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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
NIVELES DE METALES PESADOS EN
Thymus zygis
DESARROLLADO EN SUELOS
ENMENDADOS CON RESIDUOS ORGÁNICOS URBANOS
Virginia ILLERA
1
, Ingrid WALTER
2
y Victoria CALA
1
1
Departamento de Química Agrícola, Geología y Geoquímica, Facultad de Ciencias, Universidad Autónoma de Madrid.
28049 Madrid. España. Correo electrónico: victoria.cala@uam.es
2
Departamento de Medio Ambiente. Instituto Nacional de Investigación y Tecnología Agraria y Alimentaria.
28080
Madrid. España. Correo electrónico: walter@inia.es
(Recibido octubre 2000, aceptado julio 2001)
Palabras clave: biosólidos, metales pesados, fraccionamiento secuencial,
Thymus zygis
RESUMEN
Se estudian las modificaciones de los contenidos y la distribución de metales pesados en suelos
y en partes constitutivas de
Thymus zygis
desarrollados en parcelas experimentales de un área
degradada del sur de Madrid, bajo ambiente semiárido, al año de la aplicación de biosólido (B) y
residuo sólido urbano (RSU) sobre el suelo a tasas de 0 y 80 Mg ha
-1
. Se apreció un incremento
generalizado de los contenidos totales de metales pesados sobre todo en el nivel superficial (0
–15 cm) del suelo tratado, así como el incremento de las fracciones más lábiles obtenidas me-
diante procedimiento de extracción secuencial química. Asimismo se observó el aumento consi-
derable del
porte de la vegetación autóctona (
Thymus zygis
) en las parcelas tratadas, que
mostraban concentraciones
ligeramente superiores en Cd, Cu y Zn en las raíces y en Zn en la
parte área con respecto a las plantas testigo si bien en ningún caso alcanzaban los límites
considerados como tóxicos para plantas herbáceas.
Key words: Biowastes, heavy metals, sequential extraction,
Thymus zygis
ABSTRACT
Experimental plots of a degraded carbonated soil located in the south of Madrid (Spain) were
treated with anaerobically digested biosolid (B) and urban solid residues (RSU) at a rate of 0
and 80 Mg
ha
–1
. Changes of heavy metal (Cd, Cr, Cu, Ni, Pb and Zn) contents and their
distribution were determined both in soils and
Thymus zygis
grown in them one year after the
waste application. Total heavy metal concentrations increased moderately in the upper level
(0-15 cm) of the waste treated soils in relation to the control soils. In addition, a clear increase
of the labile metal fractions obtained using a sequential extraction procedure was registred in
the organic waste amended soils. Autochthonous vegetation (
Thymus zygis)
grown in the
wastes amended soils showed a considerable increase in size. Higher Cd, Cu and Zn
concentrations in roots and well as Zn concentrations in the aerial parts were also observed
in plants grown in treated soils in comparison with control plants. However plant metal
concentrations in the treated plots never reached the limit values considered as toxic to
herbaceous plants.
Rev. Int. Contam. Ambient.
17
(4) 179-186, 2001
V. Illera
et al.
180
INTRODUCCIÓN
La eliminación de residuos orgánicos urbanos repre-
senta en la actualidad una de las problemáticas de mayor
interés desde el punto de vista ambiental. La aplicación
al suelo de los lodos procedentes de la depuración de
aguas residuales (biosólidos) así como la fracción orgá-
nica de los residuos sólidos urbanos (RSU) puede supo-
ner una opción adecuada a la eliminación de estos resi-
duos.
La aplicación de biosólidos y RSU al suelo favorece
algunas de sus propiedades físicas y químicas debido prin-
cipalmente al aporte de materia orgánica que proviene
de estos materiales, consiguiendo de este modo mejorar
la estructura y la porosidad del suelo, su permeabilidad y
la retención hídrica (Duggan y Wiles 1976, Rasiah
et al.
1997). También se beneficia la vegetación ya que estos
residuos orgánicos aportan nutrientes que pasan a incre-
mentar las reservas del suelo (Tsadilas
et al.
1995). La
mayoría de las investigaciones sobre el efecto de los re-
siduos orgánicos (biosólidos fundamentalmente) en el
crecimiento de la vegetación se han centrado en el estu-
dio de cultivos agrícolas, encontrándose generalmente un
aumento en la producción de las cosechas (Walter
et al.
1992, 1994, Tsadilas
et al.
1995, Sloan
et al.
1997), con
lo que se demuestra que estos residuos favorecen el cre-
cimiento vegetal.
Existe, sin embargo, un riesgo a tener en cuenta cuando
se utilizan estos residuos como enmienda orgánica, ya
que éstos pueden tener elevadas concentraciones de
metales pesados que limitan su utilización. Cinc, cadmio,
plomo, níquel, cromo y cobre son los principales metales
pesados presentes en los biosólidos y en los RSU y en
general se encuentran en concentraciones superiores a
las de los suelos pudiéndose acumular en éstos y pasar a
las plantas, quedando así incluidos en la cadena trófica
con el consiguiente riesgo para los consumidores.
El incremento de metales pesados en suelos enmen-
dados con biosólidos y RSU, puede provocar que la ve-
getación que se desarrolla sobre éstos absorba cantida-
des variables de metales alcanzándose en ocasiones ni-
veles de toxicidad (Berti y Jacobs 1996). Sin embargo,
los efectos perjudiciales de los metales pesados en el
ecosistema del suelo están relacionados no sólo con los
contenidos totales de estos elementos, sino también con
su biodisponibilidad y movilidad tanto en los propios ma-
teriales residuales como en el suelo (Mc Bride 1995, Li y
Shuman 1996).
En la actualidad existe un interés creciente en utilizar
los residuos orgánicos en recuperación de ecosistemas
edáficos degradados (generalmente suelos erosionados
como consecuencia de la pérdida de materia orgánica
por usos indebidos del mismo), por lo que es conveniente
realizar estudios previos sobre el posible impacto conta-
minante de estos residuos en plantas autóctonas.
En el presente estudio se evalúa la influencia de la
aplicación de un biosólido y de residuo sólido urbano a
una dosis elevada sobre los contenidos en metales pesa-
dos de una especie vegetal autóctona de la zona (tomillo,
Thymus zygis
) desarrollada sobre un suelo degradado
bajo ambiente semiárido.
MATERIALES Y MÉTODOS
Zona de estudio
El trabajo se ha llevado a cabo en un área degrada-
da situada en la localidad de San Martín de la Vega, al
SE de la Comunidad de Madrid (España), donde la ve-
getación potencial (bosques esclerófilos de encina y que-
jigo) ha sido sustituida por una escasa vegetación de
herbáceas debido a la acción humana a lo largo de los
años.
El clima de esta región es mediterráneo semiárido
continental, con escasas precipitaciones (la media es de
400 mm/año). Los materiales geológicos de la zona son
sedimentarios (margas, calizas y yesos laminares).
La propia naturaleza del material, el carácter
semiárido de la zona, la escasa vegetación y su posición
topográfica (pendientes acusadas), entre otros factores,
han provocado la presencia de estos suelos con baja a
moderada evolución edáfica y muy susceptibles a la ero-
sión.
Materiales
Los suelos del área de estudio se clasifican como
Leptosoles Rendsicos (FAO-UNESCO, 1990) y atendien-
do a su capacidad potencial de uso agrícola, estos suelos
se encuadran dentro de la subclase DE, correspondiente a
suelos no susceptibles de utilización agrícola, en los que la
erosión es el principal problema (CAM 1990).
El biosólido (B) utilizado en la experiencia procede de
la planta depuradora de aguas residuales de La China
(Madrid), que son fundamentalmente de origen urbano y
corresponde a un lodo de digestión anaeróbica. El resi-
duo sólido urbano (RSU) proviene de la planta de trata-
miento de residuos de Valdemingómez (Madrid) y co-
rresponde a la fracción orgánica compostada de las ba-
suras domésticas.
La especie vegetal estudiada es
Thymus zygis
subsp.
sylvestris
, especie muy abundante en la zona. Esta plan-
ta es preferentemente basófila, encontrándola con fre-
cuencia sobre calizas, margas o suelos yesíferos. Pre-
senta buena resistencia a las heladas y a la sequedad
prolongada, siendo una planta pionera y heliófila, que co-
loniza rápidamente los lugares abiertos y desprovistos de
vegetación. Esta planta aromática es considerada una
de las especies de mayor interés comercial y volumen de
aprovechamiento en la Península Ibérica con base en la
obtención de aceites esenciales, la herboristería y la pro-
METALES PESADOS EN
Thymus zigis
181
ducción de miel, formando parte de la dieta mediterrá-
nea (Torrente 1985).
Metodología
El trabajo se ha desarrollado en una ladera de un monte
bajo con pendiente moderada (8-10 %). Ésta se dividió
en cuatro bloques situados a alturas diferentes a lo largo
de la ladera del monte. Cada bloque fue dividido en tres
parcelas de 3 m de longitud y 20 m de anchura, separa-
das entre sí por pasillos y zanjas para evitar contamina-
ciones (pasillos entre parcelas y zanjas entre bloques).
En marzo de 1997 se aplicaron en superficie los siguien-
tes tratamientos: 0. 80 Mg ha
-1
de B y 80 Mg ha
-1
de
RSU. La distribución de las parcelas dentro de los blo-
ques fue al azar. En 1998, al año de la aplicación de los
residuos, se recogieron muestras de suelo a dos niveles
de profundidad (nueve submuestras por parcelas) y tres
plantas enteras de tomillo por cada parcela.
Las muestras de suelo homogeneizadas, fueron se-
cadas al aire y se tamizaron (2 mm) y las del material
vegetal fueron lavadas abundantemente con agua desti-
lada, secadas en estufa a 60º C y molidas finamente para
su análisis.
En las muestras de suelo se ha realizado una extrac-
ción secuencial química de los metales pesados emplean-
do la metodología de especiación propuesta por Tessier
et
al.
(1979). Se obtuvieron cinco fracciones: FI (soluble y/o
de cambio), mediante extracción con MgCl
2
1M durante
una hora. Los metales extraídos en esta fracción corres-
ponderían a las formas más fácilmente disponibles. FII
(soluble en ácido), mediante extracción con CH
3
COONa
1M (ajustada a pH 5.0 con CH
3
COOH) durante cinco
horas. Esta extracción disuelve tanto los metales adsorbidos
específicamente como la fase carbonatada. Sin embargo,
estudios previos realizados en suelos con elevados conte-
nidos en carbonatos, como los aquí estudiados, han mos-
trado que la extracción de la fracción carbonatada es in-
completa, quedando parte de los carbonatos en el residuo
tras la finalización de esta etapa del fraccionamiento (Illera
et al.
2000). FIII (asociada a oxihidróxidos de Fe y Mn)
mediante extracción con NH
2
OH
HCl en CH
3
COOH al
25 % (v/v) a 96 ºC con agitación ocasional durante seis
horas. En esta fracción se extraen los metales asociados a
oxihidróxidos de Fe y Mn reducibles, así como las fraccio-
nes de metal asociadas a carbonatos que permanecen en
la fase sólida del suelo tras la extracción de la etapa ante-
rior. FIV (asociada a materia orgánica y/o sulfuros), me-
diante extracción con HNO
3
0.02M y H
2
O
2
al 30% (ajus-
tada a pH 2 con HNO
3
) en baño de agua a 85 ºC durante
dos horas; posteriormente adición de
H
2
O
2
30 % y extrac-
ción durante 3 horas y finalmente extracción con NH
4
OAc
en HNO
3
20 % (v/v) durante 30 minutos a temperatura
ambiente. En esta etapa se disuelven los metales ligados a
la fracción orgánica, sulfuros y otras especies oxidables
del suelo. FV (residual), mediante digestión ácida con HF-
HClO
4
conc. En esta fracción se disuelven los metales
incluidos en minerales detríticos silicatados, sulfuros resis-
tentes y asociados a pequeñas cantidades de materia or-
gánica y óxidos minerales resistentes a las etapas anterio-
res (Tessier
et al.
1979).
Los contenidos totales de metales pesados fueron esti-
mados como suma de las diferentes fracciones del proce-
so de especiación. Se decidió utilizar este procedimiento
tras comparar, en algunas muestras de suelo de este estu-
dio, los contenidos de metal calculados mediante suma de
fracciones del procedimiento secuencial con los obtenidos
tras digestión total de las muestras con HF-HNO
3
-HClO
4
.
En todos los casos se obtuvieron recuperaciones dentro
del rango de ±10% del contenido total.
En el tejido vegetal se determinaron los contenidos to-
tales en metales pesados de la parte aérea y de la raíz,
separadamente, mediante digestión ácida con HNO
3
y
HClO
4
concentrados.
Los contenidos de metales pesados en los residuos (B
y RSU) fueron determinados tras digestión con agua regia
según procedimiento empleado por Walter
et al.
(1989).
Los metales pesados del suelo en los respectivos ex-
tractos y de los tejidos vegetales se determinaron median-
te espectrofotometría de absorción atómica en un equipo
Perkin-Elmer 4000, utilizando horno de grafito (Perkin-
Elmer HGA-70) cuando el contenido de los metales así lo
requería.
Todas las extracciones se llevaron a cabo por duplica-
do. Para la determinación de los contenidos de metal ex-
traídos en las distintas fracciones del procedimiento
secuencial químico, se prepararon disoluciones patrón de
cada metal con los mismos reactivos utilizados en cada
etapa con objeto de minimizar los efectos de matriz. Se
utilizó un blanco para correcciones de fondo en cada eta-
pa de extracción. Con objeto de verificar la sensibilidad de
detección del equipo bajo las condiciones instrumentales
utilizadas, se estimó el límite de detección como la con-
centración que origina una señal neta igual a tres veces la
desviación estándar del blanco.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Metales pesados en los residuos
Zn, Pb y Cu son los metales que presentaron una
mayor concentración en ambos materiales residuales
(
Tabla I
). El biosólido (B) presenta mayores conteni-
dos en Cr, Pb y Zn que el RSU, mientras que los conte-
nidos en Cd, Cu y Ni son superiores en el RSU. Basán-
dose en estos contenidos, ambos residuos pueden con-
siderarse aptos para la agricultura según las normati-
vas española y europea que regulan la utilización de
biosólidos en agricultura (
Tabla I
). Con relación a los
niveles determinados de Cu y Pb, el RSU utilizado, si-
guiendo la clasificación de Genevini
et al.
(1997) co-
V. Illera
et al.
182
rrespondería a uno de calidad aceptable para uso agríco-
la con presencia de contaminantes.
Metales pesados totales en el suelo testigo y en los
suelos enmendados con los residuos
Los contenidos totales, expresados como suma de frac-
ciones del proceso secuencial de extracción química, se
muestran en la
Tabla II
. En el nivel superficial (0-15
cm) del suelo testigo, la secuencia de concentraciones
en metales pesados es Zn > Cr > Pb > Cu > Ni > Cd. El
nivel subsuperficial (15-30 cm) presenta contenidos más
elevados con respecto al nivel superficial en Cr, Cu, Ni y
Zn, probablemente como consecuencia de la mayor con-
centración de estos metales en el material originario (ca-
lizas y margas) que aflora en este nivel de profundidad.
La secuencia de concentración a nivel subsuperficial (15-
30 cm) es Zn > Cr > Cu > Pb > Ni > Cd.
Al año de la aplicación en superficie de los residuos
se observa el incremento generalizado en los contenidos
de todos los metales pesados con respecto al testigo, sien-
do este incremento más acusado en el nivel superficial
(0-15 cm) y en el suelo tratado con RSU. El nivel super-
ficial del suelo enmendado con este residuo duplica am-
pliamente los contenidos de Cu, Cd y Pb respecto al sue-
lo testigo, lo que se pone de manifiesto por las relaciones
expuestas en la
Tabla II
, mientras que en los suelos tra-
tados con B este fuerte incremento se refleja únicamen-
te en los contenidos de Cu en el nivel superficial.
Asimismo es destacable la modificación de las se-
cuencias de los niveles de metales pesados en los sue-
los tratados con residuos respecto al suelo sin enmen-
dar (testigo), tanto en el nivel superficial como
subsuperficial, en las que el Pb pasa a ser el metal que
presenta la mayor concentración después del Zn, lo que
pone de manifiesto una notable incorporación de Pb por
parte de los residuos al año de la aplicación, así como la
TABLA I.
CONTENIDO EN METALES PESADOS (mg kg
-1
) EN LOS RESIDUOS
(BIOSÓLIDO Y RSU) Y VALORES MÁXIMOS PERMITIDOS DE METALES
PESADOS (mg kg
-1
) EN LODOS QUE SE DESTINAN A SUELOS AGRÍCOLAS
SEGÚN LA NORMATIVA DE DIFERENTES PAÍSES
Metales
Biosólido
RSU
España
CEE
USEPA
(BOE 1990)
(1986)
(1993)
Cd
0.61
1.50
20 -
40
20 -
40
85
Cr
48.5
32.9
1000 - 1500
-
3000
Cu
174
203
1000 - 1750
1000 - 1750
4300
Ni
15.3
21.6
300 - 400
300 - 400
420
Pb
252
191
750 - 1200
750 - 1200
840
Zn
445
335
2500 - 4000
2500 - 4000
7500
TABLA II.
CONTENIDOS TOTALES (mg kg
-1
) DE METALES PESADOS
EN EL SUELO TESTIGO Y EN LOS SUELOS TRATADOS CON
BIOSÓLIDOS (Suelo
biosólido
)
y RSU (Suelo
RSU
)
Profund.
Testigo
(Suelo
biosólido
)
(Suelo
RSU
)
Metales
(cm)
mg kg
-1
mg kg
-1
(1)
mg kg
-1
(2)
Cd
0-15
1.70
2.66
1.6
3.94
2.3
15-30
2.55
3.32
1.3
2.96
1.2
Cr
0-15
69.0
70.9
1.0
70.0
1.0
15-30
92.8
93.6
1.0
95.2
1.0
Cu
0-15
32.7
69.7
2.1
81.4
2.5
15-30
65.3
71.8
1.1
75.4
1.2
Ni
0-15
24.8
28.9
1.2
25.6
1.0
15-30
23.3
29.0
1.2
26.1
1.1
Pb
0-15
60.4
97.1
1.6
124
2.1
15-30
50.5
98.3
2.0
101
2.0
Zn
0-15
109
159
1.5
189
1.7
15-30
123
163
1.3
113
0.9
(1) Relación metal en suelo enmendado con biosólido / suelo testigo
(2) Relación metal en suelo enmendado con RSU / suelo testigo
METALES PESADOS EN
Thymus zigis
183
parcial movilización del mismo hacia capas más profun-
das del suelo (15-30 cm).
La aplicación de los residuos no sólo aumenta el con-
tenido y modifica las secuencia de los metales pesados
totales en el suelo sino que cambia la distribución de los
mismos en las distintas fases sólidas del suelo (
Fig. 1
),
Fig. 1.
Distribución de metales pesados en las distintas fracciones del procedimiento secuencial químico en suelos testigos y tratados con biosólido
(B) y residuo sólido urbano (RSU). FI: soluble y/o de cambio; FII: soluble en ácido; FIII: asociada a oxihidróxidos de Fe y Mn; FIV: asociada
a materia orgánica y/o sulfuros; FV: residual
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Control
Biosólido
RSU
Control
Biosólido
RSU
0-15 cm
15-30 cm
Ni (%)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Control
Biosólido
RSU
Control
Biosólido
RSU
0-15 cm
15-30 cm
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Cd (%)
Control
Biosólido
RSU
0-15 cm
Control
Biosólido
RSU
15-30 cm
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Ni (%)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Control
Biosólido
RSU
Control
Biosólido
RSU
0-15 cm
15-30 cm
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Control
Biosólido
RSU
Control
Biosólido
RSU
0-15 cm
15-30 cm
Pb (%)
Control
Biosólido
RSU
0-15 cm
Control
Biosólido
RSU
15-30 cm
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Cr (%)
Control
Biosólido
RSU
0-15 cm
Control
Biosólido
RSU
15-30 cm
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Pb (%)
Control
Biosólido
RSU
0-15 cm
Control
Biosólido
RSU
15-30 cm
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Control
Biosólido
RSU
Control
Biosólido
RSU
Cu (%)
FI
FII
FIII
FIV
FV
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Control
Biosólido
RSU
Control
Biosólido
RSU
15-30 cm
Zn (%)
FI
FII
FIII
FIV
FV
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Cu (%)
Biosólido
Control
RSU
Control
Biosólido
RSU
15-30 cm
0-15 cm
FI
FII
FIII
FIV
FV
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Zn (%)
Control
Biosólido
RSU
0-15 cm
Control
Biosólido
RSU
15-30 cm
FI
FV
FIV
FIII
FII
V. Illera
et al.
184
en las dos profundidades muestreadas, si bien estas mo-
dificaciones son más notables en unos metales que en
otros. Mientras que en el suelo testigo la fracción resi-
dual es la predominante para todos los metales estudia-
dos con la excepción de Cr, lo que indica un origen
litogénico para estos elementos. La aplicación de los ma-
teriales residuales al suelo provoca un incremento gene-
ralizado de las fracciones más disponibles (fracciones I a
IV) con respecto a la residual, confirmando que los me-
tales aportados por los residuos, al menos a corto plazo,
adoptan formas no residuales de acuerdo con Sims y Kline
(1991) y Sposito y Chang (1982). Es destacable el incre-
mento generalizado para todos los metales de las frac-
ciones más lábiles (fracción I, soluble y/o cambiable ó
fracción II, metales desorbibles a pH 5), aumentando su
disponibilidad en el suelo. Asimismo se pone de mani-
fiesto un incremento de fracciones de moderada disponi-
bilidad tales como la fracción III (metales asociados a
oxihidróxidos de Fe y Mn) para Cd, Cu, Pb y Zn y de la
fracción IV (metales asociados a materia orgánica) para
Zn, lo que puede suponer el incremento de la biodispo-
nibilidad de dichos metales a más largo plazo o ante un
cambio de condiciones ambientales (pH, potencial redox,
humedad, etc.).
Metales pesados en la vegetación
Al año de la aplicación de los residuos se observó un
cambio considerable en la vegetación autóctona, con el
aumento de las especies anuales y la disminución de las
perennes (Walter
et
al
. 2000). Estos resultados son si-
milares a los obtenidos por Biondini y Redente (1986)
que registraron la disminución de la diversidad de espe-
cies vegetales en presencia de altos niveles nutritivos.
No obstante, a pesar del decremento del número de plan-
tas de tomillo en las parcelas enmendadas con los resi-
duos, éstas presentaban mayor porte que las desarro-
lladas en las parcelas sin enmendar, poniendo en evi-
dencia el mayor aporte de nutrientes por parte de los
residuos, sin olvidar las mejoras físicas y biológicas que
pudieran haberse producido (García 1999).
Los contenidos en metales pesados en raíz y parte
aérea de
Thymus zygis
desarrollados en suelos testigos
y tratados, aparecen en la
Tabla III
. En todos los trata-
mientos el Zn fue el elemento mayoritario, tanto en la
raíz como en la parte aérea, situándose los contenidos de
los metales pesados estudiados en general en el intervalo
de niveles registrados por la literatura para plantas her-
báceas y cultivos en general. Sin embargo, es destacable
la concentración de Zn en la parte aérea del tomillo, siendo
superior a los valores comunes citados en la bibliografía
aunque no sobrepasa el valor de toxicidad estimado para
Zn en plantas de cultivo (> 400 mg kg
-1
) (Kabata-Pendias
y Pendias 1984).
Las plantas de tomillo desarrolladas en suelos testigo
presentan la siguiente secuencia de concentración de me-
tales: Zn>Cu>Cr>Pb>Ni>Cd y Zn>>Cu>Cr>Ni>Pb>Cd
para raíz y parte aérea, respectivamente. Mientras que
la concentración de Cu fue ligeramente superior en la
parte aérea del tomillo, los contenidos de Zn en la parte
aérea fueron muy superiores a los de la raíz (173 mg kg
-1
frente a
9.73 mg kg
-1
). Normalmente, los elementos que
se consideran esenciales para el crecimiento de la planta
presentan mayor tendencia a la movilidad hacia la parte
aérea y los metales no esenciales y/o tóxicos se suelen
acumular en las raíces (Streit y Stumm 1993). Esto se
puso de manifiesto en el caso del Zn ya que se trata de
un metal esencial para la planta al igual que el Cu y muy
móviles en el interior de la misma (Streit y Stumm 1993,
Welch 1995).
Los contenidos en metales pesados en las plantas de-
sarrolladas en las parcelas tratadas con los residuos, pre-
sentaron valores ligeramente superiores en ambos teji-
dos vegetales, con la excepción del Ni en la parte aérea,
siendo este incremento más pronunciado para Cd, Cu y
Zn en la raíz (
Tabla IV
). Dicho incremento puede rela-
cionarse tanto con los mayores contenidos de metales en
el suelo tratado, como por el mayor grado de disponibili-
dad de los mismos manifestado por el procedimiento de
TABLA III.
CONTENIDOS EN METALES PESADOS (mg kg
-1
) EN
Thymus zygis
DESARROLLADOS EN SUELOS TESTI-
GOS Y TRATADOS CON BIOSÓLIDOS (Suelo
biosólido
) y RSU (Suelo
RSU
) E INTERVALO DE CONCENTRACIO-
NES EN PLANTAS DE CULTIVO Y HERBÁCEAS (Kabata-Pendias y Pendias 1984)
Testigo
Suelo
biosólido
Suelo
RSU
Metal
Raíz
P. Aérea
Raíz
P. Aérea
Raíz
P. Aérea
Cultivos
Herbáceas
Cd
0.10
0.40
0.61
0.84
0.50
0.32
0.47
0.07-0.27
Cr
0.83
1.31
1.20
2.03
1.12
2.34
0-0.52
0.11-0.35
Cu
7.72
8.04
11.1
8.43
17.3
13.1
-
7.4-15.0
Ni
0.62
3.30
1.24
1.81
1.13
1.93
0.5-3.5
0.1-1.7
Pb
1.71
1.92
2.31
2.10
1.64
2.01
0.17*
0.1-10.0
Zn
9.73
173
16.9
186
20.6
186
>400**
12.0-47.0
*Valores medios (mg kg
-1
). **Toxicidad en cultivos
METALES PESADOS EN
Thymus zigis
185
extracción secuencial anteriormente comentado (
Fig.1
).
Como se puede observar en esta figura la mayoría de los
metales en los suelos tratados con los residuos presentan
mayor concentración de éstos en las fracciones más dis-
ponibles o sea de la FI a la FIV.
Asimismo se observa la influencia del Pb aportado por
los residuos en la modificación de las secuencias de con-
centración de los metales tanto en la raíz como en la parte
aérea de las plantas de tomillo desarrolladas en las parce-
las enmendadas con respecto a la parcela testigo. En la
raíz, el Pb pasa a ser el tercer metal estudiado con mayor
concentración después del Zn y del Cu tanto en plantas de
tomillo desarrolladas en suelo enmendado con B como con
RSU. En la parte aérea las concentraciones de Pb son
ligeramente superiores en las plantas de tomillo desarro-
lladas en el suelo tratado con B (secuencia
Zn
>
>Cu>Pb
Cr>Ni>Cd) que en las desarrolladas en las
parcelas tratadas con RSU (Zn
>
>Cu>Cr>Pb>Ni>Cd),
siendo en todos los casos ligeramente superiores a los ni-
veles presentados por las plantas de tomillo desarrolladas
en las parcelas testigo, si bien se mantiene la tendencia a
la mayor retención del Pb en las raíces.
CONCLUSIONES
Al año de la aplicación de los residuos se puede cons-
tatar un cambio generalizado en el contenido, en la se-
cuencia y en la distribución de las diferentes fracciones
químicas de los metales pesados analizados en los suelos
tratados. Como consecuencia, los cambios producidos se
ven reflejados en los contenidos de los metales pesados en
las plantas de
Thymus zigis
desarrolladas en las parcelas
enmendadas.
A pesar del elevado aporte de metales pesados que se
aplican a las parcelas tratadas con los residuos orgánicos
empleados, el contenido de metales pesados en las plantas
de tomillo tanto en raíz como en la parte aérea no superan
los límites considerados como tóxicos para plantas herbá-
ceas, por lo que se podría esperar que éstos, al menos a
corto plazo, no afecten al buen desarrollo de esta especie
bajo las condiciones experimentales establecidas de suelo,
clima, etc.
La aplicación del biosólido y del residuo sólido urbano
a suelos degradados puede suponer por un lado la elimina-
ción de estos residuos en una forma más conveniente con
respecto al ambiente que otras opciones, tales como inci-
neración, vertederos, etc. y por otro con su utilización se
logra un mejor desarrollo vegetal con la consiguiente dis-
minución de la erosión en suelos degradados, sin que se
produzcan efectos perjudiciales en las plantas autóctonas.
No obstante es necesario continuar con estos estudios para
constatar que no se produzcan cambios en los resultados
obtenidos a medio y/o largo plazo.
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TABLA IV.
RELACIÓN ENTRE LOS CONTENIDOS DE META-
LES PESADOS EN RAÍZ Y PARTE ÁEREA DE TO-
MILLOS DESARROLLADOS EN SUELOS TRATA-
DOS CON BIOSÓLIDOS (
Thymus
biosólido
)
Y CON RE-
SIDUO SÓLIDO URBANO (
Thymus
RSU
)
RESPECTO
A LOS DESARROLLADOS EN SUELOS TESTIGO
(
Thymus
testigo
)
Thymus
biosólido
/Thymus
testigo
Thymus
RSU
/ Thymus
testigo
Metal
Raíz
Parte aérea
Raíz
Parte aérea
Cd
6.1
2.1
5.0
0.8
Cr
1.4
1.5
1.3
1.8
Cu
1.4
1.1
2.2
1.6
Ni
2.0
0.6
1.8
0.6
Pb
1.3
1.1
1.0
1.0
Zn
1.7
1.1
2.1
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