al., 1993; Ryan & Chaney, 1997). Los efectos toxicológicos de los metales hacia los humanos, particularmente de Cd, Zn, Hg y Pb y de metaloides como el As, que representan algunos de los más peligrosos, han sido bien documentados y existen referencias donde se puede obtener información al respecto (Adriano, 2001; Rubio et al., 2007). Todos los suelos poseen metales pesados como resultado de los procesos geológicos y edafogenéticos. Al contenido natural de elementos químicos existentes en un suelo se le llama fondo geoquímico local (FG) o nivel de fondo (Ross, 1994), y representa una situación ideal que se debe conocer para determinar la contaminación por la presencia de cantidades de metales inusualmente elevadas (Gough, 1993). La determinación del FG en los suelos no es una tarea fácil, y su valor varía geográficamente sobre todo en función del material geológico (Adriano, 2001). Generalmente las rocas ígneas y metamórficas, que ocupan el 95% de la corteza terrestre (Mitchell, 1964), presentan cantidades elevadas de Mn, Cr, Co, Ni, Cu y Zn, y representan una fuente natural importante de metales pesados hacia los suelos (Ross, 1994). La concentración natural de metales en suelos derivados de rocas ultrabásicas serpentinizadas, por ejemplo, llega a ser tóxica para animales y plantas como resultado de los elevados contenidos en metales pesados de la roca madre de la cual derivan. Existen multitud de referencias que definen los rangos típicos de metales pesados en las distintas rocas y que ponen de manifiesto la amplia variabilidad existente (Adriano, 1986; Alloway, 1995; Kabata Pendias & Pendias, 1992; Merian, 1991; Ross, 1994) (Tabla 1). En el “Atlas Geoquímico de Galicia” (Xunta de Galicia, 1992) se presentan los contenidos de metales en los suelos de esta Comunidad Autónoma y reflejan la naturaleza de la roca sobre la que se han desarrollado. Cabe destacar la existencia de dos zonas serpentiníticas (Melide y serra da Capelada) que acumulan gran cantidad de los metales considerados (con concentraciones de Co, Cu, Cr y Ni > 90%, > 150 mg kg-1, > 500 mg kg-1 y > 1000 mg kg-1, respectivamente), la alta concentración en Zn (con mucha frecuencia >400 mg kg-1) de los suelos de la parte Este de Galicia asociada Capítulo I 11 Tabla 1. Rangos de concentraciones típicas de metales traza en los tipos de rocas más abundantes (en mg kg-1) (Fuente: Ross, 1994). Rocas Ígneas Rocas Sedimentarias Ultrabásicas Básicas Granitos Caliza Arenisca Esquisto Cd 0.12 0.13-0.2 0.09-0.2 0.028-0.1 0.05 0.2 Co 110-150 35-50 1 0.1-4 0.3 19-20 Cr 2000-2980 200 4 10-11 35 90-100 Cu 10-42 90-100 10-13 5.5-15 30 39-50 Hg 0.004 0.01-0.08 0.08 0.05-0.16 0.03-0.29 0.18-0.5 Mn 1040-1300 1500-2200 400-500 620-1100 4-60 850 Ni 2000 150 0.5 7-12 2-9 68-70 Pb 0.1-14 3-5 20-24 5.7-7 8-10 20-23 Sn 0.5 1-1.5 3-3.5 0.5-4 0.5 4-6 Zn 50-58 100 40-52 20-25 16-30 100-120 fundamentalmente a pizarras y filitas, y la alta concentración de varios de los metales al E de Santiago de Compostela y en la zona de Carballo y Coristanco, asociado a afloramientos de rocas básicas, fundamentalmente anfibolitas y gabros. La contaminación de los suelos deriva de un incremento del contenido de metales en muchas ocasiones varias veces por encima del FG, que surge de la ejecución de determinadas actividades humanas (Nriagu, 1984). Hasta hace pocos años, la consideración de un suelo contaminado en Europa se basaba en unos cuantos niveles críticos definidos en el Anexo 1ª de la Directiva 86/278/EEC (CEC, 1986), y que establece valores límite de concentración de metales en suelos agrícolas fertilizados con lodos (Reiniger, 1997). Esta directiva fue ejecutada en forma de leyes nacionales, con algunos niveles críticos más bajos en algunos países (Holanda, Dinamarca, Suecia). En España, el Real Decreto 9/2005, de 14 de Enero (B.O.E nº 15, 2005), considera el FG, que denomina “nivel genérico de referencia” (NGR), como el parámetro básico para la evaluación, por parte de las Comunidades Autónomas, de la contaminación del suelo por determinadas sustancias. La UE distingue cinco categorías de actividades potencialmente contaminantes de metales pesados (Van-Camp et al., 2004): • Industria: accidentes, vertidos, escapes o fugas, almacenamiento y deposición de residuos. Capítulo I _ 12 • Actividades mineras: con un riesgo generalmente asociado con el almacenamiento y deposición de escombreras, drenajes ácidos y el uso de ciertos reactivos químicos. • Actividades de procesado de residuos: Se estima que el 57% de los residuos municipales generados en la UE se llevan a un vertedero; el 87% en la CEE (EEA, 1995). • Tráfico: a través de emisión de gases, pérdidas de aceites y gasolinas, abrasión de gomas de los neumáticos, etc. • Otras actividades: productos de construcción usados sobre el suelo (hormigones, pinturas), prácticas inadecuadas de agricultura (uso de fertilizantes y pesticidas) almacenamientos privados y comerciales (tanques, gasolineras), sistemas de tratamientos de aguas, etc. En la Figura 2 se representa las principales fuentes de contaminación del suelo por metales pesados según los datos disponibles. Este tipo de actividades contaminantes aportan metales pesados a los suelos hasta que alcanzan niveles que superan los límites propuestos, causando frecuentemente efectos tóxicos para los organismos. Se estima, por ejemplo, que el aporte de metales como Cd, Cr, Cu, Pb, Hg, Mo, Zn y de metaloides como Se derivado de actividades industriales es aproximadamente de 10 a 20 veces mayor que la cantidad aportada por la meteorización natural de los materiales geológicos (Nriagu, 1990). Algunos autores, como Nriagu & Pacyna (1988), señalan, además, que la toxicidad de los metales pesados emitidos por año excede la de los contaminantes orgánicos y radioactivos, asumiendo la toxicidad como una medida de la cantidad de agua necesaria para diluir la concentración de los contaminantes a niveles seguros. En adición, al contrario que los contaminantes orgánicos, los metales no se biodegradan y generalmente se presentan en formas inmóviles, lo que supone un elevado tiempo de residencia en el ambiente. Figura 2 - Principales fuentes de procedencia de metales pesados en suelos (Fuente: Mas & Azcúe, 1993). Capítulo I 13 La contaminación local de metales pesados se asocia a vertidos localizados, como vertidos de industrias de fundición de metales, cuyo impacto llega a detectarse a varios kilómetros de la fuente de emisión (Legrand et al., 2005; Orescanin et al., 2006; Koptsik et al., 2003); drenajes ácidos y aguas de escorrentía generados por la oxidación de materiales de tipo pirítico en escombreras de mina, que pueden alcanzar valores de pH<3 provocando la disolución de metales (Carlson & Adriano, 1993; Anderson et al., 1993; Macías et al., 1992); una elevada producción de cenizas derivadas de la combustión del carbón, que moviliza de forma significativa metales como Cd, Mo, Zn y metaloides como As y Se (Carlson & Adriano, 1993); o la existencia de una gran cantidad de vertederos de diferentes residuos, especialmente los más antiguos construidos sin barreras de contención y que suponen un peligro potencial para la contaminación de los estratos más profundos del suelo y las aguas subterráneas (Andelman & Underhill, 1990; Suter et al., 1993). La contaminación difusa de metales pesados se asocia con procesos que afectan a grandes áreas de terreno, como la deposición atmosférica, ciertas prácticas agrícolas y el inadecuado reciclaje de basuras y aguas residuales. La deposición atmosférica representa una de las mayores fuentes de metales pesados hacia el suelo (Figura 2) (Mas & Azcúe, 1993; Haygarth & Jones, 1992; Dudka & Adriano, 1997), con la deposición de metaloides volátiles (Se, Hg, As y Sb) o polvo y/o cenizas volantes enriquecidas fundamentalmente en Pb, Cd, Zn, Cu, Ni y V (y emisiones de vehículos de motor). Por su parte, algunos sistemas de producción agrícola suponen la adición directa durante largos períodos de tiempo de metales pesados asociados a diferentes fertilizantes, fundamentalmente Cd por el uso de fosfatos (en Europa una media de 138 mg Cd kg-1) (McGrath et al., 2002) y Ni por el uso de nitrato de calcio (Verloo & Willaert, 1990). También el uso del estiércol procedente de animales supone frecuentemente la contaminación de aguas con nitratos, sales y metales (principalmente Cu y Zn) (Adriano, 1986; Baker, 1974; Webber, 1981), o la adición de antibióticos y pesticidas ricos en sales de Zn, arseniatos de Cu y Pb y distintos compuestos órgano-metálicos (Frank et al., 1976; Freedman & Hutchinson, 1981; Merry et al., 1983; Koshiek et al., 1994) o de lodos de depuradora con concentraciones variables de metales pesados (Adriano 2001; McBride, 2004). Tras la publicación de la “Thematic Strategy on Soil Protection” por parte de la Comisión Europea (CEC, 2002), los diferentes países Europeos se están viendo obligados a realizar un inventario de las áreas contaminadas de su territorio, por lo que actualmente se dispone de mayor información sobre la magnitud del problema existente. En la tabla 2 se indica la estima más reciente del número de espacios (potencialmente) contaminados por país realizada en relación al área de “superficies artificiales” (terrenos ocupados por “fabricas urbanas”, “unidades industriales, comerciales y de transporte” y “minas, vertederos y lugares de construcción”) obtenidos de la base de datos europea “Corine” (AEMA, 2000). El número de espacios potencialmente contaminados extrapolado en la UE25 se encuentra entre 3250000 y Capítulo I _ 14 Tabla 2 –Extrapolación del número de espacios (potencialmente) contaminados en la UE25, basado en el área de “superficies artificiales” y usando la estima de 14 países. (Fuente: CEC, 2006). Superficies artificiales1 (1000 Km2) Nº estimado de espacios potencialmente contaminados (nº/1000 Km2 S.A.) Nº estimado de espacios contaminados (nº/1000 Km2 S.A.) Austria 1.5 20000 1667 Bélgica-Flandes 3(est) 25000 3667 República Checa 4.2 1185 119 Dinamarca 2.4 12500 Finlandia 2.4 8333 2708 Francia 20 45000 Irlanda 0.7 3286 286 Hungría 5.1 5882 588 Italia 12 8333 Lituania 2 7500 Eslovenia 0.5 5384 España 6.7 3946 Suecia 5.2 10865 2211 Holanda 3.3 181181 18181 Total Total de superficies artificiales 14 países: 69 8 países: 25 Nº total de espacios para los 14 países de la UE 1180000 Nº total de espacios para los 8 países de la UE 95000 Media ponderada para los 14 países: 27400 espacios/1000 Km2 S.A Media ponderada para los 8 países: 3800 espacios/1000 Km2 S.A Extrapolación para el total de la UE 25 Total de superficies artificiales UE 25 (1000 km2) 119.3 Total nº de espacios potencialmente contaminados para UE 25 3250000 Total nº de espacios contaminados para UE 25 450000 1. Basada en Corine 2000 y para Suecia en los datos más recientes del uso del terreno de Eurostat (Statistical Office of the European Communities). La superficie artificial de Bélgica-Flandes fue estimada. 3600000. El número de espacios contaminados reales (en donde existe un riesgo para la salud humana o el ambiente) fue estimado entre 450000 y 630000. La amplitud de los rangos estimados se debe a la diferencia de calidad y grado de avance en los inventarios y a la heterogeneidad de criterios con que se definen los suelos contaminados, se cuantifican los riesgos aceptables y se adoptan los instrumentos y metodologías de caracterización en los diferentes países. Como cifra final, se suele hablar de una estima de unos 3.5 millones de espacios potencialmente contaminados en Europa, de los cuales 0.5 millones se ha comprobado que están realmente contaminados y necesitan ser restaurados (CEC, 2006). En España, en 1995 se aprobó el Plan Nacional de Recuperación de Suelos Contaminados (PNRSC 1995-2005) (B.O.E. nº 114, 1995), en donde se inventariaron un total de 18142 actividades industriales que eran focos potenciales de espacios contaminados y se estimaron 4532 emplazamientos como potencialmente contaminados por el tipo, concentración de contaminantes y potencial de dispersión de los mismos, así como por el sistema biofísico y antrópico en el que se encontraban y por la vulnerabilidad que presentaban estos medios. Del total de emplazamientos identificados, 250 fueron sometidos a un proceso de caracterización Capítulo I 15 en campo y posteriormente evaluados en función del daño y riesgo que presentaban para la salud pública, recursos naturales y el medio ambiente (Tabla 3). Tras el PNRSC, los últimos datos disponibles señalan que ya se han detectado 26440 emplazamientos en los que se desarrollan actividades potencialmente contaminantes, de los cuáles más de 15000 son susceptibles de haber producido una contaminación superior a la admisible (Ministerio de Medio Ambiente – Gabinete de Prensa, 2005). Actualmente se está trabajando sobre el 2º PNRSC (2007-2015). Tabla 3. Inventario Nacional de Espacios Contaminados. Actividades industriales y emplazamientos potencialmente contaminados (Fuente: B.O.E nº 114, 1995). Comunidad Autónomas Actividades industriales Emplazamientos inventariados Emplazamientos caracterizados Andalucía 1.396 618 31 Aragón 717 321 - Asturias 394 153 12 Baleares 303 12 2 Canarias 396 222 9 Cantabria 238 77 5 Castilla y León 811 399 21 Castilla-La Mancha 287 397 11 Cataluña 4.913 577 40 Valencia 2.330 307 32 Extremadura 183 29 4 Galicia 860 524 1 Madrid 2.277 222 16 Murcia 469 73 8 Navarra 334 23 6 País Vasco 2.059 539 30 La Rioja 153 34 3 Ceuta-Melilla 22 5 1 Total 18.142 4.532 250 Nota: En Aragón no se caracterizaron emplazamientos por tenerlos identificados en el estudio de Localización, caracterización y análisis de riesgos de Espacios Contaminados por Residuos Industriales en Aragón y elaboración de un plan de restauración de los mismos, realizado por el Departamento de Ordenación Territorial, Obras Públicas y Transportes de la Dirección General de Medio Ambiente. Tabla 4 - Distribución provincial y tipo de situación de los suelos potencialmente contaminados en la Comunidad Autónoma de Galicia (Fuente: Xunta de Galicia, 2003). Tipo A Coruña Lugo Ourense Pontevedra Total Ind. activo 75 33 24 93 225 Ind. inactivo 2 2 4 3 11 Ruina industrial 5 9 5 3 22 Almacén 8 3 9 9 29 Total 90 47 42 108 287 Capítulo I _ 16 En Galicia, entre 1997 y 1998 se desarrolla el “Programa Operativo de Solos Contaminados de Galicia” (POSC, 1ª y 2ª fase), que consistió en la actualización y jerarquización del inventario nacional de suelos contaminados para la Comunidad Autónoma (Xunta de Galicia, 1997, 1998). En él se habla de 619 localizaciones con posibles riesgos, repartidas entre las 4 provincias (A Coruña: 140 / Lugo: 113 / Ourense: 154 / Pontevedra: 212). Tras la jerarquización definitiva, se obtuvieron 287 situaciones industriales potencialmente contaminadas (Tabla 4). Los datos existentes hasta ahora son, sin embargo, insuficientes para poder calcular ciertos parámetros, como la superficie total contaminada por cada tipo de contaminante, el porcentaje de población expuesta a la contaminación y el daño ambiental causado. Sí se puede establecer, sin embargo, que en la mayor parte de los países en donde se tienen datos se han encontrado muchos espacios contaminados con mezclas de contaminación orgánica e inorgánica, y estos terrenos poseen problemas particulares de restauración. Dentro de España, algunas Comunidades Autónomas han realizado inventarios de áreas contaminadas de una forma más detallada y que pueden dar una idea de la situación general. Así, la Comunidad Autónoma de Madrid puntualiza que los principales contaminantes encontrados en los suelos contaminados caracterizados en su inventario fueron los metales pesados (54%), los hidrocarburos (un 17% presentaba únicamente hidrocarburos y un 16% adicional se hallaban mezclados con metales pesados) y, por último, los PCBs (5 %) (Comunidad de Madrid, 2001). 2. RIESGO AMBIENTAL – MOVILIDAD Y BIODISPONIBILIDAD DE METALES Las formas químicas en las que se encuentran los metales en el suelo y en gran medida la movilidad y biodisponibilidad que presentan viene determinada por el conjunto de los diferentes componentes del suelo, así como los factores químicos, físicos y biológicos que influyen en la reactividad de esos componentes (He et al., 1998; García et al., 2005). Los elementos traza de un suelo se reparten entre una fracción soluble en agua, en posiciones intercambiables de arcillas y materia orgánica, unidos a óxidos, carbonatos, sulfatos y fosfatos, complejados en materia orgánica y dentro de las redes cristalinas de la fracción residual (Shuman, 1991) (Figura 3). El equilibrio de los metales entre los diferentes componentes del suelo viene regulado por una serie de procesos bióticos y abióticos que gobiernan su comportamiento y determinan su permanencia en un compartimento u otro, es decir, su especiación biogeoquímica. Ello provoca una dinámica e intercambio de elementos entre las diferentes fases que mantiene un sistema de quasi-equilibrio bajo condiciones de campo (He et al., 1998). Capítulo I 17 En posiciones de intercambio de arcillas y Materia orgánica Como precipitados de carbonatos, fosfatos, sulfatos, etc. En las redes cristalinas de los minerales primarios DISOLUCIÓN DEL SUELO Solutos, coloides Complejados o incluidos en las moléculas orgánicas Secuestrados en los restos de vegetales y animales Absorbidos en óxidoshidróxidos de Fe, Al, Mn Figura 3.- Compartimentalización de los metales pesados en el suelo (Fuente: López Arias & Grau Corbí, 2004). Los procesos que gobiernan la compartimentalización de metales en los suelos se traducen en reacciones de adsorción-desorción y precipitación-disolución, que afectan directamente al reparto de metales entre la fase sólida y acuosa, así como reacciones de complejación y oxidación-reducción que afectan a la reactividad del propio metal (solubilidad y biodisponibilidad) (Navas & Lindhorfer 2003; Basta et al., 2005). Estas reacciones están controladas por factores ambientales como el pH, la capacidad de intercambio de cationes (CIC), el potencial redox y el propio tipo y especiación química de los elementos (Adriano, 1986; Alloway, 1995; McBride, 1994; Sposito, 1989). El pH se considera el factor dominante en el comportamiento de metales, ya que afecta a la carga de superficie de las arcillas, la materia orgánica y los óxidos de Fe y Al e influye en la complejación de los metales con la materia orgánica, en las reacciones de precipitacióndisolución, reacciones redox y dispersión de coloides. Un incremento de pH provoca un incremento de la adsorción y retención de cationes, con un máximo en torno a la neutralidad (Evans et al., 1995). Excepciones son el Mo, V, Cr(III) y metaloides como el As y el Se, comúnmente menos móviles bajo condiciones ácidas (Adriano, 2001). En el caso del Cd, el incremento de la solubilidad con el descenso del pH comienza a un pH de 6,5. En el Pb y Hg comienza a valores de pH 4, mientras que otros elementos como As, Cr, Ni y Cu comienza a solubilizarse a pH entre esos dos valores extremos (Scheffer & Schachtschabel, 1989). La CIC de los suelos es ampliamente dependiente de las superficies de adsorción determinadas por la cantidad y tipo de arcillas, materia orgánica y óxidos de Fe, Al y Mn. En general, cuanto mayor es el contenido en arcilla, mayor es la CIC y por tanto mayor es la cantidad de metales que pueden ser retenidos sin peligro potencial, ya que se limita la solubilidad y movilidad de los metales intercambiados. Las arcillas 2:1 (montmorillonita y vermiculita), además, tienen valores mucho más altos de CIC que las 1:1 (caolinitas) (Evans, 1989). La capacidad de adsorción de los óxidos de Fe, Al y Mn también puede jugar un papel Capítulo I _ 24 Figura 4.- Representación esquemática de los distintos mecanismos de fitocorrección. El contaminante puede ser estabilizado o degradado en la rizosfera, secuestrado o degradado dentro de la planta, o volatilizado (Fuente: Pilon-Smits, 2005). La fitoextracción, también llamada fitoacumulación, emplea la capacidad de las plantas para absorber y extraer el contaminante del suelo, principalmente metales, y acumularlo en sus tallos y hojas. Las partes de las plantas donde se acumula el contaminante pueden ser extraídas y destruidas o recicladas, retirando el metal del suelo (Kumar et al., 1995; Cunningham et al., 1995; Salt et al., 1998; Saxena et al., 1999). Para considerar viable el proceso es importante que la acumulación del contaminante tenga lugar en la parte aérea de la planta, fácilmente cosechable, aunque algunos autores consideraron la extracción de las raíces como una opción también viable en algunos casos (Entry et al., 1996; Dickinson & Pulford, 2005). Existen plantas que presentan una acumulación extrema de metales en sus tejidos aéreos, que se conocen como plantas hiperacumuladoras (Brooks, 1998), y que son preferentemente utilizadas en este tipo de técnicas. La fitoestabilización consiste en la inmovilización y reducción de la biodisponibilidad de los contaminantes mediante la revegetación de los espacios contaminados con especies vegetales tolerantes, reduciendo el riesgo para el medio ambiente y la salud humana. El contaminante no es extraído del medio, pero el proceso implica una mejora mecánica de las propiedades físicas del suelo y su protección frente a la erosión y el transporte de contaminantes (Vangronsveld & Cunningham, 1998). El proceso se completa con la adición de enmiendas al suelo que provocan una adsorción o precipitación del contaminante, y en ocasiones se habla de fitoinmovilización y biomineralización para designar los procesos biogeoquímicos naturales de formación de depósitos minerales (Kalin, 2002). El control fitohidráulico para prevenir el lixiviado de los contaminantes en el perfil de los suelos y la producción de una cubierta vegetativa son procesos similares que en ocasiones se distinguen como un proceso diferente, conocido como fitocontención, que engloba el uso de plantas, generalmente especies arbóreas con altas tasas de transpiración (ej. Populus), para controlar y manipular el balance de aguas Capítulo I 25 con altas tasas de transpiración (ej. Populus), para controlar y manipular el balance de aguas de la capa superficial mediante la evapotranspiración (Strand et al., 1995; Cunningham et al., 1996; Schnoor, 1997a; Schnoor, 2002; Trapp & Karlson, 2001). La rizofiltración se basa en que algunas plantas acuáticas, de humedales, algas, bacterias y hongos, resultan ser buenos biosorbentes de metales mediante su absorción a partir de aguas contaminadas a través de sus raíces (Ej. Typha, Phragmatites). A principios de los 90, se abrieron nuevas perspectivas con el uso también de plantas terrestres que se habían desarrollado en cultivos hidropónicos y que permitía unos sistemas radiculares más extensos para “filtrar”, adsorber y absorber metales desde medios acuáticos (Raskin et al., 1994; Dushenkov et al., 1995; Dushenkov & Kapulnik, 2000). Las plantas jóvenes germinadas que se encuentran creciendo en cultivos acuáticos son también efectivas, y surgió un nuevo concepto, la Blastofiltración (Dushenkov & Kapulnik, 2000). Aunque los estudios en este sentido son prometedores, la limpieza a gran escala usando la rizofiltración y otros procesos de sorpción permanecen sin ser demostrados excepto para algunas aplicaciones limitadas (Woverton & Woverton, 2001; Todd & Josephson, 1996). La fitovolatilización o biovolatilización es una transferencia de contaminantes desde el suelo o agua hacia la atmósfera, sirviendo las plantas de intermediario (Terry et al., 1995; Cunningham & Ow, 1996). Este proceso engloba la absorción y transformación o reespeciación de los contaminantes hacia formas volátiles, que son finalmente emitidas a través de las raíces, tallos u hojas. Aunque esta técnica parece fundamentalmente útil para contaminantes orgánicos, existen varios trabajos que muestran el potencial de determinadas plantas para volatilizar y eliminar metaloides como el Selenio (Terry et al., 1992; Terry & Zayed, 1994) y contaminantes metálicos como el Mercurio (Meagher & Rugh, 1996; Rugh et al., 1996) o el Arsénico (CH2M Hill, 2001). Existen otras técnicas especialmente adecuadas para contaminantes orgánicos, como la fitoestimulación o rizodegradación, basada en la exudación por parte de las raíces de compuestos orgánicos y nutrientes que estimulan el crecimiento microbiano en la rizosfera (Schnoor, 2000). La alta concentración microbiana parece incrementar las tasas de eliminación de una amplia variedad de compuestos orgánicos contaminantes (Schnoor, 1997b; Olson et al., 2003; Eberts et al., 2003; Ronchel & Ramos, 2001). La fitodegradación, fitotransformación, fitoreducción, fitooxidación, o fitolignificación son otros conceptos que engloban también la degradación biológica completa o mineralización de compuestos xenobióticos y/o la transformación de las mismas sustancias a lo largo de distintas vías, aunque en este caso, a diferencia de la rizodegradación, los contaminantes son metabolizados dentro de los tejidos vegetales mediante la actuación de encimas como la deshalogenasa o la oxigenasa, y no en el entorno de las raíces en contribución con las poblaciones microbianas (Burken, 2003; Cunningham et al., 1996). Capítulo I _ 26 En la tabla 8 se resumen las ventajas y desventajas de la aplicación de estas técnicas de fitocorrección, especialmente de la fitoextracción, como mecanismo de limpieza de suelos contaminados. En general, todas las técnicas de fitocorrección se presentan como mecanismos de descontaminación económicos, estéticos y efectivos en grandes áreas de terreno contaminado, aunque actualmente su eficacia se ha demostrado en pocas ocasiones bajo condiciones de campo. La fitocorrección es todavía una técnica emergente que requiere más estudios para optimizar el proceso y subsanar las limitaciones existentes. En este sentido, se plantea el uso de tratamientos adicionales, como el bombeo o la irrigación con las aguas subterráneas contaminadas más profundas para reducir la limitación de la profundidad de las raíces, la inducción de la absorción de los metales más raramente acumulados mediante la adición de agentes quelantes, o la colocación de vallas perimetrales o redes sobre la parte aérea para prevenir el herbivorismo. Tabla 8.- Principales ventajas y limitaciones de las tecnologías de fitocorrección (Fuente: Alkorta et al., 2004. Entre paréntesis se muestran otras referencias para cada aspecto). Ventajas Limitaciones Aplicable a una amplia variedad de contaminantes inorgánicos y orgánicos. Limitada por la profundidad (raíces) y solubilidad y disponibilidad de los contaminantes (Schoor et al., 1995). Reduce la cantidad de residuos llevados a vertederos. Aunque es más rápido que la atenuación natural, requiere elevados periodos de tiempo (varios años). No requiere un equipamiento caro o altamente especializado. Generalmente está restringida a zonas con una concentración de contaminantes de baja a moderada (salvo la fitoestabilización). Puede ser aplicado “in situ”. Reduce la perturbación del suelo y la diseminación de contaminantes. La biomasa de las plantas procedentes de la fitoextracción requieren de un vertido apropiado como residuo peligroso (Angle & Linacre, 2005) Las primeras estimas de los costes indican que la fitocorrección es más barata que los métodos de limpieza convencionales (Salt et al., 1995; Cunninhang & Berti, 2000; Glass, 1999). Depende del clima y las estaciones. En adición puede perder su efectividad a causa de los daños sobre la vegetación por enfermedades o pestes. Fácil de ejecutar y mantener. Las plantas son baratas y renovables, fácilmente disponibles. Introducción de especies de plantas inapropiadas o invasivas (no nativas) podrían afectar a la biodiversidad (Angle & Linacre, 2005). Ambientalmente respetuosa, estéticamente atractiva y socialmente aceptada (Wolfe & Bjornstas, 2002). Los contaminantes podrían ser transferidos a otro medio, al ambiente o a la cadena trófica (Angle & Linacre, 2005). Menos ruidoso que otros métodos de limpieza. Realmente los árboles reducen el ruido de las actividades industriales. Las enmiendas y las prácticas agronómicas pueden tener consecuencias negativas en la movilidad de los contaminantes (Angle & Linacre, 2005). Capítulo I 27 Fitoextracción de metales pesados La fitoextracción de metales pesados es una de las técnicas más prometedoras para su comercialización, apareciendo las primeras patentes en Japón en 1980 (Cunninghan et al., 1995) y en USA en 1994 (Raskin et al., 1994). Su aplicación se basa en el uso de plantas que poseen una capacidad natural por encima de lo usual para absorber y concentrar en sus partes aéreas determinados metales pesados (principalmente As, Cd, Co, Ni, Se o Zn) sin desarrollar síntomas de toxicidad. El término de “hiperacumulación” fue empleado por primera vez por Brooks y Reeves en 1977 para designar a plantas que crecían sobre suelos serpentiníticos capaces de acumular más de 1000 mg/kg de Ni. Actualmente se consideran hiperacumuladoras las plantas que acumulan en su biomasa aérea más de 1000 mg/kg de Co, Cu, Ni, Pb o Se, más de 10000 mg/kg de Mn o Zn o más de 100 mg/kg de Cd (Baker & Brooks, 1989; Brooks, 1998; Baker et al., 2000). La gran mayoría de las especies hiperacumuladoras conocidas pertenecen a comunidades vegetales características de suelos naturalmente ricos en metales, donde están perfectamente adaptadas a las condiciones ambientales particulares de su hábitat (Brooks, 1998; Reeves, 1992). Existen varias hipótesis para explicar la alta acumulación de metales en este tipo de plantas, como la absorción inadvertida, la tolerancia a metales, resistencia a la sequía, resistencia contra herbívoros/patógenos y la interferencia con las plantas vecinas (alelopatía) (Boyd & Martens, 1992; Macnair, 2003). Esta última hipótesis parece desmentirse tras los últimos ensayos llevados a cabo sobre el hiperacumulador de Ni Alyssum murale por Zhang et al., 2007, mientras que la hipótesis de la resistencia contra herbívoros/patógenos cobra fuerza (Boyd et al., 1994; Pollard & Baker, 1997; Poschenrieder et al., 2006). El uso de plantas hiperacumuladoras para la fitoextracción de metales en suelos contaminados fue propuesto en primer lugar por Chaney en 1983. Sin embargo, a pesar de la gran expectación causada, la eficacia de este tipo de plantas en fitoextracción ha sido probada en muy pocas ocasiones en condiciones de campo. Algunos trabajos han mostrado una fitoextracción efectiva en suelos contaminados en Zn y Cd por parte de los hiperacumuladores T. caerulescens y A. halleri (McGrath et al., 1993; Baker et al., 1994; Robinson et al., 1998). Más recientemente, Zhao et al. (2003) demostraron que la fitoextracción de Zn y Cd por T. caerulescens es sólo eficiente en suelos moderadamente contaminados, ya que el factor de bioconcentración de Zn ( [parte aérea]:[suelo]), que es una medida de la capacidad de la planta para absorber y transportar el metal del suelo hacia las partes fácilmente cosechables, varía desde 30 en suelos moderadamente contaminados, hasta 1 cuando la planta crece en suelos con una alta contaminación de Zn. Por su parte, un grupo de científicos de las Universidades de Maryland (USA) y Sheffield (UK) dirigidos por Chaney han desarrollado diferentes estudios para determinar los requisitos de una fitoextracción comercial de Ni con especies del género Alyssum, consiguiendo desarrollar una tecnología patentada (Chaney et al., 1998; Li et al., Capítulo I _ 28 2003; Chaney et al., 2005), y una fitoextracción de Zn y Cd con cultivares mejorados de T. caerulescens (Chaney et al., 1995; Synkowski, 2004; Chaney et al., 2005). Las grandes limitaciones del uso de plantas hiperacumuladoras en los procesos de fitoextracción derivan, en primer lugar, de la escasez de especies potencialmente utililizables. Actualmente se han identificado unas 400 especies hiperacumuladoras (320 especies hiperacumulan Ni, 30 especies Co, 34 especies Cu, 20 especies Se, 14 especies Pb, 1 especie Cd, 11 especies Zn y 10 especies Mn) pertenecientes a 45 familias, aunque las familias Asteraceae, Brassicaceae, Caryophyllaceae, Cyperaceae, Cunouniaceae, Fabaceae, Flacourtiaceae, Lamiaceae, Poaceae, Violaceae y Euphobiaceae engloban la mayor parte de ellas (Baker & Brooks, 1989; Reeves y Baker, 2000; Prasad & Freitas, 2003). Ello supone menos de un 0.2 % de todas las angiospermas (Brooks, 1998; Baker et al., 2000), aunque la lista de especies continúa creciendo, y en los últimos años se ha identificado a Pityrogramma calomelanos y varias especies del género Pteris, todas pertenecientes al orden Pteridales, como hiperacumuladoras de As (Ma et al., 2001; Francesconi et al., 2002; Zhao et al. 2002), así como a Alyssum bracteatum como hiperacumuladora de Ni (Ghaderian et al., 2007). En adición, la mayor parte de las plantas identificadas como hiperacumuladoras acumulan un único metal, y la hiperacumulación de varios metales, tal y como se produce en Thlaspi caerulescens (Zn y Cd) o Arabidopsis halleri (Zn y Cd) no es frecuente. Algunos de los metales tóxicos no son además acumulados en ninguna especie o lo hacen en muy pocas de ellas (como por ejemplo Cr y Pb). Finalmente, el éxito de la fitoextracción con especies hiperacumuladoras se ha visto reducido en la mayor parte de los casos por la escasa biomasa que normalmente alcanzan estas especies, incluido el más estudiado de ellos, el T. caerulescens, con una producción en su parte aérea de 2-5 t ha-1 de materia seca (McGrafth et al. 2002). No obstante, la existencia de algunas excepciones de hiperacumuladores que presentan gran producción de biomasa, como el hiperacumulador de Ni Berkheya coddii (Robinson et al., 1997) o el hiperacumulador de Zn Sedum alfredii (Long et al.; 2002) implica que no existe una razón intrínseca por la cual todas las plantas hiperacumuladoras y/o tolerantes a altas concentraciones de metales sean competitivamente inferiores o de crecimiento lento (Macnair et al., 2000; Harper et al., 1997). En cualquier caso, la producción de una elevada biomasa por parte de plantas hiperacumuladoras podría minimizar ampliamente el tiempo empleado en la fitoextracción (Figura 5) (McGrath & Zhao, 2003). Este tipo de limitaciones ha potenciado el uso de especies agronómicas, como legumbres/cereales y especies arbóreas metaltolerantes de elevada biomasa, como una alternativa al uso de especies silvestres hiperacumuladoras (Keller & Hammer, 2005). Estas especies presentan un menor factor de bioacumulación, pero sus requerimientos agronómicos son mejor conocidos y la elevada producción de biomasa incrementa la cantidad total de metal extraído. Al contrario que en hiperacumuladoras, en este caso existe una gran cantidad de especies y cultivares que pueden ser probados de acuerdo con las características del lugar y la Capítulo I 29 tolerancia al metal. En algunos casos se han encontrado resultados prometedores. Ebbs et al. (1997), por ejemplo, mostraron en un ensayo de invernadero que líneas seleccionadas de B. juncea eran capaces de extraer Zn de un suelo contaminado más eficientemente que el conocido hiperacumulador T. caerulescens, a pesar de que la concentración alcanzada en sus tejidos era una tercera parte. Greger & Landberg (1999) demostraron, así mismo, que Salix viminalis extraía mayor cantidad de Cd que Thlaspi caerulescens y Alyssum murale, dado que la producción de biomasa de Salix (sobre 10 veces mayor que las otras dos especies) compensaba la menor acumulación. Este tipo de trabajos ha despertado un especial interés sobre las especies arbóreas tolerantes a altas concentraciones de metales, tanto para procesos de fitoextracción como de fitoestabilización (Pulford & Watson, 2003), siendo una opción económicamente atractiva (Keller, 2006; Dickinson & Pulford, 2005; Meers et al., 2003; Keller & Hammer, 2005). Figura 5. – Estimación del número de cosechas requeridas para reducir a la mitad la concentración de metales en la capa superficial del suelo (20 cm) en función de la biomasa producida y del factor de bioconcentración alcanzado por la planta (Fuente: McGrath & Zhao, 2003). Fitoestabilización de metales pesados La fitoextracción de metales no es la mejor opción en grandes espacios de terreno con altos niveles de contaminación, debido fundamentalmente a limitaciones técnicas y financieras así como a la inhibición del crecimiento y descenso de la productividad de las plantas (Ernst, 1996). La fitoestabilización de los elementos contaminantes “in situ” es a veces la mejor alternativa, y en ocasiones se puede considerar como una medida temporal hasta que pueda Capítulo I _ 30 llevarse a cabo una limpieza del suelo (Remon et al., 2005; Arienzo et al., 2004; Raskin & Ensley, 2000). La fitoestabilización no consigue una extracción del metal, pero reduce su movilidad y biodisponibilidad al alterar la especiación y disminuye el impacto ambiental potencial. En adición, mejora las características químicas y biológicas de los suelos contaminados (contenido en materia orgánica, nivel de nutrientes, capacidad de intercambio de cationes, actividad biológica) que aceleran el desarrollo de un ciclo de nutrientes viable y una cubierta vegetal sostenible, lo que permite la restauración del área afectada hasta condiciones aceptables para un uso secundario del terreno (Norland & Veith, 1995; Robinson et al., 2006). La estabilidad de los contaminantes se consigue mediante una combinación de la actividad radicular de las plantas y su microflora asociada con la adición de enmiendas al suelo, lo que promueve la formación de complejos metálicos insolubles que reducen su movilidad y disponibilidad biológica (Vangronsveld et al., 1991, 1993; Berti & Cunningham, 2000; Lothenbach et al., 1998). Las raíces de las plantas producen cambios en la especiación de metales al producir variaciones en el potencial redox, secreción de protones, secreción de agentes quelantes, etc. Gran parte de los iones metálicos son adsorbidos físicamente a superficies externas de las paredes celulares cargadas negativamente (Lasat, 2002), o por enlaces químicos (ej. Pb-O, Marmiroli et al., 2005), mientras que otra gran parte son absorbidos y secuestrados dentro de estructuras celulares en las raíces (ej. vacuolas), lo que los convierte en formas no disponibles para la translocación a la parte aérea (Lasat et al., 1998). El crecimiento de las plantas produce además una estabilización física del suelo superficial y evita su erosión (Vandenhove, 2000), reduciendo la generación de polvo, la movilidad de metales y radionucleidos y las respectivas vías de exposición. Finalmente, la tasa de infiltración del agua de lluvia también se ve reducida por el incremento de la evapotranspiración inducida por las plantas, reduciendo la lixiviación potencial y la generación de posibles drenajes ácidos (Van de vivere, 2000; Stanley 2002; Stanlye et al., 2000; Pulford & Watson, 2003). Por su parte, determinadas enmiendas como la adición de materia orgánica al suelo, el ajuste de pH, o la adición de algunos complejantes como zeolitas, beringita, fosfatos (hidroxiapatito), carbonatos, etc., promueven la inmovilización de elementos tóxicos como As, Cd, Pb y Zn (Schoor, 2000; Malamed et al., 2003). El incremento de pH puede resultar efectivo en la reducción de la biodisponibilidad de metales pesados (Walendzik, 1993), aunque el encalado podría producir un incremento en la tasa de mineralización del N y el lixiviado de NO3 hacia las aguas (Marschner et al., 1989; Kreutzer, 1995). La adición de lodos municipales, compost y otros residuos orgánicos suele mejorar el establecimiento y crecimiento de algunas especies al reducir igualmente la toxicidad de los metales (Sabey et al., 1990; Bradshaw, 2000; Tordoff et al., 2000; Rizzi et al., 2004). También la adición de sustancias húmicas y zeolitas (Baydina, 1996; Oste et al., 2002), así como material arcilloso (Figge et al., 1995), favorece la complejación de los metales contaminantes. Las sustancias orgánicas añadidas, no obstante, deberán ser insolubles para evitar su rápida degradación por microorganismos (Herms & Brümmer, 1984) y la formación de complejos organometálicos solubles. Capítulo I 31 A diferencia de la fitoextracción, las plantas idóneas para su uso en la fitoestabilización son aquellas tolerantes a altas concentraciones de metales pero que no absorben ni movilizan los contaminantes, limitando la absorción por las raíces y/o evitando su translocación a la parte aérea ([raíz]:[suelo] <1 y/o [hojas]:[raíz] < 1). Ello reduce la exposición del contaminante y el riesgo de su introducción en la cadena trófica. También son consideraciones importantes el empleo de plantas tolerantes a otras condiciones inherentes del área a restaurar, como el pH inadecuado del suelo, la salinidad, la estructura del suelo, el contenido en agua y carencia de nutrientes y materia orgánica. Adicionalmente, las plantas deben crecer rápidamente para establecer una rápida cubierta vegetal y poseer un sistema radicular y una cobertura aérea densas. Hasta la fecha se han utilizado frecuentemente herbáceas metal-tolerantes de rápido crecimiento; son numerosos lo estudios con especies de la familia Poaceae, como el género Lolium (Arienzo et al., 2004; Rizzi et al., 2004), Festuca (Rizzi et al., 2004) y Agrostis sp. (Karataglis, 1982). Existe bastante bibliografía que caracteriza los diferentes mecanismos de tolerancia y procesos de complejación de metales en raíces y tejidos de estas plantas (Prasad, 2006). Otra especie ampliamente utilizada en la revegetación de minas por su efectividad en el control de la erosión y sedimentación es Vetiveria zizanioides (Truong & Baker, 1996; Truong, 1999; Xia & Shu, 2001; Shu et al., 2002). Esta planta tiene características únicas de adaptación a suelos extremos y variaciones climáticas, gran tolerancia a elevadas concentraciones de metales en suelos y aguas (con una estrategia de exclusión (Baker, 1981)), no es invasiva, presenta un crecimiento rápido y elevada biomasa y posee un sistema radicular denso (3-4 m en el primer año). Hay, en adición, algunos estudios sobre la optimización de su crecimiento mediante fertilización (Rotkittikhun et al., 2007). Por otra parte, se ha propuesto también la utilización de especies arbóreas en las técnicas de fitoestabilización, ya que su crecimiento puede llegar a provocar considerables beneficios potenciales, resultando en la estabilización del suelo y/o el contaminante (Mertens et al., 2004; Pulford & Dickinson, 2006). La protección obtenida simplemente por la presencia de una gran biomasa aérea puede resultar en un descenso de la erosión del suelo por viento y agua (Johnson et al., 1992). En adición, se puede acumular una capa de hojas sobre la superficie del suelo, formando una barrera que puede ayudar igualmente a la estabilización física del suelo. El sistema radicular de los árboles puede mantener unido eficientemente el suelo (Stomp et al., 1993) y además absorben grandes cantidades de agua que reduce el lixiviado potencial de los metales del suelo hasta en un 16% respecto a una cobertura con herbáceas (Pulford & Watson, 2003; Garten, 1999). La fitoestabilización de determinados metales pesados se muestra como una tecnología de restauración de suelos ampliamente prometedora. La adición de complejantes en combinación con una revegetación del terreno podría resultar muy efectiva en la estabilización del Pb (Chaney & Ryan, 1994; Berti & Cunningham, 1997). Así, por ejemplo, se ha visto que el crecimiento de Agrostis capillaris sobre residuos mineros altamente contaminados en Pb/Zn permite una precipitación del Pb en forma de piromorfita (fosfato de Pb) tras la adición de Capítulo I _ 32 fosfatos, aunque los mecanismos aun son desconocidos (Cotter-Howells & Caporn, 1996). Por su parte, la reducción en las raíces más profundas de Cr+6 a Cr+3, que es insoluble y sin riesgo ambiental (James, 1996), parece muy efectivo e igualmente prometedor (Chaney et al., 1997; Shanker et al., 2003). Tanto la precipitación de fosfato de Pb en la rizosfera como la reducción de Cr+6 a Cr+3 se ha detectado también en especies arbóreas (James, 2001; Cotter-Howells et al., 1994). La eficiencia del empleo de una cubierta arbórea complementando el uso de varias enmiendas del suelo, incluyendo alcalinización, adición de zeolitas, beringita y materia orgánica ha sido demostrada también en distintas ocasiones (Lepp & Dickinson, 2003; Geebelen et al., 2003; Mench et al., 2006a; Mench et al., 2006b). Otros ejemplos de la efectividad de la fitoestabilización fueron dados por Römkens et al. (1999), que mostraron un descenso significativo de la solubilidad del Cu en la rizosfera de Agrostis capillaris y Turpeinen et al. (2000) que mostraron como la solubilidad de Pb se redujo por encima del 93% por el efecto de plántulas de pino. Adicionalmente, la revegetación es una de las prácticas más habituales en la restauración de residuos mineros, y existen muchas investigaciones bien documentadas sobre la estabilización de metales pesados en estos espacios (Bradshaw & Chadwick, 1980; Rizzi et al., 2004; Wong, 2003; Prasad et al., 2006). La selección de las especies de plantas apropiadas podría ser muy importante para conseguir una cubierta de vegetación sostenible (Tordoff et al., 2000; Bleeker et al., 2002; Wong, 2003; Freitas et al., 2004), y en muchos casos se habla de la conveniencia de utilizar plantas nativas bien adaptadas al medio y que colonizan naturalmente el suelo minero (Remon et al., 2005; Conesa et al., 2007; Frérot et al., 2006). 5. OPTIMIZACIÓN DEL PROCESO DE FITOCORRECCIÓN. VÍAS DE INVESTIGACIÓN Durante la última década han aparecido nuevos trabajos que estudian la evolución y optimización de los procesos de fitocorrección de suelos contaminados en metales pesados (Ow, 1996; Raskin, 1996; Salt et al., 1998; Pletsch et al., 1999), centrándose principalmente en los siguientes aspectos (Cunningham & Ow, 1996, Raskin, 1996, InterCOST, 2000): • Identificar, seleccionar y optimizar plantas candidatas por selección genética y otras actuaciones. • Optimizar los usos agronómicos y silvícolas de fertilizantes, irrigación, control de pestes y otras prácticas sobre plantas hiperacumuladoras. • Manipulación rizosférica mediante la selección de raíces, tratamiento con enmiendas, e inoculación con bacterias y hongos seleccionados. • Ampliar el conocimiento sobre el uso metabólico e ingeniería genética para crear plantas transgénicas económicamente rentables. Capítulo I 33 Búsqueda geobotánica y prospección biogeoquímica de nuevas especies La identificación de nuevas especies vegetales acumuladoras de metales incrementa el número de plantas potencialmente candidatas para ser empleadas en procesos de fitoextracción, ampliando la posibilidad de seleccionar nuevas plantas capaces de tolerar diferentes metales y condiciones del suelo (pH, salinidad, estructura del suelo, contenido en agua, etc.), con facilidad para establecerse en diferentes zonas y con resistencia a diferentes enfermedades y al ataque de insectos (Brooks, 1998). Las plantas hiperacumuladoras hasta ahora conocidas pertenecen a comunidades vegetales específicas adaptadas a ambientes con altos niveles de metales en el suelo (Maywald & Weigel, 1997). Reeves & Baker (2000) indican la existencia de cuatro tipos principales de suelos metalíferos que albergan a las plantas hiperacumuladoras: suelos serpentiníticos, derivados de rocas ultramáficas ricas en Fe y Mg; suelos seleníferos, derivados de algunos tipos de rocas ricas en Se; suelos calaminos, enriquecidos con Zn, Cd y Pb; y suelos ricos en Co y Cu, derivados de argilitas y dolomitas. Considerando la diversidad de plantas y sus respuestas a diferentes niveles de metales, la prospección de la biodiversidad en este tipo de ecosistemas podría permitir la identificación de nuevas plantas silvestres que podrían ser utilizadas en técnicas de fitocorrección. En este sentido, los suelos serpentiníticos funcionan como una importante fuente de plantas hiperacumuladora ya que se distribuyen por todo el mundo, ocupando alrededor del 1% de la superficie terrestre (Menezes de Sequeiro & Pinto da Silva, 1992). Las comunidades de plantas serpentinícolas presentan un gran grupo de hiperacumuladores y son, por tanto, de especial interés para la búsqueda de nuevas especies (no necesariamente hiperacumuladoras) adaptadas a altos niveles de metales en suelo y con una gran capacidad de acumulación de metales en sus tejidos (Brooks, 1987). En la Península Ibérica, por ejemplo, existen tres áreas serpentiníticas (en A Coruña, Tras-Os Montes y en Málaga) caracterizadas por poseer unos contenidos anormalmente elevados de oligoelementos como Ni, Cr, Cu y Co (Brooks, 1987; Roberts & Proctor, 1992). Estos contenidos metálicos superan en muchos casos los valores considerados como críticos por la CEC (Commission of the European Communities) (1986) y producen fitotoxicidad en la mayoría de plantas “normales” no adaptadas a este tipo de ambientes. Muchas áreas con depósitos metálicos cubiertas por plantas metal-tolerantes ubicuas, como las zonas mineras, también pueden ser fuente de plantas con uso potencial en técnicas de fitocorrección. En estos ambientes, la diversidad vegetal y la presencia de genes tolerantes a metales suele ser baja, pero el estrés de la contaminación metálica facilita la selección de poblaciones tolerantes frente a las no tolerantes dentro de la misma especie (Baker & Proctor, 1990; Wu, 1990; Shu et al., 2002; Molitor et al., 2005). Numerosos autores analizaron los patrones de acumulación de metales en plantas capaces de crecer en zonas mineras con elevados contenidos en metales, indicando su posible uso en procesos de fitocorrección Capítulo I _ 40 2000). Algo similar sucede con Alyssum murale para el caso del Ni (Brown et al., 1994). En adición, en muchos casos no se encuentran diferencias de variación de pH en la rizosfera entre especies hiperacumuladoras y no hiperacumuladoras, lo que implica que los cambios en el pH no parecen ser un mecanismo relevante en la movilización de metales en plantas hiperacumuladoras (Bernal et al., 1994; Knight et al., 1997; McGrath et al., 1997; McGrath et al., 2001). Estudios recientes sugieren que en el incremento de la absorción de metales por especies hiperacumuladoras podrían influir, más bien, los mecanismos de complejación de metales por los compuestos exudados y diferencias en el número y afinidad de transportadores en la raíz. En este sentido, muchos trabajos encuentran una relación entre la hiperacumulación de metales y la cantidad de compuestos exudados (C orgánico disuelto) (Wenzel et al., 2003b; Tu et al., 2004; Fitz et al., 2003; Li et al., 2005; Puschenreiter, 2005). En otros trabajos, sin embargo, no se encuentra un papel importante de los exudados radiculares en el acceso a las especies metálicas menos biodisponibles (Zhao et al., 2001; Hammer et al., 2006; Salt et al., 2000; Puschenreiter et al., 2003). En los hiperacumuladores del género Alyssum, por ejemplo, no se conoce la liberación de cantidades significativas de compuestos quelantes como la histidina hacia la rizosfera, aunque sí es un compuesto importante para la translocación y detoxificación de Ni dentro de la planta (Krämer et al., 1996). En cualquier caso, el debate continúa, y el papel de los exudados radiculares en la liberación y solubilización de los metales no ha sido demasiado probado experimentalmente (Yang et al., 2002). Los posibles beneficios de los microorganismos de la rizosfera en los procesos de fitocorrección de metales pueden derivar de distintos procesos (Jing et al., 2007), como puede ser la estimulación del crecimiento de la planta (Vogel-Mikus¡ et al., 2006; Wu et al., 2006a), la detoxificación del metal o resistencia por su inmovilización en la rizosfera (Wu et al., 2006b) y/o la inducción de la acumulación del metal en la planta (de Souza et al., 1999; Chen et al., 2005; Arriagada et al., 2007). La proliferación de determinadas rizobacterias y micorrizas (AMF) estimula el crecimiento de las plantas bajo condiciones ambientales estresantes porque sintetizan compuestos que facilitan la absorción de nutrientes como N y P e, indirectamente, porque disminuyen o previenen los efectos negativos de los organismos fitopatógenos (Duñabeitia et al., 2004; Morgan et al., 2005; Smith & Read, 1997; Meharg & Cairney, 2000; Leyval et al., 1997). Este tipo de rizobacterias se conocen con el término inglés de “Plant Growth Promoting Rhizobacteria (PGPR)” (Glick, 1995; Kamnev & van der Lelie, 2000; Khan, 2005; Jing et al., 2007; Zhuang et al., 2007), y existen algunos trabajos, como el de Jankong et al. (2007), que muestran su efecto potencial sobre la fitoextracción de metales. Estos autores vieron que la inoculación de rizobacterias no influía demasiado en la concentración de As en el hiperacumulador Pteris calomelanos, pero inducía un incremento significativo en la biomasa, especialmente de la parte aérea, que resultó en un incremento del As extraído. La manipulación de la población microbiana en la rizosfera utilizando una inoculación consistente Capítulo I 41 de un conjunto de PGPR, bacterias estimuladoras de las micorrizas, rizobacterias fijadoras de N y AMF como biofertilizante, podría proveer, por tanto, beneficios cruciales a las plantas para la recuperación de ecosistemas y tierras contaminadas (Khan, 2005). Hasta ahora, sin embargo, existen todavía grandes dificultades para la aplicación de PGPR en tecnologías de fitocorrección (Zhuang et al., 2007). El efecto positivo de los microorganismos de la rizosfera (rizobacterias y/u hongos) en la estabilización de contaminantes metálicos y en el establecimiento de la vegetación sobre suelos contaminados ha sido también demostrado en numerosas ocasiones (Petrisor et al., 2004; Pal & Paul, 2004; Wu et al., 2006b; Leyval et al., 1997; Khan et al., 2000; Oliveira et al., 2001; Orlowska et al., 2002; Adriaensen et al., 2005; Shetty et al., 1994; Li & Christie, 2001). La exudación microbiana en el suelo podría estar implicada en muchos procesos redox y procesos de solubilización/estabilización de metales en la rizosfera (Smith & Read, 1997; Banaszan, 1999; Wielinga et al., 1999; Dington, 1990), promoviendo en muchos casos la complejación y/o precipitación de metales y evitando su absorción y translocación a la parte aérea por parte de las plantas. Muchos de estos procesos dependen del metal contaminante y de la especie de planta y microorganismo, tanto en el caso de rizobacterias (Marschner et al., 2001; Marschner et al., 2004) como de AMF (Galli et al., 1994; Leyval et al., 1997; Malcová et al., 2003). En cualquier caso, una selección adecuada de rizobacterias y hongos micorrícicos podría llegar a ser especialmente útil desde el punto de vista de la fitoestabilización (González-Chávez et al., 2006; Turnau et al., 2006), e incluso algunas rizobacterias podrían ser útiles en suelos contaminados con mezclas de compuestos orgánicos y metales debido a su capacidad de degradar los compuestos orgánicos (Wu et al., 2006b). Otros trabajos han mostrado que en algunos casos las rizobacterias y hongos micorrícicos son más eficientes en la solubilización y en la inducción de la absorción de ciertos metales (Whitfield et al., 2003; Arriagada et al., 2007; Kaldorf et al., 1999; Amezcua-Allieri et al., 2005; Davis Jr. et al., 2001). Abou-Shanab et al. (2003, 2006) concluyeron, por ejemplo, que las rizobacterias aisladas de la rizosfera de la hiperacumuladora Alyssum murale creciendo sobre suelos serpentiníticos contribuyen a incrementar la disponibilidad de Ni, y su inoculación podría ser utilizada en esta planta para incrementar significativamente la eficiencia del proceso de fitoextracción en suelos contaminados. También se han aislado rizobacterias en la hiperacumuladora de Ni Alyssum bertolinii (Mengoni et al., 2001) y se ha demostrado, a su vez, la implicación de bacterias en la movilización de Zn en la rizosfera de Thlaspi caerulescens (Withing et al., 2001; Delorme et al., 2001). Por otro lado, el papel de las asociaciones micorrícicas en especies hiperacumuladoras no está claro (González-Chávez et al., 2006), y parece ser específico del metal, de la planta y de la raza o especie de AMF (Lasat et al., 2000; Orlowska et al., 2005). Muchas hiperacumuladoras pertenecientes a la familia Brasicaceae o hiperacumuladoras de Zn y Pb como Thlaspi praecox no presentan generalmente asociaciones con micorrizas arbusculares o la colonización es muy escasa (DeMars & Boerner, 1996; Capítulo I _ 42 Pawlowska et al., 1996; Regvar et al., 2003), por lo que no parecen estar implicadas en este caso en la inducción de la adquisición de metales (McGrath et al., 2001). En especies hiperacumuladoras de Ni de la familia Asteraceae, sin embargo, existe una colonización importante de AMF (Jeffries et al., 2003), al igual que en la hiperacumuladora de Ni Berkheya coddii bajo condiciones de invernadero (Turnau et al., 2006). En este último caso, la inoculación con hongos nativos (Gigaspora sp. y Glomus tenue) no sólo incrementa la biomasa de la parte aérea, sino que también incrementa significativamente (2 veces) el contenido en Ni en comparación con las plantas no inoculadas. Resultados similares mediante la adición de hongos fueron obtenidos también en ocasiones en la hiperacumuladora de As Pteris vittata (Leung et al., 2006), aunque en este caso existen también resultados contrarios probablemente por diferencias en la concentración disponible de As en el suelo y en las especies de hongos existentes (Trotta et al., 2006; Chen et al., 2006). En otras especies de plantas, como Pityrogramma calomelanos, los rizohongos inducían un incremento de biomasa pero una reducción de la acumulación de As, proponiéndose la utilización de bacterias para incrementar la fitoextracción y la utilización de rizohongos para incrementar la fitoestabilización (Jankong et al., 2007). En cuanto a la metodología que se podría utilizar para manipular los microorganismos de la rizosfera en los procesos de fitocorrección, parece que la modificación de la biomasa microbiana del suelo por prácticas agrícolas convencionales podría ser más fácil que la modificación por adición directa de microorganismos al suelo. Algunos diseños experimentales, como el tratamiento de las semillas con ciertas razas de microorganismos antes de su sembrado, muestran resultados prometedores en cuanto a la inducción de la absorción de metales pesados. Por ejemplo, la germinación de semillas de trigo, avena y cebada sobre filtros de papel humedecido con cultivos de Cellulomonas sp 32 SPBTI o Mycobacterium sp 12 resultó en una mayor absorción por parte de la avena de diferentes macroelementos, como el K, y elementos traza (Shtangeeva et al., 2001). Además, en trigo se encontró un incremento de la concentración de Cr, Rb, Ag, Sb, Cs, Hf, Th y U en hojas y raíces cuando las semillas fueron tratadas con Cellulomonas o Mycobacterium. Para árboles y arbustos, la inoculación en el semillero durante las primeras etapas de crecimiento es el método ideal para introducir AMF en los suelos. Cuando la población de AMF presentes en el suelo contaminado es escasa, algunas prácticas tales como la baja fertilización y la aplicación de bajos niveles de pesticida, así como no labrar la tierra, debe ayudar a incrementar la presencia de hongos (GonzálezChávez et al., 2006). A pesar de todo ello, algunos estudios con diferentes sistemas de bacterias mostraron que es muy difícil superar la competitividad de las poblaciones indígenas y la inoculación es raramente exitosa (Scott et al., 2001). Además se deben considerar las consecuencias de una variación en las especies que constituyen la población natural de bacterias y hongos en la rizosfera. En este sentido, es importante utilizar razas indígenas de AMF que están mejor adaptadas a las condiciones del suelo y clima para producir una inoculación de AMF específica de cada área (Khan, 2005). Capítulo I 43 Selección y reproducción de cultivares mejorados La selección genética tradicional utiliza la diversidad genética disponible dentro de las especies para realizar cruzamientos y combinar los rasgos necesarios para el éxito de los procesos de fitocorrección, que se centran fundamentalmente en una elevada tasa de crecimiento y producción de biomasa y en una elevada capacidad de transformación, degradación o acumulación de contaminantes. Otros caracteres interesantes, no obstante, podrían ser la resistencia y tolerancia hacia contaminantes, capacidad de evapotranspiración, requerimientos de fertilidad de los suelos, requerimientos de humedad, tolerancia a la salinidad y adaptabilidad hacia otros factores de estrés bióticos y abióticos (Cunningham & Ow, 1996; Thangavel & Subbhuraam, 2004). Las especies hiperacumuladoras poseen una amplia variabilidad genética, por lo que las líneas parentales genéticas pueden ser seleccionadas para la producción de cultivares mejorados para los procesos de fitoextracción. Así por ejemplo, se ha encontrado una gran variación en la producción de biomasa entre las poblaciones de Streptanthus polygaloides (Nicks & Chambers, 1995) y entre individuos de la misma población de Thlaspi caerulescens (Brooks & Robinson, 1998). Li et al. (1996) compararon 20 genotipos de Thlaspi caerulescens recolectados en Alemania, España, Francia, UK, Bélgica, Portugal y Noruega y comprobaron la existencia de una extensa variación genética en diferentes rasgos como la producción de biomasa, tolerancia al Zn, concentración de Zn en parte aérea, y absorción de Cd relativa al Zn. Esta amplia variabilidad genética en cuanto a la tolerancia y contenido de Zn y Cd ha sido demostrada en diversas ocasiones (Meerts & Van Isacker, 1997, Lombi et al., 2000; Roosen et al., 2003), encontrándose que las poblaciones del Sur de Francia tienen la mayor capacidad de hiperacumulación de Cd, que puede superar entre 10-20 veces las concentraciones de otras poblaciones como las de Bélgica o UK (Lombi et al., 2000, 2001b; Zhao et al., 2003). Los trabajos sobre selección y domesticación de especies hiperacumuladoras existentes hasta la fecha han sido realizados principalmente por el grupo de investigación dirigido por Chaney, en USA. Ellos proponen el uso de la selección genética tradicional para conseguir especies hiperacumuladoras mejoradas y para incorporar rasgos significativos, como la tolerancia a metales y características de absorción, a plantas de elevada producción de biomasa para su uso en fitoextracción (Chaney et al., 2000). En este sentido se han obtenido buenos resultados para la fitoextracción de Co y Ni, con estudios centrados en diversas especies y ecotipos de Alyssum (Chaney et al., 1998; Li et al., 2003; Chaney et al., 2005). Entre las 18 especies y ecotipos muestreados, Alyssum murale y Alyssum corsicum tuvieron comparativamente los mejores rendimientos, comprobándose la existencia de una amplia variabilidad genética en cuanto a la concentración de Ni y producción de biomasa entre las seis mejores especies (incluyendo la evaluación de 125 variedades de Alyssum murale y 45 de Alyssum corsicum). Las concentraciones medias de Ni en la parte aérea de Alyssum murale y Alyssum corsicum variaron ampliamente entre 4200 y 20400 mg kg-1. El resultado de estos Capítulo I _ 44 trabajos fue el desarrollo de una tecnología de fitoextracción comercial de Ni patentada mediante la domesticación de especies de Alyssum con una amplia efectividad natural en la hiperacumulación de Ni, como es el Alyssum murale. Este grupo de investigación también describe el uso de plantas hiperacumuladoras de Zn y Cd en la fitoextracción de suelos contaminados en estos metales, incluyendo estrategias para crear cultivares mejorados de Thlaspi caerulescens (Synkowski, 2004; Chaney et al., 2005). Muchos trabajos sobre especies no hiperacumuladoras utilizadas normalmente en ensayos de fitocorrección también muestran la existencia de una larga variabilidad genética (Kurz et al., 1997; Kloke, 1994). Schulman et al. (1999) encontró, por ejemplo, un mutante de Brassica juncea que muestra una mayor concentración de Pb en sus tejidos debido a la mayor delgadez de las paredes celulares. Otro ejemplo fue dado recientemente por Nehnevajova et al. (2005) examinando 15 cultivares comerciales de Helianthus annuus creciendo en suelos contaminados en metales. Estos autores determinaron que la variedad Salut presenta una eficiencia de extracción de Cd, Zn y Pb que supera en hasta 4.4 veces a otras variedades. Finalmente se puede hablar del género Salix, para el que la ejecución de programas de selección para la producción de bioenergía ha desarrollado una amplia variedad de clones, especialmente de Salix viminalis (Lindegaard & Baker, 1997). Algunos de ellos están adaptados a ambientes extremos y crecen espontáneamente en áreas contaminadas, siendo capaces de desarrollar e inducir tolerancia debido a los metales presentes en su suelo original (Dickinson et al., 1994; Álvarez et al., 2003; Vandecasteele et al., 2002; Kopponen et al., 2001). Mejora genética de plantas La diversidad genética de las plantas seleccionadas de manera natural para su utilización en procesos de fitocorrección es finita. No obstante, la posibilidad de producir organismos transgénicos con mayor capacidad de acumulación, translocación y detoxificación de metales, así como con mayor producción de biomasa, ha abierto nuevos campos de experimentación y perspectivas para el desarrollo científico y tecnológico de los procesos de fitocorrección (Gleba et al., 1999; Bizily et al., 2000; Iimura et al., 2002; Karenlampi et al., 2000; Mengoni et al., 2000; Kramer & Chardonnens, 2001; Pence et al., 2000). Tres proyectos de investigación del programa EUFP5 (PHYTAC, METALLOPHYTES, METALHOME) han permitido durante los últimos años un progreso significativo en el entendimiento molecular de la homeostasis de metales en plantas hiperacumuladoras como Arabidopsis hallerii o Thlaspi caerulescens (Becher et al. 2004; Craciun et al. 2006; Rigola et al. 2006; Talke et al. 2006; Weber et al. 2004; Van de Mortel et al. 2006). La transferencia de características de acumulación y tolerancia de metales desde hiperacumuladoras a otras especies de plantas ha sido reconocida en algunos casos (Chaney et al., 1997), pero la identificación de los genes que controlan estos rasgos continúa siendo dificultosa y la Capítulo I 45 ingeniería genética todavía no ha conseguido la elaboración de una nueva planta hiperacumuladora en sentido estricto. La transferencia o sobreexpresión de alguno de los genes que codifican los transportadores de alta afinidad involucrados en los procesos de absorción de metales por las raíces de hiperacumuladoras (por ej. ZIPs, NtCBP, Nramps, LCT1) se planteó como una de las estrategias más prometedoras (Saxena et al., 1999), aunque hasta ahora no se ha considerado su expresión específica en los tejidos, que debe ser crucial en el proceso de hiperacumulación (Talukdar, 2007). También han sido identificados algunos genes, como el HMA4, involucrados en la translocación de metales desde la raíz hacia la parte aérea mediante un incremento del flujo hacia el xilema o una represión del almacenamiento radicular (ej. en las vacuolas celulares) (Papoyan & Kochian 2004; Verret et al. 2004). Sin embargo, el modo en que estos genes regulan la respuesta hacia los metales y su especificidad tisular es todavía ampliamente desconocido. La identificación de encimas implicadas en la producción de compuestos complejantes de metales (aminoácidos, MT, PCs, GSH) y de genes que codifican transportadores de membrana como Cpx-type, ATPasas, y transportadores de flujo como CDF, ABC o CAX, abre también las puertas para conseguir la detoxificación y compartimentalización de metales en los tejidos aéreos típica de plantas hiperacumuladoras (Liang et al., 1999; Pilon-Smits et al., 1999; Kärenlampi et al. 2000; Krämer et al. 2007). Martínez et al. (2006) mostró el potencial de este tipo de estrategias al provocar en Nicotiana glauca una sobreexpresión del gen TaPCS1, que codifica una encima responsable de la formación de fitoquelantes (PC sintetasa), consiguiendo niveles de acumulación, especialmente de Zn y Pb, superiores a los de la hiperacumuladora Thlaspi caerulescens, presentando además una producción de biomasa 100 veces mayor. La ingeniería genética trata de suplir la ausencia de plantas hiperacumuladoras de elevada biomasa, bien transfiriendo rasgos de hiperacumulación a plantas de elevada producción de biomasa, o bien incrementando la biomasa de las hiperacumuladoras naturales mediante técnicas de mutagénesis convencional. En este sentido, Brewer et al. (1999) transfirieron los rasgos de hiperacumulación entre Thlaspi caerulescens (hiperacumulador de Zn) y Brassica napus por vía somática e hibridación sexual y obtuvieron híbridos que acumulaban altos niveles de Zn y Cd que resultaban tóxicos para Brassica napus en condiciones normales, aunque no resultaron ser fértiles y eventualmente murieron. De manera similar, Dushenkov et al. (2002), en este caso con Brassica juncea, desarrollaron 14 híbridos (simétricos y asimétricos) de los cuales dos fueron capaces de producir semillas. Los híbridos asimétricos presentaron una mayor biomasa, así como una mayor tolerancia y acumulación de Zn y Ni. La alteración de determinadas rutas metabólicas mediante la transferencia de genes procedentes de otros organismos, como determinadas bacterias, también puede llegar a resultar una estrategia prometedora para el favorecimiento de determinados procesos de fitocorrección. El mayor éxito conseguido en este campo se relaciona con la transformación de plantas usando genes Mer Operon modificados de algunas bacterias, y que están implicados Capítulo I _ 46 en la descomposición de compuestos orgánicos de mercurio en Hg+2 (Mer B), y en su reducción de Hg+2 a Hg elemental (Mer A) (Rugh et al., 1996; Heaton et al., 1998; Pilon-Smits & Pilon, 2000; Bizily et al., 2000, 2001, 2003). La expresión del gen MerA ha resultado exitosa en diversas especies de plantas facilitando el proceso de fitovolatilización de Hg, como por ejemplo en Arabidopsis, Brassica, tobacco y Liriodendron (Rugh et al., 1998; Meagher et al., 2000). Más recientemente se han desarrollado otros trabajos siguiendo este tipo de estrategia para mejorar la fitocorrección de As o Se (Dhankher et al., 2002; Van Huysen et al., 2003, 2004). La aplicación práctica de organismos genéticamente modificados presenta objeciones ecológicas, sociales y legales que podrían limitar su uso en procesos de fitocorrección (Käppeli & Auberson, 1998; European Environment Agency (EEA), 1999). Distintos autores, sin embargo, defienden estas estrategias y consideran que muchos de los riesgos considerados son insignificantes (Meagher et al., 2000; Meagher, 2000; Rugh et al., 2000; Lin et al., 2000). Tratamiento del material vegetal residual La manipulación y vertido del material vegetal residual contaminado que se produce durante el proceso de fitocorrección puede llegar a representar un claro riesgo ambiental. La necesidad de cosechar esta biomasa contaminada y deshacerse de ella en condiciones ambientalmente seguras crea un coste añadido y representa una desventaja potencial de esta tecnología (Lasat, 2000; Ernst, 2005). La práctica más utilizada actualmente es generalmente la deposición del material vegetal en vertederos regulados (especialmente en USA) (Chaney et al., 2000), y se barajan distintas posibilidades de actuación para disminuir el volumen de biomasa residual depositada y reducir los costes de manipulación, procesado y vertido (Lasat, 2000; Ghosh & Singh, 2005). Una de las prácticas más propuesta es el compostaje y la compactación del material vegetal (Raskin et al., 1997; Kumar et al., 1995; Garbisu et al., 2001; Hetland et al., 2001; Blaylock & Huang, 2000). Sin embargo, distintas pruebas en los lixiviados del material compostado mostraron la formación de compuestos orgánicos solubles que inducen la solubilidad del metal. Ello supone que los lixiviados producidos se deben controlar y tratar adecuadamente, lo que supone un gasto económico añadido (Ghosh & Singh, 2005). Diferentes tratamientos térmicos pueden reducir también el volumen del material cosechado tras el proceso de fitoextracción. La incineración de la biomasa contaminada provoca una reducción del volumen al 2-5%, aunque existe el riesgo de la emisión de óxidos de metales durante la combustión. Los óxidos metálicos son tóxicos y cancerígenos, por lo que durante el proceso de incineración se debe llevar a cabo un control de las emisiones de gases mediante la aplicación de algunos de los métodos disponibles actualmente, lo que encarece Capítulo I 47 significativamente el proceso (Bridgwater et al., 1999; Raskin et al., 1997). La opción de generar energía mediante el calor desprendido en la combustión, no obstante, podría compensar este gasto. Los metales que permanecen en las cenizas se encuentran fuertemente complejados y estables, por lo que no suponen una amenaza seria hacia el ambiente al depositarla en vertederos (EPA, 1997). A pesar de ello, dado que la concentración de metales en las cenizas puede superar el 30% en peso, en algunos países como en Suiza son consideradas como residuos peligrosos (Swiss Federal Legislation, 1996), debiendose producir la incineración de la biomasa con otros materiales, como residuos urbanos, para diluir los metales de las cenizas hasta niveles aceptables (Angle & Linacre, 2005). Otros tratamientos térmicos, como la gasificación, generan un gas limpio con una alta eficiencia térmica que puede ser utilizado para la generación de energía térmica y eléctrica por combustión (Ghosh & Singh, 2005). Este tratamiento es complejo y engloba procesos de secado, calentamiento, descomposición térmica/gasificación (pirolisis), y reacciones químicas de combustión que ocurren simultáneamente (Iyer et al., 2002). La aplicación de una simple pirolisis, en donde el material vegetal es descompuesto en condiciones anaeróbicas, produce en este caso un fluido pirolítico aceitoso y restos en donde se concentran los metales pesados (Bridgewater et al., 1999; Helsen et al., 1997). El tratamiento de pirolisis presenta, no obstante, ciertas limitaciones, como puede ser el alto coste de la instalación si se usa únicamente para la descomposición del material vegetal. En este sentido, se ha propuesto como solución la utilización de instalaciones existentes y la realización del proceso junto con otros residuos urbanos. Keller et al. (2005) compararon distintos tratamientos térmicos sobre la biomasa generada por Thlaspi caerulescens y Salix viminalis con elevados contenidos en Zn y Cd y concluyeron que los resultados varían con el tipo y humedad del material vegetal empleado y con el metal considerado (Zn/Cd), así como con las condiciones redox de la incineración. La concentración de Zn en la ceniza residual de Thlaspi superó el máximo permitido para la deposición de cenizas como material inerte, por lo que la mejor alternativa es su incineración con una mezcla de residuos sólidos urbanos. Alternativamente, los resultados con Salix muestran que la pirolisis provoca unos residuos con una reducción drástica de Zn, por lo que podría ser una opción (Koppolu et al., 2003) si existen instalaciones disponibles o si otros metales que no son fácilmente volatilizados (ej Ni o Co (Ljung & Nordin, 1997; Belevi & Langmeier, 2000)) tienen que ser eliminados. Después de la fitoextracción, cada tipo de planta debe ser procesada de manera independiente debido a su diferente comportamiento térmico y a las diferentes cantidades de materia seca cosechada. Las plantas de elevada biomasa deben ser procesadas solas, mientras que las plantas hiperacumuladoras de baja biomasa se deberán integrar en un esquema de incineración que incluyan otros residuos. Debe prevalecer, sin embargo, que la elección de la fitoextracción como una técnica de recuperación, así como la elección del tipo de planta usada, dependerá tanto de las características del sitio como de las instalaciones disponibles para la deposición de los residuos (Keller et al., 2005). Capítulo I _ 48 Uno de los tratamientos más prometedores del material vegetal residual es un método termo-químico que se basa en la utilización de la biomasa obtenida como fuente de energía mediante su incineración, utilizando posteriormente las cenizas para la extracción química del metal acumulado (Kumar et al., 1995; Comis, 1996; Cunningham & Ow, 1996; Prasad & Freitas; 2003). Las cenizas resultantes de la incineración pueden contener concentraciones de metal varias veces mayor que las menas convencionales de rocas del subsuelo, por lo que pueden ser consideradas “bio-menas” con gran valor potencial dependiendo del precio del metal extraído. El término “fitominería” define la extracción de metales económicamente valiosos, como el Ni, mediante la utilización de plantas hiperacumuladoras en aquellos lugares en donde no se puede producir una extracción del metal por técnicas mineras convencionales, debido a problemas económicos o ambientales (Nicks & Chambers, 1995). El término se extendió al proceso de recuperación del metal extraído por plantas hiperacumuladoras durante los procesos de fitoextracción sobre suelos industriales contaminados en Ni, en donde paralelamente se produce una limpieza del suelo. En estos casos, el valor económico del metal recuperado puede ayudar a reducir los gastos de todo el proceso de fitocorrección. Li et al. (2003a), hacen una descripción de un proceso de fitominería de Ni económicamente viable que podría ser llevado a cabo con la biomasa de Alyssum murale y Alyssum corsicum, que pueden alcanzar concentraciones de Ni en su parte aérea tan altas como 22 g kg-1 y una producción de biomasa en líneas parentales seleccionadas de 20 t ha-1. Chaney et al. (2005) estudiaron igualmente la viabilidad económica de la recuperación de Cd por fitominería utilizando la mejor hiperacumuladora de Cd conocida, Thlaspi caerulescens, y concluyeron que en este caso, dado que el Cd y el Zn acumulado en la biomasa tiene mucho menos valor que el Ni, el proceso no parece rentable. Otros trabajos han considerado también la posibilidad de recuperar Ti o Au (Anderson et al., 1999; Tremel, 1996; Tremel et al., 1997; Tremel & Mench, 1997; Kurz et al., 1997) e incluso se ha planteado la posibilidad de una extracción simultánea de Ni-Co por Berkheya coddii, sin demasiada rentabilidad (Keeling et al., 2003). En cualquier caso, la incineración de los tejidos de las plantas para producir una “bio-mena” con alta concentración de metal residual, seguido por una fundición convencional o calcinado, ha sido defendido como la estrategia de procesado apropiada para la recuperación del metal y la reducción de costes de fitoextracción (Anderson et al., 1999; Brooks et al., 1998; Chaney et al., 1998; Nicks & Chambers, 1995; Sas-Nowosielska et al.; 2004). Existen, sin embargo, pocos trabajos en detalle de los métodos usados y los resultados obtenidos tras los procedimientos empleados. Además de los distintos tratamientos mencionados, estudios recientes muestran la posibilidad de aprovechar la biomasa de ciertas plantas hiperacumuladoras, como el género Alyssum, como una fuente de fertilización orgánica potencial de Ni y otros micronutrientes (Wood et al., 2006). La aplicación por aspersión de una extracción acuosa de la biomasa de Alyssum murale podría llegar a ser tan efectivo como la aplicación de sales de sulfato de Ni comerciales, y podría ser útil en espacios que presentan una deficiencia severa de Ni, así como Capítulo I 49 en bosques perennes y de legumbres tropicales que presentan cierta deficiencia (Wood et al., 2004; Wood et al., 2006). Así mismo, la biomasa generada durante la fitocorrección de Se por plantas como Brassica rapa puede ser útil como suplemento de Se en el pienso del ganado (Bañuelos & Mayland, 2000), suministrando una mejor fuente y distribución de Se que el seleniato comúnmente utilizado. Este tipo de estudios demuestran por primera vez que las deficiencias de micronutrientes pueden ser potencialmente corregidas mediante el uso de extractos de plantas acumuladoras de metales y abre las puertas de una nueva posibilidad de aprovechamiento económico de la biomasa de las plantas hiperacumuladoras utilizadas en los procesos de fitocorrección. 6. REFERENCIAS Abou-Shanab, R.A., Angle, J.S., Delorme, T.A., Chaney, R.L., van Berkum, P., Moawad, H., Ghanem, K., Ghozlan, H.A., 2003. “Rhizobacterial effects on nickel extraction from soil and uptake by Alyssum murale”. New Phytologist, 158: 219-224. Abou-Shanab, R.A.I., Angle, J.S., Chaney, R.L., 2006. “Bacterial inoculants affecting nickel uptake by Alyssum murale from low, moderate and high Ni soils”. Soil Biology & Biochemistry, 38: 2882–2889. Adriano, D.C., 1986. “Trace elements in the terrestrial environment”. Springer-Verlag, New York. Adriano, D.C., 2001. “Trace elements in terrestrial environments: Biogeochemistry, Bioavailability and Risks of Metals”. 2nd Edition. Springer-Verlag New York. Berlin Heidelberg. Adriaensen, K., Vralstad, T., Noben, J.-P., Vangronsveld, J., Colpaert, J. V., 2005. “Copper-adapted Suillus luteus, a symbiotic solution for pines colonizing Cu mine spoils”. Applied and Environmental Microbiology: 7279–7284. A.E.M.A (Agencia Europea de Medio Ambiente), 2000. “CORINE (Coordination of Information on the Environment) Land Cover”. Alkorta, I., Hernández-Allica, J., Becerril, J. M., Amezaga, I., Albizu, I., Garbisu, C., 2004. “Recent findings on the phytoremediation of soils contaminated with environmentally toxic heavy metals and metalloids such as zinc, cadmium, lead and arsenic”. Reviews in Environmental Science and Biotechnology, 3: 7190. Alloway, BJ., 1995. “Heavy metals in soils”. Chapman & Hall, London. Alvarez, E., Fernandez Marcos, M.L., Vaamonde, C., Fernandez-Sanjurjo, M.J., 2003. “Heavy metals in the dump of an abandoned mine in Galicia (NW Spain) and in the spontaneously occurring vegetation”. Science of the Total Environment, 313: 185–197. Alvarenga, P.M., Araújo, M.F., Silva, J.A.L., 2004. “Elemental uptake and root-leaves transfer in Cistus ladanifer L. growing in a contaminated pyrite mining area (Aljustrel-Portugal)”. Water, Air and Soil Pollution, 152: 81–96. Amezcua-Allieri, M.A., Lead, J.R., Rodríguez-Vázquez, R., 2005. “Impact of microbial activity on copper, lead and nickel mobilization during the bioremediation of soil PAHs”. Chemosphere, 61: 484–491. Andelman, J.B. & Underhill, D.W., 1990. “Health Effects from Hazardous Waste Sites”. Lewis Publ, Chelsea, MI. Anderson, M.A., Bertsch P.M., Zelazny L.W., 1993. “Multicomponent transport through soil subjected to coal pile runoff under steady saturated flow”. En: Keefer, R.F., & Sajwan, K.S. (eds.), “Trace Elements in Coal and Coal Combustion Residues”, pp. 137-164. Lewis Publ, Boca Raton, FL. Anderson, C.W.N., Brooks, R.R., Stewart, R.B., Simcock, R., 1998. “Harvesting a crop of gold in plants”. Nature, 395: 553–554. Capítulo I _ 56 E.P.A (Environmental Protection Agency), 2005. “Road map to understanding innovative technology options for brownfields investigation and cleanup”. Office of Solid Waste and Emergency Response, Office of Superfund Remediation and Technology Innovation, 2005. EPA-542-B-05-001. Eriksson, J.E., 1988. “The effect of clay, organic matter and time on adsorption and plant uptake of Cd added soils”. Water, Air, and Soil Pollution. 40: 359–373. Ernst, W.H.O., 1996. “Bioavailability of heavy metals and decontamination of soil by plants”. Applied Geochemistry, 11: 163–167. Ernst, W.H.O., 2005. “Phytoextraction of mine wastes – Options and impossibilities”. Chemie der Erde, 65(S1): 29–42. Essington, M.E., 2004. “Soil and water chemistry: An integrative approach”. CRC Press, Boca Raton, FL. Evangelou, M.W.H., Daghan, H., Schaeffer, A., 2004. “The influence of humic acids on the phytoextraction of cadmium from soil”. Chemosphere, 57: 207–213. Evangelou, M.W.H., Ebel, M., Schaeffer, A., 2006. “Evaluation of the effect of small organic acids on phytoextraction of Cu and Pb from soil with tobacco Nicotiana tabacum”. Chemosphere, 63: 996–1004. Evans, L. J., 1989. "Chemistry of metal retention by soils". Environmental Science & Thecnology, 23: 1046-1056. Evans, L.J., Spiers, G.A., Zhao, G., 1995. “Chemical aspeects of heavy metal solubility with reference to sewage sludge amended soils”. International Journal of Environmental Analytical Chemistry, 59: 291-302. Everhart, J.L., McNear Jr., D., Peltier, E., van der Lelie, D., Chaney, R.L., Sparks, D.L., 2006. “Assessing nickel bioavailability in smelter-contaminated soils”. Science of the Total Environment 367 (2006): 732–744 Fitz, W., Wenzel, W.W. , Zhang, H., Nurmi, J., Stipek, K ., Fischerova, Z., Schweiger, P., Köllensperger, G., Ma, L.Q., Stingeder, G., 2003. “Rhizosphere characteristics of the arsenic hyperaccumulator Pteris vittata L. and monitoring of phytoremoval efficiency”. Environmental Science & Thecnology, 37: 50085014. Flores-Tavizón, E., Alarcón-Herrera, M.T., González-Elizondo, S., Olguín, E.J., 2003. “Arsenic tolerating plants from mine sites and hot springs in the semi-arid Region of Chihuahua, Mexico”. Acta Biotechnologica, 23: 113–119. Francesconi, K., Visoottiviseth, P., Sridokchan, W., Goessler, W., 2002. “Arsenic species in an arsenic hyperaccumulating fern, Pityrogramma calomelanos: A potential phytoremediator of arsenic-contaminated soils”. Science of the Total Environment, 284: 27–35. Frank, R., Ishida, K., Suda, P., 1976. “Metals in agricultural soils of Ontario”. Canadian Journal of Soil Science, 56: 181-196. Freedman, B. & Hutchinson, T.C., 1981. "Sources of metal and elemental contamination of terrestrial environments". En: Lepp N.W. (ed.), “Effect of Heavy metal Pollution on Plants”, Vol. 2. Applied Science, London. Freitas, H., Nabais, V., Paiva, J., 1991. “Heavy metals pollution in the urban areas and roads of Portugal using Nerium oleander L.” En: Farmer, J.G. (ed.), “Proceedings of the International Conference Heavy metals in the Environment. (8º, 12th - 16th September, 1991)”, pp. 240-242. CEP consultants Ltd. Edinburgh., 1991. vol. 1. Freitas, H., Prasad, M.N.V., Pratas, J., 2004. “Plant community tolerant to trace elements growing on the degraded soils of Sao Domingos mine in the south east of Portugal: environmental implications” Environment International, 30: 65– 72. Frérot, H., Lefébvre, Gruber, C., Collin, W. C., Dos Santos, A., Escarre, J., 2006. “Specific interactions between local metallicolous plants improve the phytostabilization of mine soils”. Plant and Soil, 282: 53– 65. Capítulo I 57 Gabbrielli, R., Gori, P., Scala, A., 1995. “Ni toxicity on carnation (Dyanthus-cariophyllus L. cv corrida) cellcultures-selection of Ni tolerant lines and effects of Ca and Mg”. Plant Science, 104: 225–230. Gadde, R.R & Laitinen, H.A., 1974. “Studies of heavy metal adsorption by hydrous iron and manganese oxides”. Analytical Chemistry, 46: 2022-2026. Galli, U., Schüepp, H., Brunold, C., 1994. “Heavy metal binding by mycorrhizal fungi”. Physiologia Plantarum, 92(2): 364 – 368. Gamble, D.S., 1986. "Interactions between natural organic polymers and metals in soil and fresh water systems: equilibria". En: Bernhard, M., Brinkman, F.E., Sadler, P.J. (eds.), “The importance of chemical speciation in environmental processes”. Dahlem Konferenzen , Springer-Verlag, Berlin. Garbisu, C. & Alkorta, I., 2001. “Phytoextraction: a cost-effective plant-based technology for the removal of metals from the environment”. Bioresource Technology, 77: 229-236. García, G., Zanuzzi, A.L., Faz, A., 2005. “Evaluation of heavy metal availability prior to an in situ soil phytoremediation program”. Biodegradation, 16: 187–194. Galán, E., Gómez Ariza, J.L., González, I., Fernández-Caliani, J.C., Morales, E., Giradles, I., 2003. “Heavy metal partitioning in river sediments severely polluted by acid mine drainage in the Iberian Pyrite Belt”. Applied Geochemistry, 18: 409–421. Garten, C.T., 1999. “Modeling the potential role of a forest ecosystem in phytostabilization and phytoextraction of 90Sr at a contaminated watershed”. Journal of environmental radioactivity, 43: 305-323. Geebelen, W., Adriano, D.C., Van der Lelie, D., Mench, M., Carleer, R., Clijsters, H., Vangronsveld, J., 2003. “Selected bioavailability assays to test the efficacy of amendment-induced immobilization of lead in soils”. Plant and Soil, 249: 217–228. Ghaderian, S.M., Mohtadi, A., Rahiminejad, M.R., Baker, A.J.M., 2007. “Nickel and other metal uptake and accumulation by species of Alyssum (Brassicaceae) from the ultramafics of Iran”. Environmental Pollution, 145: 293-298. Ghosh, M. & Singh, S.P., 2005. “A review on phytoremediation of heavy metals and utilization of its byproducts”. Applied Ecology and Environmental Research, 3(1): 1-18. Glass, D.J., 1999. “Economic potential of phytoremediation”. En: Raskin, I. & Ensley, B.D., (eds.), “Phytoremediation of Toxic Metals: Using Plants to Clean Up the Environment”, pp 15-31. John Wiley & Sons Inc, New York, NY. Gleba, D., Borisjuk, N.V., Borisjuk, L.G., Kneer, R., Poulev, A., Skarzhinskaya, M., Dushenkov, S., Logendra, S., Gleba, Y.Y., Raskin, I., 1999. “Use of plant roots for phytoremediation and molecular farming”. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 96(11): 59735977. Gleyzes, C., Tellier, S., Astruc, M., 2002. “Sequential extraction procedures for the characterisation of the fractionation of elements in industrially-contaminated soils”. En: Quevauviller Ph. (ed.), “Methodologies in Soil and Sediment Fractionation Studies”, pp. 66–104. Royal Society of Chemistry, Cambridge. Glick, B.R., 1995. “The enhancement of plant growth by free living bacteria”. Canadian Journal of Microbiology, 41: 109-117. González-Chávez, M.C.A., Vangronsveld, J., Colpaert, J., Leyval, C., 2006. “Arbuscular mycorrhizal fungi and heavy metals: Tolerante mechanisms and potencial use in bioremediation”. En: Prasat, M.N.V., Sajwan, K.S., Naidu, R., (eds.), “Trace elements in the environment, Biogeochemistry, Biotechnology and Bioremediation”. CRC Press. Taylor & Francis Group. 6000 Broken Sound Parkway NW, Suite 300. Boca Raton, FL 33487-2742. Gorlach, E. & Gambus, F., 1992. “A study of the effect of sorption and desorption of selected heavy metals in soils on their uptake by plants”. Zeszyty Problemowe Postepow Nauk Rolniczych, 398: 47–52. Gough, L.P., 1993. “Understanding our fragile environment, lessons from geochemical studies”. USGS Circular 1105, United States Government Printing Office. Washington, DC. Greman, H., Velikonja-Bolta, S., Vodnik, D., Kos, B., Lestan, D., 2001. “EDTA enhanced heavy metal phytoextraction: metal accumulation, leaching and toxicity”. Plant and Soil, 235: 105–114. Capítulo I _ 58 Greman, H., Vodnik, D., Velikonja-Bolta, S., Lestan, D., 2003. “Ethylenediaminedissuccinate as a new chelate for environmentally safe enhanced lead phytoextraction”. Journal of Environmental Quality, 32: 500–506. Greger, M. & Landberg, T., 1999. "Use of willow in Phytoextraction". International Journal of Phytoremediation, 1(2): 115-123. Halim, M., Conte, P., Piccolo, A., 2003. “Potential availability of heavy metals to phytoextraction from contaminated soils induced by exogenous humic substances”. Chemosphere, 52: 265–275. Hammer, D. & Keller, C., 2002. “Changes in the rhizosphere of metal-accumulating plants evidenced by chemical extractants”. Journal of Environmental Quality, 31: 1561–1569. Hammer, D., Keller, C., McLaughlin, M.J., Hamon, R.E., 2006. “Fixation of metals in soil constituents and potential remobilization by hyperaccumulating and non-hyperaccumulating plants: Results from an isotopic dilution study”. Environmental Pollution, 143: 407-415. Harper, F.A., Smith, S.E., Macnair, M.R., 1997. “Where is the cost in copper tolerance in Mimulus guttatus? Testing the trade-off hypothesis”. Functional Ecology, 11: 764– 774. Haygarth & Jones, K.C., 1992. “Atmospheric deposition of metals to agricultural surfaces”. En: Adriano, D.C. (ed.), “Biogeochemistry of trace metals”, pp. 249-276. Lewis Publ, Boca Raton, FL. He, Q.B. & Singh, B.R., 1993. “Plant availability of cadmium in soil, I. Extractable cadmium in newly and long-term cultivated soils”. Acta agriculturae Scandinavica, Section B, Soil and Plant Science, 43: 134– 141. He, Z.L., Zhou, Q.X., Xie, Z.M., 1998. “Chemical equilibrium of beneficial and pollution elements in soil”. Chinese Environmental Science Press, Beijing: 1998. Heaton, A.C.P., Rugh, C.L., Wang, N., Meagher, R.B., 1998. “Phytoremediation of mercuryand methylmercury-polluted soils using genetically engineered plants”. Journal of Soil Contamination, 7: 497– 509. Helsen, L., Van den Bulck, E., Van den Broeck, K., Vandecasteele, C., 1997. “Low-temperature pyrolysis of CCA treated wood waste: chemical determination and statistical analysis of metal input and output: mass balances”. Waste Management, 17(1): 79–86. Henriques, F.S. & Fernandes, J.C., 1991. “Metal uptake and distribution in rush (Juncus conglomeratus L.) plants growing in pyrites mine tailings at Lousal, Portugal”. Science of the Total Environment, 102: 253– 260. Herms, U. & Brümmer, G., 1984. “Einfluûgröûen der Schwermetalll öslichkeit und -bindung in Böden”. Z. Pflanzenernähr Bodenkd, 147, 400-424. Hetland, M.D., Gallagher, J.R., Daly, D.J., Hassett, D.J., Heebink, L.V., 2001. “Processing of plants used to phytoremediate lead-contaminated sites”. En: Leeson, A., Foote, E.A., Banks, M.K., Magar, V.S. (eds.), “Phytoremediation, Wetlands, and Sediments”, pp. 129–136. The Sixth International in situ and on-site Bioremediation Symposium, San Diego, California, 4–7 June. Battelle Press, Columbus, Richland. Hofstede, H. & Ho, G., 1991. "The effect of addition of bauxite refining residue (red mud) on the behaviour of heavy metals in compost". En: Vernet, J.P. (ed.), “Heavy metals in the environment”. Elsevier Science Publishers B. V. Huang, J.W., Chen, J.J., Berti, W.B., Cuningham, S.D., 1997. “Phytoremediation of lead-contaminated soils: role of synthetic chelates in lead phytoextraction”. Environmental Science & Thecnology, 31: 800805. Huang, J.W., Blaylock, M.J., Kapulnik, Y., Ensley, B.D., 1998. “Phytoremediation of uranium-contaminated soils: role of organic acids in triggering uranium hyperaccumulation in plants”. Environmental Science & Thecnology, 32, 2004–2008. Iimura, Y., Ikeda, S., Sonoki, T., Hayakawa, T., Kajita, S., Kimbara, K., Tatsumi, K., Katayama, Y., 2002. “Expression of a gene for Mn-peroxidase from Coriolus versicolor in transgenic tobacco generates potential tools for phytoremediation”. Applied Microbiology and Biotechnology, 59: 246–251. Capítulo I 59 InterCOST, 2000. “Workshop on Bioremediation”, Sorrento, Italy, 15-18 November (http://lbewww.epfl.ch/COST837/intercost_report.htm). ITRC Interstate Technology and Regulatory Cooperation Work Group / Phytoremediation Work Team, 1999. “Phytoremediation Decision Tree”. Homepage ITRC http://www.itrcweb.org. Document mirrored at http://www.imt.dtu.dk/courses/63190/stt/research2.htm (March 2001). Iyer, P.V.R., Rao, T.R., Grover, P.D., 2002. “Biomass Thermochemical characterization”. Third edition. Jankong, l.P., Visoottiviseth, P., Khokiattiwong, S., 2007. “Enhanced phytoremediation of arsenic contaminated land”. Chemosphere, 68(10): 1906-1912. James, B.R., 1996. “The challenge of remediating chromium-contaminated soil”, Environmental Science & Thecnology, 30: 248–251. James, B., 2001. “Chemical transformation of chromium in soils: relevance to mobility, bioavailability, and remediation”. International Chromium Development Association, Chromium File Paper No. 8, pp. 1–8. Jeffries, P., Gianinazzi, S., Perotto, S., Turnau, K., Barea, J.M., 2003. “The contribution of arbuscular mycorrhizal fungi in sustainable maintenance of plant health and soil fertility”. Biology and Fertility of Soils, 37: 1–16. Jenne, E.A., 1968. “Controls on Mn, Fe, Co, Ni, Cu and Zn concentrations in soils and water. The significant role of hydrous Mn and Fe oxides”. Advances in Chemistry Series, 73: 337-387. Johnson, M.S., Cooke, J.A., Stevenson, J.K.W., 1992. “Revegetation of metalliferous wastes and land after mining”. Harrison, R.M. (ed.), “Mining and its Environmental impacts”. Royal Society of Chemistry, London, 1992. Kaasalainen, M. & Yli-Halla, M., 2003. “Use of sequential extraction to assess metal partitioning in soils”. Environmental Pollution, 126: 225–233. Kabata Pendias, A. & Pendias, H., 1992. “Trace elements in soils and plants”. CRC Press Inc., Boca Raton, Florida. Kaldorf, M., Kuhn, A., Schroder, W.H., Hildebrandt, U., Bothe, H., 1999. “Selective element deposits in maize colonized by a heavy metal tolerance conferring arbuscular mycorrhizal fungus”. Journal of Plant Physiology, 154: 718–728. Kalin, M., 2002. “Pollution control – wetlands and ecological engineering”. En: Proceedings of the American Ecological engineering society annual meeting, “Ecological engineering: Implementing the profession”. April 28-30, University of Vermont, Burlington. Kamnev, A.A., & van der Lelie, D., 2000. “Chemical and biological parameters as tools to evaluate and improve heavy metal phytoremediation”. Bioscience Reports, 20(4): 239-258. Käppeli, O. & Auberson, L., 1998. “How safe is safe enough in plant genetic engineering?”. Trends in Plant Science, 3(7): 276-281. Karataglis, S.S., 1982. “Combined tolerance to Copper, Zinc and Lead by populations of Agrostis tenuis”. Oikos, 38(2): 234-241. Karenlampi, S., Schat, H., Vangronsveld, J., Verkleij, J.A.C., van der Lelie, D., Mergeay, M., Tervahauta, A.I., 2000. “Genetic engineering in the improvement of plants for phytoremediation of metal polluted soils”. Environmental Pollution, 107: 225–231. Kayser, A., Wenger, K., Keller, A., Attinger, W., Felix, H.R., Gupta, S.K., Schulin, R., 2000. “Enhancement of phytoextraction of Zn, Cd and Cu from calcareous soil: the use of NTA and sulfur amendments”. Environmental Science & Thecnology, 34: 1778–1783. Keeling, S.M., Stewart, R.B., Anderson, C.W.N., Robinson, B.H., 2003. “Nickel and Cobalt phytoextraction by the hyperaccumulator Berkheya coddii: Implications for polymetallic phytomining and phytoremediation”. International Journal of Phytoremediation, 5(3): 235–244. Capítulo I _ 60 Keller, C. & Hammer, D., 2005. “Alternatives for phytoextraction: Biomass plants versus hyperaccumulators”. Geophysical Research Abstracts, 7: 03285. Keller, C., Ludwig, C., Davoli, F., Wochele, J., 2005. “Thermal Treatment of Metal-Enriched Biomass Produced from Heavy Metal Phytoextraction”. Environmental Science & Thecnology, 39: 3359-3367. Keller, C., 2006. “Efficiency and limitations of phytoextraction by high biomass plants: the example of willows”. En: Prasat, M.N.V., Sajwan, K.S., Naidu, R., (eds.) “Trace elements in the environment, Biogeochemistry, Biotechnology and Bioremediation”.CRC Press. Taylor & Francis Group. 6000 Broken Sound Parkway NW, Suite 300. Boca Raton, FL 33487-2742. Kelly, M. 1988. “Mining and the freshwater environment”. Elsevier, Essex, United Kingdom. Khan, A.G., Kuek, C., Chaudhry, T.M., Khoo, C.S., Hayes, W.J., 2000. “Role of plants, mycorrhizae and phytochelators in heavy metal contaminated land remediation”. Chemosphere, 41(1-2): 197-207. Khan, A.G., 2005. “Role of soil microbes in the rhizospheres of plants growing on trace metal contaminated soils in phytoremediation”. Journal of Trace Elements in Medicine and Biology, 18: 355–364. Kidd, P.S., Monterroso, C., 2005. “Metal extraction by Alyssum serpyllifolium ssp lusitanicum on mine-spoil soils from Spain”. Science of the Total Environment, 336: 1-11. Kloke, A., Sauerbeck, D.R., Vetter, H., 1984. “The contamination of plant and soil with heavy metals and the transport of metals in terrestrial food chain”. En: Nriagu, J.O., (ed.), “Changing Metal Cycles and Human Health”, pp. 113-141. Springer-Verlag, Berlin. Knight, B. & McGrath, SP., 1995. “A method to buffer the concentrations of free Zn and Cd ions using a cation exchange resin in bacterial toxicity studies”. Environmental Toxicology and Water Quality, 8: 223– 230. Knight, K., Zhao, F.J., McGrath, S.P., Shen, Z.G., 1997. “Zinc and cadmium uptake by the hyperaccumulator Thlaspi caerulescens in contaminated soils and its effects on the concentration and chemical speciation of metals in soil solution”. Plant and Soil, 197: 71–78. Knox, A.S., Seaman, J., Adriano, D.C., Pierzynski, G., 2000. “Chemophytostabilization of metals in contaminated soils”. En: Wise, D.L.., Trantolo, D.J., Cichon, E.J., Inyang, H.I., Stottmeister, U., (eds.), “Bioremediation of contaminated soils”, pp. 811–836. Marcel Dekker, New York. Kohsiek, L.H.M., Fraters, D., Franken, R., Latour, J., Van der Linden, A.M.A., Reiling, R., Willens, W.J., 1994. “The pollution of soils and groundwater in the European Community”. En: Donker, M.H., Eijsackers, H., Heimbach, F. (eds.) “Ecotoxicology of soils organisms”, pp. 35-70. Lewis Publ, Boca Raton, F.L. Kopponen, P., Utriainen, M., Lukkari, K., Suntioinen, S., Kärenlampi, L., Kärenlampi, S., 2001. “Clonal differences in copper and zinc tolerance of birch in metal-supplemented soils”. Environmental Pollution, 112: 89-97. Koppolu, L. & Clements, L.D., 2003. “Pyrolysis as a technique for separating heavy metals from hyperaccumulators. Part 1: Preparation of synthetic hyperaccumulator biomass”. Biomass and Bioenergy, 24, 69-79. Koptsik, S., Koptsik, G., Livantsova, S., Eruslankina, L., Zhmelkova, T., Vologdina, Zh., 2003. “Heavy metals in soils near the nickel smelter: chemistry, spatial variation, and impacts on plant diversity”. Journal of Environmental Monitoring, 5(3): 441-50. Kos, B., Lestan, D., 2004. “Chelator induced phytoextraction and in situ soil washing of Cu”. Environmental Pollution, 134: 333–339. Krämer, U., Cotter-Howells, J.D., Charnock, J.M., Baker, A.J.M., Smith, J.A.C., 1996. “Free histidine as a metal chelator in plants that accumulate nickel”. Nature, 379: 635–638. Krämer, U. & Chardonnens, A.N., 2001. “The use of transgenic plants in the bioremediation of soils contaminated with trace elements”. Applied Microbiology and Biotechnology, 55: 661–672. Krämer, U., Talke, I.N., Hanikenne, M., 2007. “Transition metal transport”. FEBS Letters, 581: 2263–2272. Capítulo I 61 Kreutzer, K., 1995. “Effects of forest liming on soil processes”. En: Hüttl, R.F., Nihlsson, L.O., Johannsson, U.T. (eds.), “Nutrient Uptake and Cycling in Forest Ecosystems”, pp. 447–470. Kukier, U., Peters, C.A., Chaney, R.L., Angle, J.S, Roseberg, R.J., 2004. “The effect of pH on metal accumulation in two Alyssum species”. Journal of Environmental Quality, 33: 2090–2102. Kumar, P.B.A.N., Dushenkov, V., Motto, H., Raskin, L., 1995. “Phytoextraction: the use of plants to remove heavy metals from soils”. Environmental Science & Thecnology, 29: 1232-1238. Kurz, H., Schulz, R., Römheld, V., 1997. “Phytoremediation of Thallium and Cadmium from Contaminated Soils - Possibilities and Limitations”. Tokyo, Japan: Council for Promotion of Utilization of Organic Materials (C.P.O.U.M.). Sept. 1997: 120-132. Kurz, H., Schulz, R., Römheld, V., 1997. “Studies on thallium uptake by various crop plants for risk assessment of the food chain”. World Wide Web at: http://www.uni-hohenheim.de/institutes/plant_nutrition/hinstres.htm Lai, H.Y., Chen, Z.S., 2005. “The EDTA effect on phytoextraction of single and combined metalscontaminated soils using rainbow pink (Dianthus chinensis)”. Chemosphere. 80: 1062–1071. Laperche, V., Logan, T.J., Gaddam, P., Traina, S.J., 1997. "Effect of apatite amendments on plant uptake of lead from contaminated soil". Environmental Science & Thecnology, 31: 2745-2753. Lasat, M.M.; Norvell, W.A., Kochian, L.V., 1997. “Potential for phytoextraction of 137Cs from a contaminated soil”. Plant and Soil, 195(1): 99-106. Lasat, M.M., Baker, A.J.M., Kochian, L.V., 1998. “Altered Zn compartmentation in the root symplasm and stimulated Zn absorption into the leaf as mechanisms involved in Zn hyperaccumulation in Thlaspi caerulescens”. Plant Physiology, 118: 875-883. Lasat, M.M., 2002. “Phytoextraction of Toxic Metals: A Review of Biological Mechanisms”. Journal of Environmental Quality, 31: 109–120. Lebourg, A., Sterckeman, T., Cielsielki, H., Proix, N., 1996. “Intérêt de différents réactifs d'extraction chimique pour l'évaluation de la biodisponibilité des métaux en traces du sol”. Agronomie, 16: 201–215. Lepp, N.W. & Dickinson, N.M., 2003. “Natural bioremediation of metal polluted soils – a case history from the UK”. En: Mench, M. & Mocquut, B. (eds.), “Risk Assessment and Sustainable Land Management Using Plants in trace Element Contaminated Soils”, Cost Action 837, 4th WG2 Workshop, INRA, Bordeaux, France [ISBN 2-9520207-01] Legrand, P., Tiirme, M.-C., Sauve, S., Courchesne, E., 2005. “Speciation and bioavailability of trace metals (Cd, Cu, Ni, Pb, Zn) in the rhizosphere of contaminated soils”. En: Huang, RM. & Gobran, G.R. (eds.), “Biogeochemistry of Trace Elements in the Rhizosphere”. 2005 Elsevier B.V. Leita, L., De Nobili, M., Pardini, G., Ferrari, F., Sequi, P., 1989. “Anomalous contents of heavy metals in soils and vegetation of a mine area in S.W. Sardinia, Italy”. Water, Air, and Soil Pollution, 48: 423–433. Leita, L., Mondini, C., De Nobili, M., Simoni, A., Sequi, P., 1998. “Heavy metal content in xylem sap (Vitis vinifera) from mining and smelting areas”. Environmental Monitoring and Assessment, 50: 189–200. Leung, H.M., Ye, Z.H., Wong, M.H., 2006. “Interactions of mycorrhizal fungi with Pteris vittata (As hyperaccumulator) in As-contaminated soils”. Environmental Pollution, 139: 1–8. Leyval, C., Turnau, K., Haselwandter, K., 1997. “Effect of heavy metal pollution on mycorrhizal colonization and function: physiological, ecological and applied aspects”. Mycorrhiza: 7: 139–153. Li, Y.-M., Chaney, R.L., Angle, J.S., Chen, K.-Y., Kerschner, B.A., Baker, A.J.M., 1996. “Genotypical differences in zinc and cadmium hyperaccumulation in Thlaspi caerulescens”. Agronomy Abstracts: p. 27. Li, X.L. & Christie, P., 2001. “Changes in soil solution Zn and pH and uptake of Zn by arbuscular mycorrhizal red clover in Zn-contaminated soil”. Chemosphere, 42: 201–207. Li, Y.-M., Chaney R. L., Brewer E. P., Roseberg R. J., Angle J. S., Baker A. J. M., Reeves R. D., Nelkin, J., 2003a. “Development of a technology for commercial phytoextraction of nickel: Economic and technical considerations”. Plant and Soil, 249: 107-115. Capítulo I _ 62 Li, Y-M., Chaney, R.L., Brewer, E.P., Angle, J.S., Nelkin, J.P., 2003b. “Phytoextraction of nickel and cobalt by hyperaccumulator Alyssum species grown on nickel-contaminated soils”. Environmental Science & Thecnology, 37: 1463–1468. Li, T-Q., Yang, X-E., Jin, X-F, He, Z-L., Stoffella, P-J., Hu, Q-H., 2005. “Root responses and metal accumulation in two contrasting ecotypes of Sedum Alfredii hance under lead and Zinc toxic stress”. Journal of Environmental Science and Health, Part A 40: 1081–1096. Liang Zhu, Y., Pilon-Smits, E.A., Jouanin, L., Terry, N., 1999. “Overexpression of glutathione synthetase in indian mustard enhances cadmium accumulation and tolerance”. Plant Physiology, 119(1): 73-80. Lim, J.-M., Salido, A.L., Butcher, D.J., 2004. “Phytoextraction of lead using Indian mustard (Brassica juncea) with EDTA and electrodics”. Microchemical Journal, 76: 3–9. Lin, Z.Q., Schemenauer, R.S., Cervinka, V., Zayed, A., Lee, A., Terry, N., 2000. “Selenium volatilization from the soil—Salicornia bigelovii for treatment system for the remediation of contaminated water and soil in the San Joaquin valley”. Journal of Environmental Quality, 29: 1048– 1056. Lindegaard, K.N. & Barker, J.H.A., 1997. “Breeding willows for biomass”. Aspects of Applied Biology, 49: 155–162. Ljung, A. & Nordin, A., 1997. “Theoretical feasibility for ecological biomass ash recirculation: Chemical equilibrium behavior of nutrient elements and heavy metals during combustion”. Environmental Science & Thecnology, 31: 2499-2503. Lombi, E., Zhao, F.J., Dunham, S.J., McGrath, S.P., 2000. “Cadmium accumulation in populations of Thlaspi caerulescens and Thlaspi goesingense”. New Phytologist, 145: 11–20. Lombi, E., Zhao, F.J., Dunham, S.J., McGrath, S.P., 2001. “Phytoremediation of heavy metal contaminated soils: natural hyperaccumulation versus chemically enhanced phytoextraction”. Journal of Environmental Quality, 30: 1919 - 1926. Long, X.X., Yang, X.E., Ye, Z.Q., Ni, W.Z., Shi, W.Y., 2002. “Differences of uptake and accumulation of zinc in four species of Sedum”. Acta Botanica Sinica, 44: 152-157. López Arias, M. & Grau Corbí, J.M., 2004. “Metales pesados, materia orgánica y otros parámetros de la capa superficial de los suelos agrícolas y de pastos de la España Peninsular”. Ed. INIA. Lothenbach, B., Krebs, R., Furrer, G., Gupta, S.K., Schulin, R., 1998. “Immobilization of cadmium and zinc in soil by Al-montmorillonite and gravel sludge”. European Journal of Soil Science, 49: 141–148. Luo, Y.M., Christie, P., Baker, A.J.M., 2000. “Soil solution Zn and pH dynamics in non-rhizosphere soil and in the rhizosphere of Thlaspi caerulescens grown in a Zn/Cdcontaminated soil”. Chemosphere, 41: 161164. Luo, C.L., Shen, Z.G., Li, X.D., 2005. “Enhanced phytoextraction of Cu, Pb, Zn and Cd with EDTA and EDDS”. Chemosphere, 59: 1–11. Ma, L.Q., Komar, K.M., Tu, C., Zhang, W., Cai, Y., Kennelley, E.D., 2001. “A fern that hyperaccumulates Arsenic”. Nature, 409: 579. Macías, F., Barral, T. M., Monterroso, C., y Calvo, R. M., 1992. "Metales pesados en las escombreras de la mina Puentes (A Coruña): Influencia de las condiciones Eh-pH". Suelo y planta, 2: 139-150. Macnair, M.R., Tilstone, G.H., Smith, S.E., 2000. “The genetics of tolerance and accumulation in higher plants”. En: Terry, N. & Bafiuelos, G.S. (eds.), “Phytoremediation of Contaminated Soil and Water”, pp. 235-250. Lewis Publishers. Boca Raton. Macnair, M.R., 2003. “The hyperaceumulation of metals by plants”. Advances in Botanical Research, 40. Incorporating Advances in Plant Pathology. ISBN 0-12-005940-1 Madrid, F., Liphadzi, M.S., Kirkham, M.B., 2003. “Heavy metal displacement in chelate-irrigated soil during phytoremediation”. Journal of Hydrology, 272: 107–119. Malamed, R., Cao, X., Chen, M., Ma, L.Q., 2003. “Field assessment of lead immobilization in a contaminated soil after phosphate application”. Science of the Total Environment, 305(1–3): 117–127. Capítulo I 63 Malcová, R., Rydová, J., Vosátka, M., 2003. “Metal-free cultivation of Glomus sp. BEG 140 isolated from Mn-contaminated soil reduces tolerance to Mn”. Mycorrhiza, 13: 151–157. Marmiroli, M., Antonioli, G., Maestria, E., Marmiroli, N., 2005. “Evidence of the involvement of plant lignocellulosic structure in the sequestration of Pb: an X-ray spectroscopy-based analysis”. Environmental Pollution, 134: 217–227. Marschner, H., Treeby, M., Romheld, V., 1989. “Role of root-induced changes in the rhizosphere for iron acquisition in higher plants”. Z. Pflanzenernahr Bodenk, 152(3): 197–204. Marschner, P., Yang, C.-H., Lieberei, R., Crowley, D.E., 2001. “Soil and plant specific effects on bacterial community composition in the rhizosphere”. Soil Biology and Biochemistry, 33(11): 1437-1445. Marschner, P., Crowley, D., Yang, C.H., 2004. “Development of specific rhizosphere bacterial communities in relation to plant species, nutrition and soil type”. Plant and Soil, 261: 199–208. Martínez, M., Bernal, P., Almela, C., Vélez, D., García-Agustín, P., Serrano, R., Navarro-Aviño, J., 2006. “An engineered plant that accumulates higher levels of heavy metals than Thlaspi caerulescens, with yields of 100 times more biomass in mine soils”. Chemosphere, 64: 478–485. Mas, A. & Azcúe, JM., 1993. “Metales en sistemas biológicos”. Promociones y Publicaciones Universitarias, S.A. LCT-74. Barcelona. Maywald, F. & Weigel, H.J., 1997. “Biochemistry and molecular biology of heavy metal accumulation in higher plants”, Landbauforschung Volkenrode, 47: 103–126. McBride, M.B., 1994. “Environmental chemistry of soils”. Oxford Univ. Assessment of a sequential extraction procedure for perturbed Press, New York. McBride, M.B., 2004. “Molybdenum, sulfur, and other trace elements in farm soils and forages after sewage sludge application”. Communications in Soil Science and Plant Analysis, 35: 517–35. McGrath, S.P., Sidoli, C.M.D., Baker, A.J.M., Reeves, R.D., 1993. “The potencial for the use of metalaccumulating plants for the in situ decontamination of metal-polluted soils”. En: Eijsackers, H.J.P. & Hamers, T. (eds.), “Integrated soil and sediment research: A basis for proper protection”, pp. 673-676. Kluwer Academic Publishers. McGrath, S.P., Shen, Z.G., Zhao, F.J., 1997. “Heavy metal uptake and chemical changes in the rhizosphere of Thlaspi caerulescens and Thlaspi ochroleucum grown in contaminated soils”. Plant and Soil, 180: 153–159. McGrath, S.P., Zhao, F.J., Lombi, E., 2001. “Plant and rhizosphere characteristics involved in phytoremediation of metal-contaminated soils”. Plant and Soil, 232: 207–214. McGrath, S.P., Zhao, F. J., Lombi, E., 2002. "Phytoremediation of metals, metalloids, and radionuclides". Advances in Agronomy, 75: 1-56 McGrath, S.P. & Zhao, F.J., 2003. “Phytoextraction of metals and metalloids from contaminated soils”. Current Opinion in Biotechnology, 14: 277–282. Meagher, R.B. & Rugh, C.L., 1996. “Phytoremediation of heavy metal pollution: ionic and methyl mercury”. En: Workshop Organization for Economic Co-Operation and Development, “OECD Biotechnology for Water Use and Conservation”, Cocoyoc, Mexico (1996), pp. 305–321. Meagher, R.B., 2000. “Phytoremediation of toxic elemental and organic pollutants”. Current Opinion in Plant Biology, 3: 153–162. Meagher, R.B., Rugh, C.L., Kandasamy, M.K., Gragson, G., Wang, N.J., 2000. “Engineered phytoremediation of mercury pollution in soil and water using bacterial genes”. En: Terry, N., Bañuelos, G., (eds.), “Phytoremediation of contaminated soil and water”. pp. 201– 21. Boca Raton Lewis; 2000. Meers, E., Vervaeke, P., Tack, F.M.G., Lust, N., Verloo, M.G., Lesage, E., 2003. “Field trial experiment: phytoremediation with Salix sp. on a dredged sediment disposal site in Flanders, Belgium”. Remediation Journal, 13: 87–97. Capítulo I _ 64 Meers, E., Ruttens, A., Hopgood, M.J., Samson, D., Tack, F.M.G., 2005. “Comparison of EDTA and EDDS as potential soil amendments for enhanced phytoextraction of heavy metals”. Chemosphere. 58: 1011– 1022. Meerts, P. & Van Isacker, N., 1997. “Heavy metal tolerance and accumulation in metallicolous and nonmetallicolous populations of Thlaspi caerulescens from continental Europe”. Plant Ecology, 133: 221–231. Meharg, A.A. & Cairney, J.W.G., 2000. “Review -Ectomycorrhizas — extending the capabilities of rhizosphere remediation?”. Soil Biology and Biochemistry, 32(11-12): 1475-1484. Melendo, M., Benítez, E., Nogales, R., 2002. “Assessment of the feasibility of endogenous Mediterranean species for phytoremediation of lead-contaminated areas”. Fresenius Environmetal Bulletin, 11: 1105– 1109. Mench, M., Vangronsveld, J., Beckx, C., Ruttens, A., 2006a. “Progress in assisted natural remediation of an arsenic contaminated agricultural soil”. Environmental Pollution, 144: 51-61. Mench, M., Resella, G., Gelsomino, A., Landi, L., Nannipieri, P., 2006b. “Biochemical parameters and bacterial species richness in soils contaminated by sludge-borne metals and remediated with inorganic soil amendments”. Environmental Pollution, 144: 24-31. Menezes de Sequeira, E. & Pinto da Silva, A.R., 1992. "Ecology of serpentinized areas of north-east Portugal". En: Roberts, B. A. y Proctor, J. (eds.), “The ecology of areas with serpentinized rocks A World view”, pp. 169-197. Kluwer Academic Publishers. Printed in the Netherlands. Mengoni, A., Gonnelli, C., Galardi, F., Gabbrielli, R., Bazzicalupo, M., 2000. “Genetic diversity and heavy metal tolerance in populations of Silene paradoxa L. (Caryophyllaceae): a random amplified polymorphic DNA analysis”. Molecular Ecology, 9: 1319–1324. Mengoni, A., Barzanti, R., Gonnelli, C., Gabbrielli, R., Bazzicalupo, M., 2001. “Characterization of nickelresistant bacteria isolated from serpentine soil”. Environmental Microbiology, 3(11): 691-698. Merian, E., 1991. “Metals and their compounds in the environment”. VCH Publ, Weinheim, Germany. Merry, R.H., Tiller, K.G., Alston, A. M., 1983. "Accumulation of copper, lead and arsenic in some Australian orchard soils”. Australian Journal of Soil Research, 21: 549-561. Mertens, J., Vervaeke, P., De Schrijver, A., Luyssaert, S., 2004. “Metal uptake by young trees from dredged brackish sediment: limitations and possibilities for phytoextraction and phytostabilisation”. Science of the Total Environment, 326: 209-215. Ministerio de Medio Ambiente - Gabinete de Prensa, 2005. “El Gobierno aprueba un Real Decreto que establece la relación de actividades potencialmente contaminantes del suelo y los criterios para su declaración”. Nota de Prensa Consejo de Ministros, 14 de Enero de 2005. Mitchell, R.L., 1964. “Trace elements in soil”. En: Bear, F.E. (ed.) “Chemistry of the soil”. pp. 320-368. Reinhold Publishing Corporation, New York; Chapman and Hall, London. Molitor, M., Dechamps, C., Gruber, W., Meerts, P., 2005. “Thlaspi caerulescens on nonmetalliferous soil in Luxembourg: ecological niche and genetic variation in mineral element composition”. New Phytologist, 165: 503–512. Morgan, J.A.W., Bending, G.D., White, P.J., 1997. “Biological costs and benefits to plant–microbe interactions in the rhizosphere”. Journal of Experimental Botany: 1-11. Mulligan, C.N., Yong, R.N., Gibbs, B.F., 2001. “Remediation for metal-contaminated soils and groundwater: an evaluation”. Engineering Geology, 60: 193–207 Narwal, R.P. & Singh, B.R., 1998. “Effect of organic materials on partitioning, extractability and plant uptake of metals in an alum shale soil”. Water, Air, and Soil Pollution. 103: 405–421. Navas, A. & Lindhorfer, H., 2003. “Geochemical speciation of heavy metals in semiarid soils of the central Ebro Valley (Spain)”. Environment International, 29: 61–68. Nehnevajova, E., Herzig, R., Federer, G., Erismann, K-H., Schwitzguébel, J-P., 2005. “Screening of sunflower cultivars for metal phytoextraction in a contaminated field prior to mutagenesis”. International Journal of Phytoremediation, 7: 337–349. Capítulo I 65 Nicks, L.J. & Chambers, M.F., 1995. “Farming for metals”. Mining Environmental Management, 15–18 September. Norland, M.R. & Veith, D.L., 1995. “Revegetation of coarse taconite iron ore tailing using municipal solid waste compost”. Journal of Hazardous Materials, 41(2-3): 123-134. Norvell, W.A., Wu, J., Hopkins, D.G., Welch, R.M., 2000. “Association of cadmium in durum wheat grain with soil chloride and chelate-extractable soil cadmium”. Soil Science Society of America Journal, 64: 2162–2168. Nriagu, J.O., 1984. “Changing Metal Cycles and Human Health (Dahlem Konferenzen)”. Springer-Verlag, Berlin. Nriagu, J.O. & Pacyna J.M., 1988. “Quantitative assessment of World-wide contamination of air, water and soils with trace metals”. Nature, 333: 134-139. Nriagu, J.O., 1990. “Global metal pollution. Poisoning the biosphere”. Environment, 32: 7-33. Oliveira, R.S., Dodd, J.C., Castro, P.M.L., 2001. “The mycorrhizal status of Phragmites australis in several polluted soils and sediments of an industrialised region of Northern Portugal”. Mycorrhiza, 10: 241–247. Olson, P.E., Reardon, K.F., Pilon-Smits, E.A.H., 2003. “Ecology of Rhizosphere Bioremediation”. En: McCutcheon, S.C., Schnoor, J.L. (eds.), “Phytoremediation: Transformation and Control of Contaminants”. Publisher by John Wiley & Sons, Inc., Hoboken, New Jersey. Orescanin, V., Mikelić, L., Lovrencić, I., Barisić, D., Mikulić, N., Lulić, S., 2006. “Environmental contamination assessment of the surroundings of the ex-ferrochromium smelter Dugi Rat, Croatia”. Journal of Environmental Science and Health, Part A, Toxic/Hazardous Substances and Environmental Engineering, 41(11): 2547-55. Orłowska, E., Zubek, Sz., Jurkiewicz, A., Szarek-Łukaszewska, G., Turnau, K., 2002. “Influence of restoration on arbuscular mycorrhiza of Biscutella laevigata L. (Brassicaceae) and Plantago lanceolata L. (Plantaginaceae) from calamine spoil mounds”. Mycorrhiza, 12: 153–160. Orłowska, E., Ryszka, P., Jurkiewicz, A., Turnau, K., 2005. “Effectiveness of arbuscular mycorrhizal fungal (AMF) strains in colonisation of plants involved in phytostabilisation of zinc wastes”. Geoderma, 129(1-2): 92-98. Ow, D.W., 1996. “Heavy metal tolerance genes: prospective tools for bioremediation”. Resources, Conservation and Recycling, 18: 135-149. Pal, A., Paul, A.K., 2004. “Aerobic chromate reduction by chromium-resistant bacteria isolated from serpentine soil”. Microbiological Research, 159: 347—354. Panin, M.S. & Gulkina, T.I., 2005. “Adsorption of copper by soils of the Irtysh river region, Semipalatinsk Oblast”. Eurasian Soil Science, 38(4): 364-373. Papoyan, A., Kochian, L.V., 2004. “Identification of Thlaspi caerulescens genes that may be involved in heavy metal hyperaccumulation and tolerance: characterization of a novel heavy metal transporting atpase”. Plant Physiology. 136: 3814-3823. Parker, DR., & Pedler, JF., 1997. “Revaluating the free-ion activity model of trace metal availability to higher plants”. Plant and Soil, 196: 223–228. Pawlowska, T.E., Błaszkowski, J., Rühling, A., 1996. “The mycorrhizal status of plants colonizing a calamine spoil mound in southern Poland”. Mycorrhiza, 6: 499–505. Pederson, G.A., Brink, G.E., Fairbrother, T.E., 2002. “Nutrient uptake in plant parts of sixteen forages fertilized with poultry litter Nitrogen, Phosphorus, Potassium, Copper, and Zinc”. Agronomy Journal, 94: 895-904. Pence, N.S., Larsen, P.B., Ebbs, S.D, Letham, D.L.D, Lasat, M.M., Garvin, D.F., Eide, D., Kochian, L.V., 2000. “The molecular physiology of heavy metal transport in the Zn/Cd hyperaccumulator Thlaspi caerulescens”. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 97: 4956–4960. Capítulo I _ 72 Vandecasteele, B., De Vos B., Tack, F.M.G., 2002. “Cadmium and zinc uptake by volunteer willow species and elder rooting in polluted dredged sediment disposal sites”. Science of the Total Environment, 299: 191–205. Van de Mortel, J.E., Villanueva, L.A., Schat, H., Kwekkebopom, J., Coughlan, S., Moerland, P.D., van Themaat, E.V.L., Koornneef, M., Aarts, MGM., 2006. “Large expression differences in genes for iron and zinc homeostasis, stress response, and lignin biosynthesis distinguish roots of Arabidopsis thaliana and the related metal hyperaccumulator Thlaspi caerulescens”. Plant Physiology, 142: 1127–1147. Vandenhove, H., Bousher, A., Jensen, P.H., Jackson, D., Lambers, B., Zeevaert, T., 2000. “Investigation of a possible basis for a common approach with regard to the restoration of areas affected by lasting radiation exposure as a result of past or old practice or work activity”. CARE Final Report Prepared by European Commission DG XI Environment, Nuclear Safety and Civil Protection under contract 96-ET-006. Van de Vivere, H., 2000. “Revegetation of industrial sites” En: Vandehove, H. (ed.), “Topical days on phytomanagement of contaminated environments”, Mol, Belgium, Report SCK-CEN BLG-844. Vangronsveld, J., Van Assche, F., Clijsters, H., 1991. “Reclamation of a ´desert like' site in the north east of belgium: evolution of the metal pollution and experiments in situ”. En: Farmer, J.G. (ed.), “Proc. Int. Conf. Heavy Metals in the Environment”, pp. 58-61. CEP Consultants, Edinburgh, UK. Vangronsveld, J., Van Assche,,F., Sterckx, J., Clijsters, H., 1993. “Rehabilitation studies on an old nonferrous waste dumping ground: Effects of metal immobilization and revegetation”. En: Allen, R.J. & Nriagu, J.O. (eds.), “Proc. Int. Conf. Heavy Metals in the Environment”, pp. 563–566. CEP Consultants, Edinburgh, UK (1993). Vangronsveld, J., Cunningham, S.D., 1998. “Metal-Contaminated Soils: In situ Inactivation and Phytorestoration”. R.G. Landes Company, Georgetown, Texas. Van Huysen, T., Abdel-Ghany, S., Hale, K.L., LeDuc, D., Terry, N., Pilon-Smits, E.A.H., 2003. “Overexpression of cystathionine-gamma-synthase enhances selenium volatilization in Brassica juncea”. Planta, 218: 71-78. Van Huysen, T., Terry, N., Pilon-Smits, E.A.H., 2004. “Exploring the selenium phytoremediation potential of transgenic Indian mustard overexpressing ATP sulfurylase or cystathionine-synthase”. International Journal of Phytoremediation, 6: 111-118. Verloo, M. & Willaert, G. 1990. “Direct and indirect effects of fertilisation practices on heavy metals in plants and soils”. En: Merckx, R., Vereecken, H., Vlassak, K. (eds.), “Fertilisation and the environment”. Leuven University, Press Belgium pp 79-87. Verret, F., Gravot, A., Auroy, P., Leonhardt, N., David, P., Nussaume, L., Vavasseur, A., Richaud, P., 2004. “Overexpression of AtHMA4 enhances root-to-shoot translocation of zinc and cadmium and plant metal tolerance”. FEBS Letters, 576: 306–312. Vogel-Mikuš, K., Pongrac, P., Kump, P., Nečemer, M., Regvar, M.,2006. “Colonisation of a Zn, Cd and Pb hyperaccumulator Thlaspi praecox Wulfen with indigenous arbuscular mycorrhizal fungal mixture induces changes in heavy metal and nutrient uptake”. Environmental Pollution, 139(2): 362-371. Walker, D.J., Clemente, R., Bernal, M.P., 2004. “Contrasting effects of manure and compost on soil pH, heavy metal availability and growth of Chenopodium album L. in a soil contaminated by pyritic mine waste”. Chemosphere, 57: 215–224. Wang, A.S., Angle, J.S., Chaney, R.L., Delorme, T.A., Reeves, R.D., 2006. “Soil pH effects on uptake of Cd and Zn by Thlaspi caerulescens”. Plant and Soil, 281: 325-33. Wasay, S.A., Barrington, S.F., Tokunaga, S., 1998. “Remediation of soils polluted by heavy metals using salts of organic acids and chelating agents”. Environmental Technology, 19: 369–379. Webber, J., 1981. “Trace metals in agriculture”. En: Lepp, NW. (ed.), “Effect of heavy metal pollution on plants: Metals in the environment, vol. II”, pp. 159–184. London and New Jersey: Applied Science Publishers. Capítulo I 73 Weber, M., Harada, E., Vess, C., Roepenack-Lahaye, E. V., Clemens, S., 2004. “Comparative microarray analysis of Arabidopsis thaliana and Arabidopsis halleri roots identifies nicotianamine synthase, a ZIP transporter and other genes as potential metal hyperaccumulation factors”. Plant Journal, 37: 269–281. Wenzel, W.W., Unterbrunner, R., Sommer, P., Pasqualina, S., 2003a. “Chelate-assisted phytoextraction using canola (Brassica napus L.) in outdoors pot and lysimeter experiments”. Plant and Soil, 249: 83–96. Wenzel, W.W., Bunkowski, M., Puschenreiter, M., Horak, O., 2003b. “Rhizosphere characteristics of indigenously growing nickel hyperaccumulator and excluder plants on serpentine soil”. Environmental Pollution, 123(1): 131-138. Whitfield, L., Richards, A.J., Rimmer, D.L., 2003. “Effects of mycorrhizal colonization on Thymus polytrichus from heavy metal-contaminated sites in north England”. Mycorrhiza, 14: 47–54. Whiting, S.N., de Souza, M.P., Terry, N., 2001. “Rhizosphere bacteria mobilize Zn for hyperaccumulation by Thlaspi caerulescens”. Environmental Science & Technology, 35: 3144–3150. Wielinga, B., Lucy, J.K., Moore, J.N., Seastone, O.F., Gannon, J.E., 1999. “Microbiological and geochemical characterization of fluvially deposited sulfidic mine tailings”. Applied and Environmental Microbiology, Vol. 65, No. 4: 1548-1555. Wolfe, A.K. & Bjornstad, D.J. 2002. “Why would anyone object? An exploration of soil aspects of phytoremediation acceptability”. Critical Reviews in Plant Sciences, 21, 429–438. Wolverton, B.C & Wolverton, J.D., 2001. “Growing clean water, nature´s solution to water pollution”. Wes Publisher, Picayune, Mississippi. Wong, M.H., 2003. “Ecological restoration of mine degraded soils, with emphasis on metal contaminated soils”. Chemosphere, 50: 775–780. Wood, B.W., Reilly, C.C., Nyczepir, A.P., 2004. “Mouse-ear of pecan: A nickel Deficiency”. HortScience, 39: 1238-1242. Wood, B.W., Chaney, R., Crawford, M., 2006. “Correcting micronutrient deficiency using metal hyperaccumulators: Alyssum biomass as a natural product for nickel deficiency correction”. Hortscience, 41(5): 1231-1234. Wu, L., 1990. “Colonization and establishment of plants in contaminated environments”. En: Shaw, A.J., (ed.), “Heavy Metal Tolerance in Plants, Evolutionary Aspects”, pp. 269–284. CRC Press, Boca Raton, FL (1990). Wu, L.H., Luo, Y.M., Xing, X.R., Christie, P., 2004. “EDTA-enhanced phytoremediation of heavy metal contaminated soil with Indian mustard and associated potential leaching risk”. Agriculture, Ecosystems & Environment, 102: 307–318. Wu, S.C., Cheung, K.C., Luo, Y.M., Wong, M.H., 2006a. “Effects of inoculation of plant growth-promoting rhizobacteria on metal uptake by Brassica juncea”. Environmental Pollution, 140: 124-135. Wu, C.H., Wood, T.K., Mulchandani, A., Chen, W., 2006b. “Engineering plant-microbe symbiosis for rhizoremediation of heavy metals” Applied and Environmental Microbiology, 72(2): 1129–1134. Xia, H.P. & Shu, W.S., 2001. “Resistance to and uptake of heavy metals by Vetiveria zizanioides and Paspalum notatum form lead/zinc mine tailings”. Acta Ecologica Sinica, 21(7): 1121-1129. Xunta de Galicia, 1992. “Atlas geoquímico de Galicia”. Consellería de Industria e Comercio, Dirección Xeral de Industria, D.L. Xunta de Galicia, 1995. “Plan de xestión de residuos perigosos e solos contaminados de Galicia”. Consellería de Industria e Comercio. Xunta de Galicia, 1997. “Primeira fase do programa operativo de solos contaminados de Galicia (POSC)”. Consellería de Medio Ambiente. Xunta de Galicia, 1998. “Segunda fase do programa operativo de solos contaminados de Galicia (POSC)”. Consellería de Medio Ambiente. Capítulo I _ 74 Xunta de Galicia, 2003. “Plan de xestión de residuos industriais e solos contaminados de Galicia”. Consellería de Medio Ambiente. Yang, X.E., Long, X.X., Ni, W.Z., 2002. “Physiological and molecular mechanisms of heavy metal uptake by hyperaccumulating plants”. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 8: 8–15. Ye, Z.H., Wong, J.W.C., Wong, M.H., Lan, C.Y., Baker, A.J.M., 1999. “Lime and pig manure as ameliorants for the revegetation on lead/zinc mine tailings: a greenhouse study”. Bioresource Technology, 69: 35–45. Zhang, L., Angle, J., Chaney, R.L., 2007. “Do high-nickel leaves shed by the nickel hyperaccumulator Alyssum murale inhibit seed germination of competing plants?”. New Phytologist, 173: 509–516. Zhao, F.J., Hamon, R.E., McLaughlin, M.J., 2001. “Root exudates of the hyperaccumulator Thlaspi caerulescens do not enhance metal mobilisation”. New Phytologist, 151: 613–620. Zhao, F.J., Dunham, S.J., McGrath, S.P., 2002. “Arsenic hyperaccumulation by different fern species”. New Phytologist, 156: 27-31. Zhao, F.J., Lombi, E., McGrath, S.P., 2003. “Assessing the potential for zinc and cadmium phytoremediation with the hyperaccumulator Thlaspi caerulescens”. Plant and Soil, 249: 37-43. Zhao, Z-Q., Zhu, Y-G., Li, H-Y., Smith, S.E., Smith, F.A., 2004. “Effects of forms and rates of potassium fertilizers on cadmium uptake by two cultivars of spring wheat (Triticum aestivum L.)”. Environment International, 29(7): 973-978. Zhuang, X., Chen, J., Shim, H., Bai, Z., 2007. “New advances in plant growth-promoting rhizobacteria for bioremediation”. Environment International, 33: 406–413. Capítulo II 75 CAPÍTULO 2 ESTUDIO FITOGEOQUÍMICO DE LA REGIÓN DE TRAS-OS-MONTES (NE PORTUGAL). INFLUENCIA DEL MATERIAL ORIGINAL EN LA ACUMULACIÓN DE METALES EN PLANTAS Resumen: Las técnicas de fitocorrección son reconocidas actualmente como alternativas prometedoras a las técnicas clásicas de limpieza de suelos con una contaminación difusa o moderada en metales pesados. Sin embargo, relativamente pocas especies de plantas han sido estudiadas para propósitos de fitocorrección. El avance de estas técnicas todavía requiere de la realización de estudios biogeoquímicos y de búsqueda de nuevas especies vegetales adecuadas. En este sentido, suelos naturalmente ricos en metales pesados como consecuencia de la composición química de las rocas de las cuales derivan, como pueden ser las áreas serpentiníticas, pueden funcionar como fuentes de plantas metalotolerantes con un potencial uso en aplicaciones de fitocorrección. En este trabajo se estudia la influencia del material de partida sobre el contenido, fraccionamiento y biodisponibilidad de metales pesados en suelos y su acumulación en plantas, englobando áreas ultramáficas y no ultramáficas en la región de Tras-Os-Montes (NE Portugal). Para ello se recogieron muestras de roca, suelos y plantas en seis localizaciones del área estudiada en base a su diferente litología (serpentinitas, peridotitas, granulitas, migmatitas y esquistos), analizando la composición química de las rocas, el contenido total, fraccionamiento químico y biodisponibilidad de Mn, Cr, Ni, Co, Cu, Zn y Pb en los suelos y la acumulación de estos metales en las raíces, tallos y hojas de las plantas. Los resultados muestran que las rocas de composición ultrabásica presentan las mayores concentraciones de Ni, Cr y Co, especialmente las que presentaban rasgos de serpentinización; por su parte el Cu, Zn y Mn se asociaron con las rocas de composición básica (granulitas) y el Pb con las rocas ácidas, especialmente con los esquistos. El contenido total de estos metales en el suelo, pero no su biodisponibilidad, reflejó de forma general el contenido metálico de los materiales originales. Nueve especies de plantas (representando 7 familias) fueron muestreadas, incluyendo a efectos comparativos a la hiperacumuladora de Ni Alyssum serpyllifolium subsp. lusitanicum. Los patrones de absorción y acumulación de los metales en planta no sólo variaron en función de la especie vegetal, sino también de las condiciones edáficas de su procedencia. Generalmente la mayor acumulación de metales, translocación ([Metal]Hoja:[Metal]Raíz) y bioacumulación ([Metal]Hoja:[Metal]Suelo) fue encontrada en cuatro de las especies no hiperacumuladoras de metales: Cistus ladanifer, Lavandula stoechas, Plantago subulata subsp. radicata y Thymus mastichina. Mientras que P. subulata es de menor interés dada su escasa biomasa, las otras tres especies podrían llegar a tener un uso potencial en tecnologías de fitocorrección, particularmente en la fitoextracción de Cr, Mn y Zn en suelos contaminados. En adición, estas tres especies poseen un aprovechamiento económico en la elaboración de aceites y fragancias, lo que incrementa su interés. Capítulo II 77 1. INTRODUCCIÓN La geoquímica de las rocas ejerce el control primario en el contenido y distribución de los metales pesados en la mayor parte de la superficie terrestre, con notables excepciones en las áreas contaminadas por la actividad humana (industrial, minera o agrícola). Durante la alteración de las rocas, los metales son transferidos a los suelos, pudiéndose acumular localmente en algunas zonas. En este sentido, diferentes minerales fácilmente alterables como olivino, hornblenda o augita, frecuentes en rocas ígneas y metamórficas, transfieren al suelo cantidades importantes de Mn, Co, Ni, Cu y Zn; la alteración de rocas ultrabásicas, como serpentinitas, libera grandes cantidades de Cr, Ni y, en menor medida, Co (Ross, 1994). Los metales liberados por las rocas se distribuyen en el suelo entre fracciones con distinto grado de labilidad: cambiables, ligados a materia orgánica, a óxidos de hierro y manganeso y a estructuras minerales. El equilibrio dinámico que se establece entre estas fracciones determina su movilidad y biodisponibilidad, siendo el pH, el Eh y la cantidad y tipo de coloides del suelo (materia orgánica, arcillas y óxidos) los factores edáficos más importantes en su control (Korcak & Fanning, 1985; Miner et al., 1997; Weng et al., 2001). La biodisponibilidad de metales en el suelo, y particularmente su reposición a partir de las fracciones menos biodisponibles, determina en gran medida la absorción de metales por las plantas (McGrath et al., 1997). Adicionalmente, la planta puede modificar las condiciones de la rizosfera a través de procesos como la producción de exudados radiculares o la alteración del pH (Morel, 1997; Adriano et al, 2001; Adamo et al., 2002; Wenzel et al., 2003), por lo que la vegetación también juega un papel activo importante en el ciclado global de los metales. La colonización vegetal de los suelos ricos en metales depende de la capacidad de las plantas para desarrollar mecanismos de tolerancia (Ernst, 1990). Muchas especies toleran las elevadas concentraciones de metales en el suelo porque restringen su absorción y/o translocación hacia las hojas (estrategia de exclusión); sin embargo, otras los absorben y acumulan activamente en su biomasa aérea (estrategia acumuladora), lo que requiere una fisiología altamente especializada (Baker y Walker, 1990). Se han reconocido diferentes grados de acumulación metálica, desde pequeñas elevaciones sobre el nivel de fondo hasta respuestas extremas, en las que el metal llega a exceder el 1% de la materia seca de la planta. Brooks et al. (1977) fueron los primeros en utilizar el término “planta hiperacumuladora” para referirse a plantas capaces de acumular >1000 mg Ni kg-1 de materia seca. El término se redefinió posteriormente para designar plantas que acumulaban >10000 mg kg-1 de Mn y Zn, >1000 mg kg-1 de Co, Cu, Ni y Pb y >100 mg kg-1 de Cd (Baker et al., 2000). Chaney (1983) sugirió la idea de utilizar las plantas hiperacumuladoras para la limpieza de suelos contaminados con metales, a través de su cultivo y posterior siega (fitoextracción). Al contrario que los contaminantes orgánicos, los metales pesados acumulados en los suelos no son biodegradables y generalmente se encuentran en formas poco móviles, por lo que su tiempo de residencia en el suelo se prolonga durante miles de años (Adriano, 2001; Vassilev et Capítulo II _ 78 al., 2004). Actualmente se reconoce que las técnicas de fitocorrección, basadas en el uso de plantas (fitorremediacion), son alternativas prometedoras a las técnicas clásicas de descontaminación para suelos con contaminación difusa o moderada (McGrath et al., 2002; McIntyre, 2003; Vassilev et al., 2004). Hasta ahora se han identificado relativamente pocas especies hiperacumuladoras (representan menos del 0.2% de las angiospermas) (Cunningham et al., 1995; Baker et al., 2000). Básicamente, la capacidad fitoextractora de una planta depende de su capacidad de absorber, translocar y secuestrar el metal de interés en su parte aérea cosechable, así como de la cantidad de biomasa producida. Dado que las plantas hiperacumuladoras son relativamente raras y muchas de ellas producen una escasa biomasa y poseen una baja tasa de crecimiento (Baker et al., 2000), su uso efectivo en los procesos de fitoextracción es limitado. Para superar esta limitación se ha propuesto el uso de plantas tolerantes con menor contenido metálico en su biomasa aérea, pero con mayor productividad (Barceló et al. 2001; Bech et al., 2002). Por ejemplo, se ha demostrado que especies arbóreas de crecimiento rápido (Salix, Populus) y cultivos de alta productividad (Brassica, Helianthus) pueden ser utilizados para la fitoextracción de metales, ya que su elevada biomasa puede compensar su menor acumulación metálica (Greger & Landberg, 1999, Robinson et al., 2000; Pulford & Watson, 2003). Adicionalmente, se podrían utilizar plantas tolerantes no hiperacumuladoras en combinación con enmiendas del suelo con el objetivo de rebajar la biodisponibilidad y exposición de los metales (fitoestabilización) (Vangronsveld & Cunningham, 1998; Berti & Cunninham, 2000). A pesar de la gran dedicación al tema, todavía son pocas las plantas estudiadas para su uso en fitocorrección, y siguen siendo necesarios nuevos estudios geobotánicos y búsquedas adicionales de especies con valor potencial en este tipo de técnicas de fitocorrección. La gran mayoría de las especies hiperacumuladoras pertenecen a comunidades vegetales características de suelos naturalmente ricos en metales como consecuencia de la composición química del material original. En este sentido, gran parte de ellas pertenecen a floras de áreas ultrabásicas (serpentinitas), y acumulan generalmente Ni (Brooks, 1998). En la Península Ibérica existen tres áreas serpentiníticas (en A Coruña, Tras-Os Montes y en Málaga) caracterizadas por poseer unos contenidos anormalmente elevados de oligoelementos como Ni, Cr, Cu y Co (Brooks, 1987). Estos contenidos metálicos superan en muchos casos los valores considerados como críticos por la CEC (Commission of the European Communities) (1986), y producen fitotoxicidad en la mayoría de plantas “normales”. Son áreas, por tanto, de especial interés en la búsqueda de nuevas especies adaptadas a altos niveles de metales en el suelo y con una posible capacidad de acumulación de metales en sus tejidos (Brooks, 1987). Los objetivos del presente trabajo consisten en caracterizar químicamente el diverso material geológico existente en el área de Tras-Os-Montes y determinar el contenido en Capítulo II 79 metales (Co, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb y Zn) y sus formas químicas en los suelos desarrollados sobre él. Los resultados sobre los suelos se pretenden relacionar con la acumulación de los metales pesados (Co, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb y Zn) en las especies vegetales más representativas de la comunidad vegetal existente en la zona, mientras que su distribución en los distintos tejidos (raíz/tallo/hojas) definirán en cada caso la estrategia de tolerancia frente a los diferentes metales (Baker, 2001). Con ello, se identificarán las especies o poblaciones vegetales tolerantes capaces de acumular metales pesados y se evaluará su posible uso potencial en técnicas de fitoextracción de suelos contaminados. 2. MATERIALES Y MÉTODOS Área de estudio La zona de Tras-Os-Montes se sitúa en una de las áreas geológicamente más complejas del noroeste peninsular. La geología de esta región está dominada por el macizo máfico/ultramáfico polimetamórfico de Bragança, con gabros, serpentinitas, eclogitas, anfibolitas y granulitas, y por una compleja imbricación de mantos de cabalgamiento. Envolvente al macizo aparece una secuencia para-autóctona, con predominio de esquistos y rocas afines, del Silúrico y del Devónico y la presencia de cuarcitas, anfibolitas, migmatitas y vulcanitas metamórficas (Iglesias et al., 1983, Ribeiro et al., 1990, Pereira, 1997, Meirelles, 2000) (Figura 1). La vegetación de la zona y su ecología, fundamentalmente en el área serpentinítica, que representa una superficie de unos 80 km2 entre las latitudes 45º25´ y 41º54´ N, ha sido extensivamente estudiada. Entre las especies endémicas encontradas ha sido identificada una planta hiperacumunadora de Ni, Alyssum serpyllifolium Desf subsp. lusitanicum Dudley y P.Silva (Brooks, 1987, Menezes de Sequeiro & Pinto da Silva, 1992). El clima de la región es Mediterráneo, variando desde Mediterráneo húmedo hasta variantes más áridas (Menezes de Sequeira & Pinto da Silva, 1992); en Bragança la temperatura media anual es de 12.4 ºC y la precipitación media anual es de 720 mm (Carballeira et al., 1983). Toma de muestras Utilizando el material geológico como factor de variación se localizaron seis puntos de muestreo en un transecto de 33 km entre los pueblos de Samil y Vinhais, denominados a partir de ahora como S, UB, B, M, SC1 y SC2 (Figura 1). Las localizaciones S y UB se situaron en una zona formada fundamentalmente por rocas de naturaleza ultrabásica (principalmente Capítulo II _ 80 Figura 1.- Mapa geológico simplificado de la región de Tras Os Montes (NE de Portugal), en el que se muestra la localización de los lugares de estudio. Tabla 1.- Descripción de los seis puntos de estudio en la región de Tras Os Montes (NE Portugal), incluyendo las especies de plantas recolectadas en cada uno de ellos (en orden alfabético). Punto Localidad Especies de plantas recolectadas A ltitud (m) coordenadas UTM S Samil Alyssum serpyllifolium, Cistus ladanifer, Cytisus multiflorus, Daphne gnidium, Genista Hystrix, Lavandula stoechas, Plantago subulata, Santolina semidentata, Thymus mastichina 801 29T 0687274 6627907 UB Bragança Alyssum serpyllifolium, Cistus ladanifer, Cytisus multiflorus, Lavandula stoechas, Thymus mastichina 738 29T 0676541 4635067 B Vila Verde Cistus ladanifer, Cytisus multiflorus, Daphne gnidium, Lavandula stoechas, Thymus mastichina 704 29T 0672847 4634250 M Vinhais Cistus ladanifer, Cytisus multiflorus, Daphne gnidium, Lavandula stoechas, Thymus mastichina 754 29T 0664212 4633721 SC1 Revelhe Cistus ladanifer, Cytisus multiflorus, Lavandula stoechas, Thymus mastichina 782 29T 0658718 4636800 SC2 Rabal Cistus ladanifer, Cytisus multiflorus, Lavandula stoechas, Thymus mastichina 670 29T 0687210 4638890 Capítulo II 81 peridotitas), fuertemente serpentinizadas en S (serpentinitas). En la localidad B existía un dominio de rocas básicas (anfibolitas y granulitas) y en las localizaciones M y SC (SC1, SC2), rocas de naturaleza ácida (migmatitas y esquistos, respectivamente). De acuerdo con la FAO (1998), los suelos dominantes fueron clasificados como Leptosoles húmicos en S, Leptosoles órtico-eútricos en UB y en B y Leptosoles órtico-dístricos en M, SC1 y SC2. Los puntos de muestreo fueron situados, dentro de lo posible, en posiciones topográficas similares (altitud, pendiente, orientación) y buscando el máximo número de especies comunes en las asociaciones vegetales. En cada localización se recogieron muestras representativas del material geológico dominante, excepto en el punto UB, muestras del horizonte A (0-15 cm) y plantas representativas de la región (Cistus ladanifer L. subsp. ladanifer (Cistaceae), Cytisus multiflorus (L´Hér) Sweet. (Fabaceae), Daphne gnidium L. (Thymelaeaceae), Genista hystrix Lange. var. villosa (Fabaceae), Lavandula stoechas L. (Lamiaceae), Plantago subulata L. subsp. radicata (Plantaginaceae), Santolina semidentata Hoffgg. y Lk. (Asteraceae) y Thymus mastichina L. (Lamiaceae)) durante dos campañas de muestreo (Julio de 2000 y Mayo de 2001). A efectos de comparación se recogieron también individuos de la conocida especie hiperacumuladora de Ni, endémica de los suelos ultramáficos de la zona (S y UB), Alyssum serpyllifolium Desf subsp. lusitanicum Dudley y P.Silva (Brassicaceae). En la tabla 1 se muestran las especies vegetales recolectadas en cada uno de los puntos y las variables utilizadas para definir la localización exacta en cada uno de ellos. Análisis de suelos y plantas En las muestras de roca se analizó el contenido total de Al, Fe, Si, Ca, Mg, Na, K, Mn, Cr, Ni, Co, Zn y Pb por espectrofotometría de absorción/emisión atómica de llama (Perkin-Elmer 1100B, Norwalk, CT) después de su fusión alcalina con metaborato de litio (Automatic Fluxer FX-200, LECO Co., ST Joseph, MI USA). Para la determinación de Pb fue necesario el uso de cámara de grafito (Perkin-Elmer 4110 ZL, Norwalk, CT). Las muestras de suelo (de 3 a 10 réplicas en cada punto de muestreo) se secaron al aire y los análisis se realizaron en la fracción <2 mm. El pH se determinó en agua y en KCl 0.1 M (relación suelo:disolución de 1:2.5); el contenido de C y N fue determinado con un analizador LECO CHN-1000 (LECO Corp., St Joseph, MI). Los cationes de cambio se extrajeron con NH4Cl 1N (Peech et al., 1947) y en el extracto se midió Ca, Mg, Na, K y Al por espectrofotometría de absorción/ emisión atómica de llama (Perkin-Elmer 1100B, Norwalk, CT) y H+ por titulación hasta pH 4.5 con valorador automático (Crison Instruments TT2022, Alella, España). El contenido total de metales (MnT, NiT, CrT, CoT, CuT, ZnT y PbT) fue determinado por espectrofotometría de absorción atómica de llama tras digestión ácida (HNO3+HCl+HF) de la muestra molida en horno microondas. El contenido de metales potencialmente biodisponibles para las plantas (MnEDTA, NiEDTA, CrEDTA, CoEDTA, CuEDTA, ZnEDTA y PbEDTA) se determinó tras la extracción del suelo con una solución de EDTA 0.05 M (pH 4.6, relación suelo:disolución de 1:5 Capítulo II _ 88 Tabla 5.- Concentraciones mínimas y máximas (mg kg-1) de Cr, Cu, Mn, Ni y Zn en hojas, tallos y raíces de las especies vegetales estudiadas. Los valores se basan en las seis poblaciones estudiadas. Cr Cu Mn Ni Zn mg kg-1 Hojas A. serpyllifolium 5.0–27.0 3.0–18.0 50.0–180 670–31200 10.0–255 C. ladanifer 1.8–128 2.5–15.0 20.0–2000 3.0–50.0 30.0–300 C. multiflorus 0.4–20.0 2.5–8.0 60.0–440 0.6–17.0 10.0–20.0 D. gnidium <2.5–5.5 <2.5–12.5 95.0–445 <2.5–16.0 41.5–96.5 G. hystrix 0.8–2.5 2.5–6.0 34.5–60.0 8.0–11.5 13.0–24.0 L. stoechas 1.6–51.0 3.0–27.5 40.0–2200 2.5–95.0 30.0–170 P. subulata 7.7–80.5 15.2–41.1 80.5–229 46.4–267 36.5–71.8 S. semidentata 4.0–21.0 21.5–33.0 55.0–135 39.5–55.0 40.0–70.0 T. mastichina 2.4–55.5 5.5–19.0 21.5–485 4.0–180 17.5–145 Tallo A. serpyllifolium 2.5–34.0 2.5–12.0 20.0–85.0 150–4500 13.0–140 C. ladanifer 2.5–26.0 3.0–11.0 30.0–467 2.0–50.0 15.5–500 C. multiflorus 0.7–5.0 3.0–6.5 27.5–270 0.6–7.5 7.5–20.0 D. gnidium 0.9–3.8 6.5–15.0 30.0–85.0 <2.5–21.5 35.0–55.0 G. hystrix 2.2–3.0 2.5–5.0 31.5–50.0 8.0–12.5 15.0–20.5 L. stoechas 1.2–17.0 4.5–11.2 15.5–325 2.5–40.0 15.0–165 S. semidentata 4.5–5.5 8.5–10.5 15.0–30.0 14.5–20.0 15.0–25.0 T. mastichina 2.5–19.0 4.5–10.5 14.5–145 2.5–35.0 8.0–65.0 Raíza A. serpyllifolium 3.3–19.0 2.5–9.0 10.0–80.0 90.0–2340 15.0–70.0 C. ladanifer 1.4–17.0 2.5–15.0 25.0–350 1.6–75.0 5.5–140 L. stoechas 1.8–20.0 3.5–16.0 12.5–340 0.8–80.0 8.0–44.5 P. subulata 10.0–30.0 20.5–30.0 90.0–140 50.0–190 45.0–90.0 S. semidentata 3.0–26.0 6.0–15.5 20.0–70.0 25.0–85.0 10.0–20.0 T. mastichina 2.5–30.0 5.5–25.0 14.5–235 2.5–100 4.0–240 a No se obtuvieron muestras de raíz para todas las especies. Generalmente se acepta que la concentración total de metales en el suelo no refleja la concentración en los tejidos vegetales, mientras que la fracción potencialmente biodisponible es la que presenta generalmente una elevada correlación con la absorción vegetal (Adriano, 2001). Sin embargo, en este estudio, el contenido metálico de la planta no siempre presentó buenas correlaciones con la fracción metálica del suelo extraíble con EDTA o con la fracción cambiable obtenida en el fraccionamiento secuencial. Sólo se encontró una buena relación en el caso de Ni para C. ladanifer, L. stoechas y T. mastichina (Tabla 6), aunque los patrones de acumulación difirieron entre especies. La acumulación de Ni en hojas de C. ladanifer y T. mastichina aumentó con el incremento de la concentración de Ni disponible (NiEDTA o NiCAMB) en los suelos con bajo nivel de Ni, mientras que en los suelos con elevado Ni disponible el contenido de Ni en hojas se mantuvo constante (concepto “plateau”). La acumulación de Ni en hoja en L. stoechas siguió un patrón diferente, y el contenido de Ni siguió aumentando con el incremento de Ni en el suelo (Tabla 6). Capítulo II 89 Tabla 6.- Ecuaciones de las curvas que relacionan el contenido de Ni en hoja y suelo (extraído con EDTA y NH4NO3) para C. ladanifer, T. mastichina y L. stoechas. Extractante Ecuación R2 EDTA Cistus ladanifer ln(y) = 3.75 – 2.72/x 0.95 Lavandula stoechas y = 7.98 + 0.05x1.5 0.91 Thymus mastichina y0.5 = 2.61 + 1.02 ln(x) 0.94 NH4NO3 Cistus ladanifer y = 43.60 – 8.92/x 0.87 Lavandula stoechas y = 69.92 – 82.53exp-x 0.84 Thymus mastichina ln(y) = 4.05 – 0.43/x 0.94 Las poblaciones procedentes de rocas ultramáficas (S y UB) presentaron concentraciones significativamente mayores (P<0.05) de Ni y Cr (sólo UB) en hoja, tallo y raíz (Figura 3). Como se esperaba, las mayores concentraciones de Ni se obtuvieron en A. serpyllifolium, con valores medios de 8150 y 2307 mg Ni kg-1 en hoja para las poblaciones de S y UB respectivamente (Tabla 5), valores sensiblemente superiores al de 1000 mg kg-1 utilizado por Baker et al. (2000) para definir la hiperacumulación de Ni. En una planta individual de la población S se llegaron a medir 31200 mg Ni kg-1 en hoja, lo que representa una concentración al menos 170 veces mayor que el resto de las especies estudiadas. Los valores de Ni en hoja de A. serpyllifolium desarrollado sobre los suelos S corroboran los obtenidos por Menezes de Sequeira & Pinto da Silva (1992, concentración media de 8650 mg Ni kg-1 en hoja) para la misma especie y lugar. La concentración de Ni en hoja en el resto de las especies se sitúa en el intervalo de 5 a 100 mg kg-1 propuesto por Reeves et al. (1983) para plantas desarrolladas en suelos ultramáficos. Para estas plantas Brooks (1998) propuso una concentración media de 20 mg Ni kg-1, valor considerablemente menor que las concentraciones medias en hoja obtenidas en las poblaciones S de C. ladanifer (38 mg kg-1), L. stoechas (53 mg kg-1), S. semidentata (46 mg kg1) y T. mastichina (56 mg kg-1), y 6 veces menor que la obtenida en P. subulata (119 mg Kg-1). Para el Cr, Barceló & Poschenrieder (1997) propusieron una concentración media en hoja de 45 mg kg-1 en plantas desarrolladas en suelos ultramáficos, siendo raros los contenidos superiores a 100 mg kg-1 (Brooks, 1987). En este estudio, encontramos valores de hasta 128 y 81 mg Cr kg-1 en las poblaciones UB de C. ladanifer y P. subulata, respectivamente (Tabla 5 y Figura 3). Estos valores son similares a los obtenidos por Vergnano Gambi et al. (1982) para Thlaspi rotundifolium, un hiperacumulador de Ni, y significativamente superiores a los obtenidos en A. serpyllifolium en este estudio (18 mg Cr kg-1). En cultivo hidropónico, la población de UB de C. ladanifer logró acumular hasta 1400 mg Cr Kg-1 en su parte aérea (Kidd et al., 2004). Los suelos de S y UB se caracterizan por elevadas concentraciones de Cr y Ni, y de acuerdo con ello, la disponibilidad de esos metales es mayor. Por ello no es sorprendente que las poblaciones de plantas originarias de estos suelos muestren mayores concentraciones de Cr y Ni en sus tejidos. Capítulo II _ 90 Lavandula stoechas Thymus mastichina Hojas Tallos Raíces Figura 3.- Valores medios (±SE, n=3-10) de la concentración de Cr, Mn, Ni y Zn en los distintos órganos vegetales de C. ladanifer, L. stoechas y T. mastichina procedentes de los seis lugares de estudio (poblaciones). S=serpentinas UB=ultrabásicas, B=básicas, M=migmatitas, SC=esquistos. S UB B M SC1 SC2 Población S UB B M SC1 SC2 Población S UB B M SC1 SC2 Población 0 50 100 150 0 250 500 750 1000 1250 0 15 30 45 60 75 0 20 40 60 Cistus ladanifer Cr (mg/kg) Mn (mg/kg) Ni (mg/kg) Zn ( m g /k g) Capítulo II 91 Las concentraciones de Mn en planta fueron significativamente mayores en las poblaciones procedentes de los suelos sobre rocas ácidas (M, SC1 y SC2, P<0.05). Los mayores valores fueron observados en C. ladanifer, C. multiflorus, L. stoechas y T. mastichina (no significativo). En C. ladanifer y L. stoechas procedentes de SC2 se obtuvieron concentraciones máximas de 2000 y 2200 mg Mn kg-1, el doble del contenido medio de Mn propuesto por Brooks (1998) para plantas desarrolladas en suelos metalíferos (1000 mg Mn kg-1). En el caso del Zn, no siempre se encontraron diferencias significativas entre poblaciones, aunque las plantas desarrolladas en B, M y, particularmente, SC2 tienden a acumular más Zn en su biomasa aérea que el resto de las poblaciones (Figura 3). Las mayores concentraciones de Zn se encontraron en C. ladanifer, con máximos de 300 mg kg-1 y 500 mg kg-1 en hoja y tallo, respectivamente (Tabla 5). En A. serpyllifolium, L. stoechas, P. subulata y T. mastichina las concentraciones máximas de Zn fueron de un orden de magnitud similar (125-255 mg kg-1 en hoja y 65-165 mg kg-1 en tallo) (Tabla 5), excediendo, generalmente, la concentración crítica de toxicidad para muchas especies vegetales (100 mg kg-1, según Adriano et al. 2001). En el suelo, la concentración total de Mn y Zn no presentaba una tendencia clara en función del material original y tipos de suelo (Tabla 4). Sin embargo, la biodisponibilidad de estos dos metales fue significativamente mayor en SC1 (sólo para el Mn) y SC2. La concentración de Cu fue generalmente baja en todas las especies y poblaciones, con valores medios entre 5 y 30 mg kg-1, intervalo considerado como normal (Kabata-Pendias & Pendias, 1992) y por debajo del nivel crítico de toxicidad de 30 mg kg-1 (Marschner, 1995). Las concentraciones máximas de Cu fueron halladas en P. subulata; en un individuo de la población de S se detectó 41 mg Cu kg-1 (Tabla 5). La concentración de Co y Pb en planta fue, en la mayoría de los casos, inferior al límite de detección (< 2,5 mg kg-1). La transferencia suelo-raíz de metales varió en función del metal y especie de planta considerados. Así por ejemplo, a pesar de la elevada cantidad de Ni en los suelos S y UB, su absorción fue restringida en la mayoría de las especies, con unas relaciones NiRaíz:NiSuelo(EDTA) <1. La excepción a este hecho se encuentra en las poblaciones de S y UB de A. serpyllifolium (relaciones NiRaíz:NiSuelo(EDTA) entre 8.7 y 15.9 en S y UB respectivamente). En contraste, las relaciones CrRaíz:CrSuelo(EDTA) fueron habitualmente >1 (1.3-3.6) en las poblaciones de S (pero no en las de UB), y ello fue particularmente pronunciado en P. subulata. La eficiencia del transporte de los metales desde las raíces hacia la parte aérea en la planta se refleja en las relaciones de concentración hoja:raíz (H:R) (Tabla 7). Con pocas excepciones, la concentración de metales en hoja fue superior que la concentración correspondiente en raíz. De acuerdo al rasgo característico de las plantas hiperacumuladoras, A. serpyllifolium mostró una acumulación de Ni en su biomasa aérea, encontrándose relaciones medias NiHoja:NiRaíz de 10.6 (entre 1.1 y 38.1) y 11.9 (5.6-19.5) en las poblaciones S y UB, respectivamente. En el resto de las especies las relaciones medias NiHoja:NiRaíz fueron generalmente entre 1 y 3, con la excepción por un lado de G. histrix, que excluyó Ni de su parte aérea (media NiHoja:NiRaíz de Capítulo II _ 92 0.11), y por otro lado de las poblaciones UB de C. ladanifer y T. mastichina, que mostraron las mayores translocaciones de Ni hacia las hojas dentro de este grupo de especies (valores de NiHoja:NiRaíz entre 1.1 y 14.0 y entre 1.2 y 16.4, respectivamente). A. serpyllifolium también translocó Mn y Zn a su biomasa aérea, como reflejan los valores medios de MnHoja:MnRaíz de 3.9 y 5.6 y de ZnHoja: ZnRaíz de 1.3 y 1.9 en las poblaciones S y UB, respectivamente. Sin embargo, el transporte de Zn fue hasta 4 veces mayor en el resto de las especies estudiadas (excepto P. subulata), principalmente en C. ladanifer para la que la relación ZnHoja: ZnRaíz fue frecuentemente superior a 5 (Tabla 7). P. subulata, por el contrario, mostró una tendencia a acumular Zn en las raíces (relación Znparte aérea: ZnRaíz entre 0.5-1.5). En adición al mayor transporte de Zn desde las raíces a las hojas, en las poblaciones de serpentinitas (S) la transferencia de Zn del suelo hacia las raíces de la planta (ZnRaíz:ZnSuelo(EDTA)) fue significativamente mayor en C. ladanifer (36.3) y T. mastichina (27.9) que en A. serpyllifolium (18.5). Esto también sucedió con P. subulata (42.2). La capacidad de translocar metales desde las raíces a las hojas es una característica básica en las plantas para que puedan ser utilizadas en técnicas de fitoextracción. Sin embargo, existen metales que generalmente se acumulan en la raíz, como es el caso del Cr o el Cu (Kabata-Pedias & Pendias, 1992; Zayed & Terry, 2003), y en este estudio esta característica también se cumple en determinadas ocasiones. Las relaciones CrHoja:CrRaíz fueron <1 en las poblaciones S de C. ladanifer, G. histrix y S. semidentata, en las poblaciones SC1 y SC2 de L. stoechas y en las poblaciones B y SC1 de T. mastichina. La relación CuHoja:CuRaíz también fue <1 en la población SC1 de T. mastichina. Estas relaciones sugieren un mecanismo de exclusión para la tolerancia a metales en estas poblaciones (Baker, 1981). No obstante, A. serpyllifolium, C. ladanifer, L. stoechas, P. subulata y T. mastichina fueron capaces de translocar eficientemente estos dos metales en otras ocasiones (MetalHoja:MetalRaíz > 1). En las poblaciones UB de C. ladanifer, L. stoechas y T. mastichina el transporte de Cr hacia las hojas fue considerablemente mayor (al menos el doble) que en las mismas poblaciones de A. serpyllifolium (CrHoja:CrRaíz de 1.6). La población UB de C. ladanifer presentó el transporte más eficaz de estos dos metales hacia su parte aérea (CrHoja:CrRaíz de 12.4 y CuHoja:CuRaíz de 2.9) (Tabla 7). Dependiendo del metal en cuestión, los factores de bioacumulación (BF= MetalHoja: MetalSuelo) mostraron diferencias significativas entre especies y poblaciones (P<0.05). En general, los valores de BF para Cr, Cu, Mn y Ni (exceptuando A. serpyllifolium) fueron de una magnitud similar (<10). Los factores de Bioacumulación obtenidos para el Zn fueron más de dos órdenes de magnitud superiores (<150, Tabla 8), indicando una relativamente mayor biodisponibilidad de Zn para las plantas. C. ladanifer mostró una mayor bioacumulación de Cr en los suelos UB, y los valores de BF fueron más de 7 veces mayores que los encontrados Capítulo II 93 Tabla 7.- Valores medios de la relación METALHoja:METALRaíz en las seis poblaciones de C. ladanifer, L. stoechas y T. mastichina. S=serpentinas, UB=ultrabásicas, B=básicas, M=migmatitas, SC=esquistos. Población Cr Cu Mn Ni Zn Cistus ladanifer S 0.9 1.3 1.2 1.2 1.8 UB 12.4 2.9 5.6 6.8 6.5 B 3.1 2.0 2.0 2.0 5.1 M 1.5 1.7 2.4 0.9 6.8 SC1 1.7 2.0 2.6 1.3 2.7 SC2 1.7 2.4 6.9 3.4 5.3 Lavandula stoechas S 4.6 1.5 2.6 1.6 3.4 UB 3.0 2.0 5.7 1.8 3.4 B 2.0 1.3 6.5 1.2 3.1 M 2.6 1.6 9.9 2.7 3.7 SC1 0.8 1.8 8.2 1.3 3.6 SC2 0.7 1.5 9.9 2.2 3.5 Thymus mastichina S 1.5 1.1 2.3 1.4 2.6 UB 3.2 1.1 3.2 4.6 4.2 B 1.0 1.0 3.8 1.9 3.9 M 2.2 1.1 2.3 0.9 3.7 SC1 0.8 0.8 1.6 1.9 1.7 SC2 1.0 1.3 6.2 3.0 5.8 Tabla 8.- Valores medios de la relación METALHoja:METALSuelo(EDTA) en las seis poblaciones de C. ladanifer, L. stoechas y T. mastichina (factor de bioacumulación, BF). S=serpentinas, UB=ultrabásicas, B=básicas, M=migmatitas, SC=esquistos. Población Cr Cu Mn Ni Zn Cistus ladanifer S 1.1 0.2 0.8 0.3 27.9 UB 7.7 2.2 2.4 3.0 72.0 B 3.7 0.9 1.7 3.3 40.7 M 3.4 4.2 8.2 5.5 138.4 SC1 3.1 12.9 1.4 3.6 36.2 SC2 2.1 2.6 6.5 4.9 29.7 Lavandula stoechas S 2.8 0.6 1.2 0.5 31.9 UB 2.8 3.3 3.0 1.7 59.4 B 3.0 1.2 2.8 2.7 28.7 M 5.2 7.6 14.1 5.6 106.3 SC1 1.0 2.4 7.5 3.2 65.6 SC2 1.0 3.2 6.3 3.8 20.0 Thymus mastichina S 2.1 0.5 0.9 0.5 30.2 UB 2.4 2.8 2.2 4.4 42.8 B 1.3 0.9 2.0 3.9 19.9 M 6.7 7.8 4.3 5.5 143.9 SC1 1.1 1.5 2.3 3.7 29.1 SC2 0.9 3.2 1.9 6.8 16.9 Capítulo II _ 94 en A. serpyllifolium. En contraste, A. serpyllifolium mostró una capacidad impresionante para bioacumular Ni en las hojas (con valores de BF de 69.4 y 96.4 para poblaciones de S y UB, respectivamente), lo que no fue encontrado en el resto de especies estudiadas. A. serpyllifolium mostró también valores de BF para el Zn igualmente impresionantes en los suelos UB (se encontraron valores de BF de 26.3 y 111.1 para las poblaciones S y UB, respectivamente). Del resto de las especies, C. multiflorus fue la especie menos eficiente en la bioacumulación de Zn en sus tejidos (BF<30). Los valores de BF más elevados para el caso del Zn fueron encontrados en las poblaciones originarias de suelos derivados de rocas ácidas, M (BF= 97-144), seguido por las poblaciones UB (BF= 26-72). En los suelos derivados de rocas ácidas, el incremento en la biodisponibilidad de Mn fue además indicativo de los mayores valores de BF encontrados en C. ladanifer y L. stoechas (Tabla 8). 4. CONCLUSIONES De los metales estudiados, las mayores concentraciones de Ni, Cr y Co se asociaron con las rocas de composición ultrabásica, especialmente las que presentaban rasgos de serpentinización; Cu, Zn y Mn se asociaron con las rocas de composición básica (granulitas) y Pb con las rocas ácidas, especialmente con los esquistos y rocas afines. La gran variedad geoquímica de las rocas de la región de Tras-Os-Montes juega un importante papel en el contenido y fraccionamiento de los metales pesados en el suelo y en su acumulación por las plantas. El contenido total de metales en el suelo, pero no su biodisponibilidad, reflejó de forma general el contenido metálico en los materiales originales. De los metales asociados a rocas ultrabásicas, sólo el Ni presentó una elevada biodisponibilidad en los suelos derivados de serpentinitas; el contenido de Cr biodisponible fue siempre muy bajo y, en contraste con su contenido total, fue relativamente mayor en los suelos sobre rocas ultrabásicas no serpentinizadas; no se obtuvieron diferencias significativas de Co biodisponible entre los distintos suelos. A diferencia del contenido total en suelos y rocas, la mayor concentración de Cu biodisponible se encontró en los suelos sobre serpentinitas, mientras que en los casos del Mn y Zn en los suelos sobre esquistos. Los patrones de absorción y acumulación de los metales en planta variaron en función de la especie vegetal y de las condiciones edáficas de su procedencia. De las nueve especies estudiadas, cuatro presentaron capacidad de bioacumular Cr, Mn y Zn en su biomasa aérea: C. ladanifer, L. stoechas, P. subulata y T. mastichina. En concordancia con la biodisponibilidad de estos metales en suelo, la acumulación de Mn y Zn fue muy acusada en las poblaciones recogidas en los suelos más ácidos (esquistos), mientras que la acumulación de Cr fue característica de las poblaciones de los suelos sobre ultrabásicas (peridotitas). Capítulo II 95 Mientras que P. subulata es de menor interés dada su baja producción de biomasa, las otras tres especies podrían ser utilizadas en tecnologías de fitocorrección tales como la fitoextracción. Aunque son necesarios estudios adicionales para determinar las condiciones óptimas de crecimiento, la producción de biomasa y la acumulación de metales en suelos contaminados, el uso potencial de estas especies para la revegetación de suelos contaminados resulta atractivo al tratarse de especies mediterráneas adaptadas a limitaciones ambientales muy severas, como déficit hídrico y nutritivo, temperaturas elevadas y suelos con escaso desarrollo. Esto supone en estas áreas una ventaja frente a plantas hiperacumuladoras como por ejemplo Thlaspi sp., que no son normalmente resistentes al calor y requieren de bajas temperaturas para promover la floración (vernalización) o frente a otras plantas de elevada biomasa, tales como Salix sp., que acostumbran a requerir un elevado aporte de agua (Barceló et al., 2001). En adición, las tres especies identificadas en este estudio podrían poseer un beneficio económico dado su aprovechamiento para la producción de aceites y fragancias. 5. REFERENCIAS Adamo, P., Dudka, S., Wilson, M.J., Mchardy, W.J., 2002. “Distribution of trace elements in soils from the Sudbury smelting area (Ontario, Canada)”. Water, Air, and Soil Pollution, 137, 95-116. Adriano, D.C., 2001. “Trace elements in terrestrial environments: Biogeochemistry, Bioavailability and Risks of Metals”. 2nd Edition. Springer-Verlag New York. Berlin Heidelberg. Baker, A.J.M. & Walker, P.L., 1990. “Ecophysiology of metal uptake by tolerant plants”. En: Shaw, A.J. (ed), “Heavy metals tolerance in plants: Evolutionary aspects”, pp. 156-177. CRC Press Inc., Boca Raton, Florida. Baker, A.J.M., McGrath, S.P., Reeves, R.D., Smith, J.A.C., 2000. “Metal hyperaccumulator plants: A review of ecology and physiology of a biological resource for phytoremediation of metal-polluted soils”. En: Terry, N. & Bañuelos, G. (eds.), “Phytoremediation of contaminated soil and water”, pp. 129-158. Boca Raton, FL: Lewis Publishers. Barceló, J. & Poschenrieder, C., 1997. “Chromium in Plants”. En: Canali S., Tittarelli F., Sequi P. (eds), “Chromium Environmental Issues”, pp.101-129. Italy: FrancoAngeli, Italy. Barceló, J., Poschenrieder, Ch., Lombini, A., Llugany, M., Bech, J., Dinelli, E., 2001. “Mediterranean plant species for phytoremedition”. Madrid Spain: Proceedings of the workshop of COST837; 2001. Bech, J., Poschenrieder, C., Barceló, J., Lansac, A., 2002. “Plants from mine spoils in the south American area as potential sources of germplasm for phytoremediation technologies”. Acta Biotechnologica, 22: 5– 11. Berti, W.R & Cunningham, S.D., 2000. “Phytostabilization of metals”. En: Raskin, B.D & Ensley, B.D, (eds.), “Phytoremediation of toxic metals: using plants to clean-up the environment”, pp. 71–88. New York: John Wiley and Sons, Inc.; 2000. Berti, W.R. & Jacobs, L.W., 1996. “Chemistry and phytotoxicity of soil trace elements from repeated sewage sludge applications”. Journal of Environmental Quality, 25: 1025-1032. Brooks, R.R., Lee, J., Reeves, R.D., Jafrè, T., 1977. “Detection nickeliferous roks by analysis of herbarium specimens of indicator plants”. Journal of Geochemical Exploration, 7: 49-57. Brooks R.R., 1987. “Serpentine and its vegetation: a multidisciplinary approach”. Portland, OR: Dioscorides Press. Brooks, R.R., 1998. “Plants that Hyperaccumulate Heavy Metals, their Role in Phytoremediation, Microbiology, Archaeology, Mineral Exploration and Phytomining”. CAB International, Wallingford, UK. Capítulo II _ 96 Calvo de Anta, R, Alvarez Rodríguez, E., López Mosquera, E., 1987a. “Primeros datos sobre la especiación de Cr, Ni y Cu existentes en suelos serpentiníticos de Galicia”. En: “El suelo, Fertilidad y Fertilizantes”, pp. 151-158. EFCE Publication Series nº 68, ANQUE. Calvo, R., Macías, F., Buurman, P., 1987b. “Procesos de Alteración y Neoformación mineral en medios serpentínicos de Galicia”. Cuadernos del Laboratorio Xeolóxico de Laxe, 11: 161170. Carballeira, A., Devesa, C., Retuerto, R., Santillan, E., Ucieda, F., 1983. “Bioclimatología de Galicia”. Conde de Fenosa, La Coruña: Fundación Pedro Barrié de la Maza. CEC (Commission of the European Communities), 1986. “Council Directive of 12 June 1986, on the protection of the environment, and in particular of the soil, when sewage sludge is used in agriculture”. Official journal of the European Communities, L181 (86/2781EEC): 6–12. Chaney, R.L., 1983. “Plant uptake of inorganic waste constitutes”. En: Parr, J.F., Marsh, P.B., Kla, J.M. (eds.), “Land Treatment of Hazardous Wastes”, pp. 50-76. Noyes Data Corp., Park Ridge. Cunningham, S.D., Berti, W.R., Huang, J.W., 1995. “Remediation of contaminated soils and sludges by green plants”. En: Hinchee, R.E., Means, J.L., Burris, D.R. (eds.), “Bioremediation of Inorganics”, pp. 3354. Batelle Press, Columbus-Richland. Ernst, W.H.O., 1990. “Mine vegetation in Europe”. En: Shaw, A.J. (ed), “Heavy metals tolerance in plants: Evolutionary aspects”, pp. 22-32. CRC Press Inc., Boca Raton, Florida. FAO, 1998. “World reference base for soil resources”. FAO, Rome: World Soil Resources Reports, No. 84. Greger M. & Landberg T., 1999. “Use of willow in phytoextraction”. International Journal of Phytoremediation, 1: 115-123. Iglesias, M.P.L., Ribeiro, M.L., Ribeiro, A., 1983. “La interpretación aloctonista de la estrutura del Noroeste peninsular”. En: Instituto Geológico Minero de España (ed.), “Geologia de España, Libro Jubilar J.M. Rios, Vol 1”, pp 459-467. Kabata-Pendias, A. & Pendias, H., 1992. “Trace elements in soils and plants”. Boca Raton, FL: CRC Press. Kidd, P.S., Diez, J., Monterroso Martínez, C., 2004. “Tolerance and bioaccumulation of heavy metals in five populations of Cistus ladanifer L subsp ladanifer”. Plant and Soil, 258: 189– 205. Korcak, R.F. & Fanning, D.S., 1985. “Availability of applied heavy metals as a function of type of soil material and metal source”. Soil Science, 140: 23-34. Marschner, H., 1995. “Mineral nutrition of higher plants”. 2nd Edition. Academic Press, New York. McGrath, S.P., Shen, Z.G., Zhao, F.J., 1997. “Heavy metal uptake and chemical changes in the rhizosphere of Thlaspi caerulescens and Thlaspi ochroleucum grown in contaminated soils”. Plant and Soil 188, 153-159. McGrath, S.P., Zhao F.J., Lombi E., 2002. “Phytoremediation of metals, metalloids and radionuclides”. Advances in Agronomy, 75:1-56. McIntyre, T., 2003. “Phytoremediation of heavy metals from soils in phytoremediation”. En: Tsao, D.T, (ed.), “Advances in biochemical engineering biotechnology”, pp. 97– 124. Germany: Springer-Verlag; 2003. Meireles, C., 2000. “Carta Geológica de Portugal à escala 1: 50.000. Noticia explicativa da Folha 3-D (Espinhosela)”. Instituto Geológico e Mineiro, Lisboa, 64 p. Menezes de Sequeira, E. & Pinto da Silva, A.R., 1992. “Ecology of serpentinized areas of north-east Portugal”. En: Roberts, B.A. & Proctor, J., (eds). “The ecology of areas with serpentinized rocks”, pp. 169197. The Netherlands: Kluwer Academic Publishers. Miner, G.S., Gutierrez, R., King, L.D., 1997. “Soil factors affecting plant concentrations of cadmium, Copper, and Zinc on sludge-amended soils”. Journal of Environmental Quality, 26: 989-994. Morel, J.L., 1997. “Bioavailability of trace elements to terrestrial plants”. En: Tarradellas, J., Bitton, G., Rossel, D. (eds.). “Soil Ecotoxicology”, pp 141-176CRC Press Inc., Boca Raton. Capítulo II 97 Peech, M., Alexander, L.T., Dean, L.A., Deed, J.F., 1947. “Methods of soils analysis for soil fertility investigatons”. United States Department of Agriculture - Cir. 757. U.S. Gov. Print. Office, Washington, DC. Pereira, D.I., 1997. “Sedimentologia e Estratigrafia do Cenozóico de Trás-os-Montes oriental (NE Portugal)”. Tese de Doutoramento, Univ. Minho. Pulford, I.D. & Watson, C., 2003. “Phytoremediation of heavy metal-contaminated land by trees—a review”. Environment International, 29: 529– 40. Reeves R.D., Brooks R.R., Dudley T.R.. 1983. “Uptake of nickel by species of Alyssum, Bornmuellera and other genera of old world tribus Alysseae”. Taxon, 32:184-192. Ribeiro, A., Pereira, E., Dias, R., 1990. “Structure of Centro-Iberian Allochthon in Northern Portugal”. En: Dallmeyer, R.D. & Martinez, E. (eds), “Pre-Mesozoic Geology of Iberia”, pp. 220-236. Springer Verlag, Heidelberg. Robinson, B.H., Mills, T.M., Petit, D., Fung, L.E., Green, S.R., Clothier, B.E., 2000. “Natural and induced cadmium-accumulation in poplar and willow: Implications for phytoremediation”. Plant and Soil, 227: 301306. Ross, S.M., 1994.”Sources and forms of potentially toxic metals in soil-plant systems” En: Ross, S.M. (ed.), “Toxic metals in soil-plant systems”, pp. 3-25. John Wiley & Sons; Chichester, New York, Brisbane, Toronto, Singapore. Ure, A.M., Quevauviller, P., Muntau, H., Griepink, B., 1993. “Speciation of heavy metals in soils and sediments. An account of the improvement and harmonization of extraction techniques undertaken under the auspices of the BCR of the Commission of the European Communities”. International Journal of Environmental Analytical Chemistry, 51: 135-151. Vangronsveld, J. & Cunningham, S.D., 1998. “Metal-contaminated soils: in situ inactivation and phytorestoration”. New York: Springer-Verlag. Vassilev, A., Schwitzguébel, J.P., Thewys, T., Van der Lelie, D., Vangronsveld, J., 2004. “The use of plants for remediation of metal contaminated soils”. Science World, 4: 9– 34. Vergnano Gambi, O., Gabbrielli, R., Pancaro, L., 1982. “Nickel, chromium and cobalt in plants from italian serpentine areas”. Acta Oecologica, 3: 291-306. Vinogradov, A.P., 1959. “The geochemistry of rare and dispersed chemical elements in soils”. ISBN 599231. Consultans Bureau Inc., New York. Weng, L., Temminghoff, E.J., Van Riemsdijk, W.H., 2001. “Contribution of individual sorbents to the control of heavy metal activity in sandy soil”. Environmental Science & Thecnology, 35: 4436-43. Wenzel, W.W., Bunkowski, M., Puschenreiter, M., Horak, O., 2003. “Rhizosphere characteristics of indigenously growing nickel hyperaccumulator and excluder plants on serpentine soil”. Environmental Pollution, 123: 131– 8. Zayed, A.M., Terry, N., 2003. “Chromium in the environment: factors affecting biological remediation”. Plant and Soil, 249: 139–56. Capítulo III _ 104 El clima de la zona es de tipo oceánico de montaña, con veranos cortos y frescos (15-16 ºC) e inviernos fríos y largos (0-2 ºC) con frecuentes precipitaciones sólidas. Las temperaturas medias anuales giran en torno a 8-9 ºC, aunque existe una elevada amplitud térmica (13-16 ºC) (Carballeira et al., 1983; Xunta de Galicia, 2005). Los datos registrados en la estación Veiga de Brañas-Rubiais muestran en torno a 200 días o menos libres de heladas (Carballeira et al., 1983). Las precipitaciones son abundantes, con una media anual en torno a 2000 mm y un reparto Invierno>Otoño>Primavera>Verano, con mínimos en los meses de Julio y Agosto (2050 mm) (Xunta de Galicia, 2005). Siguiendo la clasificación de Dominios Ombrotérmicos de Martínez Cortizas & Perez Alberti (1999), el yacimiento de Rubiais se encontraría en un régimen ombrométrico hiperhúmedo con una variante termométrica fría (Xunta de Galicia, 2005). Con relación a la clasificación fitoclimática de Allué (1990), el yacimiento se encuentra en una zona de tipo Nemoral genuino. Finalmente, según la “clasificación Bioclimática mundial” (Rivas Martínez & Loidi, 1999) el yacimiento se encuentra en una variante típica de macroclima templado, en un horizonte bioclimático supratemplado inferior y un ombrotipo hiperhúmedo inferior. El “período de actividad anual”, que define el intervalo anual en el que no existen limitaciones termométricas para el crecimiento continuado de la vegetación (<7,5ºC como temperatura media mensual (Rivas Martínez, 1987; Rivas Martínez & Loidii, 1999; Montero de Burgos & González Rebollar, 1983), es de 6 meses (Xunta de Galicia, 2005). El yacimiento comenzó a ser explotado a partir de 1977 por la empresa EXMINESA, y los elementos beneficiados estaban asociados a blenda y galena. La extracción anual prevista mediante el método de extracción V.C.R. (“vertical crater retreat”) fue de 730000 T/año (2000 T/día). La separación del mineral tuvo lugar por flotación en una gran balsa de decantación, obteniéndose unos concentrados del 61% en Zn, con 0,12% de Cd y 0,16% de Hg como valores más significativos, y concentrados de Pb con un 70% de pureza y 450 g t-1 de Ag. Las recuperaciones fueron del 95,5% para el Zn y del 90% para el Pb, manteniéndose la actividad minera hasta principios de los 90 (Arias-Prieto, 1991). Actualmente el área minera se encuentra abandonada, y pueden establecerse dos zonas bien diferenciadas en base a las distintas operaciones que se llevaron a cabo en cada una de ellas. Una podría denominarse como “Zona de Mina” (RM), con una superficie de unas 11,3 ha, en donde se llevaron a cabo procesos de beneficiación del mineral (trituración, molienda, concentración…), y en donde se conservan parte de las instalaciones y cúmulos de estériles de la roca triturada. La otra zona puede denominarse “Zona de Escombrera” o “Balsa de lodos” (RE), con una superficie aproximada de unas 30 ha y en donde se han acumulado todos los lodos derivados de las operaciones de lavado y espesamiento del mineral, rellenando totalmente la antigua balsa de decantación de lodos (Figura 1). Sobre gran parte de los terrenos afectados por el yacimiento, principalmente sobre RE, se ha extendido una capa poco profunda de un sustrato terroso como medida de restauración, acompañado de una plantación de diferentes especies arbóreas y arbustivas y posiblemente siembra de herbáceas. La gran Capítulo III 105 mayoría de los terrenos afectados se encuentran en proceso parcial de colonización vegetal, con dominio fundamentalmente de matorral de Cytisus y Erica, especies arbóreas como Betula y Salix y diversas herbáceas. Toma de muestras Los puntos de muestreo fueron seleccionados en base a una red homogénea en forma de cuadrícula 100x100 m diseñada sobre un mapa topográfico 1:5000 de la zona (Xunta de Galicia, hoja 125-84), ajustando algunos de los puntos en base a las propias dificultades orográficas del terreno y a criterios de similitud o singularidad de puntos contiguos. En la figura 1 se representa la configuración definitiva de la red de muestreo y en la tabla 1 las coordenadas UTM de cada uno de los puntos en las dos zonas diferenciadas del yacimiento, resultando un total de 30 puntos de muestreo en RE y 9 puntos de muestreo en RM. En cada uno de los puntos de muestreo se recogieron muestras de suelo a dos profundidades, entre 0-15 cm (I) y entre 15-30 cm (II), con el objetivo de considerar las posibles diferencias existentes en la primera capa de sustrato añadida durante los procesos de restauración. Las muestras RM3, RM4, RM8 y RM9 representaron una excepción, ya que debido a la compactación del estrato no se consiguió extraer muestra entre 15-30 cm. La muestra de suelo en cada punto y a dos profundidades fue realmente una muestra combinada formada por 5 “alícuotas” de suelo correspondientes al punto de muestreo seleccionado y a 4 “alícuotas” más tomadas a 10 m del punto seleccionado en las 4 direcciones cardinales. Esta forma de muestreo garantiza una representación más real del área que se pretende estudiar, debido a la gran heterogeneidad que normalmente caracteriza a este tipo de ambientes mineros. Los trabajos de muestreo se completaron mediante la recolección de hojas/ramas de las especies vegetales representativa de cada punto, con excepción de RE1 y RM9 en donde no se encontró crecimiento de vegetación. En total se recolectaron 106 muestras de vegetación, que en algunos casos fueron identificadas tan sólo a nivel de género. Las especies representadas son Cytisus scoparius (L.) Link. (Fabaceae), Cytisus multiflorus (L´Hér) Sweet. (Fabaceae), Hieracium sp. (Asteraceae), Rosa sp. (Rosaceae), Erica arborea L. (Ericaceae), Taraxacum officinale Weber (Asteraceae), Betula celtiberica Rothmaler & Vasconcellos (Betulaceae), Salix atrocinerea L. (Salicaceae) y Lotus corniculatus L. (Fabaceae). Capítulo III _ 106 Figura 1.- Fotografía aérea de la mina de Rubiais (Fuente:SITGA) y localización de los puntos de muestreo en el mapa topográfico 1:5000. En rojo se muestra la “zona de escombrera” (RE) y en verde la “zona de mina” (RM). Capítulo III 107 Figura 1(continuación).- Fotografía aérea de la mina de Rubiais (Fuente:SITGA) y localización de los puntos de muestreo en el mapa topográfico 1:5000. En rojo se muestra la “zona de escombrera” (RE) y en verde la “zona de mina” (RM). Capítulo III _ 108 Tabla 1.- Coordenadas UTM de los puntos de muestreo. Punto de Muestreo UTM Punto de Muestreo UTM RE1 660800/4726485 RE21 660650/4726150 RE2 660750/4726565 RE22 660560/4726100 RE3 660642/4726217 RE23 660510/4726190 RE4 660515/4726775 RE24 660455/4726295 RE5 660565/4726690 RE25 660410/4726360 RE6 660615/4726600 RE26 660360/4726445 RE7 660665/4726515 RE27 660275/4726395 RE8 660862/4726175 RE28 660325/4726310 RE9 660812/4726255 RE29 660375/4726220 RE10 660762/4726345 RE30 660425/4726085 RE11 660717/4726430 RM1 661000/4726720 RE12 660725/4726205 RM2 661050/4726630 RE13 660675/4726290 RM3 660945/4726805 RE14 660625/4726380 RM4 660910/4726670 RE15 660575/4726470 RM5 660810/4726840 RE16 660450/4726498 RM6 660760/4726925 RE17 660400/4726580 RM7 660960/4726585 RE18 660500/4726410 RM8 660875/4726535 RE19 660550/4726325 RM9 660920/4726545 RE20 660600/4726240 Análisis de Suelos y Plantas En la fracción <2 mm de los suelos recolectados se determinó el pH en agua y en una disolución 0.1 M de KCl, con una relación suelo-disolución de 1:2.5 y con un tiempo de reacción de 10 minutos y 2 horas, respectivamente (Guitián & Carballas, 1975). El porcentaje de Ctotal y Ntotal fue medido en muestra molida en un equipo LECO CHN-1000, mientras que los valores de Stotal fueron obtenidos en un equipo LECO SC-144DR. La capacidad de generación ácida por la oxidación de sulfuros se determinó mediante la obtención del pH de oxidación tras la actuación durante 2 y 6 horas de H2O2 al 15% (pH 5.5) (relación suelo (g): disolución (ml) de 1:20). Una extracción del suelo (<2 mm) en una disolución de ClNH4 1N no tamponada (Peech et al., 1947) permitió determinar los cationes de cambio (Na+, K+, Ca+2, Mg+2 y Al+3) en un equipo de absorción/emisión atómica Perkin-Elmer 1100B, obteniéndose en adición la CICe mediante la suma de cationes. La concentración total de metales pesados (Mn, Zn, Pb, Cr, Co, Cu, Ni y Cd) en los suelos se determinó en un equipo de absorción/emisión atómica Perkin-Elmer 1100B tras una digestión ácida (HNO3+HCl, 1+2) de la muestra molida en horno microondas ETHOS PLUS Milestone ATC-400, mientras que el contenido total de Hg fue obtenido directamente en un analizador Hg AMA 254. Así mismo, se obtuvo la concentración de las diferentes formas Capítulo III 109 metálicas (especiación) mediante una serie de extracciones secuenciales (BCR) siguiendo el protocolo de Rauret et al. (1999) ligeramente modificado, obteniendo 4 fracciones: a) Fracción soluble e intercambiable: extracción en agitación continua durante 16 horas con una disolución de ClNH4 1M b) Fracción ligada a carbonatos: extracción en agitación continua durante 16 horas con una disolución de CH3COOH 0.11M c) Fracción reducible (ligada a óxidos de Fe y Mn principalmente): extracción en agitación continua durante 16 horas con una disolución de NH2OHHCl 0.1 M ajustado a pH 2 con HNO3 d) Fracción oxidable (ligada a materia orgánica y sulfuros): oxidación con dos alícuotas de H2O2 al 30% en un baño de agua a 85ºC hasta la completa evaporación de cada una de las alícuotas y posterior extracción del residuo en agitación continua durante 16 horas con una disolución de NH4OAc 1M ajustada a pH 5 con CH3COOH. Cada una de las fracciones se determinó en el sobrenadante derivado del centrifugado de cada extracción (3000 rpm / 10 min.) por espectrofotometría de absorción atómica (Perkin-Elmer 1100B), mientras que el residuo sedimentado quedaba disponible para la siguiente extracción. Una quinta fracción, la fracción residual (ligada a estructuras cristalinas), se obtuvo mediante la diferencia entre la concentración total (HNO3+HCl) y la suma de las fracciones anteriores. Por otra parte, se obtuvo la fracción considerada potencialmente biodisponible en el equipo de absorción/emisión atómica Perkin-Elmer 1100B tras una extracción con EDTA 0.02M, CH3COOH 0.5M y NH4Ac. 0.5M, ajustado a pH 4.65 (Lakanen & Ervio, 1971) y utilizando una relación suelo:disolución de 1:5 y un tiempo de extracción de 30 minutos en agitación continua. Las hojas de las especies vegetales recolectadas en cada punto de muestreo fueron lavadas cuidadosamente y secadas en estufa a 60ºC. La muestra molida fue digerida con HNO3+HCl en un digestor de calor para obtener el contenido en Mn, Zn, Cr, Co, Cu y Ni por espectrofotometría de absorción atómica Perkin-Elmer 1100B. El contenido en Pb y en Cd fue obtenido mediante una cámara de grafito Perkin Elmer de Absorción Atómica 4110ZL. El contenido en Hg se determinó directamente de la muestra molida mediante un analizador Hg AMA 254. Tratamiento estadístico Todos los análisis estadísticos realizados en el ensayo fueron llevados a cabo mediante la utilización del programa SPSS 12.0. Las posibles diferencias en las propiedades físicoquímicas y el contenido y especiación de metales entre los sustratos de RM y RE, así como entre la capa superficial (0-15 cm) y subsuperficial (15-30 cm), se han analizado mediante una comparación de medias con el método de la t de student para muestras independientes (P<0.05). La concentración de metales en las diferentes especies vegetales muestreadas fueron comparadas mediante un análisis de varianza de un factor (ANOVA) (P<0.05), utilizando el test “post-hoc” Scheffe para realizar una comparación múltiple de medias. Finalmente, las relaciones entre distintos parámetros físico-químicos del suelo y la especiación de metales, así como la relación entre la acumulación de metales en plantas y el contenido biodisponible de Capítulo III _ 110 cada metal en el sustrato, fueron cuantificadas mediante un análisis de correlación con la comparación del coeficiente de correlación de Pearson (P<0.05) y un análisis de regresión de pasos sucesivos. 3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Propiedades físico-químicas de los suelos Los suelos analizados en el yacimiento de Rubiais muestran valores de pH en agua en el rango 6-9, obteniéndose muy frecuentemente valores entre 7-7.5 en la capa superficial (I) y entre 7-8 en la capa subsuperficial (II) (Figura 2). Los valores de pH en KCl son, de media, en torno a 0.3 unidades más bajos, siempre por encima de 4.6. Utilizando el sistema de clasificación de la U.S.D.A. (2005) de pH en agua, y considerando la capa más superficial del sustrato, la mayor parte de los suelos analizados, el 43.6%, pueden considerarse neutros (pH 6.6-7.3). Sin embargo, a lo largo del yacimiento están representados también suelos ligeramente ácidos (pH 6.1-6.5) (20.5%), ligeramente alcalinos (pH 7.4-7.8) (15.4%), moderadamente alcalinos (pH 7.9-8.4) (7.7%) y fuertemente alcalinos (pH 8.5-9.0) (12.8%). Considerando la capa subsuperficial del sustrato, el grupo más representativo es el de suelos ligeramente alcalinos (pH 7.4-7.8), con un 37.1% de los suelos muestreados. El 11.4% de los suelos se muestran ligeramente ácidos (pH 6.1-6.5), el 25.7% como suelos neutros (pH 6.67.3), un 8.6% como moderadamente alcalinos (pH 7.9-8.4) y un 14.3% como fuertemente alcalinos (pH 8.5-9.0). No existen diferencias significativas (P<0.05) en cuanto al pH entre RE y RM, aunque en esta última zona, y principalmente en la capa subsuperficial, los valores tienden a ser ligeramente inferiores, más próximos a la neutralidad. El vertido sobre RE de lodos derivados del proceso de flotación, en donde se emplean distintos reactivos, como por ejemplo NaOH, podrían justificar este ligero incremento de pH en esta zona. Considerando los valores de pHKCl, se encuentran de nuevo en torno a la neutralidad en las capas superficiales y ligeramente alcalinos en las subsuperficiales, lo que indica la ausencia de aluminio disponible en el complejo de cambio de los suelos. En la figura 3 se representa la CICe y la distribución de los cationes en el complejo de cambio en las zonas estudiadas, considerando las dos profundidades muestreadas. En general, los suelos presentan una baja CICe, con una media en la capa superficial de 8.4 cmol(+) kg-1 y en la capa subsuperficial de 11.5 cmol(+) kg-1. Aunque existe una tendencia clara en la capa subsuperficial de presentar mayores valores de CICe, las diferencias encontradas entre profundidades no son estadísticamente significativas (P<0.05). El intervalo de variación en ambos casos es bastante amplio, con valores entre 1.5 y 27.8 cmol(+) kg-1 en la capa superficial y entre 1.6 y 24.9 cmol(+) kg-1 en la subsuperficial. No obstante, el 60.8% de los suelos analizados presentan una CICe < 10 cmol(+) kg-1, que es considerado un valor bajo y representa una escasa capacidad de retención de cationes (Alarcón-Vera, 2004), y casi el 88% de las muestras están por debajo de 20 cmol(+) kg-1, valor medio en suelos sobre rocas calizas en Galicia (Taboada & Silva, 1999). La “Soil Fertility Capability Clasification” (Buol, 1975) Capítulo III 111 propone un valor crítico de la CIC de 4 cmol(+) kg-1 (factor e), por debajo del cual se presentan graves problemas en el desarrollo del suelo y sus funciones. En torno al 30% de las muestras analizadas en el yacimiento presentan valores inferiores a 4 cmol(+) kg-1, lo que representa una escasa retención de cationes y una fuerte limitación para el desarrollo vegetal en el área de estudio. Existen, no obstante, diferencias significativas (P<0.05) en la CICe entre RE y RM, de manera que esta última zona presenta valores de CICe superiores, con una media de 14.3 cmol(+) kg-1 frente a los 8.8 cmol(+) kg-1 que presentan como media los suelos en RE. El complejo de cambio se encuentra dominado en todos los casos por cationes básicos (Figura 3), tal y como podría deducirse de los valores de pH y pHKCl obtenidos. Por ello, en 69 de las 74 muestras analizadas, el Al+3 se encuentra por debajo del límite de detección (<0.26 cmol(+) kg-1). El Ca+2 es el catión claramente dominante, con unos valores medios de 5.4 cmol(+) kg-1 para las capas superficiales y 8.6 cmol(+) kg-1 para las capas subsuperficiales, con un rango que oscila entre 0.3 y 25.8 cmol(+) kg-1 (Figura 3). Únicamente un 8% de las muestras analizadas presentan valores inferiores a 1.5 cmol(+) kg-1, valor considerado límite inferior por la Soil Fertility Capability Clasification (Buol, 1975) (factor Ca1), por debajo del cual existen problemas de deficiencia de Ca. Sin duda, el aporte de Ca+2 por el material geológico de partida impide generalmente una disminución crítica de este catión en el complejo de cambio. El Mg+2 oscila en la capa superficial entre 0.2 y 2.8 cmol(+) kg-1, con un valor medio de 0.5 cmol(+) kg-1, mientras que la capa subsuperficial muestra valores en Mg+2 de cambio ligeramente superiores, con un rango entre 0.3 y 3.1 cmol(+) kg-1 y una media de 0.9. Únicamente el 10% de las muestras analizadas muestran valores inferiores a los 0.4 cmol(+) kg-1 (factor Mg1) propuesto por la Soil Fertility Capability Clasification (Buol, 1975) como valor crítico. Coppin & Bradshaw (1982), por su parte, especifican un valor crítico de 0.16 cmol(+) kg-1 en suelos de mina, por debajo del cuál se presenta una deficiencia severa de este elemento. En el yacimiento de Rubiais se supera en todos los casos este valor de Mg+2. La relación Ca+2/Mg+2 en los suelos analizados generalmente no muestran desequilibrios importantes a favor de ninguno de los dos cationes, de manera que no existen problemas de competencia en la asimilación de alguno de ellos por las plantas. El rango de variación, no obstante, es muy amplio, encontrándose valores de Ca+2/Mg+2 entre 0.75 y 45, aunque casi en el 70% de las muestras analizadas se encuentra en el rango entre 1 y 10. Menos del 5% de las muestras presentan relaciones Ca/Mg < 1, y en torno a un 12% presentan valores >20. El K+ oscila entre 0.03 y 0.3 cmol(+) kg-1 en las capas superficiales y entre 0.02 y 0.15 cmol(+) kg-1 en las capas subsuperficiales, valores sensiblemente inferiores a los encontrados en suelos desarrollados sobre calizas de Galicia, con valores medios de 0.26 cmol(+) kg-1 (Taboada & Silva, 1999). En base al criterio de la Soil Fertility Capability Clasification (Buol, 1975) y otros autores (Coppin & Bradshaw, 1982; Sanchez et al., 1982), que consideran 0.2 cmol(+) kg-1 como un valor crítico, prácticamente la totalidad de las muestras analizadas, 73 de las 74, Capítulo III _ 112 RE (I) RE (II) RM (I) RM (II) Localización 6 7 8 9 pH en agua A A RE (I) RE (II) RM (I) RM (II) Localización 5 6 7 8 9 pH en KCl AA A A S Figura 2.- Mediana y rangos intercuartílicos en donde se engloban el 50% (cajas) y el 95% (bigotes) de las muestras para el pH en agua y en KCl, por zona de muestreo y profundidad. (ο - datos atípicos / * - datos extremos). RE (I) RE (II) RM (I) RM (II) Localización 5 10 15 20 25 CICe cmol(+)/kg A A A Ca (CIC) Mg (CIC) Na (CIC) K (CIC) Al (CIC) Catión RE (I) RE (II) RM (I) RM (II) Localización 0 5 10 15 20 25 cmol(+)/kg A A A A A AA A A Figura 3.- Mediana y rangos intercuartílicos en donde se engloban el 50% (cajas) y el 95% (bigotes) de las muestras para la CICe y para los cationes de cambio, por zona de muestreo y profundidad. (ο - datos atípicos / * - datos extremos). RE (I) RE (II) RM (I) RM (II) Localización 1 2 3 4 porcentaje de Carbono AA A Figura 4.- Mediana y rangos intercuartílicos en donde se engloban el 50% (cajas) y el 95% (bigotes) de las muestras para el contenido en C, por zona de muestreo y profundidad. (ο - datos atípicos / * - datos extremos). Capítulo III 113 presentan un déficit de K+ (factor K1). En adición, más del 70% de las muestras presentan menos de un 2% de K+ en relación al total de las bases de cambio, por lo que existe un desequilibrio de K y se presentan limitaciones en su disponibilidad. Finalmente, el Na+ no se considera un elemento esencial para la nutrición vegetal, y en gran medida se utiliza para diagnosticar el grado de salinidad de un suelo. El exceso de Na+ en el complejo de cambio provoca en este caso efectos adversos en el desarrollo de la vegetación, debido a la competitividad con otros elementos nutritivos y metales pesados y a la desestabilización de la estructura del suelo. En el yacimiento de Rubiais, los suelos muestran un contenido en Na+ que oscila entre 0.3 y 1.6 cmol(+) kg-1 en las capas superficiales y de 0.3 a 1.1 cmol(+) kg-1 en las capas subsuperficiales. Menos de un 10% de las muestras analizadas superan el factor n de la Soil Fertility Capability Clasification (Buol, 1975), que propone un valor crítico del 15% de Na+ en el complejo de cambio por encima del cual se presentan los problemas comentados. Cobertera Laguna (1993) clasifica a los suelos según su contenido en Na+ en “Suelos normales” (<1 cmol(+) kg-1 de Na+), “Suelos algo salinos” (1-3 cmol(+) kg-1 de Na+), “Suelos salinos” (3-5 cmol(+) kg-1 de Na+) y “Suelos salino-alcalinos” (>5 cmol(+) kg-1). Según esta clasificación, los suelos del yacimiento de Rubiais se muestran generalmente como “Suelos normales” y con muy poca frecuencia (8%) como “Suelos algo salinos”. Por otra parte, existe un déficit o ausencia general de materia orgánica en los suelos del yacimiento, con porcentajes de C total que oscilan entre 0-4.5 % pero muy frecuentemente entre 0.5 y 1.5 % (Figura 4) y con porcentajes de N inferiores al límite de detección (<0.05%) en la gran mayoría de los casos analizados. Este hecho es común en escombreras de mina (Pichtel et al., 1994; Shu, 1997, Ye et al, 2002) y en otros yacimientos mineros estudiados en Galicia (Monterroso et al., 1995; Quintas, 1997; Leiros et al., 1989; Alvarez et al., 2003). En este caso, además, y de acuerdo con el pH del suelo y la mineralogía original, gran parte del C obtenido debe poseer un origen inorgánico en forma de carbonatos. De hecho, entre pH y %C se encuentra un coeficiente de correlación de Pearson de 0.7, significativo a un nivel de 0.01, lo que apoya esta idea de que la mayor parte del %C obtenido es de origen inorgánico. El escaso N existente en los suelos del yacimiento, que sólo se detecta en los puntos RE3, RE9, RE10, RE15,RE16, RE19, RE23, RE27, RE28, RE29, RM1, RM5 y RM6 con valores siempre por debajo de 0.1%, supone además otra gran limitación para la actividad biológica y el desarrollo vegetal. Considerando el valor del N en aquellos puntos en donde no se detectó como la mitad del límite de detección (0.05%), las relaciones C:N presentes en los suelos del yacimiento muestran valores muy heterogéneos (7.6-173), aunque las medias existentes pueden catalogarse de muy elevadas, con valores en torno a 50. La elevada concentración de C frente a la de N y la inexistencia de una correlación significativa (P<0.05) entre C y N (para las muestran en donde el N fue detectado) ratifica nuevamente que la mayor parte del C es de origen inorgánico. No se encontraron diferencias significativas (P<0.05) en cuanto al contenido en C y N en función de la zona y la profundidad de la toma de muestra. El bajo contenido en materia orgánica de los suelos del yacimiento de Rubiais, además de influir en la CIC, puede Tabla 3.- Estadísticos descriptivos de la especiación de metales pesados (valores absolutos en mg kg-1 y porcentaje de la concentración total) en un grupo representativo de muestras seleccionadas dentro de cada zona y profundidad en el yacimiento de Rubiais (n=34). No se incluyen Cr y Ni al presentar valores habitualmente por debajo del límite de detección. La presencia de este tipo de valores en algunas fracciones de metales (*) se resuelve en cada caso considerando la mitad del valor límite detectable. RE (I) RE (II) rango media mediana rango media mediana Fracción soluble/intercambiable Cd 0 - 2.4 (0 - 27%) 0.7 (8.9%) 0.5 (8.8%) 0 - 2.8 (0 – 51%) 0.9 (13%) 0.9 (11%) Co 0.2 - 1.4 (1 - 16%) 0.7 (5%) 0.7 (3.5%) 0.2 - 1.2 (1.7 – 16%) 0.6 (6.1%) 0.6 (4.9%) Cu 0 - 1.6 (0 - 2.7%) 0.4 (0.8%) 0.2 (0.7%) 0 - 4.8 (0 – 4%) 0.8 (1.3%) 0.4 (0.9%) Mn 0.4 - 54 (0 - 5.1%) 22.6 (1.7%) 15.1 (1%) 0.2 - 14.8 (0 - 1.3%) 8.2 (0.6%) 8.4 (0.7%) Pb 0.6 - 8.8 (0.3 - 2.2%) 2.9 (0.9%) 1.9 (0.6%) 0.2 - 218 (0 - 7.3%) 19.1 (1%) 2.6 (0.5%) Zn 2 – 290 (0.2 - 4.4%) 70.6 (1.7%) 21.2 (1.2%) 3.4 – 210 (0.2 - 5.4%) 77.2 (2.3%) 52.2 (1.8%) Fracción ligada a carbonatos Cd 0.1 - 4.6 (4 – 37%) 1.4 (20%) 1.3 (20%) 0.3 - 4.2 (6 – 57%) 1.8 (28%) 1.5 (29%) Co 0 - 3.8 (0 – 45%) 1.6 (14%) 1 (10%) 0 - 3.8 (0 – 44%) 2.2 (22%) 2.3 (18%) Cu 0.5 - 30.6 (2.2 – 38%) 6.3 (12%) 2.1 (8.2%) 1.4 – 44 (4.2 – 51%) 13.2 (25%) 10.1 (24%) Mn 62 – 626 (4.2 – 43%) 346 (25%) 413 (26%) 156 – 587 (13 – 55%) 412 (31%) 460 (30%) Pb 3.8 – 741 (3.5 – 62%) 167 (21%) 50.2 (9.3%) 19.6 – 2132 (5.2 – 71%) 408 (33%) 229 (31%) Zn 19.8 – 2210 (2.2 – 40%) 693 (19%) 529 (22%) 195 – 2012 (11 – 59%) 826 (30%) 902 (30%) Fracción reducible (Ox. Fe y Mn) *Cd 0.5 - 1.4 (2.1 – 28%) 0.6 (14%) 0.5 (15%) 0.5 - 1.2 (1.9 – 24%) 0.6 (12%) 0.5 (10%) Co 0.5 - 8.6 (8.6 – 42%) 4.8 (26%) 5.5 (28%) 0.5 - 7.6 (8.3 – 35%) 2.9 (19%) 1.8 (20%) Cu 0.5 - 3.2 (1.5 – 12%) 1.5 (4.5%) 1.4 (2.8%) 0.5 - 11.6 (1 – 22%) 3.1 (6.1%) 1.1 (3.3%) Mn 186 – 1440 (16 – 73%) 732 (49%) 680 (54%) 138 – 1520 (16 – 78%) 581 (38%) 387 (30%) Pb 16 – 92 (2.5 – 61%) 50 (25%) 43 (18%) 33 – 203 (0.9 – 63%) 91.6 (18%) 87.5 (9.3%) Zn 12 – 480 (1.3 – 16%) 165 (5.7%) 144 (4.7%) 54 – 440 (1.5 – 17%) 209 (8%) 177 (6.7%) Fracción oxidable (M.O/sulfuros) *Cd 0.6 - 3.3 (10 – 30%) 1.3 (21%) 0.6 (25%) 0.6 - 4.8 (4.4 – 40%) 1.2 (18%) 0.6 (16%) *Co 1.3 - 2.5 (5.7 – 43%) 1.4 (12%) 1.3 (6.8%) 1.3 - 2.5 (5.2 – 25%) 1.3 (13%) 1.3 (10%) Cu 1.3 – 20 (4.9 – 33%) 7 (17%) 4.6 (16%) 3.5 - 23.5 (6.6 – 56%) 10.2 (23%) 8.7 (20%) Mn 85 – 240 (8 – 22%) 190 (14%) 204 (13%) 72.5 – 310 (5.7 – 27%) 188 (15%) 195 (14%) Pb 14 – 358 (21 – 65%) 142 (37%) 165 (35%) 30 – 930 (11 – 47%) 219 (25%) 177 (21%) Zn 33 – 1750 (3.7 – 43%) 597 (18%) 481 (16%) 38 – 2125 (4.2 – 45%) 587 (17%) 406 (16%) Fracción residual Cd 0.1 - 13.3 (2 – 55%) 2.9 (36%) 1 (35%) 0 – 17 (0 – 69%) 3.2 (28%) 1.4 (34%) Co 0 - 11.6 (0 – 56%) 8 (43%) 9.4 (50%) 0 – 14 (0 – 60%) 6 (39%) 7.3 (47%) Cu 17 - 32.2 (35 – 87%) 22.2 (66%) 20.2 (70%) 4.9 – 60 (12 – 81%) 21 (45%) 17.6 (44%) Mn 28 – 307 (1.9 – 26%) 137 (10%) 130 (9.5%) 38 – 606 (2.4 – 38) 193 (15%) 128 (9.9%) Pb 0 – 560 (0 – 59%) 146 (15%) 20.5 (6%) 4 – 1407 (0.6 – 56%) 274 (23%) 121 (18%) Zn 54 – 6786 (2.3 – 91%) 1515 (55%) 811 (56%) 150 – 7407 (7.9 – 76%) 1482 (43%) 921 (47%) Tabla 3 (Cont.).- Estadísticos descriptivos de la especiación de metales pesados (valores absolutos en mg kg-1 y porcentaje de la concentración total) en un grupo representativo de muestras seleccionadas dentro de cada zona y profundidad en el yacimiento de Rubiais (n=34). No se incluyen Cr y Ni al presentar valores habitualmente por debajo del límite de detección. La presencia de este tipo de valores en algunas fracciones de metales (*) se resuelve en cada caso considerando la mitad del valor límite detectable. RM (I) RM (II) rango media mediana rango media mediana Fracción soluble/intercambiable Cd 0 - 3.6 (0 – 13%) 1.4 (6.1%) 0.4 (5.7%) 0 – 2 (0 - 5.7%) 0.8 (3.8%) 0.4 (5.7%) Co 0.2 - 0.4 (0.8 – 2%) 0.2 (1.1%) 0.2 (1%) 0.2 - 0.4 (0.7 - 2.1%) 0.3 (1.4%) 0.4 (1.5%) Cu 0.2 - 0.4 (0.3 - 0.8%) 0.3 (0.5%) 0.4 (0.5%) 0.2 - 0.6 (0.2 - 0.6%) 0.3 (0.4%) 0.2 (0.6%) Mn 2.2 - 22.6 (0.2 - 0.6%) 8.6 (0.3%) 5.0 (0.2%) 3.2 – 10 (0.1 - 0.4%) 5.7 (0.3%) 3.8 (0.2%) Pb 0.4 - 88.4 (0.1 - 1.6%) 30.8 (0.9%) 1 (1.3%) 0.4 - 47.2 (0.2 - 1.1%) 16.1 (0.6%) 0.6 (0.4%) Zn 4.6 – 290 (0.5 - 3.2%) 124 (1.6%) 23.8 (0.7%) 2.8 - 24.2 (0.1 - 1.1%) 15.9 (0.5%) 20.6 (0.3%) Fracción ligada a carbonatos Cd 0.3 - 8.4 (0.8 – 32%) 3.7 (17%) 2.2 (12%) 0.5 - 5.2 (15 – 29%) 2.6 (21%) 2 (20%) Co 0.3 – 2 (1.2 – 10%) 1 (4.8%) 0.8 (4.2%) 0.3 - 2.2 (1.1 - 8.1%) 1 (4.1%) 0.6 (3.2%) Cu 0.3 - 10.6 (1.2 - 6.6%) 3.4 (3.1%) 2.2 (2.5%) 0.8 - 9.8 (2.3 - 9.6%) 4.8 (5.1%) 3.8 (3.6%) Mn 25.4 – 325 (0.4 – 13 %) 156 (7.7%) 103 (6.6%) 86.2 – 423 (5.2 – 16%) 272 (11%) 308 (13%) Pb 4 – 1816 (3.7 – 45%) 670 (17%) 18.4 (5.3%) 4.6 – 1543 (4.1 – 37%) 521 (15%) 15.4 (4.6%) Zn 80.2 – 4216 (8.1 – 32%) 1648 (19%) 876 (17%) 129 – 3979 (14 – 42%) 1695 (26%) 976 (22%) Fracción reducible (Ox. Fe y Mn) *Cd 0.5 - 2.8 (0.8 – 26%) 1.6 (12%) 1.8 (10%) 0.5 – 2 (5.7 – 29%) 1.5 (18%) 2 (20%) Co 2.8 - 8.4 (12 – 38%) 6.6 (31%) 7.2 (34%) 6 - 8.4 (22 – 43%) 7.5 (32%) 8.2 (31%) Cu 0.5 – 3 (0.7 - 6.9%) 1.8 (2.9%) 1.8 (2.3%) 0.5 - 3.4 (0.5 - 5.7%) 2 (3.1%) 2 (3.2%) Mn 558 – 2860 (42 – 78%) 1560 (61%) 1400 (66%) 1080 – 1780 (60 – 66%) 1427 (64%) 1420 (65%) Pb 53 – 1012 (10 – 70%) 379 (31%) 131 (25%) 47 – 1000 (17 – 47%) 370 (29%) 64 (24%) Zn 60 – 1100 (2.1 – 16%) 564 (11%) 520 (11%) 100 – 980 (5.4 – 18%) 500 (12%) 420 (11%) Fracción oxidable (M.O/sulfuros) *Cd 0.6 - 32.5 (1 – 42%) 8.8 (24%) 1.3 (25%) 0.6 – 13 (8.9 – 37%) 4.7 (24%) 0.6 (25%) *Co 1.3 - 4.5 (5 – 20%) 1.9 (8.7%) 1.3 (6.3%) 1.3 – 3 (4.6 – 11%) 1.8 (7.4%) 1.3 (6.6%) Cu 0.6 - 27.3 (2.4 – 33%) 16.9 (19%) 23.8 (21%) 5.8 - 25.8 (17 – 24) 18.2 (21%) 23 (22%) Mn 142 – 247 (4.3 – 13%) 189 (8.7%) 177 (8.6%) 175 – 225 (8.4 – 10%) 206 (9.4%) 217 (9.2%) Pb 18 – 3540 (24 – 58%) 969 (37%) 260 (24%) 48 – 1200 (28 – 69%) 504 (49%) 264 (48%) Zn 188 – 10125 (16 – 50%) 3150 (29%) 500 (27%) 238 – 6625 (26 – 37%) 2496 (30%) 625 (27%) Fracción residual Cd 0.8 - 60.4 (3.4 – 97%) 21.4 (41%) 1.4 (35%) 0.9 - 12.8 (28 – 37%) 5.2 (33%) 2 (35%) Co 9.6 - 14.9 (48 – 60%) 11.9 (54%) 11.5 (54%) 8.6 - 16.9 (45 – 62%) 13.6 (55%) 15.4 (57%) Cu 23.1 - 121.6 (62 – 89%) 62.5 (75%) 44.1 (74%) 26.2 - 73.8 (67 – 75%) 56 (70%) 68.1 (69%) Mn 3 – 2645 (0.1 – 46%) 717 (22%) 276 (18%) 249 – 405 (9.3 – 19%) 326 (15%) 325 (17%) Pb 0 – 330 (0 – 50%) 126 (13%) 129 (5.4%) 0 – 420 (0 – 10%) 152 (6.5%) 36 (9.5%) Zn 286 – 36275 (4 – 70%) 7714 (39%) 375 (40%) 255 – 6395 (11 – 48%) 2360 (31%) 431 (35%) Capítulo III _ 122 51% para Cu y del 45% para Co. La fracción reducible y las especies solubles e intercambiables de Cu y Co no poseen en este caso demasiada trascendencia, aunque en el caso del Cu los valores absolutos en esta última fracción superan en un 23% de los casos el valor de referencia de 0.7 mg kg-1 propuesto por Ewers (1991). El Mn se asocia preferentemente a la fracción de óxidos (media de 47% y porcentajes máximos de 78%). La fracción ligada a carbonatos presenta un porcentaje también importante en RE, con valores de hasta 55%. La fracción residual (generalmente <25%), la unida a sulfuros y materia orgánica (<27%) y la soluble e intercambiable (<5%), no muestran generalmente porcentajes de importancia. Al tratarse de un elemento con poca toxicidad y baja movilidad en este ambiente, el riesgo ambiental generado puede considerarse reducido. En base a los resultados de especiación de metales, los principales problemas ambientales del yacimiento de Rubiais parecen relacionarse con los riesgos de lixiviación de Zn, Pb y Cd hacia las aguas y terrenos adyacentes. Chaves-Padín (2007) estudió el efecto del yacimiento sobre las aguas del entorno y detectó en varias ocasiones la presencia de niveles relativamente elevados de Zn (de hasta 8 mg l-1), pero no de Pb y Cd. Estos datos demuestran un riesgo más generalizado del Zn, mientras que los riesgos de lixiviación de Pb y Cd se restringen a algunos puntos concretos dentro del yacimiento en donde se mantienen mayoritariamente en formas intercambiables. En adición, el riesgo ambiental de las formas más móviles se extiende a la posibilidad de que los metales sean absorbidos por las plantas e incluidos en la cadena trófica. En este caso, el análisis de la fracción de metales potencialmente biodisponible puede llegar a proporcionar datos biológicamente más significativos al permitir una mejor predicción de este riesgo (Bell et al., 1991; Sims & Kline, 1991). El conjunto de metales pesados potencialmente disponibles incluye, según Brümmer (1986), las fracciones de la fase sólida del suelo que pueden ser liberados a la disolución del suelo en un plazo de tiempo relativamente corto, como puede ser un período vegetativo. El método de extracción con una disolución de EDTA podría simular la extracción de metal por la raíz vegetal y su reemplazamiento a partir de la fase sólida lábil del suelo. Se supone, no obstante, que algunos factores pueden afectar la capacidad complejante del EDTA, como la materia orgánica, el contenido de óxidos e hidróxidos de metales, pH, etc. (Sims & Johnson, 1991), y que puede ocurrir una saturación de su capacidad de extracción debido a la alta concentración de metales presentes en la solución, por lo que su interpretación debe ser cuidadosa (National Research Council, 2003). Dado que no es un método específico para el diagnóstico de la contaminación, los resultados obtenidos han de analizarse en términos de fitotoxicidad, contaminación potencial en aguas superficiales y subterráneas y el riesgo de incorporación del metal a la cadena trófica. Capítulo III 123 En la tabla 4 se presentan diferentes estadísticos descriptivos de la fracción potencialmente biodisponible de metales (extraíble en EDTA) en las muestras de suelo recogidas en el yacimiento de Rubiais, en función de la zona (RE/RM) y profundidad (I/II). En este caso no se representa el Cr debido a que los valores estaban por debajo del límite de detección (<0.5 mg kg-1) en la mayor parte de las muestras. La fracción de Zn potencialmente biodisponible (ZnEDTA) muestra un amplio rango de variación, con concentraciones entre 8 y 5400 mg kg-1 y porcentajes relativos a la concentración total entre prácticamente 0 y 82%. Estos resultados sugieren un muy elevado riesgo de fitotoxicidad por Zn, dado que en algunos trabajos se emplean valores de concentración de Zn extraído en EDTA de 20 mg kg-1 como umbral de toxicidad (Aslibekian, 2003). Este valor se supera en un 92% de las muestras analizadas en el yacimiento. No existen diferencias significativas (P<0.05) entre profundidades, pero en términos absolutos sí se encuentran diferencias entre zonas, con concentraciones significativamente (P<0.05) mayores en RM (media en torno a 1900 mg kg-1) frente a RE (media en torno a 900 mg kg-1). Un análisis de regresión de pasos sucesivos muestra como el Zn ligado a carbonatos y el Zn ligado a óxidos de Fe y Mn explica el 88% de la varianza de la fracción de ZnEDTA. El coeficiente de correlación de Pearson entre la fracción de ZnEDTA y la suma de la fracción soluble/intercambiable con la fracción ligada a carbonatos y la ligada a óxidos de Fe y Mn muestra un valor altamente significativo (P<0.01) de 0.93. La fracción potencialmente biodisponible de Pb (PbEDTA) muestra igualmente el elevado riesgo de fitotoxicidad y la heterogeneidad de la zona afectada, con concentraciones que oscilan entre 5 y 3690 mg kg-1. En este caso se superan los 25 mg kg-1 utilizados como umbral de toxicidad por algunos autores (Aslibekian, 2003; Fleming & Parle, 1974) en un 89% de las muestras analizadas. La capa subsuperficial presenta valores absolutos significativamente (P<0.05) mayores en RE, con una media de 614 mg kg-1 frente a los 342 mg kg-1 de la capa superficial. Estas diferencias no se encuentran en RM, con valores medios en torno a 1000 mg kg-1 de PbEDTA independientemente de la capa del sustrato considerada. Debido a la elevada variabilidad existente, no se puede hablar de diferencias significativas (P<0.05) entre zonas, aunque RM muestra un valor medio (1066 mg kg-1) dos veces mayor que RE (478 mg kg-1). En términos relativos no se encuentran diferencias de PbEDTA entre profundidades ni entre zonas, y usualmente se alcanzan porcentajes muy elevados (>50%). En ocasiones se alcanza el 100% de Pb en forma potencialmente biodisponible, lo que puede explicarse por la elevada proporción de PbCO3 existente, fácilmente soluble ante cambios físico-químicos del suelo. La fracción de Pb ligada a carbonatos explica el 14% de la varianza del Pb potencialmente biodisponible, siendo en este caso la única fracción que se correlaciona en cierto grado (P<0.05) con la biodisponibilidad, con un coeficiente de correlación de Pearson de 0.38. Capítulo III _ 124 El Cd muestra porcentajes de biodisponibilidad muy variables, similares al Zn, con un rango de concentraciones entre <0.25 mg kg-1 y 13.5 mg kg-1. En un 69% de las muestras analizadas se supera el umbral de toxicidad de 0.8 mg kg-1 propuesto por algunos autores (Aslibekian, 2003; Fleming & Parle, 1974). Debido a su elevada toxicidad y tendencia a la bioacumulación, existe un amplio riesgo ambiental asociado con el nivel de Cd biodisponible en varios puntos del yacimiento de Rubiais. No existen diferencias significativas (P<0.05) de CdEDTA entre profundidades o zonas, ni en términos absolutos ni relativos. A pesar de ello, RM muestra una tendencia a presentar mayores concentraciones, con una media de 3.8 mg kg-1 respecto a los 2 mg kg-1 de media en RE. En términos relativos la tendencia es contraria, y en RE existen puntos con más del 80% del Cd en forma biodisponible. La fracción ligada a carbonatos y la fracción soluble/intercambiable explican el 79% de la varianza de la fracción potencialmente biodisponible, existiendo un elevado coeficiente de correlación de Pearson (r=0.89, P<0.01) entre la suma de estas dos fracciones y la fracción de CdEDTA. La fracción de Cu potencialmente biodisponible (CuEDTA) oscila entre un mínimo de 2.2 mg kg-1 hasta un máximo de 98 mg kg-1. Su distribución en el yacimiento parece más homogénea que en el caso de los metales anteriormente comentados, sin diferencias significativas (P<0.05) entre profundidades y/o zonas. El porcentaje de CuEDTA tiende a ser mayor, no obstante, en la capa subsuperficial y en RM, debido fundamentalmente a la existencia de una mayor riqueza de CuCO3. La fracción ligada a carbonatos explica en este caso el 93% de la varianza de la fracción de CuEDTA, con un coeficiente de correlación de Pearson entre ambas variables de 0.97 (P<0.01). En los casos del Ni y el Co, los niveles potencialmente biodisponibles se consideran bajos, entre 1 y 8 mg kg-1, confirmando, junto al Cr, la escasa trascendencia que tienen estos metales dentro del yacimiento en términos de contaminación. El Ni no presenta diferencias significativas en función de la profundidad y la zona. El Co, por el contrario, presenta una mayor concentración (P<0.05) y un mayor porcentaje en forma potencialmente biodisponible en RM frente a RE. En términos relativos se encuentran porcentajes de biodisponibilidad de Co importantes, con valores entre 3 y 68%. En el caso del Co, la fracción ligada a sulfuros parece explicar un mayor porcentaje de la varianza de la fracción biodisponible, explicando hasta un 56% de la varianza. La suma de las fracciones soluble/intercambiable, ligada a carbonatos, a óxidos de Fe y Mn y a sulfuros, muestra un coeficiente de correlación de Pearson con la fracción potencialmente biodisponible de 0.87, altamente significativa (P<0.01). El Mn, por último, no supone un excesivo riesgo ambiental debido a su escasa toxicidad. Aunque los suelos del yacimiento muestran, de nuevo, unas concentraciones potencialmente biodisponibles muy variables, entre 95 y 1330 mg kg-1, no existen diferencias significativas Tabla 4.- Estadísticos descriptivos de la fracción potencialmente biodisponible (extraído en EDTA) de metales pesados (valores absolutos en mg kg-1 y porcentaje de la concentración total) en los suelos del yacimiento de Rubiais, en función de la zona y profundidad. No se incluye el Cr al presentar valores habitualmente por debajo del límite de detección (<0.5 mg kg-1). RE (I) RE (II) rango media mediana rango media mediana Fracción Biodisponible CdEDTA <0.25 – 8.5 (5 – 82%) 2 (32%) 1.6 (26%) <0.25 – 7.5 (5 – 100%) 2.3 (36%) 2.1 (37%) CoEDTA 2.1 - 8 (13 – 68%) 4.4 (31%) 4.2 (26%) 1.6 – 6 (16 – 64%) 3.8 (34%) 3.7 (31%) CuEDTA 2.4 - 85.5 (7.5 – 78%) 18 (33%) 9.2 (27%) 2.2 – 93 (7.6 – 93%) 26.7 (48%) 20.5 (46%) MnEDTA 150 – 895 (11 - 61%) 476 (31%) 455 (32%) 125 – 980 (10 – 62%) 412 (29%) 372 (29%) NiEDTA 1.1 – 4 (3.4 – 47%) 2.2 (14%) 2.1 (8.2%) 1 - 3.5 (3.1 – 50%) 2.2 (17%) 2.1 (11%) PbEDTA 5 – 1050 (10 – 88%) 343 (60%) 328 (63%) 5 – 2050 (10 – 100%) 615 (71%) 562 (73%) ZnEDTA 12 – 3825 (0.3 – 58%) 824 (28%) 700 (33%) 8 – 3450 (0.9 – 82%) 991 (36%) 862 (38%) Cont. RM (I) RM (II) rango media mediana rango media mediana Fracción Biodisponible CdEDTA 0.5 - 13.5 (0.8 – 43%) 4 (26%) 3.0 (21%) 0.7 - 6.5 (14 – 43%) 3.8 (24%) 3.5 (19%) CoEDTA 2.9 - 7.5 (13 – 34%) 5.5 (26%) 5.5 (27%) 4 - 6.5 (15 – 34%) 5.1 (24%) 4.6 (27%) CuEDTA 3.8 – 30 (10 – 39%) 16.1 (21%) 12.5 (19%) 7 – 28 (19 – 27%) 17.7 (23%) 18.5 (21%) MnEDTA 95 – 1330 (7.1 – 61%) 699 (34%) 630 (33%) 220 – 990 (22 – 37%) 512 (31%) 510 (33%) NiEDTA 2.2 - 4 (7.7 – 18%) 2.9 (11%) 2.7 (11%) 2 - 4.4 (5.1 – 21%) 3.5 (15%) 3.6 (16%) PbEDTA 37 – 3690 (4.5 – 78%) 970 (49%) 330 (48%) 66 – 2625 (48 – 100%) 1240 (70%) 1000 (62%) ZnEDTA 130 – 5400 (8.7 – 61%) 1852 (33%) 1450 (32%) 160 – 3600 (14 – 65%) 2187 (30%) 2300 (19%) Capítulo III _ 126 (P<0.05) entre profundidades y zonas ni en términos absolutos ni relativos. El porcentaje de MnEDTA oscila entre el 7 y el 61%, sin que la variabilidad en este caso pueda ser explicada claramente por alguna de las fracciones metálicas. La suma de las fracciones soluble/intercambiable, ligada a carbonatos y a óxidos de Fe y Mn muestran un coeficiente de correlación de Pearson con la fracción de Mn potencialmente biodisponible de 0.47 (P<0.01). De una manera generalizada, se acepta que los porcentajes de metales en la fracción soluble e intercambiable, que marca la movilidad del contaminante, así como en la fracción potencialmente biodisponible, que marca la fitotoxicidad, dependen de distintas propiedades físico-químicas del suelo, fundamentalmente pH, contenido en materia orgánica y CICe. Esto deriva en la existencia de multitud de estudios que se basan en el análisis de la relación existente entre estas variables y las distintas fracciones metálicas (Buanuam et al., 2005; Martinez et al., 2000; Stahl & James, 1991; Basta et al., 1993; Zauner et al., 1999). Un análisis de regresión linear de pasos sucesivos en los suelos del yacimiento de Rubiais, (Tabla 5) revela que el pH explica en este caso un 26, 29 y 56% de la varianza del porcentaje de la fracción soluble/intercambiable de Zn, Cd y Cu, respectivamente. La CICe se muestra como un factor secundario, explicando tan sólo un 11% de la varianza de la fracción soluble/intercambiable de Zn y Pb y un 6 y 19% de la varianza de Cu y Mn, respectivamente. El contenido en S, en el caso del Pb (por la existencia de altos contenidos en galena), y la concentración total de metal, en el caso del Co, explican un 19 y 55 % de la varianza de la fracción soluble/intercambiable de cada uno de estos metales. Tabla 5.- Coeficientes de regresión lineal de pasos sucesivos (stepwise) entre el porcentaje de metales en formas solubles/intercambiables y el porcentaje de metales en formas biodisponibles y diferentes parámetros del suelo. Variables Independientes R2 Variables Independientes R2 pH agua 0.29 pH agua 0.39 CICe 0.47 %Cd soluble/intercamb. %Cd Biodisponible Contenido en S 0.52 %Co soluble/intercamb. Contenido total de Co 0.55 %Co Biodisponible Contenido total de Co 0.66 pH agua 0.56 pH agua 0.26 %Cu soluble/intercamb. CICe 0.62 %Cu Biodisponible %Mn soluble/intercamb. CICe 0.19 %Mn Biodisponible Contenido en S 0.08 - - Contenido total de Ni 0.80 pH agua 0.82 %Ni soluble/intercamb. %Ni Biodisponible CICe 0.84 CICe 0.11 pH agua 0.14 Contenido total de Pb 0.26 %Pb soluble/intercamb. Contenido en S 0.45 %Pb Biodisponible pH agua 0.26 CICe 0.28 CICe 0.37 pH agua 0.44 %Zn soluble/intercamb. %Zn Biodisponible Contenido en S 0.50 Capítulo III 127 El análisis de regresión en la fracción potencialmente biodisponible (Tabla 5) vuelve a mostrar al pH del suelo como el factor generalmente más influyente, explicando un 15, 14, 39 y 26% de la varianza del porcentaje potencialmente biodisponible de Zn, Pb, Cd y Cu, respectivamente. La CICe explica un 28, un 7 y un 2% de la varianza de Zn, Cd y Ni respectivamente, mostrándose otra vez como el segundo factor más influyente. Estos resultados están de acuerdo con los encontrados sobre otros suelos mineros de Galicia (Monterroso et al., 1999; Alvarez et al., 2003), pero en este caso la poca influencia del porcentaje de C podría explicarse por la escasez de materia orgánica en los suelos del yacimiento de Rubiais. Por otro lado, la fracción biodisponible de metales como el Ni y el Co únicamente se relacionan con el contenido total de metal, que explica un 80 y un 66% de la varianza del porcentaje potencialmente biodisponible, respectivamente. El 7 y 5% de la varianza en el caso del Zn y Cd respectivamente, es explicada por el contenido en S, ya que implica la existencia de blenda y calcopirita que limitan la biodisponibilidad de estos metales. En cualquier caso, en todos los estudios de este tipo se recalca la dificultad de encontrar buenas correlaciones entre el porcentaje soluble/intercambiable o potencialmente biodisponible de metales y las distintas propiedades físico-químicas del suelo, debido a la elevada heterogeneidad presente en los suelos mineros. Por el contrario, en otros tipos de suelos, normalmente una o dos propiedades explican una larga proporción de la varianza de la concentración de metal soluble/intercambiable o biodisponible (Alvarez et al, 2003). Metales pesados en la vegetación colonizadora – tolerancia de metales pesados El establecimiento de la vegetación en escombreras de mina es siempre difícil (Ernst, 1988; Johnson et al., 1994). La disponibilidad y toxicidad de metales como el Zn, el Pb y el Cd, así como el bajo contenido en nutrientes y la pobre estructura física de los suelos son los principales factores limitantes en el establecimiento y colonización de plantas en el área afectada por el yacimiento de Rubiais, tal y como suele suceder en los suelos de este tipo de minas (Tordoff et al., 2000; Ye et al., 2002). En algunas áreas se ha visto que la abundancia de especies vegetales y la cobertura vegetal disminuye con el aumento de metal en el suelo, sobreviviendo únicamente en el entorno minero especies metalófitas y pseudometalófitas hipertolerantes a elevadas concentraciones de metales (Becerril et al., 2007). El yacimiento de Rubiais presenta una vegetación adaptada a las condiciones de la mina que se extiende por todo el territorio afectado durante los trabajos de extracción. Las únicas localizaciones en donde no se encontró crecimiento de ningún tipo de vegetación fueron los puntos RE1 y RM9. En la figura 6 se representan las especies vegetales encontradas y su frecuencia de aparición en los puntos de muestreo seleccionados a lo largo del yacimiento. Las especies dominantes más representativas en la mina de Rubiais son C. scoparius, B. celtibérica, C. multiflorus, S. atrocinerea y Hieracium sp., mientras que L. corniculatum, E. arborea, Rosa sp. y T. officinale se muestran como especies ocasionales. Capítulo III _ 128 Betula sp. Cytisus multiflorum Cytisus scoparius Erica sp. Hieracium sp. Lotus sp. Rosa sp. Salix sp. Taraxacum sp. Especie 5 10 15 20 25 30 Frecuencia Figura 6.- Especies vegetales encontradas en el yacimiento de Rubiais y frecuencia de aparición en los puntos de muestreo seleccionados. La tabla 6 indica la presencia/ausencia de las especies encontradas en el yacimiento en función de la concentración biodisponible de metales en la capa superficial del suelo sobre el que crecen, considerando los metales más contaminantes en el área de estudio (Zn, Pb, Cd y Hg). Las especies menos abundantes muestran, lógicamente, una distribución más heterogénea dentro del yacimiento, y parece que E. arbórea, L. corniculatus y Rosa sp. restringen su crecimiento a aquellos suelos con una menor concentración de metales biodisponibles. Excepcionalmente, cabe destacar que el único individuo de T. officinale detectado durante el muestreo se encuentra presente en suelos con una elevada concentración de Zn y Cd biodisponibles (2000-2500 y 4.5-6 mg kg-1, respectivamente). S. atrocinerea se presenta como una especie común dentro del yacimiento, aunque su presencia parece restringirse a suelos con concentraciones biodisponibles de Zn, Pb, Cd y Hg total por debajo de 1500, 900, 4.5 y 12 mg kg-1, respectivamente. Por el contrario, B. celtibérica, Hieracium sp. y, principalmente, C. multiflorus y C. scoparius parece que se distribuyen homogéneamente a lo largo del yacimiento independientemente de la concentración de metales pesados biodisponibles en los suelos, mostrándose como especies claramente hipertolerantes. Capítulo III 129 Tabla 6.- Presencia (X) / Ausencia (0) de las especies encontradas en el yacimiento de Rubiais en función de la concentración biodisponible de Zn, Pb, Cd y concentración total de Hg en la capa superficial del suelo. Betula celtibérica Cytisus multiflorus Cytisus scoparius Erica arbórea Hieracium sp. Lotus corniculatus Rosa sp. Salix atrocinerea Taraxacum officinale 0-500 Х Х Х Х Х Х О Х О 500-1000 Х Х Х Х Х Х Х Х О 1000-1500 Х Х Х Х Х Х Х Х О 1500-2000 О Х Х О Х О О О О 2000-2500 О Х Х О Х О О О Х Zn Biodisponible (mg kg-1) >2500 Х Х Х О О О О О О 0-300 Х Х Х Х Х О О Х О 300-600 Х Х Х Х Х Х Х Х Х 600-900 Х Х Х О Х Х Х Х О 900-1200 О Х Х О О О О О О Pb Biodisponible (mg kg-1) >1200 Х О Х О О О О О О 0-1.5 Х Х Х Х Х Х О Х О 1.5-3 Х Х Х Х Х Х Х Х О 3-4.5 Х Х Х О Х Х Х Х О 4.5-6 О Х Х О Х О О О Х Cd Biodisponible (mg kg-1) >6 Х Х Х О О О О О О 0-4 Х Х Х Х Х Х Х Х О 4-8 Х Х Х О Х Х Х Х Х 8-12 О Х Х О О О О Х О 12-16 Х Х Х О Х О О О О Hg total (mg kg-1) >16 Х О Х О О О О О О El crecimiento de estas especies sobre el área minera puede derivar en una absorción del metal hacia los tejidos vegetales, pudiendo alcanzar concentraciones potencialmente tóxicas para la alimentación animal y humana. Esto es particularmente cierto con metales como el Cd o el Pb, para los que la toxicidad vegetal suele aparecer a concentraciones muy superiores a las consideradas como deseables para la absorción humana (Tiller, 1989). Las concentraciones de metales pesados en las plantas variaron ampliamente dentro del yacimiento de Rubiais, siendo representados los rangos de concentración encontrados en hojas para cada uno de los metales en función de la especie de planta en la tabla 7. En la última fila se presentan igualmente Capítulo III _ 136 indicador en las especies del yacimiento. Los valores máximos se encuentran en B. celtibérica, C. multiflorus, S. atrocinerea y C. scoparius, lo que está de acuerdo con los resultados encontrados por Alvarez et al. (2003) en donde se pone de manifiesto que las especies arbóreas (leñosas) tienden a presentar usualmente una mayor acumulación de Mn. Las especies acumuladoras de metales son potencialmente utilizables en procesos de fitoextracción en suelos contaminados. Sin embargo, la biomasa y el nivel de bioacumulación alcanzado por las plantas son los dos factores claves que definen la eficiencia del proceso (McGrath & Zhao, 2003), y es obvio que aquellas especies con un bajo nivel de acumulación requieren demasiado tiempo para la recuperación de un suelo. McGrath & Zhao (2003) afirman que, asumiendo una producción de biomasa de 10 t ha-1 por cosecha, que es fácilmente conseguida por muchas especies agrícolas, el factor de bioacumulación (FB) debe ser de al menos 20 para conseguir reducir a la mitad la concentración de metal en el suelo en menos de 10 cosechas. De manera similar, con una biomasa elevada de 20 t ha-1 por cosecha, se requiere un FB de al menos 10. En vista de los resultados obtenidos en la vegetación del yacimiento de Rubiais, especies arbóreas de alta producción de biomasa como B. celtibérica y S. atrocinerea podrían resultar eficientes en procesos de fitoextracción de Zn y Cd bajo determinadas circunstancias. Estas especies muestran en ocasiones FB superiores a los valores de referencia mencionados y cercanos a los encontrados para muchas especies hiperacumuladoras ampliamente estudiadas, con valores usualmente entre 50-100 (Zhao et al., 2003; Ma et al., 2001; Tu et al., 2002). En este sentido, algunos estudios en condiciones de campo de la conocida hiperacumuladora de Zn Thlaspi caerulescens muestran FB(Zn) entre 1, en suelos con una fuerte contaminación, y 30 en suelos moderadamente contaminados (Zhao et al., 2003). Por su parte, el mejor ecotipo de T. caerulescens en cuanto a la acumulación de Cd, denominado Ganges, mostró un FB(Cd) entre 20 y 60 cuando las plantas crecieron en un suelo moderadamente contaminado (1-10 mg kg-1 de Cd) (Lombi et al., 2000; Zhao et al., 2003). Betula celtibérica y principalmente S. atrocinerea muestran valores máximos de FB similares, aunque la amplia variabilidad de acumulación existente en estas especies exige, no obstante, estudios que definan las características edáficas y genéticas que permitan siempre una acumulación máxima. Estudios sobre diferentes clones de Salix, como Salix fragilis ‘Belgisch Rood’, Salix viminalis ‘Aage’, Salix viminalis ‘Orm” y otros clones derivados de diferentes cruces, muestran, por ejemplo, diferencias en el crecimiento y acumulación de metales en suelos contaminados (Vandecastele et al., 2004; Greger & Landberg, 1999; Greger et al., 2001; Greger, 2005; Vysloužilová et al., 2003). Por otro lado, las especies exclusoras de metales son potencialmente utilizables en procesos de fitoestabilización de suelos contaminados. La revegetación de espacios contaminados se considera una de las técnicas más sostenibles para conseguir una estabilización de los suelos a largo plazo (Tordoff et al., 2000). El crecimiento de vegetación hipertolerante aporta protección efectiva contra el arrastre de partículas por el viento y por el Capítulo III 137 flujo superficial del agua y sedimentos, promueve la recuperación de los ciclos de nutrientes y forma la base para el establecimiento de una cubierta vegetal sostenible por sí misma (Norland & Veith, 1995). En adición, la exclusión de la mayor parte del metal permite mantener unas concentraciones de metales bajas en los tejidos vegetales, evitando la entrada de metales en la cadena trófica. En este sentido, la mayor parte de las especies vegetales encontradas en el yacimiento de Rubiais, salvo las mencionadas anteriormente para el caso del Zn y el Cd, se comportan usualmente como especies exclusoras de Zn, Cd, Pb y Hg, a pesar de la elevada concentración de estos metales en los suelos. Especialmente especies como C. scoparius y C. multiflorus, que demuestran en el estudio realizado una gran tolerancia a elevados niveles de Zn, Cd y Pb en los suelos, podrían resultar interesantes en este sentido. 4. CONCLUSIONES Los suelos del yacimiento de Rubiais se caracterizan por presentar valores de pH en el rango 6-9. La mayor parte son suelos neutros (pH 6.6-7.3) en la capa superficial (0-15cm) y ligeramente alcalinos (pH 7.4-7.8) en la capa subsuperficial (15-30cm). La mayor parte de los suelos analizados presentan una ausencia general de S y una CICe <10 cmol(+) kg-1, que se considera un valor bajo y representa una escasa capacidad de retención de cationes. Ello se traduce en una acusada carencia de nutrientes tales como el K+ y puntualmente también de Ca+2 y Mg+2. En adición, los suelos poseen una escasa cantidad de materia orgánica, con bajos contenidos en C, la mayor parte de origen inorgánico, y muy bajos contenidos en N. Este déficit acusado de nutrientes convierte a los suelos del yacimiento en suelos con una escasa fertilidad. El contenido en Na+ indica suelos generalmente “no salinos”, aunque puntualmente pueden ser clasificados como “algo salinos”. Los suelos presentan de manera generalizada una fuerte contaminación en Zn, Pb, Cd y Hg y puntualmente una ligera contaminación en Cu y Ni. Los niveles de contaminación varían ampliamente entre diferentes puntos de muestreo, lo que demuestra la elevada heterogeneidad existente. A pesar de ello, se puede afirmar que, de manera general, existe una mayor contaminación en la denominada zona de mina (RM), en donde se llevaban a cabo procesos de beneficiación del mineral (trituración, molienda, concentración, etc.). El porcentaje de metales en la fracción soluble e intercambiable suele ser bajo (<5%), salvo para el caso del Cd (con valores de hasta el 50%). A pesar de los porcentajes usualmente bajos, los valores absolutos de concentración de la fracción soluble/intercambiable para los metales con mayor presencia en el yacimiento (Zn, Pb, Cd, Cu) son elevados, lo que supone un riesgo de lixiviación de estos metales. En adición, la fracción biodisponible (estimada con la extracción de EDTA) resulta elevada para la mayor parte de los metales (con valores de hasta el 80%), por lo que el riesgo potencial de absorción y acumulación de metales en la vegetación colonizadora y su inclusión en la cadena trófica es también importante. Capítulo III _ 138 Existe una vegetación adaptada a las condiciones del yacimiento que se extiende por todo el territorio estudiado salvo en dos puntos con concentraciones metálicas extremadamente elevadas (RE1 y RM9). Las especies dominantes en la mina de Rubiais son B. celtibérica, C. multiflorus, C. scoparius, Hieracium sp. y S. atrocinerea, mientras que E. arborea, L. corniculatum, Rosa sp. y T. officinale se muestran como especies ocasionales. A pesar de que S. atrocinerea es frecuente dentro del yacimiento, su presencia parece restringirse a suelos con concentraciones biodisponibles de Zn, Pb y Cd y de Hg total por debajo de 1500, 900, 4.5 y 12 mg kg-1, respectivamente. Betula celtibérica, Hieracium sp. y principalmente C. multiflorus y C. scoparius, por el contrario, parecen distribuirse homogéneamente independientemente de la concentración de metales pesados biodisponibles en los suelos. Todas ellas se muestran claramente como especies hipertolerantes a elevadas concentraciones de metales en el sustrato de crecimiento. La vegetación del yacimiento mostró una amplia variación en el contenido de metales pesados en hojas, con grandes variaciones tanto entre especies como entre individuos, debido probablemente a la elevada heterogeneidad del sustrato y a la variabilidad genética existente. Las concentraciones máximas de los metales contaminantes se detectaron generalmente en S. atrocinerea, que mostró 800 mg kg-1 Zn, 4.2 mg kg-1 Cd y 29 mg kg-1 Cu. En el caso del Pb, la concentración máxima se encontró en C. scoparius (19 mg kg-1). La relación entre el contenido de metal en planta y la concentración potencialmente biodisponible en el suelo es variable dentro del yacimiento, en función de la especie de planta y del metal considerado. Se encontró una correlación significativa para Cd, Pb y Zn, en el caso de B. celtibérica, para Cu y Pb en el caso de S. atrocinerea y para Cd, Cr, Hg, Pb y Zn en el caso de C. scoparius. La existencia de barreras de absorción o mecanismos de exclusión específicas para cada especie y metal rompen en gran medida, no obstante, la relación existente entre ambas concentraciones. No se encontraron especies hiperacumuladoras dentro del yacimiento, aunque B. celtibérica y principalmente S. atrocinerea se mostraron usualmente como especies con una importante acumulación de Zn y Cd. Los Factores de Bioacumulación (FB) de estas especies dentro del yacimiento alcanzan valores de hasta 44 y 30 para Zn y Cd respectivamente, valores comparables a los obtenidos por muchas hiperacumuladoras en condiciones de campo. Esta capacidad de acumulación y la elevada producción de biomasa convierten a estas dos especies arbóreas en potencialmente útiles en procesos de fitoextracción. Por otro lado, especies ampliamente tolerantes a elevados niveles de metales en suelos, como C. scoparius y C. multiflorus, se muestran generalmente como especies exclusoras de Zn y Cd (FB<1), y podrían resultar muy interesantes en procesos de fitoestabilización y revegetación de suelos contaminados. Capítulo III 139 5. REFERENCIAS Adriano, D.C., 2001. “Trace elements in terrestrial environments: Biogeochemistry, Bioavailability and Risks of Metals”. 2nd Edition. Springer-Verlag New York. Berlin Heidelberg. Alarcón-Vera, A., 2004. “Diagnóstico agrícola”. Cartagena, Spain: Escuela Técnica Superior de Ingeniería Agronómica de Cartagena. Alloway B.J., 1995. “Heavy metals in soils”. Blackie Academic and Professional Publ., New York. Allué, A., 1990. “Atlas fitoclimático de España: taxonomías”. Instituto Nacional de Investigaciones Agrarias. Madrid. Alvarenga, P.M., Araújo, M.F., Silva, J.A.L., 2004. “Elemental uptake and root-leaves transfer in Cistus ladanifer L. growing in a contaminated pyrite mining area (Aljustrel-Portugal). Water, Air and Soil Pollution, 152: 81–96. Alvarez, E., Fernandez Marcos, M.L., Vaamonde, C., Fernandez-Sanjurjo, M.J., 2003. “Heavy metals in the dump of an abandoned mine in Galicia (NW Spain) and in the spontaneously occurring vegetation”. Science of the Total Environment, 313: 185–197. Arias-Prieto, D., 1991. “La caracterización geoquímica y mineralógica del yacimiento de Pb-Zn de Rubiais (Lugo-España)”. Laboratorio Xeolóxico de Laxe. Serie NOVA TERRA. Área de Xeoloxía e Minería do Seminario de Estudos Galegos, O Castro. Asami, T., Kubota, M., Orikasa, K., 1995. “Distribution of different fractions of cadmium, zinc, lead and copper in unpolluted and polluted soils”. Water, Air, and Soil Pollution, 83: 187–194. Aslibekian, O. & Moles, R., 2003. “Environmental risk assessment of metals contaminated soils at silvermines abandonaded mine site, Co Tipperary, Ireland”. Environmental Geochemistry and Health, 25: 247–266. Baker, A.J.M., 1981. “Accumulators and excluders: strategies in the response of plants to trace metals”. Journal of Plant Nutrition, 3: 643–654. Baker, A.J.M. & Brooks, R.R., 1989. “Terrestrial higher plants which hyperaccumulate metallic elements – a review of their distribution, ecology and phytochemistry”. Biorecovery, 1: 81–126. Baker, A.J.M., Proctor, J., 1990. “The influence of cadmium, copper, lead and zinc on the distribution and evolution of metallophytes in British Isles”. Plant Systematics and Evolution, 173: 91–108. Basta, N.T., Pantone, D.J., Tabatabai, M.A., 1993. “Path analysis of heavy metal adsorption by soil”. Agronomy Journal, 85: 1054-1057. Basta, N.T., Ryan, J.A., Chaney, R.L., 2005. “Trace element chemistry in residual-treated soil: Key concepts and metal bioavailability”. Journal of Environmental Quality, 34: 49–63. Bell, FP., James, B.R., Chaney, R.L., 1991. “Heavy metal extractability in long-term sewage sludge and metal salt amended soils”. Journal of Environmental Quality, 20: 481 –486. Becerril, J.M., Barrutia, O., García Plazaola, J.I., Hernández, A., Olano, J.M., Garbisu, C., 2007. “Especies nativas de suelos contaminados por metales: aspectos ecofisiológicos y su uso en fitorremediación”. Ecosistemas.2007/2(URL:http://www.revistaecosistemas.net/articulo.asp?Id=481&Id_Categoria=2&tipo=p ortada) Blaylock, M.J., Salt, D.E., Dushenkov, S., Zakharova, O., Gussman, C., Kapulnik, Y., Ensley, B.D., Raskin, I., 1997. “Enhanced accumulation of Pb in Indian mustard by soil-applied chelating agents”. Environmental Science and Technology, 31: 860–865. B.O.E nº 262, 1990. “Real Decreto 1310/1990, de 29 de Octubre, por el que se regula la utilización de lodos de depuración en el sector agrario”. Bradshaw, A.D. & Chadwick, J., 1980. “The Restoration of Land”. Blackwell, Oxford. Brooks, R.R., 1998. “Plants that Hyperaccumulate Heavy Metals, their Role in Phytoremediation, Microbiology, Archaeology, Mineral Exploration and Phytomining”. CAB International, Wallingford, UK. Capítulo III _ 140 Brown, G., Brinkmann, K., 1992. “Heavy metal tolerance in Festuca ovina L. from contaminated sites in the Eifel mountains, Germany”. Plant and Soil 143: 239–247. Brümmer, G.W., 1986. “Heavy metal species, mobility and availability in soils”. En: Bernhard, M., Brickman, F.E., Sadler, P.J. (eds.), "The importance of Chemical Speciation in Environmental Processes”. Springer-Verlag, Berlin. Buanuam, J., Shiowatana, J., Pongsakulb, P., 2005. “Fractionation and elemental association of Zn, Cd and Pb in soils contaminated by Zn minings using a continuous-flow sequential extraction”. Journal of Environmental Monitoring, 7: 778-784. Buol, S.W., Sanchez, P.A., Cate, R.B., Granger, M.A., 1975. “Soil fertility capability classification for fertility management”. En: Bornemisza, E., Alvarado, A., (eds), “Soil management in tropical America”, pp. 126 – 141. Raleigh: North Carolina State University. Carballeira, A., Devesa, C., Retuerto, R., Santillan, E., Ucieda, F., 1983. “Bioclimatología de Galicia”. Conde de Fenosa, La Coruña: Fundación Pedro Barrié de la Maza. Chaney, RL. 1983. “Plant uptake of inorganic waste constituents”. En: Parr, J.F., Marsh, P.B., Kla, J.M., (eds.), “Land treatment of hazardous wastes”, pp. 50–76. Park Ridge, NJ, USA: Noyes Data Corporation. Chaves-Padín, R., 2007. “Estudio de la contaminación por metales pesados en un área minera abandonada. Impactos sobre el suelo y las aguas superficiales”. Proyecto Fin de Carrera del Máster Oficial en Ingeniería Ambiental. Chen, H.M., Zheng, C.R., Tu, C., Zhu, Y.G., 1999. “Heavy metal pollution in soils in China: Status and counter measures”. Ambio, 28: 130–134. Clark, M.W., Walsh, S.R., Smith, J.V., 2001. “The distribution of heavy metals in an abandoned mining area; a case study of Strauss Pit, the Drake mining area, Australia: implications for the environmental management of mine sites”. Environmental Geology, 6: 655 –663. Cobertera Laguna, E., 1993. “Edafología aplicada, suelos, producción agraria, planificación territorial e impactos ambientales”. Ed. Cátedra, Madrid. Conesa, H.M., Faz, A., Arnaldos, R., 2006. “Heavy metal accumulation and tolerance in plants from mine tailings of the semiarid Cartagena–La Unión mining district (SE Spain)”. Science of the Total Environment, 366: 1–11. Coppin, N.J. & Bradshaw, A.D., 1982. “The establishment of vegetation in quarries and open pit non-metal mines”. Mining Journal Books Ltd, London. Cox, R.M. & Hutchinson, T.C., 1980. “Multiple metal tolerances in the grass Deschampsia cespitosa (L.) Beauv. from the Sudbury smelting area”. New Phytologist, 84: 631–647. Elliott, H.A., Liberati, M.R., Huang, C.P, 1986. “Competitive adsorption of heavy metals by soils”. Journal of Environmental Quality, 15: 214-219. Ernst, W.H.O., 1988. “Response of plant and vegetation to mine tailings and dredged materials”. En: Salomons, W. & Forstner, U. (eds.), “Chemistry and Biology of Solid Waste Dredged Material and Mine Tailings”, pp. 54–69. Springer-Verlag, New York. Ewers, W., 1991. “Standards, guidelines and legislative regulatory concerning metals and their compounds”. En: Merian, E. (ed.), “Metals and Their Compounds in the Environment”, pp. 707–711. VCH Publishers, Weinheim, Germany. Fleming, G.A. & Parle, P.J., 1974. “Heavy Metal Studies”. Soil Research, An Foras Taluntais, Dublin. Flores-Tavizón, E., Alarcón-Herrera, M.T., González-Elizondo, S., Olguín, E.J., 2003. “Arsenic tolerating plants from mine sites and hot springs in the semi-arid Region of Chihuahua, Mexico”. Acta Biotechnologica, 23: 113–119. Freedman, B., 1995. “Environmental Ecology - The Ecological Effects of Pollution Disturbance and Other Stresses”. Academic Press, London. Greger, M. & Landberg, T., 1999. “Use of willow in phytoextraction”. International Journal of Phytoremediation, 1: 115–123. Capítulo III 141 Greger, M., Landberg, T., Berg, B., 2001. “Salix clones with different properties to accumulate heavy metals for production of biomass”. Akademitryck AB, Edsbruk, Sweden. Greger, M., 2005. “Influence of willow (Salix viminalis L.) roots on soil metal chemistry: Effects of clones with varying metal uptake potential”. En: Huang, P.M. & Gobran, G.R. (eds.), “Biogeochemistry of trace elements in the rhizosphere”, pp. 301-312. Elsevier. Guerinot, M.L. & Salt, D.E., 2001. “Fortified foods and phytoremediation. Two sides of the same coin”. Plant Physiology, 125: 164–167. Guitian Ojea, F. & Carballas Fernández, T., 1975. “Técnicas de análisis de suelos”. Ed. Pico Sacro, Santiago de Compostela. Haygarth, P.M., & Jones, K.C., 1992. “Atmospheric deposition of metals to agricultural surfaces”. En: Adriano, D.C. (ed.) “Biogeochemistry”, pp. 249–276. Boca Raton: Lewis Publishers. Henriques, F.S. & Fernández, J.C., 1991. “Metal uptake and distribution in rush (Juncus conglomeratus L.) plants growing in pyrites mine tailings at Lousal, Portugal”. Science of the Total Environment, 102: 253– 260. Huang, J.W., Chen, J.J., Berti, W.B., Cuningham, S.D., 1997. “Phytoremediation of lead-contaminated soils: role of synthetic chelates in lead phytoextraction”. Environmental Science & Thecnology, 31: 800805. Johnson, M.S., Cooke, J.A., Stevenson, J.K.W., 1994. “Revegetation of metalliferous wastes and land after metal mining”. En: Hester, R.E. & Harrison, R.M. (eds.), “Mining and its Environmental Impact”, pp. 31–48. Issues in Environmental Science and Technology, Royal Society of Chemistry, London. Kabata-Pendias, A., & Pendias, H., 1984. “Trace elements in soils and plants”. Boca Raton, FL: CRC Press, Inc. Kraemer, S.M. & Hering, J.G., 2004. “Biogeochemical controls on the mobility and bioavailability of metals in soils and groundwater”. Aquatic Sciences, 66: 1–2. Krämer, U., 2005. “Phytoremediation: novel approaches to cleaning up polluted soils”. Current Opinion in Biotechnology, 16: 133–141. Lakanen, E. & Ervio, R., 1971. “A comparison of eight extractans for the determination of plant available micronutrientsin soils”. Acta Agralia Fennica, 123: 223-232. Leiros, M.C., Gil, F., Carballas, M., Codesido, C., González-Sangregorio, M.V., Seoane, S., Guitian Ojea, F., 1989. “Recuperación de las escombreras de minas de lignito en Galicia 1: Caracterización de los materiales estériles”. Anales de Edafología y Agrobiologia, 48: 85 –100. Leita, L., De Nobili, M., Pardini, G., Ferrari, F., Sequi, P., 1989. “Anomalous contents of heavy metals in soils and vegetation of a mine area in S. W. Sardinia, Italy”. Water, Air and Soil Pollution, 48: 423–433. Lopes, I, Baird, D.J., Ribeiro, R., 2005 “Resistance to metal contamination by historically-stressed populations of Ceriodaphnia pulchella: Environmental influence versus genetic determination”. Chemosphere, 61: 1189–1197. Lombi, E., Zhao, F.J., Dunham, S.J., McGrath, S.P, 2000. “Cadmium accumulation in populations of Thlaspi caerulescens and Thlaspi goesingense”. New Phytologist, 145: 11-20. Luo, Y.M. & Christie, P., 1998. “Bioavailability of copper and zinc in soils treated with alkaline stabilized sewage sludges”. Journal of Environmental Quality, 27: 335–342. Ma, L.Q., Komar, K.M., Tu, C., Zhang, W.H., Cai, Y., Kennelley, E.D., 2001. “A fern that hyperaccumulates arsenic — a hardy, versatile, fast growing plant helps to remove arsenic from contaminated soils”. Nature 2001, 409:579. Macnair, M.R., 1987. “Heavy metal tolerance in plants: a model evolutionary system”. Trends in Ecology and Evolution, 2: 354–359. Macnair, M.R., 1990. “The genetics of metal tolerance in natural populations”. En: Shaw, A.J., (ed.), “Heavy metal tolerance in plants: evolutionary aspects”, pp. 235–253. Boca Raton, FL, USA: CRC Press. Capítulo III _ 142 Macnair, M.R., 1993. “The genetics of metal tolerance in vascular plants”. New Phytologist, 124: 541–559. Macnair, M.R., 2003. “The hyperaccumulation of metals by plants”. Advances in Botanical Research, 40: 63–105. Madrid, L. & Díaz-Barrientos, E., 1992. “Influence of carbonate on the reactions of heavy metals in soils”. Journal of Soil Science, 43: 709–721. Marschner, H., 1995. "Mineral nutrition of higher plants". 2nd edition. Academic Press. Martínez, C.E. & Motto, H.L., 2000. “Solubility of lead, zinc and copper added to mineral soils”. Environmental Pollution, 107: 153-158. Martínez Cortizas, A. & Perez-Alberti, A., 1999. “Atlas Climático de Galicia”. Consellería de Medio Ambiente. Xunta de Galicia. Mattina, M.I., Lannucci-Berger, W., Musante, C., White, J.C., 2003. “Concurrent plant uptake of heavy metals and persistent organic pollutants from soil”. Environmental Pollution, 124: 375–378. McBride, M.B., 1994. “Environmental Chemistry of Soils”. Oxford University Press, New York. McGrath, S.P. & Zhao, F.J., 2003. “Phytoextraction of metals and metalloids from contaminated soils”. Current Opinion in Biotechnology, 14: 277–282. McKenzie, R.M., 1989. “Manganese oxides and hydroxides”. En Dixon, J.B. & Weed, S.B., (eds.), “Minerals in soil environments”, pp. 439–466. 2nd ed. SSSA Book Ser. 1. SSSA, Madison, WI. Melendo, M., Benítez, E., Nogales, R., 2002. “Assessment of the feasibility of endogenous Mediterranean species for phytoremediation of lead contaminated areas”. Fresenius Environmetal Bulletin, 11: 1105– 1109. Mench, M.J., Martin, E., Solda, P., 1994. “After effects of metals derived from a highly metal-polluted sludge on maize (Zea mays L.)”. Water, Air and Soil Pollution, 75: 277–291. Merian, E., 1991. “Metals and Their Compounds in the Environment: Occurrence, Analysis and Biological Relevance”. VCH, Cambridge. Merino García, A., Monterroso Martínez, C., García-Rodeja, E., 1989. “Contenido de S total en muestras superficiales de suelos de la provincia de La Coruña”. Anales de Edafología y Agrobiología: 615-626. Molitor, M., Dechamps, C., Gruber, W., Meerts, P., 2005. “Thlaspi caerulescens on non metalliferous soil in Luxembourg: ecological niche and genetic variation in mineral element composition”. New Phytologist, 165: 503–512. Montero de Burgos, J.L. & González Rebollar, J.L., 1983. “Diagramas bioclimáticos”. ICONA. Madrid. Monterroso Martínez, C., 1995. “Caracterización de los procesos edafogeoquímicos en una escombrera de estériles de lignito en proceso de restauración ambiental”. Tesis Doctoral, Universidad de Santiago de Compostela – Departamento de Edafología y Química Agrícola. Monterroso, C., Alvarez, E., Fernandez-Marcos, M.L., Macías, F., 1999. “Evaluation of Mehlich 3 reagent as a multielement extractant in mine soils”. Land Degradation & Development, 10: 35 –48. Morera, M.T., Echeverría, J.C., Mazkiarán, C., Garrido, J.J., 2001. “Isotherms and sequential extraction procedures for evaluating sorption and distribution of heavy metals in soils”. Environmental pollution, 113: 135-144. National Research Council, 2003. “Bioavailability of Contaminants in Soils and Sediments: Process, Tools and Applications”. The National Academies Press, Washington, DC http://fermat.nap.edu/books/ 0309086256/html (accessed 20.04.06.). Narwal, R.P., & Singh, B.R., 1998. “Effect of organic materials on partitioning, extractability and plant uptake of metals in an alum shale soil”. Water, Air and Soil Pollution, 103: 405–421. Norland, M.R & Veith D.L., 1995. “Revegetation of coarse taconite iron ore tailing using municipal waste compost”. Journal of Hazardous Materials, 41(2-3): 123–134. Capítulo III 143 Pagés Valcarlos, J.L., 1993. “Las alteraciones ambientales en sistemas naturales provocadas por la minería metálica “.Cuadernos del Laboratorio Xeolóxico de Laxe, 18: 289-306. Peech, M., Alexander, L.T., Dean, L.A., Deed, J.F., 1947. “Methods of soils analysis for soil fertility investigatons”. United States Department of Agriculture - Cir. 757. U.S. Gov. Print. Office, Washington, DC. Perez, A. & Calvo, R., 1992. “Soil pollution in copper sulphide mining areas in Galicia (NW Spain)”. Soil Technology, 5: 271–281. Peris, M., Micó, C., Recatalá, L., Sánchez, R., Sánchez, J., 2007. “Heavy metal contents in horticultural crops of a representative area of the European Mediterranean region”. Science of the Total Environment, 378: 42–48. Pichtel, J.R., Dick, W.A., Sutton, P., 1994. “Comparison of amendments and management practices for long-term reclamation of abandoned mine lands”. Journal of Environmental Quality, 23: 766–772. Pueyo, M., Mateu, J., Rigol, A., Vidal, M., López-Sánchez J.F., Rauret, G., 2007. “Use of the modified BCR three-step sequential extraction procedure for the study of trace element dynamics in contaminated soils” Environmental Pollution, 24: 1-12. Quintas, I., 1997. “Caracterización y posibilidades de recuperación de antrosoles de canteras y minas de Galicia”. Ph.D. Thesis. Universidad de Santiago de Compostela. Rauret, G., López-Sánchez, J.F., Sauquillo, A., Rubio, R., Davidson, C.M., Ure, A.M., Quevauviller, P.H., 1999. “Improvement of the BCR three step sequential extraction procedure prior to the certification of new sediment and soil reference materials”. Journal of Environmental Monitoring, 1: 57–61. Reeves, R.D. & Baker, A.J.M., 2000. “Metal-accumulating plants”. En: Raskin, I. & Ensley, B.D., (eds.), “Phytoremediation of toxic metals. Using plants to clean up the environment”, pp. 193 –230. New York: Wiley. Ristic, R., Kadovic, R., Knezevic, M., Nikic, Z., Belanovic, S., 2001. “Heavy metals in soil and possibility of pollution of water resources”. En: Djukic, A., (ed.), “Water pollution control 2001: the 30th Annual Conference of Yugoslav Water Pollution Control Society”. Conference Proceedings. Yugoslavia, 2001. Rivas Martínez, S., 1987. “Memoria del Mapa de Series de Vegetación de España”. Serie Técnica nº1. ICONA. Madrid. Rivas Martínez, S. & Loidi, J., 1999. “Bioclimatology of Iberian Peninsula”. Itinera Geobotanica, 13: 41-47. Ross, S.M., 1994. “Toxic metals in soil–plant systems”. John Wiley & Sons; Chichester, New York, Brisbane, Toronto, Singapore. Salt, D.E., Smith, R.D., Raskin, I., 1998. “Phytoremediation”. Annual Review of Plant Physiology and Plant Molecular Biology, 49: 643–668. Sanchez, P.A., Couto, W., Buol, S.W., 1982. “The fertility capability soil classification system: interpretation, applicability and modification”. Geoderma, 1982: 283 –309. Schat, H. & Vooijs, R., 1997. “Multiple tolerance and co-tolerance to heavy metals in Silene vulgaris: a cosegregation analysis”. New Phytologist, 136: 489–496. Shu, W.S., 1997. “Revegetation of Lead/Zinc Mine Tailings”. Ph.D. Thesis, Zhongshan University, Guangzhou, P.R. China. Shu, W.S., Ye, Z.H., Lan, C.Y., Zhang, Z.Q., Wong, M.H., 2002. “Lead, zinc and copper accumulation and tolerance in populations of Paspalum distichum and Cynodon dactylon”. Environmental Pollution, 120: 445–453. Sims, J.T. & Johnson, G.V., 1991. “Micronutrients soil tests”. En: Mortvedt, J.J., Cox, F.R., Shuman, L.M., Welch, R.M., (eds.), “Micronutrients in Agriculture, vol. 4”, pp. 427–476. Soil Science Society of America Inc., Madison, Wisconsin, United States, second ed. Sims, J.T. & Kline, J.S., 1991. “Chemical fractionation and plant uptake of heavy metals in soils amended with co-composted sewage sludge”. Journal of Environmental Quality, 20: 387 –395. Capítulo III _ 144 Skinner, B.J., 1976. “Earth Resources”. Prentice-Hall Inc., Englewood Cliffs, NJ, 2nd edn. Smith, R.A.H. & Bradshaw, A.D., 1979. “The use of metal tolerant plant populations for the reclamation of metalliferous wastes”. Journal of Applied Ecology, 16: 595–612. Stahl, R.S. & James, B.R., 1991. “Zinc sorption by B horizon soils as a function of pH”. Soil Science Society of America Journal, 55: 1592-1597. Symeonidis, L., McNeilly, T., Bradshaw, A.D., 1985. “Differential tolerance of three cultivars of Agrostis capillaris L. to cadmium, copper, lead, nickel and zinc”. New Phytologist, 101: 309–315. Taboada Castro, M.T. & Silva Hermo, M.B., 1999. “Factores de formación y propiedades de los suelos formados sobre calizas en Galicia”. Cuadernos del Laboratorio Xeolóxico de Laxe, 24: 121-139. Taylor, R.N., Ibeabuchi, I.O., Sistani, K.R., Shuford, J.W., 1992. “Accumulation of some metals by legumes and their extractability from acid mine spoils”. Journal of Environmental Quality, 21: 176 –180. Taylor, R.N., Ibeabuchi, I.O., Sistani, K.R., Shuford, J.W., 1993. “Heavy metal concentration in forage grasses and extractability from some acid mine spoils”. Water, Air and Soil Pollution, 68: 363 – 372. Tietjen, C., 1975. “Principal problems of the use of city wastes for crop production and soil conservation”. FAO Soils Bulletin, 27: 221 –226. Tiller, K.G., 1989. "Heavy metals in soils and their environmental significance". Advances in soil Science, Volume 9. Springer-Verlag New York Inc. Tordoff, G.M., Baker, A.J.M., Willis, A.J., 2000. “Current approaches to the revegetation and reclamation of metalliferous wastes”. Chemosphere, 41: 219–228. Tu, C., Ma, L.Q., Bondada, B., 2002. “Arsenic accumulation in the hyperaccumulator Chinese brake and its utilization potential for phytoremediation”. Journal of Environmental Quality, 31: 1671-1675. Ullrich, S.M., Ramsey, M.H., Helios-Rybicka, E., 1999. “Total and exchangeable concentrations of heavy metals in soils near Bytom, an area of Pb/Zn mining and smelting in upper Silesia, Poland”. Applied Geochemistry, 14: 187–196. U.S.D.A (United States Department of Agriculture), 2005. “Natural Resources Conservation Service. National Soil Survey Handbook, 2005; title 430-VI.” [Online] http://soils.usda.gov/technical/handbook/ (1 December 2005). Vandecasteele, B., Meers, E., Vervaeke, P., De Vos, B., Quataert, P., Tack, F.M.G., 2002. “Growth and trace metal accumulation of two Salix clones on sediment-derived soils with increasing contamination levels”. Chemosphere, 58: 995-1002. Vandecasteele, B., Quataert, P., De Vos, B., Tack, F.M.G., 2004. “Assessment of the pollution status of alluvial plains: a case-study for the dredged sediment-derived soils along the Leie river”. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 47: 14-22. Vysloužilová, M., Tlustoš, P., Száková, J., 2003. “Cadmium and zinc phytoextraction potential of seven clones of Salix spp. planted on heavy metal contaminated soils”. Plant Soil and Environment, 49(12): 542– 547. Whiting, S.N., Reeves, R.D., Richards, D.G., Johnson, M.S., Cooke, J.A., Malaisse, F., Paton, A., Smith, J.A.C. Angle, J.S., Chaney, R.L., Ginocchio, R., Jaffré, T., Johns, B., McIntyre, T., Purvis, O.W., Salt, D.E., Schat, H., Zhao, F.J., Baker, A.J.M., 2005. “Use of plants to manage sites contaminated with metals”. En: Broadley, M.R. & White, P.J., (eds.) “Plant nutritional genomics”, pp 287–315. Oxford, UK: Blackwell Publishing. Wilson, B., Pyatt, F.B., 2007. “Heavy metal dispersion, persistance, and bioccumulation around an ancient copper mine situated in Anglesey, UK”. Ecotoxicology and Environmental Safety, 66: 224–231. Wong, J.W.C., Ip, C.M., Wong, M.H, 1998. “Acid-forming capacity of lead–zinc mine tailings and its implications for mine rehabilitation”. Environmental Geochemestry and Health, 20: 149–55. Wong, M.H., 2003. “Ecological restoration of mine degraded soils, with emphasis on metal contaminated soils”. Chemosphere, 50: 775–780. Capítulo III 145 Wu, L., 1990. “Colonization and establishment of plants in contaminated environments”. En: Shaw, A.J. (ed.), “Heavy Metal Tolerance in Plants, Evolutionary Aspects”, pp. 269–284. CRC Press, Boca Raton, FL. Xunta de Galicia, 2005. “Plan de Ordenación de los Recursos Naturales. Espacio Natural Protegido Os Ancares-O Courel”. Dirección Xeral de Conservación da Natureza, Consellería de Medio Ambiente. Xunta de Galicia. Mapa topográfico 1:5000, hoja 125-84. Consellería de Política Territorial, Obras Públicas e Vivenda. Dirección Xeral de Urbanismo. Ye, Z.H., Shu, W.S., Zhang, Z.Q., Lan, C.Y., Wong, M.H., 2002. “Evaluation of major constraints to revegetation of lead/zinc mine tailings using bioassay techniques”. Chemosphere, 47: 1103–1111. Zar, J. M., 1984. "Biostatistical análisis". 2nd edition. Prentice-Hall International Editions. Zauner, G., Monn, L., Stahr, K. 1999. “Heavy metals in soils-forecast of the mobility of cadmium and zinc”. VDLUFA-Schriftenr, 52: 521-524. Zhao, F.J., Lombi, E., McGrath, S.P., 2003. “Assessing the potential for zinc and cadmium phytoremediation with the hyperaccumulator Thlaspi caerulescens”. Plant and Soil, 249: 37-43. Capítulo VI _ 248 Wilkins, D.A., 1978. “The measurement of tolerance to edaphic factors by means of root growth”. New Phytologist, 80: 623–633. Wittbrodt, P.R. & Palmer, C.D., 1996. “Effect of temperature, ionic strength, background electrolytes and Fe (III) on the reduction of hexavalent chromium by soil humic substance”. Environmental Science & Thecnology 30: 2470–2477. Wu, L.H., Luo, Y.M., Xing, X.R., Christie, P., 2004. “EDTA-enhanced phytoremediation of heavy metal contaminated soil with Indian mustard and associated potential leaching risk”. Agriculture, Ecosystems & Environment, 102: 307–318. Zar, J.M., 1984. "Biostatistical análisis". 2nd edition. Prentice-Hall International Editions. Zayed, A.M. & Terry, N. 2003. “Chromium in the environment: factors affecting biological remediation”. Plant and Soil, 249: 139–156. Conclusiones Generales 249 Conclusiones Generales De acuerdo con los resultados globales encontrados en los distintos capítulos, se resumen a continuación las conclusiones generales obtenidas: Las características geoquímicas de las rocas juegan un papel importante en el contenido y fraccionamiento de los metales pesados en el suelo. Adicionalmente, factores edáficos como el pH, en los casos del Mn y Zn, o el contenido en materia orgánica, en el caso del Cu, tienen una marcada influencia sobre su biodisponibilidad. Del conjunto de especies estudiadas en suelos desarrollados sobre una gran variedad de materiales originales dentro de la zona de Tras-OsMontes (Portugal), Cistus ladanifer L. subsp. ladanifer (Cistaceae), Lavandula stoechas L. (Lamiaceae), Plantago subulata L. subsp. radicata (Plantaginaceae) y Thymus mastichina L. (Lamiaceae) presentaron capacidad para bioacumular Cr, Mn y Zn en su parte aérea, aunque el nivel de bioacumulación difirió en función de las diferentes condiciones edáficas y no siempre se obtuvieron las mayores acumulaciones de metales sobre suelos serpentiníticos con mayor concentración total. En concordancia con la biodisponibilidad de los metales en el suelo, la acumulación de Mn y Zn fue muy acusada en las poblaciones recogidas en los suelos más ácidos (esquistos), mientras que la acumulación de Cr fue característica de las poblaciones de los suelos sobre ultrabásicas (peridotitas). A excepción de P. subulada, de baja producción de biomasa, las otras tres especies podrían llegar a tener un valor potencial para su uso en procesos de fitocorrección. Los suelos del yacimiento de Rubiais (Lugo) tienen pH entre neutro y ligeramente alcalino, baja CICe, escasez de materia orgánica y nutrientes y llegan a presentar una fuerte contaminación en Zn, Pb, Cd, Hg (ampliamente variable dentro de la mina). Puntualmente presentan, además, una ligera contaminación en Cu y Ni. Los metales contaminantes se presentan en un escaso porcentaje como formas solubles/intercambiables (con excepción del Cd), aunque los valores absolutos de esta fracción y consecuentemente de la fracción biodisponible (extraíble en EDTA) resultan generalmente elevados, existiendo un fuerte riesgo potencial de absorción y acumulación de metales en la vegetación colonizadora, necesariamente adaptada a estas condiciones. Las especies claramente hipertolerantes a las elevadas concentraciones de metales en los suelos fueron Salix atrocinerea L. (Salicaceae), en gran medida Betula celtiberica Rothmaler & Vasconcellos (Betulaceae), Hieracium sp. (Asteraceae) y fundamentalmente Cytisus scoparius (L.) Link. y Cytisus multiflorus (L´Hér) Sweet. (Fabaceae), dominantes dentro de la zona de estudio. La acumulación de metales en hojas presentó una amplia variabilidad tanto entre especies como entre individuos, pero B. celtibérica y principalmente S. atrocinerea se mostraron usualmente como especies con un elevado nivel de acumulación de Zn y Cd, con factores de bioacumulación comparables a las de muchas hiperacumuladoras en condiciones de campo. Por otro lado, C. scoparius y C. multiflorus presentaron generalmente estrategias de exclusión de Zn y Cd (FB<1), y podrían Conclusiones Generales _ 250 resultar muy interesantes en procesos de fitoestabilización y revegetación de suelos contaminados. Cistus ladanifer L. subsp. ladanifer (Cistaceae) procedente del área de Tras-Os-Montes mejoró significativamente su crecimiento en suelos degradados con la fertilización (N/P) y la acidificación hasta pH 5 de los sustratos. A pesar de que estos efectos fueron observados tanto en la población procedente de los suelos ácidos sobre esquistos como en la originaria de suelos serpentiníticos, en esta última población fueron más pronunciados. Los tratamientos de acidificación del sustrato, pero no los de fertilización, influyeron también en la biodisponibilidad de metales como el Co, Ni y, principalmente, el Mn y Zn, lo que se reflejó en una mayor acumulación de Co, Mn y Zn en la parte aérea de C. ladanifer bajo condiciones ácidas. Por su parte, el incremento de biomasa inducido por la fertilización provocó una dilución significativa de las concentraciones de metales en la parte aérea, especialmente de Co y Ni. Como resultado de todo ello, la fertilización podría favorecer un posible proceso de fitoestabilización con C. ladanifer al mejorar el crecimiento y establecimiento de esta planta y reducir las concentraciones de metales en su parte aérea. El incremento de biomasa supuso, no obstante, una mayor capacidad de C. ladanifer para fitoextraer los metales mayoritariamente acumulados por la planta, como Mn y Zn. La acidificación del sustrato hasta un pH en torno a 5 podría favorecer, así mismo, este proceso de fitoextracción de Mn y Zn al estimular el crecimiento de C. ladanifer y la acumulación de estos metales en su parte aérea. El nivel de tolerancia al Zn de Cytisus scoparius (L.) Link. (Fabaceae) fue significativamente mayor al de la reconocida especie acumuladora de Cd/Zn Salix viminalis L. (Salicaceae) y al de Cistus ladanifer L. subsp. ladanifer (Cistaceae), que presentó una fuerte reducción de su crecimiento con el contenido en Zn de los suelos. Existieron diferencias, no obstante, en función de la población de C. ladanifer considerada, de manera que aquella procedente de suelos ácidos derivados de esquistos con mayor biodisponibilidad de Zn tendió a mostrar un mayor crecimiento y un mayor nivel de tolerancia, cercano al de S. viminalis a niveles de contaminación de ligeros a moderados, que la población originaria de suelos serpentiníticos con abundancia de Ni, Cr y Co. Cytisus scoparius mostró una estrategia de tolerancia de exclusión (IT<1), sin variaciones de concentración de Zn en su parte aérea en los sustratos contaminados, mientras que S. viminales y C. ladanifer (ambas poblaciones) presentaron una capacidad de acumulación de Zn en su parte aérea similar hasta un nivel de contaminación moderado, sólo a partir del cual la acumulación en S. viminalis fue superior. Las propiedades físico-químicas de la rizosfera fueron semejantes en las tres especies, por lo que factores como la acidificación o la exudación de compuestos orgánicos no parecen suficientes para explicar los diferentes patrones de acumulación de Zn en cada una de ellas. No obstante, la capacidad de complejación de la materia orgánica exudada por C. scoparius tendió a ser superior, lo que podría relacionarse con la formación de complejos de gran tamaño que provocan una baja translocación de este metal hacia la parte aérea. Los resultados encontrados mostraron a S. Conclusiones Generales 251 viminalis y C. ladanifer (exclusivamente la población procedente de suelos esquistosos) como especies con capacidad potencial para fitoextraer Zn eficientemente sobre suelos con un nivel de contaminación moderado (<700 mg kg-1), mientras que Cytisus scoparius resulta de especial interés en procesos de fitoestabilización de suelos contaminados en Zn. Cistus ladanifer L. subsp. ladanifer (Cistaceae), Salix viminalis L. (Salicaceae) y Brassica juncea L. (Brassicaceae) fueron capaces de crecer en suelos contaminados en Cr, aunque el nivel de tolerancia fue muy diferente entre las tres especies. Brassica juncea se mostró como una especie altamente tolerante al Cr, seguida de S. viminalis y finalmente C. ladanifer, que sufrió claros síntomas de toxicidad y un escaso desarrollo. La adición de ácido etilendiaminodisuccínico (EDDS), pero no la de ácido picolínico (AP), provocó un incremento significativo del Cr soluble y del Cr potencialmente biodisponible en los suelos contaminados, lo que se tradujo en una inducción de la acumulación de Cr en los tejidos vegetales de las plantas. Este incremento fue más acusado en las raíces de C. ladanifer y de S. viminalis, que se mostraron como especies exclusoras de Cr, mientras que en el caso de B. juncea el mayor incremento se produjo en la parte aérea, al presentar una estrategia de acumulación. La elevada concentración de Cr alcanzada en la raíz de S. viminalis tras la adición de EDDS y su elevada biomasa sugiere que el cosechado de este tejido podría plantearse como una opción atractiva para un proceso de fitoextracción de Cr exitoso con S. viminalis. Por su parte, la concentración de Cr alcanzada en la parte aérea de B. juncea tras la adición de EDDS, que llega a niveles de hiperacumulación (>1000 mg kg-1), convierte a esta especie en una buena candidata para la fitoextracción inducida de Cr en suelos contaminados. Anexo I 253 ANEXO 1 ANÁLISIS DE SUELOS Y PLANTAS DEL ÁREA DE TRAS-OS-MONTES (CAPÍTULO 3) Tabla 1.1.- Características generales de los suelos recolectados en los diferentes puntos de muestreo (S: serpentinita, UB: ultrabásica, B: básica, M: migmatitas, SC: esquistos). (n.d.= No detectado: NaCIC <0.04 / AlCIC <0.02 / HCIC <0.01). Muestra pHH2O pHKCl CaCIC MgCIC NaCIC K CIC AlCIC HCIC %C %N cmol(+) kg-1 S1 6.3 5.7 5.02 5.85 n.d. 0.26 n.d. n.d. 2.24 0.19 S2 6.2 5.9 5.60 8.41 0.04 0.21 n.d. n.d. 3.40 0.24 S3 6.9 5.6 4.31 8.05 n.d. 0.26 n.d. n.d. 1.71 0.13 S4 6.4 5.3 4.60 6.58 n.d. 0.35 n.d. n.d. 1.37 0.10 S5 6.0 5.0 6.00 6.58 0.04 0.28 n.d. n.d. 1.64 0.13 S6 6.4 5.3 8.70 11.85 0.04 0.27 n.d. n.d. 2.29 0.34 S7 6.2 5.1 7.20 6.91 0.04 0.13 n.d. n.d. 2.19 0.16 S8 6.7 5.7 7.30 13.83 n.d. 0.49 n.d. n.d. 2.45 0.27 S9 6.9 5.6 9.10 11.85 0.04 0.55 n.d. n.d. 3.07 0.29 S10 7.0 5.8 5.60 12.51 0.04 0.14 n.d. n.d. 1.33 0.10 UB(1,2,3) 5.8 5.3 5.76 4.02 0.05 0.16 n.d. 0.02 1.98 0.12 UB(4,5) 5.9 5.3 5.58 3.48 0.04 0.14 n.d. 0.03 1.53 0.12 UB6 6.3 5.4 5.51 3.48 0.04 0.28 n.d. n.d. 1.87 0.10 B(1,2) 6.3 5.3 22.33 3.84 n.d. 0.23 n.d. 0.05 1.81 0.10 B(3,4) 5.2 5.2 24.11 2.74 n.d. 0.45 n.d. n.d. 5.18 0.28 B5 5.3 5.2 18.00 1.83 n.d. 0.59 0.27 0.04 5.55 0.42 B6 6.5 4.7 15.50 4.61 0.05 0.21 n.d. n.d. 0.88 0.02 M1 4.7 4.6 2.56 0.73 n.d. 0.31 0.69 0.12 1.32 0.09 M(2,3,5) 4.9 4.6 1.83 0.73 n.d. 0.32 0.64 0.10 0.73 0.06 M4 5.1 4.7 1.97 0.73 n.d. 0.34 0.57 0.08 0.65 0.04 M6 5.3 4.2 3.20 0.99 0.04 0.77 1.11 0.03 0.74 0.02 SC1-1 4.9 4.4 0.20 0.09 n.d. 0.21 2.35 0.14 2.27 0.14 SC1-2 4.8 4.7 0.81 0.55 0.05 0.48 1.73 0.14 2.25 0.17 SC1-(3,4) 5.1 4.8 2.93 1.83 0.04 0.47 0.67 0.07 2.68 0.17 SC1-5 4.3 4.8 1.20 0.33 0.06 0.24 2.22 0.28 3.28 0.18 SC1-6 4.9 4.0 0.50 0.16 0.04 0.31 2.67 0.45 0.74 0.04 SC2-(1,2,3) 4.6 4.0 8.00 1.48 n.d. 0.55 0.29 0.12 2.23 0.20 SC2-(4,5) 4.7 3.8 6.40 1.15 n.d. 0.50 1.11 0.23 1.87 0.18 SC2-6 4.7 3.6 3.00 0.33 n.d. 0.30 2.67 0.55 0.83 0.07 Anexo I _ 264 Tabla 1.5.- Concentración de metales pesados y macronutrientes en las plantas recolectadas durante el primer muestreo (Julio, 2000) en los diferentes puntos (S: serpentinita, UB: ultrabásica, B: básica, M: migmatitas, SC: esquistos). (Pb y Co <5 mg kg-1 en todas las muestras con la excepción de Co en muetras de hojas de A. serpyllifolium (11-20 mg kg-1)). Muestras Cr Cu Mn Ni Zn Fe Ca Mg K mg kg-1 g kg-1 Localización S A. serpyllifolium 1 Hojas 23.0 4.3 160 7440 20 145 56.8 11.7 7.2 Tallo 11.5 3.5 60 4015 13 494 13.4 4.2 7.9 Raíz 3.5 2.5 30 1690 19 233 2.5 1.9 9.1 A. serpyllifolium 2 Hojas 8.0 5.5 55 5850 16 467 49.9 8.4 8.8 Tallo 19.5 2.5 35 1950 18 600 11.5 2.9 7.2 Raíz 10.0 2.6 30 650 24 539 2.5 1.9 7.1 A. serpyllifolium 3 Hojas 12.0 4.5 55 6500 29 561 53.3 8.2 6.8 Tallo 9.0 2.5 25 2145 18 483 12.0 3.7 7.8 Raíz 17.0 3.5 45 1040 17 1350 3.3 2.7 5.9 A. serpyllifolium 4 Hojas 5.0 5.0 50 6270 36 389 41.2 11.4 8.4 Tallo 2.5 2.5 20 1580 23 156 4.7 3.2 6.4 Raíz 3.3 3.0 22 840 19 256 3.0 1.4 6.4 A. serpyllifolium 5 Hojas 13.0 4.5 80 7200 25 561 58.5 7.6 3.4 Tallo 18.5 3.5 50 2730 22 578 12.6 2.2 4.9 Raíz 19.0 4.0 80 2340 45 1600 10.7 3.0 5.0 C. ladanifer 1 Hojas 10.0 9.8 30 29 30 480 2.8 3.6 8.4 Tallo 3.0 4.0 35 23 25 172 13.2 1.8 5.4 Raíz 6.5 3.0 35 20 8 294 11.6 1.4 1.3 C. ladanifer 2 Hojas 9.0 5.0 30 35 30 370 2.6 3.4 7.0 Tallo 2.5 3.0 32 28 18 100 3.1 1.7 5.3 Raíz 10.5 3.5 45 30 12 444 3.2 1.2 2.2 C. ladanifer 3 Hojas 5.0 5.3 20 33 40 200 2.2 2.8 8.8 Tallo 2.5 3.5 30 25 31 83 9.8 1.4 6.4 C. multiflorum 1 Hojas 1.5 5.0 100 17 20 40 4.8 1.0 9.0 Tallo 2.5 4.0 50 8 15 122 1.1 1.2 6.5 D. gnidium 1 Hojas * 6.0 120 16 60 50 3.0 2.6 11.8 Tallo 2.5 10.0 35 22 45 83 3.1 1.4 8.5 G. histrix 1 Hojas 2.1 2.5 40 8 13 67 0.5 1.4 4.3 Tallo 2.3 2.5 32 8 15 133 0.5 1.0 2.9 Raíz 9.5 6.5 40 70 11 494 1.2 1.0 3.2 G. histrix 2 Hojas 1.1 3.5 35 8 19 78 0.5 2.0 5.1 Tallo 3.0 4.0 35 9 21 228 0.6 2.0 1.9 G. histrix 3 Hojas 0.9 5.0 41 12 24 56 0.5 2.6 4.6 Tallo 2.2 4.5 50 13 17 156 1.2 1.4 1.7 G. histrix 4 Hojas 2.5 6.0 60 8 16 122 0.6 1.6 4.9 Tallo 2.5 5.0 50 10 17 172 1.2 1.8 3.4 L. stoechas 1 Hojas 9.0 7.0 50 34 30 350 3.1 3.8 23.4 Tallo 3.0 6.0 17 18 19 278 2.2 1.4 13.1 Raíz 4.7 7.0 14 19 13 211 0.9 1.0 6.4 L. stoechas 2 Hojas 8.5 10.0 65 30 30 615 12.9 5.7 14.4 Tallo 7.5 7.0 19 12 24 289 2.5 1.9 11.7 Raíz 8.4 5.0 35 11 12 33 2.6 1.0 10.8 L. stoechas 3 Hojas 18.0 15.5 40 54 30 780 3.4 7.4 18.2 Tallo 4.5 6.5 16 23 16 211 0.6 3.1 13.1 Raíz 12.0 10.5 13 30 8 411 0.7 1.6 6.1 T. mastichina 1 Hojas 36.0 11.5 54 80 20 1840 2.2 6.8 8.1 Tallo 19.0 4.5 19 30 8 511 1.9 1.9 6.0 Raíz 10.5 8.5 15 55 8 494 1.6 2.0 3.5 T. mastichina 2 Hojas 23.0 14.0 80 76 45 1100 7.9 7.2 6.8 Tallo 4.5 6.5 15 30 20 278 3.0 1.7 8.4 Raíz 30.0 12.5 50 100 11 1850 1.3 3.2 2.4 T. mastichina 3 Hojas 7.5 9.5 30 60 40 510 3.1 6.0 17.4 Raíz 9.5 8.5 17 50 9 383 1.1 1.5 4.2 T. mastichina 4 Hojas 9.8 8.8 70 43 33 426 2.2 4.0 10.3 Raíz 5.0 11.5 19 19 10 300 1.1 1.4 5.1 T. mastichina 5 Hojas 7.0 8.5 22 32 19 444 0.7 1.8 3.0 *Datos no disponibles Anexo I 265 Tabla 1.5 (Continuación).- Concentración de metales pesados y macronutrientes en las plantas recolectadas durante el primer muestreo (Julio, 2000) en los diferentes puntos (S: serpentinita, UB: ultrabásica, B: básica, M: migmatitas, SC: esquistos). (Pb y Co <5 mg kg-1 en todas las muestras con la excepción de Co en muetras de hojas de A. serpyllifolium (11-20 mg kg-1)). Muestras Cr Cu Mn Ni Zn Fe Ca Mg K mg kg-1 g kg-1 Localización UB A. serpyllifolium 1 Hojas 13.0 5.0 120 5170 52 655 85.0 6.0 12.4 Tallo 34.0 4.5 46 1080 45 539 3.6 1.7 8.2 Raíz 9.5 4.0 20 265 23 239 9.3 1.1 6.9 A. serpyllifolium 2 Hojas 18.3 11.6 140 1267 45 630 92.3 4.0 13.0 Tallo 8.0 4.0 25 150 29 206 11.4 0.9 8.1 Raíz 6.6 3.4 30 90 38 204 3.7 0.3 8.7 C. ladanifer 1 Hojas 82.0 7.0 60 34 40 188 3.6 4.2 7.6 Tallo 14.0 3.0 30 10 16 339 5.9 1.5 3.3 C. ladanifer 2 Hojas 66.0 8.0 60 30 50 145 3.9 4.4 7.0 Tallo 7.0 3.5 40 10 24 139 13.9 1.3 3.9 C. ladanifer 3 Hojas 128.0 10.0 90 50 50 2700 3.6 6.6 8.6 Tallo 18.5 4.0 55 15 22 400 12.9 1.8 4.3 C. ladanifer 4 Hojas 104.0 9.0 80 42 50 2150 3.7 6.2 6.4 Tallo 8.5 3.5 37 9 22 250 2.3 1.1 2.9 C. multiflorum 1 Hojas 20.0 5.0 90 13 20 360 0.9 3.6 4.6 Tallo 5.0 5.0 28 4 8 117 0.3 1.5 3.1 L. stoechas 1 Hojas 25.5 15.5 225 23 65 589 23.7 5.4 9.1 Tallo 10.0 5.0 44 10 19 450 1.0 2.2 7.4 Raíz 7.0 6.0 25 9 17 378 2.0 2.1 2.3 L. stoechas 2 Hojas 51.0 12.0 150 24 40 1360 9.5 5.4 12.0 Tallo 11.0 6.5 35 7 20 278 3.5 1.7 12.6 Raíz 20.0 6.0 30 23 18 200 1.1 1.3 4.5 L. stoechas 3 Hojas 28.0 10.0 150 16 40 730 8.9 4.4 14.2 Tallo 17.0 6.0 45 9 23 361 3.3 2.0 7.7 Raíz 4.5 10.0 19 5 22 189 3.0 1.7 6.0 T. mastichina 1 Hojas 34.0 11.0 175 180 32 572 16.2 5.1 7.5 Tallo 15.5 6.0 55 25 12 383 1.4 1.7 7.7 Raíz 6.0 11.0 45 11 12 339 2.5 1.2 4.9 T. mastichina 2 Hojas 55.5 10.5 168 60 30 1740 5.7 5.4 7.4 Tallo 13.0 4.5 50 12 10 411 2.9 1.5 5.4 Raíz 14.0 10.0 50 15 12 472 3.0 1.8 3.9 Localización B C. ladanifer 1 Hojas 39.0 15.0 105 12.5 55 3350 1.9 2.1 7.0 Tallo 26.0 11.0 100 9.5 42 567 14.8 1.4 8.4 Raíz 3.6 4.0 100 2.5 28 259 8.2 0.3 4.3 C. ladanifer 2 Hojas 9.0 13.0 105 5.5 51 594 9.7 2.1 7.7 Tallo 8.5 6.0 60 4.0 27 494 13.0 1.0 6.8 Raíz 3.8 5.6 60 2.3 20 296 7.7 0.7 2.7 C. ladanifer 3 Hojas 9.0 8.0 85 5.5 50 670 4.3 2.0 6.2 Tallo 5.5 5.5 90 4.5 35 350 4.7 1.1 4.9 Raíz * 5.5 120 2.3 20 333 3.3 0.5 2.0 C. multiflorum 1 Hojas 2.3 6.9 70 2.1 20 100 0.6 1.4 4.2 Tallo 4.5 5.5 70 1.7 19 367 0.5 1.6 3.5 C. multiflorum 2 Hojas 1.7 2.5 65 0.6 20 80 0.5 0.8 4.0 Tallo 2.3 3.5 30 0.9 20 83 0.8 0.7 3.0 C. multiflorum 3 Hojas 5.0 8.0 60 1.8 20 90 0.7 0.8 6.8 Tallo 3.5 3.0 35 2.5 12 306 1.0 0.8 7.2 D. gnidium 1 Hojas 3.0 5.0 95 2.5 75 40 5.5 2.8 6.0 Tallo 1.7 11.5 30 3.0 45 144 3.5 1.7 4.9 D. gnidium 2 Hojas 5.5 6.5 205 4.0 95 45 2.3 1.9 14.9 Tallo 3.8 15.0 50 3.5 42 94 2.7 0.7 9.1 D. gnidium 3 Hojas 5.0 * 140 * 50 167 6.8 2.4 10.4 Tallo 3.5 6.5 55 * 35 350 1.3 0.8 6.1 *Datos no disponibles Anexo I _ 266 Tabla 1.5 (Continuación).- Concentración de metales pesados y macronutrientes en las plantas recolectadas durante el primer muestreo (Julio, 2000) en los diferentes puntos (S: serpentinita, UB: ultrabásica, B: básica, M: migmatitas, SC: esquistos). (Pb y Co <5 mg kg-1 en todas las muestras con la excepción de Co en muetras de hojas de A. serpyllifolium (11-20 mg kg-1)). Muestras Cr Cu Mn Ni Zn Fe Ca Mg K mg kg-1 g kg-1 L. stoechas 1 Hojas 9.5 10.0 395 3.5 65 578 17.5 4.0 16.4 Tallo 5.0 4.5 50 3.0 24 328 3.4 1.3 16.4 Raíz 5.0 7.5 60 1.9 17 378 1.2 0.8 6.1 L. stoechas 2 Hojas 23.0 17.0 290 8.0 50 1960 8.0 6.0 18.2 Tallo 10.0 8.0 50 4.0 20 250 3.6 2.0 15.0 Raíz 2.5 7.5 22 3.0 26 217 0.8 1.2 9.6 L. stoechas 3 Hojas 15.5 18.0 255 6.5 84 1275 18.3 4.2 12.8 Tallo 5.5 7.0 31 2.5 19 406 1.2 1.5 14.1 T. mastichina 4 Hojas 9.0 19.0 220 6.0 53 1022 8.9 2.8 15.8 Tallo 10.0 10.5 60 4.5 22 461 6.0 1.2 9.7 Raíz 5.0 14.5 55 2.5 11 544 2.7 1.1 4.6 Localización M C. ladanifer 1 Hojas 7.0 5.0 510 7.0 50 410 4.0 1.4 12.3 Tallo 5.5 4.0 250 5.5 32 200 3.1 1.7 9.4 C. ladanifer 2 Hojas 8.5 2.5 410 6.5 35 410 4.1 1.6 13.4 Tallo 2.5 5.0 180 4.5 22 61 21.3 1.3 8.8 C. multiflorum 1 Hojas 0.4 3.0 140 3.5 10 20 0.5 0.8 14.0 Tallo 2.1 4.5 70 0.8 10 100 0.9 0.5 8.9 C. multiflorum 2 Hojas 0.9 4.5 270 2.5 20 45 0.8 0.9 15.5 Tallo 0.7 4.5 75 0.6 12 33 0.9 0.7 13.2 C. multiflorum 3 Tallo 0.9 4.0 110 2.5 10 33 1.0 0.6 9.4 D. gnidium 1 Hojas * 7.0 180 2.5 42 106 9.8 1.9 16.4 Tallo 3.0 12.0 75 2.5 45 122 1.0 0.8 13.8 D. gnidium 2 Hojas * 12.5 445 3.5 97 89 12.9 2.0 14.9 Tallo 0.9 10.0 85 2.5 55 61 1.0 0.9 9.9 L. stoechas 1 Hojas 23.0 10.0 1200 9.5 80 1625 3.2 1.8 27.9 Tallo 4.0 6.0 140 4.0 25 167 4.1 1.0 17.2 Raíz 2.6 5.0 60 0.8 28 111 1.1 0.6 7.8 L. stoechas 2 Hojas 8.0 7.0 800 6.5 50 625 3.6 2.0 26.5 Tallo 11.5 8.5 185 5.5 32 350 4.3 1.4 15.8 Raíz 1.8 8.0 85 3.5 20 194 0.9 0.6 8.8 T. mastichina 1 Hojas 10.0 8.0 280 8.0 60 878 2.8 3.2 16.0 Tallo 5.5 8.0 95 3.5 17 356 1.8 1.2 13.1 Raíz 6.5 23.0 115 5.5 18 417 2.7 1.1 7.4 Localización SC1 C. ladanifer 1 Hojas 5.5 5.5 345 4.5 65 535 2.1 1.2 11.1 Tallo 4.5 4.5 200 2.5 40 206 2.3 0.8 9.4 Raíz 1.9 3.0 170 5.0 25 156 2.9 0.2 1.5 C. ladanifer 2 Hojas 7.0 8.0 380 6.0 90 430 3.8 1.2 8.4 Tallo 4.5 6.5 190 4.0 46 206 12.5 1.1 7.4 Raíz 3.5 3.0 175 3.0 22 144 3.4 0.4 3.4 C. ladanifer 3 Hojas 8.0 8.0 205 3.5 69 528 5.3 1.1 9.8 Tallo 4.5 5.0 190 5.0 45 167 5.2 0.6 8.2 Raíz 6.0 4.0 183 13.5 33 167 2.9 0.3 3.7 C. ladanifer 4 Hojas 11.0 7.8 440 7.0 50 1170 2.8 1.2 9.8 Tallo 3.6 7.0 200 2.0 43 228 10.5 0.8 7.8 Raíz 2.4 4.6 230 1.6 24 300 8.5 0.5 3.2 C. multiflorum 1 Hojas 0.5 4.9 320 0.7 14 20 1.4 0.8 4.8 Tallo 1.0 4.0 140 0.7 9 50 0.6 0.6 3.7 C. multiflorum 2 Hojas 0.8 8.0 440 1.2 15 * 1.2 1.0 10.0 Tallo 3.5 6.5 140 1.2 11 161 0.6 0.8 6.7 C. multiflorum 3 Hojas 0.7 4.5 410 3.0 20 35 1.2 1.5 6.6 Tallo * 4.0 90 1.8 12 44 0.3 0.6 5.8 *Datos no disponibles Anexo I 267 Tabla 1.5 (Continuación).- Concentración de metales pesados y macronutrientes en las plantas recolectadas durante el primer muestreo (Julio, 2000) en los diferentes puntos (S: serpentinita, UB: ultrabásica, B: básica, M: migmatitas, SC: esquistos). (Pb y Co <5 mg kg-1 en todas las muestras con la excepción de Co en muetras de hojas de A. serpyllifolium (11-20 mg kg-1)). Muestras Cr Cu Mn Ni Zn Fe Ca Mg K mg kg-1 g kg-1 L. stoechas 1 Hojas 1.6 3.0 650 3.0 50 180 4.9 2.1 19.2 Tallo 1.2 6.0 100 2.5 17 61 3.1 1.1 15.6 Raíz 5.2 8.3 183 16.6 40 278 2.1 0.7 10.0 L. stoechas 2 Hojas 4.0 13.5 2050 7.0 80 430 4.2 1.1 25.5 Tallo 3.0 5.5 200 2.5 17 133 1.1 0.6 15.5 Raíz 5.0 7.5 90 6.0 18 422 1.7 0.7 10.3 L. stoechas 3 Hojas 7.0 7.2 980 5.0 50 400 8.4 2.0 16.2 Tallo 4.0 9.5 165 3.0 24 150 3.2 1.0 15.8 T. mastichina 1 Hojas 2.5 6.0 130 4.0 18 217 1.3 0.6 12.3 Tallo 4.5 6.0 110 2.5 21 333 3.6 0.7 12.6 Raíz 3.0 7.5 230 3.5 18 328 3.2 0.9 6.5 T. mastichina 2 Hojas 3.5 6.0 260 6.5 35 283 5.8 1.9 17.4 Tallo 2.5 5.0 145 3.0 22 200 3.0 1.0 10.3 Raíz 5.0 10.0 235 5.0 19 294 3.5 1.2 5.4 T. mastichina 3 Hojas 2.4 5.9 370 8.0 30 456 2.1 1.6 21.2 Tallo 3.5 9.0 130 4.0 16 256 2.6 0.8 11.1 Raíz 2.5 6.5 115 2.5 14 367 1.7 0.9 6.5 Localización SC2 C. ladanifer 1 Hojas 1.8 5.4 580 10.0 110 130 2.7 2.0 7.6 Tallo 3.0 3.0 235 6.5 51 183 12.1 0.8 3.4 Raíz 4.5 6.0 245 8.5 32 472 14.4 0.6 2.3 C. ladanifer 2 Hojas 7.0 11.5 1350 11.0 205 565 4.7 2.1 9.1 Tallo 4.5 4.5 310 7.0 76 244 12.6 1.4 7.9 Raíz 17.0 2.5 215 3.5 31 150 0.4 0.7 2.9 C. ladanifer 3 Hojas 7.0 6.5 960 8.5 98 550 5.5 2.1 9.0 Tallo 8.3 4.1 310 7.0 60 178 2.3 1.2 7.8 Raíz 1.4 15.0 290 27.5 36 222 5.5 0.8 2.8 C. ladanifer 4 Hojas 20.0 13.0 1010 15.0 80 1211 1.6 1.8 8.2 Tallo 3.4 5.6 467 11.6 65 870 8.4 1.3 8.3 Raíz 4.4 3.3 350 2.5 40 389 5.2 1.0 4.0 C. multiflorum 1 Hojas 7.0 4.0 320 6.0 20 40 0.8 0.8 8.6 Tallo 2.5 3.0 270 2.5 15 106 2.3 0.6 5.1 Raíz 3.5 2.5 115 5.5 21 378 0.9 0.9 4.6 L. stoechas 1 Hojas 4.0 3.5 950 8.5 35 325 1.9 1.5 23.5 Tallo 3.0 5.5 255 4.0 32 144 2.5 0.9 15.6 Raíz 6.0 7.0 225 27.5 30 417 1.1 0.8 8.0 L. stoechas 2 Hojas 2.5 10.5 1008 8.5 42 317 10.3 1.8 21.0 Tallo 3.5 6.0 325 4.0 55 133 1.0 1.0 18.2 Raíz 4.0 6.5 140 5.5 45 361 1.1 0.7 9.6 Anexo I _ 268 Tabla 1.6.- Concentración de metales pesados y macronutrientes en las plantas recolectadas durante el segundo muestreo (Mayo, 2001) en los diferentes puntos (S: serpentinita, UB: ultrabásica, B: básica, M: migmatitas, SC: esquistos). (Pb y Co no fue detectable excepto en hojas de A. serpyllifolium (Pb: 5-20 / Co: 14-50 mg kg-1) y en P. subulata (Co: 5-35 mg kg-1)). (n.d.= No detectado). Muestras Cr Cu Mn Ni Zn Fe Ca Mg K mg kg-1 g kg-1 Localización S A. serpyllifolium 1 Hojas 27.0 18.0 180 31200 90 2990 179.6 9.6 13.2 Tallo 4.0 12.0 25 4500 60 245 19.4 2.0 25.0 Raíz n.d. n.d. 11 820 40 110 2.0 0.6 4.8 A. serpyllifolium 2 Hojas n.d. 8.3 83 5333 83 433 29.2 1.8 1.0 Tallo n.d. 3.0 20 530 35 155 9.8 1.2 4.0 A. serpyllifolium 3 Hojas 14.0 10.0 110 14400 50 970 41.0 4.2 25.0 Tallo 10.0 6.0 30 2800 140 915 25.8 3.6 9.4 Raíz 11.0 9.0 40 800 40 1180 3.0 1.4 27.8 A. serpyllifolium 4 Hojas 12.5 9.5 95 10800 35 1480 70.6 4.8 8.4 Tallo 25.5 12.0 85 3000 135 3100 15.3 2.3 25.0 Raíz 7.0 6.5 25 545 35 750 4.4 1.6 7.9 A. serpyllifolium 5 Hojas 7.0 7.0 90 6800 43 700 77.2 9.6 5.4 Tallo 4.0 4.5 35 1760 45 490 16.4 2.1 15.1 Raíz 4.0 4.5 25 965 33 445 10.8 0.8 3.9 A. serpyllifolium 6 Hojas 8.0 7.0 90 6800 90 950 73.6 6.0 8.8 Tallo 2.5 3.5 25 530 35 380 10.4 1.6 7.0 Raíz n.d. n.d. 10 360 40 135 1.2 0.4 13.1 A. serpyllifolium 7 Hojas n.d. 10.0 83 1800 12 950 40.7 8.3 6.7 Tallo 5.0 3.5 35 1500 20 1005 10.8 4.6 8.1 Raíz 15.0 5.0 60 1600 20 2800 7.0 5.2 7.0 A. serpyllifolium 8 Hojas n.d. n.d. 75 3125 25 375 31.8 13.0 7.3 Tallo 2.5 2.5 25 1035 20 315 9.7 4.6 16.9 Raíz n.d. n.d. 40 740 22 710 5.4 3.0 5.2 A. serpyllifolium 9 Hojas n.d. n.d. 90 6200 20 470 45.6 11.2 11.0 Tallo 5.5 3.0 45 1900 20 650 10.4 4.6 10.0 Raíz 5.5 3.0 30 750 15 590 2.7 1.8 6.8 A. serpyllifolium 10 Hojas 7.0 n.d. 55 2530 10 1065 23.9 5.6 13.7 Tallo 2.5 4.0 25 1325 15 355 8.7 2.3 21.6 Raíz n.d. n.d. 33 1133 17 1133 5.3 2.4 5.3 C. ladanifer 1 Hojas 2.5 4.5 130 45 40 430 11.2 4.2 4.6 Tallo n.d. 3.5 55 35 25 85 12.0 1.9 25.0 Raíz 13.0 5.5 55 40 35 520 13.8 0.9 16.7 C. ladanifer 2 Hojas 3.0 4.5 45 40 40 630 7.3 5.4 3.0 Tallo 2.5 3.5 40 31 30 245 4.9 2.3 2.7 Raíz 5.5 10.0 65 35 27 475 3.4 1.8 2.2 C. ladanifer 3 Hojas 7.5 6.0 35 40 60 470 3.1 3.6 25.0 Tallo 9.5 6.5 45 50 40 495 5.0 2.5 25.0 Raíz 17.0 11.0 80 75 20 640 4.0 2.1 24.3 C. ladanifer 4 Hojas 8.0 5.0 55 45 45 870 5.0 5.4 5.1 Tallo 4.0 4.5 50 30 50 275 4.6 1.8 25.0 Raíz 4.5 3.0 35 30 135 345 4.1 1.0 0.9 C. ladanifer 5 Hojas 10.0 5.0 80 40 45 1130 7.3 3.0 2.5 Tallo n.d. 3.0 45 25 35 180 5.6 2.0 24.3 Raíz 8.5 4.5 50 35 140 545 4.6 1.1 2.0 L. stoechas 1 Hojas 44.0 27.5 150 95 35 5600 14.5 11.0 25.0 Tallo 11.5 7.0 25 35 15 1230 2.6 2.6 4.4 Raíz n.d. 12.5 45 50 18 2245 4.2 2.7 2.5 Anexo I 269 Tabla 1.6 (continuación).- Concentración de metales pesados y macronutrientes en las plantas recolectadas durante el segundo muestreo (Mayo, 2001) en los diferentes puntos (S: serpentinita, UB: ultrabásica, B: básica, M: migmatitas, SC: esquistos). (Pb y Co no fue detectable excepto en hojas de A. serpyllifolium (Pb: 5-20 / Co: 14-50 mg kg-1) y en P. subulata (Co: 5-35 mg kg-1)). (n.d.= No detectado). Muestras Cr Cu Mn Ni Zn Fe Ca Mg K mg kg-1 g kg-1 L. stoechas 2 Hojas 13.0 18.0 70 70 60 580 10.7 6.3 25.0 Tallo 10.5 9.0 30 40 25 1170 2.4 2.5 16.6 Raíz 9.5 8.5 30 45 15 1015 0.9 1.3 14.6 L. stoechas 3 Hojas 14.5 16.0 70 40 65 590 7.2 9.5 25.0 Tallo 5.5 10.0 25 19 30 410 1.5 2.7 25.0 Raíz 12.0 16.0 35 70 10 560 4.4 1.9 3.2 L. stoechas 4 Hojas 10.0 10.0 90 45 80 1420 12.4 6.9 8.5 Tallo 2.5 6.5 25 25 75 270 3.5 1.8 4.9 Raíz 13.5 15.0 45 80 35 1570 2.1 2.1 2.2 P. subulata 1 Hojas n.d. 10.0 50 28 20 360 5.0 5.2 5.4 Tallo 20.0 20.0 130 73 70 280 3.4 4.6 4.8 Raíz 10.0 20.5 90 50 45 1470 5.6 3.8 3.4 P. subulata 2 Hojas 4.5 16.0 75 45 30 426 7.4 4.2 25.0 Tallo 25.0 21.0 105 50 45 3200 8.6 4.8 6.0 P. subulata 3 Hojas 26.0 19.0 70 80 50 2430 5.4 6.0 8.8 Tallo 115.0 55.0 330 385 45 17600 8.4 10.0 6.2 Raíz 30.0 30.0 140 190 50 3200 7.6 4.8 5.4 P. subulata 4 Hojas 9.0 13.0 80 35 20 480 4.7 5.2 25.0 Tallo 70.0 35.0 190 305 50 7500 6.3 6.0 4.8 Raíz 30.0 24.5 110 130 65 3000 4.8 3.0 4.3 P. subulata 5 Hojas n.d. 14.0 50 30 25 225 12.5 2.1 6.6 Tallo 16.5 25.0 115 65 125 645 6.3 2.4 25.0 Raíz 18.5 26.0 105 70 90 2100 7.2 2.5 4.7 S. semidentata 1 Hojas 5.0 26.5 135 40 70 525 16.4 4.2 11.0 Tallo n.d. 10.5 30 15 25 210 2.7 0.8 25.0 Raíz 3.0 6.0 20 25 10 245 0.8 0.3 2.7 S. semidentata 2 Hojas 6.5 33.0 55 50 45 495 15.2 5.4 25.0 Tallo 4.5 10.0 15 16 15 305 2.2 1.3 25.0 Raíz 26.0 15.5 70 85 10 2800 2.2 2.2 2.5 S. semidentata 3 Hojas 21.0 21.5 115 55 40 2600 11.8 5.1 10.9 Tallo 5.5 10.5 25 19 25 235 1.7 1.4 25.0 Raíz 4.0 9.5 20 30 15 285 1.3 0.5 3.8 S. semidentata 4 Hojas 4.0 30.0 85 40 50 675 22.8 2.7 8.7 Tallo n.d. 8.5 20 20 21 190 4.3 1.0 4.5 Raíz 17.0 15.5 65 55 20 1865 2.7 1.5 11.3 T. mastichina 1 Hojas 8.0 12.5 50 65 120 495 4.7 7.8 25.0 Tallo 2.5 6.5 20 25 20 285 2.6 1.9 4.4 Raíz 13.5 13.0 30 50 40 520 0.8 1.2 25.0 T. mastichina 2 Hojas 14.5 13.5 75 50 70 1975 9.2 5.4 5.1 Tallo 7.0 10.0 40 27 60 490 2.4 1.9 25.0 Raíz 10.5 6.0 50 45 240 465 2.2 2.0 2.0 T. mastichina 3 Hojas 9.0 12.0 50 50 35 1675 6.0 7.5 4.8 Tallo 11.0 9.5 40 30 25 600 1.6 1.7 25.0 Raíz 5.0 25.0 30 30 20 300 0.2 0.7 2.2 T. mastichina 4 Hojas 4.5 9.0 45 50 30 950 11.6 10.8 9.8 Tallo 5.0 7.0 30 21 20 370 1.6 1.4 25.0 Raíz 12.5 15.0 35 45 15 1025 2.0 1.9 3.3 T. mastichina 5 Hojas 9.0 10.0 85 50 35 1215 9.4 5.4 3.4 Tallo 8.5 10.0 55 35 25 505 2.5 1.9 25.0 Raíz 4.0 8.0 25 35 20 360 0.8 0.8 1.6 Anexo I _ 270 Tabla 1.6 (continuación).- Concentración de metales pesados y macronutrientes en las plantas recolectadas durante el segundo muestreo (Mayo, 2001) en los diferentes puntos (S: serpentinita, UB: ultrabásica, B: básica, M: migmatitas, SC: esquistos). (Pb y Co no fue detectable excepto en hojas de A. serpyllifolium (Pb: 5-20 / Co: 14-50 mg kg-1) y en P. subulata (Co: 5-35 mg kg-1)). (n.d.= No detectado). Muestras Cr Cu Mn Ni Zn Fe Ca Mg K mg kg-1 g kg-1 Localización UB A. serpyllifolium 1 Hojas n.d. 3.0 65 670 20 150 29.8 2.2 5.2 Tallo n.d. n.d. 25 240 40 80 4.4 1.0 5.1 Raíz n.d. n.d. 15 120 56 90 3.2 0.4 4.6 A. serpyllifolium 2 Hojas 5.0 8.0 130 1630 54 380 46.2 4.8 8.2 Tallo 4.0 3.5 35 215 45 240 4.4 1.1 5.0 Raíz n.d. 2.5 20 145 30 160 4.3 0.5 3.1 A. serpyllifolium 3 Hojas 6.5 6.0 120 2800 255 425 62.2 5.8 9.8 Tallo 7.5 3.0 25 420 110 360 5.8 1.3 2.7 Raíz 9.5 2.5 18 315 70 350 2.5 0.7 2.8 C. ladanifer 1 Hojas 45.0 8.5 225 35 70 1270 12.4 5.2 4.5 Tallo 5.5 4.0 50 15 25 200 10.7 1.8 2.7 Raíz n.d. n.d. 25 3 6 35 3.2 0.4 1.1 C. ladanifer 2 Hojas 20.0 6.5 150 23 52 690 10.2 3.2 4.2 Tallo 7.5 5.0 90 16 40 270 7.2 1.7 13.3 Raíz 5.0 n.d. 90 20 22 440 4.0 1.1 2.4 C. ladanifer 3 Hojas 20.0 8.0 260 35 45 715 17.5 4.8 4.9 Tallo 9.5 4.5 75 15 30 330 12.9 2.4 11.5 C. ladanifer 4 Hojas 26.0 7.5 320 33 85 1215 21.1 5.2 4.7 Tallo 4.0 4.0 45 11 25 195 15.3 1.5 11.3 Raíz n.d. 2.5 40 4 11 125 8.5 0.8 1.7 C. ladanifer 5 Hojas 30.0 8.5 155 35 55 1365 12.6 4.8 3.6 Tallo 14.5 5.0 65 21 35 525 15.0 2.3 3.5 Raíz 5.0 3.0 40 9 17 265 4.6 0.6 1.5 L. stoechas 1 Hojas 8.5 11.5 180 17 34 310 17.9 4.8 11.8 Tallo 8.5 6.0 55 13 15 345 5.2 1.9 6.5 Raíz 4.5 5.5 50 11 9 230 2.2 1.2 3.9 L. stoechas 2 Hojas 8.0 15.5 210 17 41 285 12.7 3.6 12.4 Tallo 10.5 5.5 45 25 20 350 3.3 1.9 3.8 Raíz 2.5 7.0 40 10 8 125 2.1 1.0 3.0 L. stoechas 3 Hojas 12.5 13.5 210 18 50 405 11.1 4.6 12.6 Tallo 6.0 7.5 65 13 20 205 4.0 2.3 16.6 Raíz 6.0 6.5 40 13 15 345 1.2 1.6 4.0 L. stoechas 4 Hojas 20.0 9.5 235 25 39 1210 11.9 5.4 6.0 Tallo 10.0 5.0 55 25 19 545 4.9 2.7 4.8 Raíz 7.5 4.0 40 20 12 520 1.6 1.6 3.5 L. stoechas 5 Hojas 16.5 10.5 175 25 55 995 14.8 4.5 7.6 Tallo 10.0 5.5 40 20 19 420 4.4 2.5 5.3 Raíz 10.0 8.0 45 18 16 645 2.3 1.8 2.8 T. mastichina 1 Hojas 10.0 16.0 165 25 40 330 13.9 4.6 10.9 Tallo 3.0 8.0 45 15 18 175 4.4 1.5 7.2 Raíz 3.1 10.2 41 15 6 224 1.4 1.3 3.6 T. mastichina 2 Hojas 6.5 11.0 120 25 30 360 10.2 2.5 12.9 Tallo 5.5 7.0 45 20 25 305 3.4 1.8 5.9 Raíz 3.0 8.5 25 10 8 235 1.7 1.8 2.9 T. mastichina 3 Hojas 10.0 7.0 105 20 25 370 12.4 4.0 10.9 Tallo 10.0 5.0 50 15 15 390 2.7 1.8 3.6 Raíz n.d. 6.0 30 4 4 115 2.1 1.3 1.0 T. mastichina 4 Hojas 4.5 10.0 150 26 33 220 13.2 4.6 9.6 Tallo 2.5 7.0 55 11 15 70 2.7 1.6 5.4 Raíz 6.5 9.5 110 15 8 350 2.5 1.7 3.0 Anexo I 271 Tabla 1.6 (continuación).- Concentración de metales pesados y macronutrientes en las plantas recolectadas durante el segundo muestreo (Mayo, 2001) en los diferentes puntos (S: serpentinita, UB: ultrabásica, B: básica, M: migmatitas, SC: esquistos). (Pb y Co no fue detectable excepto en hojas de A. serpyllifolium (Pb: 5-20 / Co: 14-50 mg kg-1) y en P. subulata (Co: 5-35 mg kg-1)). (n.d.= No detectado). Muestras Cr Cu Mn Ni Zn Fe Ca Mg K mg kg-1 g kg-1 T. mastichina 5 Hojas 6.0 9.5 115 24.0 40 255 14.0 4.0 11.2 Tallo 3.0 6.0 50 9.0 15 125 3.1 1.9 6.6 Raíz 5.0 11.0 80 20.0 15 400 2.4 1.4 3.0 Localización B C. ladanifer 1 Hojas n.d. 7.5 140 4.0 130 375 7.5 2.3 25.0 Tallo n.d. 6.0 45 20.0 55 210 13.0 1.4 5.8 Raíz n.d. 5.0 75 7.5 20 435 6.6 0.6 2.8 C. ladanifer 2 Hojas 3.5 10.0 210 3.5 100 400 13.3 1.9 25.0 Tallo n.d. 7.5 90 5.5 45 240 10.1 1.1 25.0 Raíz 3.0 5.5 100 15.0 17 385 8.6 0.3 2.1 C. ladanifer 3 Hojas 8.0 8.5 170 5.5 300 305 12.5 1.5 25.0 Tallo n.d. 3.5 45 4.5 30 75 10.0 0.5 3.8 Raíz n.d. 9.5 100 5.0 25 230 12.1 0.7 12.4 C. ladanifer 4 Hojas n.d. 8.0 60 3.0 45 285 9.9 1.8 7.9 Tallo 5.0 8.0 80 6.0 40 420 17.5 1.1 25.0 Raíz n.d. 4.0 50 5.0 15 145 9.2 0.5 9.9 C. ladanifer 5 Hojas n.d. 7.5 385 10.0 95 200 12.7 2.5 5.7 Tallo 9.5 6.0 105 3.5 500 75 13.3 0.8 25.0 Raíz n.d. 3.0 65 3.0 15 100 3.4 0.5 20.8 L. stoechas 1 Hojas 3.0 10.5 175 5.5 110 635 15.8 3.8 27.4 Tallo n.d. 6.0 25 6.0 30 165 3.3 1.3 19.0 Raíz n.d. 10.0 33 12.5 25 638 1.5 1.0 5.3 L. stoechas 2 Hojas 2.5 14.0 145 5.0 120 295 15.7 2.6 26.3 Tallo n.d. 7.0 25 4.5 50 150 4.7 1.1 8.2 Raíz 3.0 11.5 25 5.0 20 800 1.2 0.9 14.9 L. stoechas 3 Hojas 3.0 14.5 380 5.5 80 475 16.0 2.2 25.0 Tallo n.d. 6.5 35 5.0 15 125 5.2 1.0 23.4 Raíz 5.0 10.0 70 n.d. 40 630 2.0 0.9 7.6 L. stoechas 4 Hojas n.d. 9.5 170 3.5 45 365 16.3 2.7 15.6 Tallo n.d. 8.0 45 7.5 25 330 7.2 1.8 19.8 Raíz 6.0 13.5 70 17.0 20 1120 2.7 1.5 6.6 L. stoechas 5 Hojas n.d. 11.0 225 2.5 30 325 15.7 2.5 15.8 Tallo n.d. 10.5 55 3.5 20 170 3.3 0.9 25.0 Raíz 2.5 13.5 35 2.5 20 410 2.5 0.6 5.8 T. mastichina 1 Hojas 2.5 9.5 135 10.0 50 850 15.3 3.2 10.2 Tallo 4.0 6.0 50 3.5 25 390 3.1 1.1 6.8 Raíz 6.0 11.5 85 5.0 15 1150 3.5 1.3 12.7 T. mastichina 2 Hojas 3.0 8.5 140 4.5 55 910 15.0 3.2 10.8 Tallo 4.0 8.0 65 2.5 65 455 3.3 1.0 25.0 Raíz 2.5 9.5 50 6.5 20 730 2.2 1.0 12.8 T. mastichina 3 Hojas n.d. 5.5 190 8.0 55 175 12.6 2.2 12.5 Tallo n.d. 5.0 35 3.5 10 150 2.1 0.6 15.3 Raíz 5.5 8.0 45 5.0 10 415 0.9 0.9 2.4 T. mastichina 4 Hojas n.d. 6.5 185 5.0 65 250 12.3 2.3 14.1 Tallo n.d. 6.0 55 4.0 25 190 2.6 0.7 6.8 Raíz n.d. 6.5 30 3.5 15 110 0.9 0.5 2.8 T. mastichina 5 Hojas n.d. 9.0 220 10.0 25 275 14.7 2.2 14.1 Tallo n.d. 5.0 65 5.0 10 230 3.8 0.6 4.3 Raíz n.d. 6.0 55 3.0 10 130 1.0 0.4 12.4 Anexo I _ 272 Tabla 1.6 (continuación).- Concentración de metales pesados y macronutrientes en las plantas recolectadas durante el segundo muestreo (Mayo, 2001) en los diferentes puntos (S: serpentinita, UB: ultrabásica, B: básica, M: migmatitas, SC: esquistos). (Pb y Co no fue detectable excepto en hojas de A. serpyllifolium (Pb: 5-20 / Co: 14-50 mg kg-1) y en P. subulata (Co: 5-35 mg kg-1)). (n.d.= No detectado). Muestras Cr Cu Mn Ni Zn Fe Ca Mg K mg kg-1 g kg-1 Localización M C. ladanifer 1 Hojas n.d. 6.5 890 6.5 135 225 10.9 1.3 9.2 Tallo n.d. 6.5 270 8.5 95 115 12.6 1.7 7.7 C. ladanifer 2 Hojas 4.5 7.0 425 10.0 260 380 15.0 2.0 7.2 Tallo n.d. 5.5 190 15.0 105 205 10.9 1.1 5.2 Raíz n.d. 5.0 250 10.0 20 250 2.6 0.6 23 C. ladanifer 3 Hojas n.d. 5.5 435 10.0 55 345 14.8 1.3 6.5 Tallo n.d. 5.0 195 5.0 50 100 3.9 0.9 25.0 Raíz n.d. 4.5 260 7.0 20 185 3.4 0.5 24.9 C. ladanifer 4 Hojas 2.5 7.5 490 7.5 60 355 13.8 1.8 25.0 Tallo n.d. 4.5 220 7.5 35 130 9.6 0.9 25.0 C. ladanifer 5 Hojas 4.0 8.5 800 3.5 95 375 14.8 1.5 25.0 Tallo n.d. 6.0 260 5.0 75 135 4.5 1.1 25.0 Raíz n.d. 3.5 210 10.0 21 185 3.5 0.6 3.0 L. stoechas 1 Hojas 2.5 15.0 1325 7.0 95 480 12.6 2.0 25.0 Tallo n.d. 5.5 150 4.0 25 160 2.3 0.7 5.9 Raíz 2.5 12.0 340 10.0 20 585 2.0 0.9 5.2 L. stoechas 2 Hojas n.d. 12.5 910 10.0 50 365 16.2 2.6 17.5 Tallo n.d. 8.5 150 4.0 25 100 3.5 0.6 8.8 Raíz n.d. 5.0 75 5.0 20 140 0.9 0.5 14.8 L. stoechas 3 Hojas n.d. 9.0 745 5.0 50 365 11.4 2.6 16.9 Tallo n.d. 11.3 188 38 288 4.25 1.5 15.5 Raíz n.d. n.d. 104 20.8 13 521 L. stoechas 4 Hojas 3.5 13.0 1100 4.5 100 420 17.1 3.4 25.0 Tallo n.d. 8.0 145 6.0 30 140 3.8 1.0 21.9 Raíz n.d. 6.0 75 3.5 16 200 1.5 0.6 7.0 L. stoechas 5 Hojas 5.5 10.0 745 9.0 105 920 15.0 3.2 24.5 Tallo n.d. 8.0 135 9.0 40 220 5.1 1.3 14.1 Raíz 6.3 11.3 325 8.8 38 638 2.0 1.25 35.5 T. mastichina 6 Hojas 7.0 14.5 320 6.5 145 1300 16.2 4.6 25.0 Tallo n.d. 8.5 100 3.0 40 385 3.1 1.1 25.0 Raíz 2.5 7.5 155 15.0 35 435 3.3 1.3 3.6 Localización SC1 C. ladanifer 1 Hojas 2.5 7.0 515 4.0 60 670 10.7 1.1 6.9 Tallo n.d. 5.5 135 10.0 40 110 6.1 1.1 6.3 Raíz 4.0 5.0 125 7.0 30 270 2.2 0.7 5.0 C. ladanifer 2 Hojas n.d. 11.0 340 4.0 75 150 9.3 1.7 25.0 Tallo n.d. 5.0 165 15.0 45 85 5.6 1.3 5.7 Raíz 2.5 3.5 185 10.0 20 265 2.6 0.5 3.5 C. ladanifer 3 Hojas n.d. 7.0 1100 9.5 145 216 13.6 2.2 25.0 Tallo n.d. 3.0 265 3.0 45 35 3.9 0.9 25.0 C. ladanifer 4 Hojas n.d. 7.0 490 10.0 105 120 10.4 2.6 7.4 Tallo n.d. 3.0 225 3.5 40 55 3.7 0.9 2.1 Raíz 2.5 4.0 140 10.0 30 140 3.7 0.5 8.8 C. ladanifer 5 Hojas n.d. 6.5 520 4.5 45 105 9.9 1.8 6.9 Tallo n.d. 4.0 140 4.5 30 n.d. 3.7 0.9 4.4 Raíz n.d. 4.5 135 7.5 30 135 2.6 0.5 1.9 Anexo I 273 Tabla 1.6 (continuación).- Concentración de metales pesados y macronutrientes en las plantas recolectadas durante el segundo muestreo (Mayo, 2001) en los diferentes puntos (S: serpentinita, UB: ultrabásica, B: básica, M: migmatitas, SC: esquistos). (Pb y Co no fue detectable excepto en hojas de A. serpyllifolium (Pb: 5-20 / Co: 14-50 mg kg-1) y en P. subulata (Co: 5-35 mg kg-1)). (n.d.= No detectado). Muestras Cr Cu Mn Ni Zn Fe Ca Mg K mg kg-1 g kg-1 L. stoechas 1 Hojas n.d. 7.0 910 6.5 95 250 18.4 5.0 10.7 Tallo n.d. 5.5 120 n.d. 20 55 1.8 0.9 25.0 Raíz 2.5 4.5 95 3.5 25 335 1.6 0.9 4.9 L. stoechas 2 Hojas n.d. 12.5 600 4.0 95 310 13.5 4.6 25.0 Tallo n.d. 7.0 215 n.d. 30 190 3.0 1.2 25.0 Raíz 8.5 4.5 205 3.0 20 390 2.0 0.8 24.7 L. stoechas 3 Hojas n.d. 10.0 355 4.0 50 170 17.5 4.5 11.1 Tallo n.d. 7.5 185 n.d. 20 75 1.9 1.3 25.0 Raíz 3.5 6.0 170 3.5 20 425 1.3 0.8 4.0 L. stoechas 4 Hojas n.d. 11.0 495 4.0 40 205 10.2 4.8 10.8 Tallo n.d. 4.5 70 2.5 40 50 2.5 1.0 4.5 Raíz n.d. 3.5 60 n.d. 15 225 1.3 0.7 2.5 L. stoechas 5 Hojas n.d. 10.0 380 3.5 45 190 12.1 4.6 10.8 Tallo n.d. 8.0 185 n.d. 25 115 2.5 1.5 25.0 Raíz n.d. 7.5 225 2.5 10 150 0.7 0.6 25.0 L. stoechas 6 Hojas n.d. 9.5 925 10.0 50 425 14.2 3.6 11.9 Tallo 5.0 4.5 210 n.d. 165 200 1.9 1.0 25.0 Raíz n.d. 4.0 35 5.0 8 175 0.6 0.4 2.6 Localización SC2 C. ladanifer 1 Hojas n.d. 6.0 1300 20.0 185 125 10.1 1.6 8.4 Tallo n.d. 4.5 255 10.0 115 55 8.3 0.9 5.5 Raíz n.d. n.d. 75 2.5 20 40 2.8 0.3 1.5 C. ladanifer 2 Hojas n.d. 5.5 2000 9.5 220 120 13.1 1.4 9.0 Tallo n.d. 3.0 265 15.0 50 45 11.0 0.8 4.2 Raíz n.d. 2.5 120 5.0 28 40 3.7 0.3 1.2 C. ladanifer 3 Hojas n.d. 7.5 825 15.0 135 120 10.9 1.9 8.7 Tallo n.d. 4.5 265 12.0 85 115 12.9 1.4 5.5 Raíz 2.5 2.5 115 n.d. 20 35 3.8 0.3 12.5 C. ladanifer 4 Hojas n.d. 6.5 540 10.0 85 205 12.7 1.8 10.9 Tallo n.d. 5.5 220 10.0 40 70 13.3 1.7 9.7 Raíz n.d. 3.5 150 3.5 16 135 5.4 0.6 2.9 C. ladanifer 5 Hojas n.d. 6.5 455 10.0 70 325 10.4 2.0 8.9 Tallo n.d. 5.0 180 11.0 60 205 15.8 1.7 8.3 Raíz n.d. 3.0 175 3.0 20 130 6.6 0.6 2.3 L. stoechas 1 Hojas n.d. 15.0 545 10.0 55 165 13.3 2.6 18.8 Tallo n.d. 6.5 120 6.5 35 90 3.2 0.9 9.4 Raíz n.d. 7.0 60 5.0 22 45 1.0 0.4 5.1 L. stoechas 2 Hojas 2.5 8.5 1185 9.5 150 130 16.8 2.5 17.5 Tallo n.d. 6.5 150 6.0 40 70 3.7 1.3 9.2 Raíz 20.0 4.5 75 2.5 21 65 1.2 1.0 4.4 L. stoechas 3 Hojas n.d. 7.5 165 9.0 55 310 14.8 2.3 14.0 Tallo n.d. 6.5 40 10.0 40 130 4.7 0.8 12.8 Raíz n.d. 6.5 45 3.0 25 80 2.7 0.5 3.8 L. stoechas 4 Hojas n.d. 11.0 2200 10.0 170 310 15.6 2.6 15.1 Tallo n.d. 8.0 285 7.5 45 195 5.8 1.5 11.8 Raíz n.d. 5.5 95 3.0 25 55 0.8 0.5 5.1 L. stoechas 5 Hojas n.d. 10.0 815 10.0 115 120 11.7 2.6 22.2 Tallo n.d. 9.0 145 8.5 45 45 5.4 1.2 16.3 Raíz n.d. 10.0 130 6.0 29 360 1.6 0.7 7.0 Anexo II _ 280 Tabla 2.3.- Concentración de la fracción biodisponible (extraíble en EDTA) de metales pesados en los suelos recolectados en el yacimiento de Rubiais (RE= zona de escombrera o balsa de lodos / RM= zona de mina) a diferentes profundidades (I= 0-15 cm / II= 15-30 cm). (n.d.= No detectado: Cd <0.25 / Cr < 0.50). Muestra CdEDTA CoEDTA CrEDTA CuEDTA MnEDTA NiEDTA PbEDTA ZnEDTA mg kg-1 RE1 (I) 6.65 3.40 0.55 29.0 445 2.30 1000 1450 RE1 (II) 5.30 2.60 0.75 22.0 295 2.00 1200 1350 RE2 (I) 3.10 2.20 n.d. 40.0 330 1.65 500 875 RE2 (II) 4.35 2.95 0.65 34.5 365 1.95 650 1200 RE3 (I) 2.80 3.60 n.d. 10.5 250 2.05 400 925 RE3 (II) 4.55 2.60 0.75 23.0 245 2.05 1425 1100 RE4 (I) 3.20 2.55 n.d. 11.0 495 2.00 425 975 RE4 (II) 3.05 2.65 0.50 11.5 435 2.25 625 925 RE5 (I) 4.10 3.05 0.95 85.5 340 2.35 675 1225 RE5 (II) 4.10 3.15 1.05 93.5 305 2.50 925 1150 RE6 (I) 2.60 2.15 0.55 39.5 335 1.75 450 850 RE6 (II) 2.50 2.30 0.70 38.0 280 1.85 500 775 RE7 (I) 3.70 2.50 0.55 56.5 325 1.85 650 1125 RE7 (II) 3.85 2.65 0.75 61.0 350 1.95 525 1075 RE8 (I) 1.35 4.95 n.d. 14.0 610 2.30 199 650 RE8 (II) 1.05 4.55 n.d. 12.0 535 2.00 202 500 RE9 (I) n.d. 4.90 n.d. 3.0 545 2.10 49 50 RE9 (II) 0.95 3.80 n.d. 10.5 390 2.05 1050 700 RE10 (I) 2.65 3.20 n.d. 8.5 150 1.35 900 1100 RE10 (II) 1.60 1.55 0.90 7.0 125 1.85 2050 800 RE11 (I) 8.50 3.90 0.45 42.0 350 2.45 900 3825 RE11 (II) 7.50 4.40 0.50 36.5 420 2.25 900 3450 RE12 (I) 0.40 6.50 n.d. 4.5 640 3.90 44 65 RE12 (II) 1.50 3.20 0.50 19.0 490 2.45 900 800 RE13 (I) 3.00 2.95 n.d. 22.0 280 1.30 1050 2250 RE13 (II) 3.50 3.20 0.50 36.0 195 2.10 1500 2000 RE14 (I) 0.25 4.90 n.d. 2.4 500 1.30 5 12 RE14 (II) n.d. 3.75 n.d. 2.2 340 1.25 5 12 RE15 (I) 2.50 6.00 n.d. 9.0 635 3.45 520 1800 RE15 (II) 2.50 6.00 n.d. 10.0 575 3.50 435 1600 RE16 (I) 2.60 6.00 n.d. 9.5 895 3.80 253 1350 RE16 (II) 2.40 5.00 n.d. 9.5 630 3.10 253 1300 RE17 (I) 1.90 4.00 n.d. 54.0 580 2.70 354 750 RE17 (II) 2.25 5.35 0.60 81.5 685 3.40 298 1150 RE18 (I) 0.40 8.00 n.d. 7.5 805 3.15 72 110 RE18 (II) 2.50 4.90 0.55 78.0 140 2.60 600 1350 RE19 (I) 0.40 7.50 n.d. 9.0 740 3.15 91 95 RE19 (II) 0.80 5.10 n.d. 33.0 510 2.45 242 350 RE20 (I) 1.05 4.25 n.d. 12.5 465 1.75 347 600 RE20 (II) 1.95 4.30 n.d. 19.0 435 2.10 800 1200 RE21 (I) 6.00 4.15 n.d. 13.5 890 1.60 408 2350 RE21 (II) 5.00 3.40 n.d. 38.0 355 2.20 750 2700 RE22 (I) 0.30 4.35 n.d. 4.5 315 1.30 45 90 RE22 (II) 1.70 4.30 n.d. 27.0 365 1.90 476 700 RE23 (I) n.d. 5.50 n.d. 4.0 535 2.00 13 16 RE23 (II) n.d. 4.70 n.d. 3.6 380 1.20 7 8 RE24 (I) 0.30 7.50 n.d. 6.5 340 3.95 17 26 RE24 (II) 0.60 5.50 n.d. 41.5 980 3.30 136 250 RE25 (I) 0.35 4.90 n.d. 3.7 695 2.30 44 85 RE25 (II) n.d. 3.65 n.d. 2.2 655 1.75 16 28 RE26 (I) 1.90 3.45 n.d. 8.0 335 2.30 392 1450 RE26 (II) 3.00 4.80 n.d. 9.0 200 2.90 650 1900 RE27 (I) 0.60 4.70 n.d. 6.0 590 2.15 137 225 RE27 (II) 1.00 4.35 n.d. 11.5 580 2.10 280 400 [Document text truncated for crawler view.]