simposio suelo ecología y medioambiente
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Simposio Internacional Suelos, Ecología y Medioambiente.Boletín N° 23 de la Sociedad Chilena de la Ciencia del SueloUniversidad de la Frontera. 2007TRANSCRIPT
SOCIEDAD CHILENA DE LA CIENCIA DEL SUELO
BOLETÍN Nº 23
SEGUNDO SIMPOSIO INTERNACIONAL
SUELOS, ECOLOGÍA Y MEDIOAMBIENTE
UNIVERSIDAD DE LA FRONTERA
Editor
Francisco Javier Matus Baeza
Universidad de La Frontera
Comité Editor
Universidad de La Frontera
Howard Langer
Pedro Nuñez
Alejandra Jara
Gabriela Briceño
Nicolás Arancibia
Ana Mutis
TEMUCO, 8-9 DE NOVIEMBRE DE 2007
COMITÉ ORGANIZADOR SIMPOSIO
UNIVERSIDAD DE LA FRONTERA
Francisco Matus
María Cristina Diez
María de La Luz Mora
Howard Langer
Alumnos Programa de Doctorado en
Ciencias de Recursos Naturales
COMITÉ CIENTÍFICO SIMPOSIO
Erick Zagal
Universidad de Concepción
María Cristina Diez Universidad de La Frontera
Fernando Borie
Universidad de La Frontera
Marta Alfaro INIA-Remehue
Pablo Cornejo
Universidad de La Frontera
Francisco Matus Universidad de La Frontera
AGRADECIMIENTOS
A la Empresa Química Arquimed por su cooperación.
A los estudiantes del Doctorado en Ciencias de Recursos
Naturales de la Universidad de La Frontera por su valiosa
contribución en la organización del Simposio.
A la Secretaria del Programa de Doctorado en Ciencias de
Recursos Naturales de la Universidad de La Frontera
Sra. Lorena Leal por su apoyo y cooperación.
PALABRAS DE BIENVENIDA
Estimados colegas y estudiantes,
La Universidad de La Frontera es la segunda vez que tiene la tarea
de organizar el Segundo Simposio Internacional bajo el patrocinio de
La Sociedad Chilena de la Ciencia del Suelo. Para nosotros es un
honor haber organizado esta reunión en nombre de la Sociedad.
Les damos la más cordial de las bienvenidas a nuestros colegas,
profesionales y estudiantes y les invitamos a disfrutar de esta reunión
en que el estudio del suelo es un eje central de la ecología y del
medioambiente en general. Creemos que la importancia que adquiere
cada día esta temática es de gran interés público y profesional.
La Conferencia se desarrollará en el Auditorium Selva Saavedra de
la Biblioteca Central de la Universidad de La Frontera, ubicada en el
Campus Andrés Bello, entre los días 8 y 9 de noviembre de 2007.
Esperamos contar con la contribución de cada uno de ustedes para
que juntos avancemos en el conocimiento de esta área de creciente
actualidad nacional e internacional. Como todos saben el tema del
estudio del suelo y la relación con su medio requiere que se aborde
desde una perspectiva interdisciplinaria y es bajo este enfoque que la
Sociedad Chilena de la Ciencia del Suelo desea contribuir generando
un espacio de comunicación y discusión entre los distintos sectores
involucrados.
Agradecemos la participación de todos y cada uno de Ustedes que
han hecho posible la realización de este Simposio.
Dr. Francisco J. Matus
Presidente Comité Organizador
En Memoria
ACHIM ELLIES SCHMIDT (1944-2004)
El sábado 11 de septiembre de 2004 realizando una excursión en el Parque
Oncol falleció nuestro querido profesor y gran amigo Achim Ellies. Don Achim
-Heinrich Hartge. En el año 1976 vuelve a la
nació en Breslau, Alemania el 5 de mayo de 1944. Llegó a Chile en 1950 donde
fue acogido por una familia alemana en la zona de Frutillar.
Sus estudios secundarios los realizó en el Liceo de Hombres de Puerto Montt.
En el año 1970 y luego de un breve paso por la carrera de Biología, se tituló de
Ingeniero Agrónomo en la Universidad Austral de Chile. A partir del mismo año
y en la misma casa de estudios se desempeñó como Docente en el Instituto de
Suelos y Abonos. Entre los años 1973 a 1975 fue becario del DAAD (Servicio
Alemán de Intercambio Académico), período en el que obtuvo el grado de Dr.
rer. nat. (Doktor der Gartenbauwissenschaft) en la Universidad de Hannover
junto a su Profesor y amigo Karl
Universidad e Instituto donde se formó profesionalmente, para realizar labores
académicas hasta el año 2004.
por sobre todo mucho respeto hacia las personas. Durante su desempeño en el
Instituto de Ingeniería Agraria y Suelos dirigió más de 45 tesis de pregrado, 4
de magíster y 3 de doctorado. Con sus tesistas siempre mantuvo una relación
estrecha, de respeto, en la que siempre había espacio para la amena
conversación y el trabajo duro. Memorables son las campañas de recolección
de muestras de suelo, en donde no sólo se trabaja sino que también se
compartía alrededor de una calicata el conocimiento científico, valores
morales, historias de ejemplo de superación de sus alumnos, cosa que lo llenaba
de orgullo. En alguna de esas reuniones se acuño el término de “Ellies Boys”,
como nos gustaba llamarnos y que simbolizaba el eterno pacto de amistad,
solidaridad y afecto entre los que fuimos sus alumnos, lo que debe de ser su más
valiosa enseñanza.
El Prof. Dr. Ellies desarrolló un gran número de proyectos de investigación
especialmente en el área de la Física de Suelos. Sus aportes a la ciencia del
suelo, en particular acerca de las propiedades físicas de los suelos derivados de
cenizas volcánicas del Sur de Chile, trascendieron fronteras, tanto en
publicaciones como en participaciones en congresos. La pasión que sentía por
la Física de Suelo siempre la transmitió entre las personas que trabajaron con
él, lo que se refleja en una frase que escribió en septiembre del 2001: “que la
Física de Suelo Eleve los Espíritus y las Formas”.
La mejor manera de preservar tu memoria es continuar con la labor que tú
hiciste y transmitirla con la pasión que tú tuviste a las nuevas y futuras
generaciones.
Tus alumnos que te recuerdan …
Universidad Austral de Chile
Noviembre 8 de 2007
5
…………………………………11
t fungus A. discolor. ………………..…..……….…….13
……………...…19
INDICE
Presentaciones Orales Jueves 8 de Noviembre Does burning of harvesting residues increase soil carbon storage ? Rumpel, C.……………………………………………………………………...........……1 Modification of biochemical properties by soil use. Trasar-Cepeda, C., Leirós, M. C., Gil-Sotres, F................................................................3 The use of labile organic matter fractions determines changes of the quality of agricultural and agro forestry soils in Central Chile. Zagal, E., Córdova, C., Muñoz, C...................................................................................... Fire damage on vegetation and soil nitrogen transformations of Araucaria-Nothofagus forests in Chile. Paulino, L., Godoy, R., Boeckx, P.………………………………………....…………….7 Modern approaches for the study of bioremediation of herbicides in agricultural soils. Hernández, M., Morgante, V., Flores, C., Villalobos, P., González, M., Miralles, P., Dinamarca, A. and Seeger, M.……….………………………………………………..…9 Magellan peat (Sphagnum magallanicum) as natural adsorbent of recalcitrant synthetic dyes. Sepúlveda, L. A. Contreras, E. G. y Palma, C. L.…… Bioremediation of contaminated soils with aromatics chlorinated compounds using white roDiez, M. C.……………….………………………… Arbuscular mycorrhizal fungi and soil aggregation. Borie, F., Rubio, R. y Morales, A.…………………………………………………...….15 Presentaciones Orales Jueves 9 de noviembre Camas biológicas – biotecnología para la preservación del medio ambiente de la contaminación por pesticidas. Castillo, M. P. y Torstensson, L………………………………………………………...17 The role of rhizosphere microorganisms in relation to P uptake by plants. Marschner, P.…………………………………………………………
Pollutants mobility in soil: An overview.
……………………….21
mbientales de un Andisol, Región de la Araucanía, Chile.
lfaro, M. and Salazar, F.…………………………………………………...……….…25
e Tomate (Lycopersicon esculentum Mill.)
orales, L ., Neira, J. y Rojas-Walker, C.……………………………………...………27
roperties of degraded volcanic soils. ……………………………………………………………..29
horticultural systems of the Chilean agriculture. ojas-Walker, C.………………………………………………………………….……..31
eaman, A., Aguilar, R., Ávila, G. and Gaete, H…………………………….....………33
canismos de
lvear, M., Andana, A., Lillo, A., Astorga, M. y Morales, A……………………………39
contaminación en la evaluación de un método analítico para
ntilén, M., Acevedo, S., y Báez, M. E……………………………………………….….47
en la producción de
rmijo, D. y Varnero, M. T…………………………………………………………...…53
gulos de hongos micorrícicos
stroza, I., Castillo, C. G., Borie, F. y Rubio, R…………………………...……………59
ánica de residuos
Navia, R. y Omón, A……………………………………………Efecto de las enmiendas con biosólido sobre propiedades físicas, biológicas, químicas y aSalazar, I., Millar, M., Lara, V., Nuñez, M., Alvear, M. y Barahona, J.…..…..………...23 Livestock production and diffuse pollution in a volcanic soil. A Evaluación de dos prácticas de cultivo dmediante el uso de un modelo de lixiviación de agroquímicos en el suelo. M Use of sludge from cellulose treatment plant to improve physical and chemical pGallardo, F. ……………… Nitrogen management inR Presentación de paneles Comisiones 1, 2, 3 y 4 Copper distribution and toxicity in agricultural soils of the Aconcagua river basin. N Hongos de vida libre nativos de la región de la Araucanía, Chile: Mesolubilización de fósforo. A Estudio de formas dedeterminar hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) en lodos urbanos. A Elaboración de un acondicionador de suelo para ser utilizado alfombras de césped. A Efecto de cultivos hospederos y no hospederos sobre propáarbusculares en un Andisol y Ultisol de la región de la Araucanía. A Detección de rotavirus en compost producido a partir de la fracción orgsólidos urbanos en la ciudad de Villavicencio (Colombia).
Bonilla, P., Mosquera, M., Martínez, M. y Gutiérrez, F………………………….…….65
post producido a partir de residuos sólidos urbanos y
orda, D., Pardo, J., Martínez, M. y Montaña, J………………………………….....…71
branza en la materia orgánica de suelos agrícolas
orie, G., García, J. P., Acevedo, E. y Borie, F…………...……………………...…….77
ividad microbiana por aplicación de atrazina y purines de origen
riceño, G., Puccio, C., Demanet, R., Mora, M. L. y Palma, G…………………….…..83
el norte de Chile. ……...……………...…91
valuación de microterrazas para la formación de suelos en un ex relleno sanitario.
arvajal, C., Cea, M., Rubilar, O., Trasar, C., Mora, M. L., y Diez, M. C……...….….99
atagónico degradado
ordova, C., Sohi, S., Lark, M., Goulding, K. and Baxter, S……………………….....111
a glomalina al secuestro de carbono en suelos de distintos ecosistemas
ornejo, P., Etcheverría, P., Curaqueo, G., Seguel, A. y Borie, F……………………115
e Puchuncaví.
örner, J. y Dec, D………………………………………………………………….…127
fecto de la estructura sobre la funcionalidad del medio poroso de un suelo derivado de
…………………………………………………………….………133
Evaluación de la eficacia de un comun inoculante de Azotobacter spp. en un cultivo de Stevia rebaudiana. B Efectos del manejo tradicional y cero-lade la Región Metropolitana. B Aumento de la actbovino en un Andisol de uso agrícola. B Validación de la determinación de boro en suelos y eluidos de suelos tratados con lodos dBriceño, M., Solís, M. A., González, M. C. y Canales, J……… EBrutti, L. y Garrido, M…………………………………………………………...……..97 Adsorción de PCF y 2,4-DCF en suelos umbrisol y Andisol. C Estudio in vitro de la reutilización de lodos residuales de salmonicultura en un suelo pCelis, J., Sandoval, M. y Zagal, E…………………………………...…………..….....105 Can organic matter fractions explain spatial variation in soil nitrogen mineralisation?
C Contribución de lde Chile. C Contenido de cobre y glomalina en suelos afectados por actividades mineras en el valle dCornejo, P., Meier, S. y Borie, F………………………………………………………121 Contracción de un suelo derivado de cenizas volcánicas. D Ecenizas volcánicas. Dörner, J. y Dec, D
Degradación química y biológica en suelos forestales cercanos a una fundición de cobre
uentes, J. P., León, O., Carrasco, M. A. y Lemus, M……………………………...…139
s en suelos volcánicos de la
arrido, E., Matus, F. y Sepúlveda, N………………………………………...………147
e residuos sólidos urbanos de la ciudad de Villavicencio.
allardo, F., Bravo, C., Barrenechea, M. y Diez, M. C………………………………159
ermeables.
am, E., Chacana, J. y Faz, A……………..…………………………………………..173
omparación de Arabidopsis thaliana, que sobre expresan dicho gen y ecotipo silvestre.
orquera, M., Hernández, M., Cea, M. y Mora, M. L……………………...……….…193
ción de suelos contaminados por cobre en los Maitenes, Comuna de
uena, V., González, I., Cisternas, M. y Neaman, A…………………………...…..…199
industriales y de
rellana, R., Santibáñez, C., Rojas, C., Cifuentes, N., García, V. y Varnero, M. T......205
ngos micorrícicos arbusculares sobre la calidad del fruto
rtiz, C., Sotomayor, L., Castillo, C. G., Leonelli, G., Borie, F. y Rubio, R………….211
anichini, M., Diez, C., Gallardo, F. y Demanet, R.......................................................215
en Chile Central. F Determinación de aluminio extraíble por distintos métodonovena y décima región como indicador de la estabilización de la materia orgánica. G Aislamiento de bacterias termófilas y hongos mesófilos a partir de la fracción orgánica dGalindo, L., Londoño, A., Martínez, M. y Matiz, A………………………….....…...…149 Mejoramiento de suelos por aplicación de lodos secundarios de la industria de celulosa. G Cenizas volantes y su aplicación como material de relleno en barreras reactivas pGonzález, A., Arancibia, N., Jara, A., Mora, M. L. y Navia, R……………………..…167 Procedimientos fitotecnológicos con enmiendas en DAM. L Análisis del gen DAGrx bajo condiciones de estrés salino (estrés oxidativo), mediante cLlancapán, F., Gidekel, M. y Gutiérrez, A. G………………………………...…...…..187 Extracción de plásmidos desde rizósferas de suelos cultivados de la zona sur de Chile. J FitoestabilizaPuchuncaví. M Dinámica de la materia orgánica durante el compostaje de residuos agroferias libres. O Efecto de la inoculación con hode ají (Capsicum annuum L.) cv. Cacho de Cabra crecido en un Ultisol. O Influencia de la aplicación de residuos de celulosa sobre la disponibilidad de nutrientes en dos suelos de la IX Región. P
Análisis de poblaciones de hongos de las micorrizas en suelos de la región de la Araucanía cultivados orgánicamente con ají (Capsicum annuum L.) cv. Cacho de Cabra.
andoval, Y., Arriagada, M., Reyes, F., Quezada, P. y Alvear, M………………….…233
RMN en un suelo volcánico bajo uso forestal del
edel, Y., Escudey, M., Godoy, R. y Borie, F……………………………………...…..239
ezclas de residuos sólidos urbanos. 245
valuación de residuos orgánicos como componentes de sustratos de uso agrícola. o, M. T…………………………….….255
alidad de sustratos en función de la estabilidad biológica y de la madurez química. ……...…….....261
valuación de la calidad de la tierra de hojas. ...267
so de compost para evitar la extracción de tierra de hojas.
era, L., Contreras, A., Macari, L. y Donoso, A………………………………..……..279
químicos y biológicos durante el
ambrano, M., Pichún, C., Sandoval, J., Alvear, M., Villarroel, M. y Vidal, G……....287
de exudados radicales de trigo (Triticum aestivum L.) sobre el
chalchli, H., Pardo, F., Inostroza, T., Guerrero, J. y Bensch, E..................................297
ona Sur de Chile.
añez, P., Paredes, C., Jara, A. y Mora, M.L………………………………………...309
Peña, K., Castillo, C., Borie, F. y Rubio, R……………………………...…….………227 Actividades biológicas en un vertedero municipal de la Región de la Araucanía. S Formas de P evaluadas mediante 31P-Centro- Sur de Chile. R Evaluación de un inóculo termofílico mejorador del proceso de compostaje en diferentes mRodríguez, D., Ruiz, A., Galindo, L., Martínez, M. y Matiz, A……………………....... ERojas, C., Orellana, R., Cifuentes, N. y Varner CVarnero, M. T. y Quiroz, M…………………………………………… EVarnero, M. T., Cifuentes, N., Rojas, C., y Orellana, R……………………….….… UVarnero, M. T., Cifuentes, N., Rojas, C. y Orellana, R……………………….…..…...273 Caracterización y zonificación territorial predial. Caso de estudio: San Antonio. V Efecto de la utilización de DREGS en parámetros compostaje de residuos sólidos provenientes de la industria de celulosa KRAFT. Z Efecto alelopático crecimiento radical de vinagrillo (Rumex acetosella). S Estudios de bacterias solubilizadoras de fósforo en rizósferas de suelos cultivados de lazHernández, M., Jorquera, M. y Mora, M. L…………………………………………...303 Rol del nitrato sobre la dinámica de la acidez de la rizósfera de Lolium perenne. Y
Actividad hidrolítica de la fluoresceína diacetato como indicador de biota viva en un Aridisol del Desierto de Atacama cultivado con Aloe vera L.
tolpe, N., Zagal, E., Dubé, F. y Espinoza, M…………………...…………………….323
r de Chile. ….329
fecto de la velocidad y σ sobre la conductividad hidráulica saturada de un Hapludand.
azanga, R., Reyes, G., Cárdenas, M. y Lara, P……………………………………...341
l primer período de crecimiento. 43
stimación del régimen térmico edáfico y la relación con la producción de biomasa.
ntilén, M., Gacitúa, M. y Briceño, M……...................................................................355
o y cal sobre la absorción del Selenio y su influencia en el sistema
osas, A., Pinilla, L., Cartes, P. y Mora, M.L.…………………………………….…..363
n de compost en la agregación de un Ultisol bajo un sistema de rota-
alarini, P.J., Curaqueo, G., Seguel, A., Manzano, K., Rubio, R. y Borie, F…………365
dación de
guilera, P., Candia, M., Briceño, G., Mora, M.L., Demanet, R. y Palma, G......……371
d de Cu y Zn contenidos en lodos de aguas servidas
riceño, G., Jorquera, M., Mora, M.L. y Palma, G……………………………….….383
Astorga, M.E. y Alvear, M……………………………………………………...……..317 Cuantificación de C en suelos degradados de la Patagonia chilena. S Pérdidas de nitrógeno por lixiviación y emisiones de gases en sistemas de pastoreo en el suNúñez, P., Demanet, R. y Mora, M. L……………………………………………… ECuevas, J……………………………………………………...………………………..335 Zonificación de aptitud frutal de seis especies en la cuarta región de Coquimbo. C Efecto del aporte de nutrientes (N-P-K) en un cultivo de Populus spp en alta densidad en ePérez, J., Campos, P. y Ciria, M………………………………..……………………..3 EMoyano, A., Ciria, P., Campos, P. y Charro, E……………………………………….349 Estudio de intercambio catiónico heterovalente K-Mg en Aridisoles, I Región Chile. A Efecto del fósforantioxidante de trébol blanco. R Efecto de la adicióción de cultivos. V Efecto del tiempo de estabilización de sustratos suelo-purín sobre la biodegraatrazina. A Distribución en profundidadomiciliarias en columnas de lixiviación de suelos. Arancibia, N., Manquián K. y Escudey, M……………..………………..…………….377 Caracterización microbiana de un sistema suelo-purín a través de técnicas tradicionales y moleculares (PCR-DGGE). B
Efecto de dimetenamida en la actividad microbiológica de un suelo con aplicación de
andia, O., Aguilera, P., Briceño, G., Puccio, C., Mora, M.L., Demanet, R. y Palma,
artínez, O., Valenzuela, E. y Godoy, R…………………...………………………….393
tación de corto plazo.
rrego, R. y Matus, F……………...…………………………………………...……...403
- metil sobre la pudrición radical provocada por
alma, G., Briceño, G., Aguilera, P., Leiva, J. y Andrade, O........................................409
oculado con hongos de pudrición blanca para la remoción de
aredes, C. y Diez, M.C...………………………..………………………………….....413
rrícicos
Cacho de Cabra”.
Yáñez, C., González, M. and Seeger, M….…………………………………….……....431 Efecto del fósforo y cal sobre la absorción del Selenio y su influencia en el sistema antioxidante de trébol blanco. Rosas, A., Pinilla, L., Cartes, P. y Mora, M.L.…………………………………….…..437
purines de origen bovino. CG…………………………………………………………………………...…………..389 Hongos aislados desde suelos de bosques de Araucaria-Nothofagus post-incendio. M Efecto de la adición de compost en un Ultisol sobre propágalos micorrícicos en una roMillaleo, R., Manzano, K., Lara, E., Rubio, R. y Borie, F.............................................397 Modelos de simulación en la agricultura: Presente y futuro. O Efecto de 2,4-D, MCPA y MetsulfuronGaeumannomyces graminis en trigo. P Suelo alofánico incontaminantes de efluente de celulosa. P Adsorción de triclorofenol y pentaclorofenol en columnas empacadas con suelo Andisol y arena de cuarzo. Rodríguez, R., Rubilar, O., Cea, M.y Diez, M.C.………………………………….…..419 Evaluación al post-trasplante del efecto de la inoculación con hongos micoarbusculares en un Ultisol sobre el rendimiento del ají (Capsicum annuum L.) cv. “Sotomayor, L., Ortiz, C., Castillo, C.G., Leonelli, G., Borie, F. y Rubio, R.……….…425 Microbial diversity and resistance to copper in agricultural soils of central Chile.
1
DOES BURNING OF HARVESTING RESIDUES INCREASE SOIL
CARBON STORAGE?
Cornelia Rumpel BIOEMCO Laboratory of Biogeochemistry and Ecology of the Earth surface, Centre
INRA Paris Grignon, France; email: [email protected] ABSTRACT
Burning of harvesting residues in agricultural systems may increase longterm storage of organic carbon in soils due to the addition of black carbon (BC), which is generally aromatic in nature and was therefore thought to be stable towards microbial decay. In addition to microbial decomposition, BC may be lost from the soil by erosion. This paper reports results from three agricultural sites under different climate, where the quantitative and qualitative influence of BC on organic matter composition was assessed and its export via water erosion quantified. The study sites included a wheat cultivation on loamy soil in northern France. This site was a longterm experiment, where burning of harvesting residues was carried out for thirty years. A site in Laos (Southeast Asia) was managed by slash and burn agriculture and supported a job tears cultivation on clayey soil under tropical climate. To specifically assess erosion of BC, a rainfall simulation experiment with burned harvesting residues was carried out on a sandy tropical soil in Senegal. Our conceptual approach included the analysis of fire-derived BC as residue after acid dichromate oxidation and characterisation of the chemical composition of total soil organic matter as well as BC by 13C CPMAS NMR spectroscopy. Our results showed that BC contribution to organic matter could not be detected in the French agricultural soil, which had been subjected to regular burning of harvesting residues for the last 30 years. In contrast, slash and burn agriculture in a tropical climate seemed to greatly enhance BC contribution to soil organic matter even at greater soil depths. This may be explained by vertical transport of BC into soil by intense bioturbation. Analysis of BC erosion showed that it may contribute strongly to BC export from the site. However, less intensive rainfall may lead to BC incorporation into the mineral soil, thus increasing the soil’s potential for longterm carbon sequestration.
2
3
MODIFICATION OF BIOCHEMICAL PROPERTIES BY SOIL
USE (a)
Carmen Trasar-Cepeda1, Mª Carmen Leirós2, Fernando Gil-Sotres2
1 Dpto. Bioquímica del Suelo, IIAG-CSIC, Apartado 122, E-15780 Santiago de Compostela, España. E-mail: [email protected].
2 Dpto. Edafología y Química Agrícola, Facultad de Farmacia, Campus Sur, Universidad de Santiago de Compostela, E-15782 Santiago de Compostela, España.
ABSTRACT
Human activity is one of the main causes of the physical, chemical and biological degradation of soils. This degradation implies a change in soil quality as it involves both a decrease in productivity and changes in the ecological functions of the soil. The objective of the present study was to investigate the effect of soil use on soil biochemical properties, with the aim of providing data that allow assessment of the usefulness of enzymatic activities as indicators of soil quality. In addition to physical and chemical properties, different hydrolase enzymes involved in the C, N, P and S cycles, and other biochemical properties, such as the microbial biomass C and soil basal respiration, were analysed. The results obtained allowed different conclusions to be reached regarding the main processes involving the biochemical properties in soils affected by human activity. (a) The present study is a summary of a wider study (submitted), which will be published in Soil Biology and Biochemistry.
4
5
THE USE OF LABILE ORGANIC MATTER FRACTIONS
DETERMINES CHANGES OF THE QUALITY
OF AGRICULTURAL AND AGRO FORESTRY SOILS
IN CENTRAL CHILE
Erick Zagal1, Carolin Córdova2,3 and Cristina Muñoz1
1 Department of Soil Science and Natural Resources, Faculty of Agronomy, Universidad de Concepción. Avenida Vicente Méndez 595, Chillán, Chile. Email: [email protected]
2 Universidad de Concepción, Department of Forestry, Los Angeles, Chile. 3 Soil Science Department, Rothamsted Research, Harpenden, Herts, UK
ABSTRACT
Labile organic matter fractions have been shown to change more rapidly than total SOM content and act as an “early warning” of change, long before differences in total carbon (C) content can be measured with statistical certainty. Labile organic matter fractions have been defined as central components of the quality of agricultural soils and include microbial biomass C and nitrogen (N), particulate organic matter (C and N POM), readily mineralizable C and N, and easily extractable C and N, and carbohydrates. Besides, free soil organic matter (FR-SOM) and intra-aggregate SOM (IA-SOM) have been proposed. There is diffuse information available about soil quality indexes in Chile; therefore, in this work we will show results from several investigations in central Chile where different labile organic matter fractions were isolated in order to detect early changes as consequence of agricultural or soil use management. Experiments of short and larger duration and also natural ecosystems have been used for these evaluations. The results show that some of these fractions (e.g. soil microbial biomass, readily mineralizable C, FR-SOM) are more sensitive than others as possible indicators of changing SOM status in soils, depending on soil type, experimental conditions and also the methodology used (e.g. soil fractionation scheme). Thus, they provide information on the direction or rate of change (or on likely differences between treatments) before they can be detected by measurement of total soil organic carbon (SOC).
6
7
FIRE DAMAGE ON VEGETATION AND SOIL NITROGEN
TRANSFORMATIONS OF ARAUCARIA-NOTHOFAGUS
FORESTS IN CHILE
Leandro Paulino1, Roberto Godoy2 & Pascal Boeckx3
1 Departament of Soil and Natural Resources, UdeC, Chile; 2 Institute of Botany, UACh, Chile; 3 ISOFYS, Ghent University, Belgium
ABSTRACT
The forest communities of Araucaria-Nothofagus, at the Andean Mountains of Chile and Argentina, have adapted to the catastrophic events of wildfires, which have a growing historical frequency and severity. The dynamics of Araucaria araucana and Nothofagus spp. populations has been explained according to those events. However, there is little knowledge about the initial regeneration responses after wildfires, which is key to the development of the adapted tree populations in those environments. Inorganic N cycling in the temperate forests of southern Chile (38º - 42º S) is conservative, where the roll of the biological activity is a key aspect for ecosystem stability. Catastrophic disturbances represent an stress factor to those forests and little is known about the influence on N transformations processes in the soil. The microbial processes in the soil are of great importance for N cycling, which may be changed at a temporal scale under a fire disturbance impact. After a massive wildfire disturbance, vegetative regeneration of shrub and herbaceous species seems to be the main plant community recovering in the Andean forest ecosystem, soil N nitrification significantly increased as well as runoff N losses. Novell responses on 15N isotope patters have been found after researching the initial impacts of wildfire and new explanations are given to those ecosystems processes.
ACKNOWLEDGEMENTS
Programa Bicentenario Inserción Postdoctorales a la Academia / CONICYT / Depto. Suelos y Recursos Naturales UdeC (Chillán).
8
9
MODERN APPROACHES FOR THE STUDY OF
BIOREMEDIATION OF HERBICIDES IN AGRICULTURAL
SOILS
Hernández M.1,2, Morgante V.1,2, Flores C.1,2, Villalobos P.1,2,
González M.1,2, Miralles P.1,2, Dinamarca A.2,3 and Seeger M.1,2
1Laboratorio de y Biotecnología Ambiental, Departamento de Química, Universidad Técnica Federico Santa María, Valparaíso, Chile. 2Millennium Nucleus of Microbial
Ecology and Environmental Microbiology and Biotechnology EMBA, Chile. 3Laboratorio de Biotecnología Microbiana, Facultad de Farmacia, Universidad de
Valparaíso, Valparaíso, Chile.
ABSTRACT
Simazine and atrazine are herbicides widely used for the control of weeds and annual grasses in agricultural and forestal fields in many countries including Chile. The toxicity and carcinogenic potential of these compounds is of increasing environmental and health concern. Our research has been focused in the analyses of the physico-chemical interactions of simazine with the soil and the biological degradation of this herbicide. Simazine bioavailability and leaching in soil are determined by sorption processes. Batch experiments and sorption coefficient models were used to describe simazine retention and availability in agricultural soil. Simazine distribution coefficient showed moderate adsorption in these soils. Simazine biodegradation potential in soils was characterized by microbial, molecular and chemical assays. By enrichment procedures, several bacterial strains capable to degrade and use simazine as sole nitrogen source were isolated. Using metabolic profiles and 16S rDNA sequence analysis, strains of the genus Pseudomonas, Stenotrophomonas, Rhodoccocus and Arthrobacter were identified. These strains have the atz genes, which encode the enzymes for the s-triazine mineralization. For soil bioremediation, a s-triazine-degrading Pseudomonas strain was selected. To evaluate the efficiency of the native soil microbiota and bioaugmentation strategies for simazine removal, microcosm and field experiments were conducted. Most probably number (MPN) method, PCR and High Performance Liquid Chromatography (HPLC) were used to estimate in soil simazine catabolic activities, presence of atz genes and simazine attenuation, respectively. Our results showed that the native soil microbiota was able to degrade simazine. However, bioaugmentation with a native Pseudomonas strain was essential for an efficient removal of simazine in soils. To understand the effects of herbicide application and bioaugmentation approaches on soil microbial
10
communities, cultivation independent molecular method were employed. In conclusion, simazine degradation is affected by physicochemical as well as biological processes. Soil microorganisms are involved in the removal of this herbicide. However, the isolation of native bacterial strains as biocatalysts for s-triazine degradation is essential to design biotechnological strategies for the clean-up of contaminated soils.
ACKNOWLEDGMENTS
MS acknowledges financial support of Millennium Nucleus EMBA P04/007-F, USM 130522, USM CIDEP 70714 (to PM) and ICA4-CT-2002-10011 (European Union) grants. MH and VM gratefully acknowledge CONICYT and MECESUP-UCV-0206 fellowships, respectively.
11
MAGELLAN PEAT (Sphagnum magallanicum) AS NATURAL
ADSORBENT OF RECALCITRANT SYNTHETIC DYES
Sepúlveda L.A., Contreras, E.G. and Palma,C.L. Chemical Engineering Department ,Universidad de Santiago de Chile,
Av. Bernardo O’Higgins 3363, Estación Central, Santiago, Chile. [email protected]
ABSTRACT
Colour abatement is a complex problem because the synthetic origin of the dyes used in the industry makes them refractory to conventional treatments. Textile processes generate great amounts of coloured effluents, which contain a mixture of different dyes. In this case, the application of a hybrid technology may be more effective than individual treatments. This research explains sequential treatments based on a peat adsorption phase followed by the corresponding biological phase for the currents resulting from this process. The purpose of this work is to evaluate the feasibility of using Magellan peat (Sphagnum magallanicum) as an adsorbent of textile dyes, determining the physical-chemical characteristics of the peat by measuring the adsorptive capacity of the dyes as well as exploring the degrading potential of the native microorganisms they contain. The results obtained indicate that the peat has a specific surface area (BET) and a volume of 144.3 m2 g-1 and 60% of meso- and macropores, respectively, which makes it interesting to apply it as adsorbent. In turn, basicity of the surface is superior to acidity and surface neutrality is reached with a pit pH of 3.1. Equilibrium concentrations in the solid and liquid phases were appropriately interpreted by the Langmuir model for basic and acid dyes; however the maximum capacities of the former were very higher than those of the latter. If the solution pH exceeds pzpc, the absorption capacity of the basic dyes increases and the same happens with acid dyes at lower values. In contrast, reactive dyes showed an up to 50 times lower interaction energy with the equilibrium isotherm being adequately interpreted by the Langmuir model. Considering that the peat is an organic matter colonized by a great number of microorganisms, a selective medium was used isolating three different bacteria colonies. The screening performed in liquid medium supplemented with 100 mg L-1 of the diverse basic and reactive dyes showed the isolated bacteria with a decolourization capacity. Particularly,reactive dyes were decolourized completely by the three strains betwen 24h and 48h, while acid dye was decolourized only after 72 h by the named strains 2 and 3. Basic Blue 3 inhibited the metabolism , probably due to the pH effect (3-4) given by the dye to the medium, while no decolourization was observed for Poly R 478.
12
In conclusion, results indicate that the peat may be successfully applied in the detoxification of textile effluents.
13
BIOREMEDIATION OF CONTAMINATED SOILS WITH
AROMATICS CHLORINATED COMPOUNDS USING
WHITE ROT FUNGUS A. discolor.
Diez, M.C. Departamento de Ingeniería Química, Universidad de La Frontera, Temuco, Chile,
Casilla 54-D. [email protected]
ABSTRACT
The organochlorinated compounds are common pollutants of the soils and waters, possess different size (from polymers to monomers) and can come from different sources or activities (wood preservation, textiles and leather production, pulp and paper production, etc.). To remediate this problem, the bioremediation using white rot fungy offers several advantages compared with physical and chemical processes used for water and soil treatment. The ability of white rot fungi to degrade lignin or other polymeric pollutants, including chlorophenols, is due to their extracellular nonspecific enzyme system composed of laccase, lignin peroxidases (LiP) and manganese peroxidases (MnP). These enzymes, alone or in combination with other processes, can also mineralise lignin to inorganic, non-toxic end products. The rate of biodegradation depends on biological and physicochemical factors, such as the type and number of microorganisms, soil pH, oxygen and nutrient availability, temperature conditions, and water availability. Native wood-rot fungi were isolated from forestry of the south of Chile (38° 46` S and 72° 38` W), to evaluate their enzyme activities, to be applied in the biorremediation of soils contaminated with chlorophenols. The effect of different environmental conditions such as carbon source, nitrogen level, substrate type, etc, were evaluated in the nine selected strains. The effect of different lignocellulosic materials on the growth of Anthracopyillum discolor and pentachlorophenol (PCP) degradation was also studied. The ligninolytic activity, detected through decolorization test using Poly R-478, showed that only 25% of the all strains demonstrated a high ligninolytic capacity. Peroxidasas, laccases, cellulases, xylanases and tyrosinases were qualitatively determined in the strains that presented ligninolytic activity, however peroxidases and laccases activity were observed in most of the strains. The highest enzymatic production was obtained in the liquid medium with glucose and low nitrogen concentration (0.2 mg/L). A. discolor was the strain that presented the highest ligninolityc activity and therefore was selected for further assays. Lignocellulosic materials, specially wheat grains, favored the
14
propagation of the fungy A. discolor, increased MnP production and, PCP degradation in contaminated soil.
15
ARBUSCULAR MYCORRHIZAL FUNGI AND SOIL
AGGREGATION
F. Borie, R. Rubio y A. Morales Universidad de la Frontera, Casilla 54-D, Temuco. Email:[email protected]
ABSTRACT
Soil aggregation is governed by a lot of biotic and abiotic components including land management. Aggregation is essential to maintaining soil physical properties and facilitating biogeochemical cycling. Hyphae of arbuscular mycorrhizal fungi (AMF) are considered to be primary soil aggregators and positively correlations between AMF hyphae and aggregate stability in natural systems have been described. Recent evidence suggests that glomalin (GRSP) a glycoprotein produced by AMF hyphae in large amounts and which have a cementing capacity of maintaining particles together is mainly involved in such soil aggregation. However, some recent controversial results together to the interferences reported in glomalin determination suggest to proceed with caution when studying glomalin in connection with soil aggregates. Relationships between glomalin and soil aggregates found in Chilean soil are discussed.
16
17
CAMAS BIOLÓGICAS – BIOTECNOLOGÍA PARA LA
PRESERVACIÓN DEL MEDIO AMBIENTE DE LA
CONTAMINACIÓN POR PESTICIDAS
María del Pilar Castillo* y Lennart Torstensson Universidad Sueca de Ciencias Agrícolas, Departamento de Microbiología, Box 7025,
SE-750 07 Uppsala, Suecia *Autor principal: [email protected]
RESUMEN
La contaminación del medio ambiente por el uso de pesticidas ocurre principalmente a través de contaminaciones puntuales como por ejemplo durante el llenado de los equipos de aspersión. Este riesgo de contaminación puede ser minimizado con el uso de camas biológicas. Las camas biológicas se han originado en Suecia y son unidades ideadas para retener y degradar derrames de pesticidas. En su diseño original consisten en un agujero en el suelo con una capa de arcilla al fondo, una biomezcla y una capa de grama en la superficie. La típica biomezcla está compuesta por paja, suelo y turba en una proporción de 50-25-25 % en volumen. La paja estimula la actividad de hongos ligninolíticos y la formación de enzimas degradadoras de lignina (como la manganeso peroxidasa) que también degradan muchos pesticidas. El suelo provee de capacidad de retención y es fuente de otros microorganismos degradadores de pesticidas. La turba contribuye también con capacidad de retención y a su vez ayuda a mantener la humedad de la mezcla. La capa de grama en la superficie es importante para el equilibrio de la humedad y sirve asimismo como indicador de derrames de pesticidas. La capa de arcilla al fondo de la biocama actúa como una capa impermeable. En la actualidad existen más de 1500 camas biológicas en funcionamiento en Suecia y han demostrado contribuir a mitigar la descarga de pesticidas al medio ambiente. Palabras clave: cama biológica, biocama, pesticidas, peroxidasas, hongos de pudrición blanca, hongos ligninolíticos.
18
19
THE ROLE OF RHIZOSPHERE MICROORGANISMS IN
RELATION TO P UPTAKE BY PLANTS
Petra Marschner Soil and Land Systems, School of Earth and Environmental Sciences, The University of
Adelaide, Australia
ABSTRACT
The rhizosphere is defined as the soil around the roots that is influenced by the root. Due to the release of easily decomposable compounds by the roots (root exudates), the rhizosphere is characterised by high microbial density. Microbial community composition and activity in the rhizosphere are temporarily and spatially highly variable and affected by plant species, soil and environmental factors. These not only make studying rhizosphere microorganisms challenging, but are also important when considering the role of rhizosphere microorganisms in P uptake by plants. Rhizosphere microorganisms may increase or decrease the availability of phosphate (P) to plants. Solubilisation and mineralisation of soil P or stimulation of root and root hair growth by rhizosphere microorganisms will lead to increased plant P uptake. Alternatively, plant P uptake may be decreased by competition for P or inhibition of root and root hair growth. The amount of P in the microbial biomass available for plant P uptake is variable and influenced by the carbon supply. Phosphorus uptake into the microbial biomass (net immobilisation) may reduce plant P availability, whereas turnover of the biomass may release P. We can conclude that rhizosphere microorganisms play an important role in the availability of P for plants. However, this is variable and affected by plant genotype, soil and environmental conditions. Moreover, the ratio of P mobilisation to P immobilisation and hence plant P availability are likely to vary along the root axis. The high rate of root exudation close to the root tip will lead to high growth rates of rhizosphere microorganisms accompanied by strong P mobilisation. The mobilised P may be available to the plant, however exponentially growing microbial cells have a high P demand (low C/P ratio). Thus, most of the mobilised P is likely to be taken up by the microorganisms. In the older root zones, the lower amount of carbon compounds results in lower microbial growth rates and hence P demand, as well as death of microorganisms. Hence, microbial biomass P is likely to become available to the plant. Due to the wide-spread capacity among microorganisms to solubilise and/or mineralise poorly available P, the composition of the rhizosphere microbial community is probably less important than its activity.
20
POLLUTANTS MOBILITY IN SOIL: AN OVERVIEW
Rodrigo Navia1 and Alejandro Omón2
1 Departmento de Ingeniería Química & 2Departamento de Ingeniería Matemática, Universidad de La Frontera, Avenida Francisco Salazar 01145, Temuco, Chile.
ABSTRACT
The global model of pollutants mobility in soil consists on taking into account the two different scales that are involved in the problem: a macro-scale and a micro-scale approach. The macro-scale approach focuses on the soil, where as a function of the permeability the pollutant mobility follows a convective or a diffusive process. The micro scale approach takes into account the mass transfer in the liquid film covering the solid surface and the diffusive process in the particle pores. The modeling of the macro and micro scale approach are governed by equations (1) and (2).
21
where C represents the pollutant concentration in the liquid phase, Cp is the pollutant concentration in the liquid phase inside the particle pores, ε is the soil porosity, εp is the particle porosity, v is the velocity of the liquid phase (fluid), q is the pollutant concentration in the soil, D is the diffusion coefficient in the particle pores, r is the particle radius and M is the diffusion matrix. For simplifying this model, a convective and a diffusive approach can be applied for modeling pollutants mobility in soil, depending on soil permeability. In fact, for soils with permeability lower than 3·10-6 m/s,
ollutants transport in soil is mainly governed by a diffusipo
ve process (equation 3). On the ther hand, for soil permeability higher than 3·10-6 m/s, the contaminants transport is
mainly controlled by a convection process (equation 4).
( )zCvCCaK
tC
c ∂∂
−=−+∂∂ *ε
(1)
(3)
( )tq
rC
rpp ⎟⎠⎝ ∂∂∂ 2r
CD
tC
pppp
∂∂
−−⎟⎞
⎜⎜⎛ ∂
+∂
=∂
εεε 122
(2)
22
2
2
zCD
tCR eA ∂
∂⋅=
∂∂⋅
where Kca represents the overall mass transfer coefficient, C* is pollutant concentration in the liquid phase in equilibrium with q, RA is the retardation coefficient and De is the effective diffusion coefficient. Both models where solved for different case studies, namely pulp and paper mill pollutants mobility through volcanic ash-derived soils and heavy metals mobility through a compacted volcanic ash-derived soil liner, simulating a 1 m sanitary landfill basal sealing. The results show that phenolic compounds move faster
(4)
compared to color, through natural volcanic soil, while regarding heavy metals the obility is Cu2+ > Zn2+ > Pb2+, probably because of adsorption processes. Future
lving equations (1) and (2) simultaneously, for developing with different permeability, particle and pore
ze.
CKNOWLEDGEMENTS ondecyt projects 1060309 and 1050614.
mresearch will be focused on soa global model capable to represent soils si AF
23
EF E
PROPIEDADES , QUÍMICAS Y
AMBIENTALES DE UN ANDISOL, REGIÓN DE LA
Itil 2,
1 Departament ía, Ciencias y Administración e Instituto del Medio Ambiente,
2 Facultad de Ciencias Agropecuarias y Forestales.
ecimiento de las parcelas de estudio los resultados no ncias, pero si tendencias
ECTO DE LAS ENMIENDAS CON BIOSÓLIDO SOBR
FÍSICAS, BIOLÓGICAS
ARAUCANIA, CHILE
ier Salazar1, Daniel Millar2, Víctor Lara2, Mauricio Nuñez
Marysol Alvear1 y Jorge Baraona2
o de Ciencias Químicas. Facultad de Ingenier
Universidad de La Frontera. Temuco. Chile
RESUMEN
La generación y caracterización de lodos, son parámetros muy importantes para la toma de decisiones en lo que se refiere a proyección y diseño de los sistemas de manejo y valorización de los biosólidos. En la Región de la Araucanía, se esta produciendo un aumento creciente de lodos debido a la construcción de un gran número de Plantas de Tratamiento de Aguas Servidas. Un gran número de ellas es con tratamiento secundario de las aguas residuales domiciliarias, lodo que reúne las características para ser utilizado como mejorador de suelos y/o en agricultura. El 76% de los suelos de la Región de la Araucanía presentan algún grado de erosión, de leve a muy grave, además de degradación física, química y biológica. He aquí la importancia en utilizar biosólidos para incrementar la materia orgánica en estos suelos. En este contexto se centra este estudio y que es generar información cualitativa y cuantitativa para establecer las dosis de biosólidos a adicionar sin producir efectos nocivos al sistema suelo, a las aguas subsuperficiales y al medio ambiente en general. Se establecieron parcelas testigo y aquellas que se les adicionó 30, 60 y 90 ton/ha de biosólido. El estudio contempla 3 años diferenciando parcelas con adiciones anuales, acumulativas, y adición sólo al inicio del primer año, residuales, de modo que los resultados que se informan corresponden a esta etapa, comparados con los testigos correspondientes. Con la primera adición de biosólido se observó un incremento de un 23% en el fósforo, 1,5 y 4,3% en nitrógeno y potasio, respectivamente. El pH subió un 2,4% y la materia orgánica 8,8%, además, del calcio y magnesio en 6,2 y 1,0% como era de esperar. Todos estos valores fueron correlacionados con los parámetros físicos y biológicos, mostrando alta correspondencia.
ebido al poco tiempo de establDmuestran magnitudes significativas respecto de las refere
24
portantes del efecto del biosólido sobre la química, física y biología del suelo leccionado para este estudio.
alabras claves: Andisol, biosólido, uso benéfico de lodos.
imse P
25
LIVESTOCK PRODUCTION AND DIFFUSE POLLUTION IN A
Marta Alfaro and Francisco Salazar ute for Agricultural Research (INIA), Remehue Research Centre, PO Box
for grazed areas in southern Chile. Research should be carried out in more
ent.
ey words: nitrogen, phosphorous, dairy production, beef production, environmental pact.
VOLCANIC SOIL
National Instit24-0, Osorno, Chile. Email: [email protected]
ABSTRACT
In developed countries, intensive grazing has been related to water pollution. The results of several projects carried out on a volcanic soil of the Osorno soil series on beef grazing production systems have shown that grazing management did not increase total nitrogen (N) and phosphorus (P) transfer and losses. Due to the high water infiltration capacity of the soil, runoff was <1% of total drainage, therefore, N and P losses in runoff were small. Nitrogen leaching losses were high (3 up to 71 kg N ha-1 yr-1). Nitrogen loss in runoff was mainly lost as DON (c. 50%) while N leaching losses were mainly as nitrate (c. 70%). Total P losses ranged between 1 and 22 g P ha-1 yr-1 and they increased with increasing field slopes. Phosphorus was mainly lost as reactive P (c. 70%). Total losses were greatly affected by incidental N and P losses associated to spring N and P fertilizer application, so that grassland managements should consider his constrain t
intensive production systems (e.g. dairy farms) where N and P rates used are higher and applied during different times of the year, with a potential impact for the wider nvironme
Kim
26
27
TOMATE (Lycopersicon es L.) MEDIANTE EL USO
DE UN MODELO DE LIXIVIAC ROQUÍMICOS EN
Luís Mor lker
Santiago, Chile. 2 Departam os Naturales Renovables, Universidad de Chile, Casilla 1004, Santiago, Chile
to de Agricultura Sustentable. Instituto de Investigaciones Agropecuarias,
el cultivo de tomate al aire libre realizado
EVALUACIÓN DE DOS PRÁCTICAS DE CULTIVO DE
culentum MIL
IÓN DE AG
EL SUELO
ales Salinas1,2, José Neira Román2, Carlos Rojas-Wa 3
1 Departamento de Física, Universidad tecnológica Metropolitana Casilla 9845, ento de Ciencias Ambientales y Recurs
3 DepartamenCasilla 439/3, Santiago, Chile.
RESUMEN
Una de las grandes inquietudes de la agricultura actual es la dosificación en el uso de los agroquímicos, y el como los cambios de los paquetes tecnológicos alteran los efectos y resultados de la actividad agrícola sobre el medio en que se encuentran insertos, obteniéndose, de esta manera, beneficios tanto económicos como ambientales. Sin embargo, en nuestro país, las alternativas para solucionar este problema no son muchas, debido a los costos de que deben asumir frente a los nuevos paquetes tecnológicos y de la incertidumbre, que conlleva el uso de estos, con respecto a los beneficios asociados a la innovación en las prácticas agrícolas. En las últimas décadas han surgido una serie de metodologías, como las Buenas Practicas Agrícolas (BPA) o el Manejo Integrado de Plagas (MIP), que por medio de una dosificación adecuada en la aplicación de los nutrientes y plaguicidas, disminuiría los costos económicos de la agricultura e impactos ambientales, aumentaría los rendimientos de los cultivos, lo que conllevaría a un aumento de las ganancias y mejoras en las actividades agrícolas. En este trabajo se utiliza un modelo de lixiviación de agroquímicos (GLEAMS) para demostrar los beneficios ambientales del manejo bajo BPA, contrastado con la realidad de un manejo de un agricultor tipo (AT) en el cultivo de tomate (Lycopersicon esculentum Mill.) bajo las mismas condiciones agroclimáticas. Por otra parte, la información utilizada en este trabajo se obtuvo a partir de revisión bibliográfica y de datos entregados por el Centro Regional de Investigación la Platina, INIA, en el que se detalla el manejo agrícola realizado bajo BPA y por AT en el cultivo de tomate al aire libre.
os resultados de este trabajo demuestran queLbajo el manejo BPA muestra beneficios ambientales mayores, al disminuir la
28
xiviación, escorrentía y transporte por sedimentos de plaguicidas y fertilizantes itrogenados, en relación al manejo bajo AT.
alabras clave: Lixiviación, GLEAMS, Buenas Practicas Agrícolas, Tomate al aire bre.
lin Pli
29
USE OF SLUDGE FROM CELLULOSE TREATMENT PLANT TO
IMPROVE PHYSICA AL PROPERTIES OF
Felipe Gallardo
ysical properties could happen due to the fact that the eriod of incubation (75 days) was not sufficient to provoke significant changes in the physical
L AND CHEMIC
DEGRADED VOLCANIC SOILS
Departamento de Ciencias Químicas, Universidad de La Frontera, Temuco, Chile. Correspondencia: E-mail: [email protected]
ABSTRACT
The controlled disposal of sludge in soils is an alternative that requires characterization and pre-treatment for continuous and environmentally safe use. Its use in soils facilitates nutrient transport, improve cationic exchange capacity, increases water-holding capacity and serves as a partial replacement for the most expensive chemical fertilizers. The increase in the water-holding capacity allows for an easy plant root penetration and improves soil aptitude for growth through drainage decrease and erosion. Sludge from wastewater treatment can provide organic matter, macronutrients such as phosphorus, nitrogen and potassium and the incorporation of microelements as Zn, Cu and Fe, thus increasing crop yields. Adding sludge decrease soil acidification, Al saturation percentage and improve its structure, and can help recover productivity in degraded soils, as for example those subjected to intense erosion. In Chile, 46% of agricultural land presents erosion in three degrees: serious, moderate and slight - affecting 34,490,000 ha - and 33% of this is considered to be in the serious category. In the IXth Region, 2,478,100 ha are eroded, 35% of it seriously, comprising 76% of agricultural land. Two volcanic degraded soils (Andisol and Ultisol) with high Al saturation and pH lower than 5.5 were selected for the experiments. A soil with an adequate level of fertility (Temuco series soil) was used as a control soil. Stabilized kraft mill sludge from an aerated pond used to treat bleached kraft mill wastewater was collected from a landfill where it has been stored for at least a year. The sludge (0, 10, 20, 30, 50 and 75 Mg h-1 ) was added to the soils, the mixtures were incubated at 22 ± 2ºC and biological, physical and chemical characteristics were evaluated periodically. Lolium perenne and Triticum aestivum were cultivated in the soil/sludge mixtures and biomass (aereal and root), nutrients, and micronutrients evaluated periodically. The application of sludge improve the soil properties, reduce the aluminum saturation and increase organic matter, the sum of bases as well as the principal macronutrients (N, P and K) and micronutrients (Zn, Mn and S) in relation to the increase in the dose of in both soils. On the other hand, the different doses of sludge did not improve significantly the physical properties of the soils, with the exception of the stability of the aggregates in the soil series Gorbea. The minor effect in the php
30
roperties of the soils. The addition of sludge improved biological, and chemical haracteristics of the soils and, increased the biomass production (aerial and root) of plants rincipally in the Gorbea soil. In comparison with Temuco soil, the main increase was bserved in the 75 ton ha-1 sludge dose.
pcpo
31
NITROGEN MANAG LTURAL SYSTEMS
Carlos Rojas-Walker
est;
as detected. t of the selected
s an example, in soils under bulb and tuber species management in the XIII Region, a igh -NO3 level in surface and subsurface waters was observed probably due to the high se of N mineral fertilizers and/or the long term residual N release.
ey words: N-fertilizers, soil-plant-water analysis, residual nitrogen.
EMENT IN HORTICU
OF THE CHILEAN AGRICULTURE
Department of Sustainable Agriculture. National Institute of Agricultural Research 439/3, Santiago, Chile.
ABSTRACT
There is a need to determine the extent of the impact of the use of N fertilizers on the effect on soil, plant and water on the agricultural systems among other agrochemicals which are used in an intensive way. In this survey developed between the years 2004 to 2007, the enhanced effort was directed to a broad spectrum of vegetables considered as the mayor consumption, including leaves species (such as lettuce, spinach, cabbage, and celery); fruit species (such as greenhouse tomato, farm tomato, and red pepper); bulbs and tubers plants such as onions and potatoes. The survey covered representative locations of the horticultural areas situated in I, IV, V, VI, Metropolitan Region, and VII Regions located on soils of different origin, mainly from orders of Mollisoils, Inceptisoils, and Alfisoils. The initial study, was based on a general survey about the managements of these agrochemical of 304 farmers who represented locations and productions of these species. Later on, a soil sampling at two depths (0-20 and 20-50 cm) was developed ,considering the same number of farmers from the survey in order to determine total Nitrogen and N-N0 content in so3 ils. Soil samples were obtained at the same time of the fruit harvthese tissues were analyzed to determine total N and N-N03 content. At the same time, irrigation water samples were obtained from closely deep irrigation wells, water wheels and irrigation channels. In general, it was not appreciated any relationships between yields and fertilizer rates used by farmers. In a broad number of species and locations, the use of N in excess wA barely use of organic nitrogen fertilizers was observed in a broad extenspecies. Ahu K
32
33
SOILS OF THE AC UA RIVER BASIN
Alexander Neaman , Rodr onzalo Ávila , and Hernán
1 School of Agronomy, Catholic University of Valparaíso, Quillota, Chile ent of Biology and Environmental Sciences, University of Valparaíso,
Valparaíso, Chile
er hand, the earthworm Eisenia fetida xhibited decreased cocoon production following eight-week exposition to the studied
xistence of chronic toxicity. Reduction in cocoon production was
In
ure, surprisingly little data are
available on copper spatial distribution and toxicity in agricultural soils of the ARB.
COPPER DISTRIBUTION AND TOXICITY IN AGRICULTURAL
ONCAG
1,* igo Aguilar1, G 1
Gaete2
2 Departm
* Corresponding author: E-mail: [email protected], Phone: 56-32-2274537, Fax: 56-32-2274570
ABSTRACT
A total of 104 topsoils were sampled at varying distances from copper mining industries in the Aconcagua river basin (north-central Chile). Salt-extractable (0.1 M KNO3) and total soil copper concentrations were determined. In the areas where mining was absent, the total copper concentrations were in the range of 70-160 mg/kg. Very large (above 700 mg/kg, with the maximum of 3400 mg/kg) and heterogeneously distributed copper concentrations were generally observed near mining activities or in areas where mining ctivities are located nearby upstream. On the otha
esoils, indicating the ebetter related to the total rather than to the salt-extractable concentrations of copper in the soils. About 18% of the studied soils may have potentially toxic characteristics that would limit the development of soil macrofauna.
INTRODUCTION
The Aconcagua river basin (ARB) is located in north-central Chile between 32º30’ and
33º07’ south. The ARB is one of the most important agricultural areas of Chile. Several
important copper mining industries are also located here (Lara and Romo, 2002).
Chile, copper mining and agriculture became conflicting activities because mining
deteriorated the soil and water quality, decreasing agricultural production (González,
1991). In spite of this conflict between mining and agricult
34
he objectives of the present study were to determine the spatial distribution of copper
ils of the ARB, to evaluate the factors that affect this
determined salt-extractable
.1 M KNO3) and total copper concentrations in the soils. In order to assess copper
he soils, we performed tests with the earthworm Eisenia fetida, which is
o 900 mg/kg), and near mining dumps at
ations was strongly heterogeneous.
On the other hand, the earthworm Eisenia fetida exposed to the studied soils exhibited a
decrease in the cocoon production, indicating the existence of chronic toxicity (Figures 1
and 2).
T
concentrations in the agricultural so
distribution, and to assess copper toxicity to earthworms.
MATERIALS AND METHODS
Topsoils (0-20 cm) were sampled at varying distances from copper mining industries.
Samples were processed by drying at 60ºC, grinding aggregates in a porcelain mortar,
and sieving them to obtain a fraction of <2 mm. We have
(0
toxicity in t
considered to be representative of soil fauna (OECD, 2000).
RESULTS
The total soil copper concentrations were in the range of 70-160 mg/kg in the areas
where mining activities were absent (near Quillota, along the El Carretón creek, along
the Putaendo river, upstream of copper mining activities, and along the Colorado river).
Large copper concentrations were generally observed near the Chagres smelter (up to
920 mg/kg), at the confluence of the Colorado and Juncal rivers (up to 3400 mg/kg),
near mines to the east of Santa María (up t
Catemu (up to 1000 mg/kg), Ñilhue (up to 2400 mg/kg), Nogales (up to 4100 mg/kg),
and Llay-Llay (up to 750 mg/kg). In these areas, the distribution of copper
concentr
0
10
20
30
40
50
60
70
0 200 400 600 800 1000
Total Cu (mg/kg)
Coco
on p
rodu
ctio
n
y = 11008*1/x - 9,607R2 = 0.69
Figure 1: Effect of total soil copper concentrations on cocoon production.
35
0
10
0 100 200 300 400 500 600
Salt-extractable Cu (µg/kg)
C
20
30
60
ocoo
n pr
odu 40
50
ctio
n
Figure 2: Effect of salt-extractable copper concentrations of cocoon production.
DISCUSSION
Although the total elemental concentration in the soil is not a good indicator of the
centrations
for the alluvial soil of the ARB. Nonetheless, the natural copper concentrations in the
element’s bioavailability and toxicity, total concentrations are still used as parameters
for statutory purposes. Chile currently does not have any legislation on the maximum
acceptable concentrations of toxic elements in soils. Thus, international legislation
should be used as a reference. For example, the European Community (EC, 1986)
established 50 to 140 mg/kg at soil pH of 6 to 7, respectively as the limit value for the
total copper concentration in the soil.
The range of concentrations (70-160 mg/kg) observed in the areas with absence of
mining could be probably considered as a baseline natural total copper con
36
t of the degree of soil contamination with copper cannot be applied to the
l rather than to
ity/capacity concept.
considerable decrease in the earthworm cocoon production was observed in the soils
ons above 500 mg/kg. On the other hand, about 18% of the
ove this value. We thus infer
at about 18% of the studied soils would have potentially toxic characteristics that
velopment of soil macrofauna.
AC
RE
Ad ents in Terrestrial Environments: Biogeochemistry,
Bioavailability, and Risk of Metals. Springer-Verlag, New York, NY.
soils of the ARB are expected to be greater than the average soil copper concentrations
in the world (30 mg/kg, range of 2-250 mg/kg, Adriano, 2001) due to geological
processes of erosion of copper-rich rocks. Thus, international legislations for the
assessmen
Chilean conditions because of natural abundance of this element in the soils.
Based on results of long-term experiments, solutions of neutral salts seem to be the most
adequate for estimation of the bioavailable fraction of trace elements in soils (e.g.,
Kabata-Pendias, 2004). In this study, a solution of 0.1 M KNO3 was used for this
purpose.
However, reduction in the cocoon production was better related to the tota
the salt-extractable concentrations of copper in the soils (Figures 1 and 2). Thus, our
results suggest that there is no strong evidence for the idea that salt-extractable copper is
related to earthworm toxicity. We suggested that the total copper pool was capable of
supplying copper to soil solution at the same time as earthworms deplete copper ions
through passive uptake. This idea follows the intens
A
with total copper concentrati
soils in the ARB exhibited total copper concentrations ab
th
would limit the de
KNOWLEDGMENTS
This study was funded by FONDECYT project 1050403.
FERENCES
riano, D. C. 2001. Trace Elem
37
riculture. Document number 31986L0278R(01), available at http://eur-
Go ra la evaluación de impactos de procesos
Ka fer of trace elements: An environmental issue.
La
Faenas Mineras de Chile. Servicio Nacional de
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Geoderma, 122: 143-149.
ra, L. and Romo, L. 2002. Atlas de Faenas Mineras: Minas y Plantas de las Regiones
V, VI y XIII. Mapas y Estadísticas de
O
38
39
ARAUCANÍA, CHILE: E SOLUBILIZACIÓN
Alvear, Alejandra Andana, Alexis Lillo, Marcia Astorga,
fósforo fijado en el suelo. Esta vestigación tuvo como objetivo evaluar la efectividad de estos dos mecanismos, de tres
es de P de vida libre (Myrithecium roridum, Clonostachys rosea y obre distintas fuentes de éste elemento. Se encontró que los tres
HONGOS DE VIDA LIBRE NATIVOS DE LA REGIÓN DE LA
MECANISMOS D
DE FÓSFORO
Marysol
Alfredo Morales. Departamento de Ciencias Químicas, Universidad de la Frontera, Chile.
RESUMEN
El fósforo (P) es un elemento deficiente en los suelos volcánicos característicos del sur de nuestro país, lo que constituye un problema de suma importancia ya que su deficiencia puede ser responsable de limitaciones en la producción de los cultivos. Se ha descrito que hongos como Penicillium y Aspergillus spp, juegan un papel importante al secretar enzimas como fosfatasa ácida o exudar ácidos carboxílicos de cadena corta. Ambos mecanismos permiten la desorción delinhongos solubilizadorPenicillium thomi), shongos estudiados secretaron fosfatasa ácida y diversos ácidos carboxílicos de cadena corta, en cantidades que dependen del hongo y la fuente de P utilizada. De acuerdo al análisis de los dos mecanismos de desorción de P, el orden de eficiencia sería el siguiente: M. roridium > C. rosea > P. thomii. INTRODUCCIÓN
El P es uno de los elementos esenciales para la vida de los organismos, siendo uno de los
macronutrientes de mayor importancia para el crecimiento y desarrollo de las plantas
(Ehrlich, 1990). Dentro de la agricultura, el P es agregado al suelo en forma de
fertilizante para mantener y mejorar la producción, y el remanente es convertido a
formas insolubles que se fijan en el suelo (Cunningham & Kuiack, 1992; Reddy et al.,
2002). El P se encuentra originariamente integrando formas complejas (Mellado & Vera,
1990), que tienden a simplificarse gradualmente, dando origen a productos solubles que
40
rado la presencia y capacidad de algunos hongos para
ainick & Dey, 1981), donde los suelos han
do fertilizados con roca fosfórica (RF) e inoculados con organismos solubilizadores de
illus spp. Este trabajo tiene como objetivo evaluar la
) del cepario de la Universidad de La
rontera (Temuco, Chile). Se utilizó medio líquido, además de micelio de cada hongo y
iversas fuentes de P (solubles e insolubles). Luego de 20 días se determinó la actividad
de la fosfatasa ácida (Alvear et al., 2005) y determinó y cuantificó la presencia de ácidos
carboxílicos de cadena corta (Andana, 2005), exudados por los hongos, utilizando
cromatografía liquida de alta resolución (HPLC).
pueden ser utilizados por las plantas o bien ser lixiviados (Wakelin et al, 2004). Algunos
investigadores (Asea et al., 1988) han descrito que diferentes microorganismos pueden
solubilizar formas no disponibles de P y convertirlas en asimilables por las plantas.
Otros estudios han demost
solubilizar fosfatos de Fe y Al (Antoun, 2002). Especies como Aspergillus y Penicillium
exudan ácidos orgánicos de bajo peso molecular que incrementan la biodisponibilidad de
P desde fertilizantes como la roca fosfórica y el super fosfato triple. Estos hongos,
también secretan enzimas, entre ellas, fosfatasas que hidrolizan el fosfato orgánico
(Barrow & Osuna, 2002).
La disponibilidad de P en suelos inoculados con organismos solubilizadores de fosfatos
ha presentado un aumento en varios casos (B
si
fosfato como Penicillium y Asperg
efectividad de dos mecanismos de solubilización de P (secreción de fosfatasa ácida y
exudación de ácidos carboxílicos) en tres hongos de vida libre solubilizadores de P,
nativos de la Región de La Araucanía, Chile.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se seleccionaron hongos de vida libre con capacidad de solubilizar P (Myrithecium
roridum, Clonostachys rosea y Penicillium thomi
F
d
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Actividad fosfatasa ácida. Los resultados indican que M. roridium presentó actividad
fosfatásica en todas las fuentes de P utilizadas (Figura 1), siendo significativamente
mayor (p≤0,05), en la fuente fitato de Fe (Fit-Fe). Resultados similares han sido
obtenidos por otros investigadores (Yadav & Tarafdar, 2003), quienes analizaron siete
especies de hongos utilizando diferentes fuentes de P. Cuando la fuente utilizada fue
fosfato de Fe (Fos-Fe), la mayor actividad fosfatasa la presentó C. rosea. El hongo
menos eficiente fue P. thomii, ya que la actividad fosfatasa fue significativamente (p≤
0,05) menor a la presentada por los otros hongos (Figura 1).
a
a ba
ba
abccbc
0
5000
10000
15000
20000
Fit-Ca Fit-Al Fit-Fe Fos-Ca Fos-Fe RF
Act
. fos
fata
sa á
cida
(µ
mol
PN
F/g.
hong
o
Figura 1: Efecto de la fuente de P sobre la actividad de la fosfatasa ácidalos diferentes hongos evaluados. (Letras distintas, indican diferencias según prueba de Tukey (p≤ 0.05); Fit-Ca: Fitato de Ca, Fit-Al: Fitato dFitato de Fe, Fos-Ca: Fosfato de Ca, Fos-Fe: Fosfato de Fe, RF: Roca Fosfó
Determinación de presencia y cuantificación de ácidos carboxílicos de c
Los ácidos exudados por M. roridium (Tabla 1), muestran que en las fue
Fos-Ca, se detectó la presencia de ácido oxálico, ácido málico y ácido a
fuentes Fit-Al, Fos-Fe y RF se encontró la presencia de ácido málico y ác
ácido que se detectó en todas las fuentes de P fue el ácido acético, sien
concentración en Fit-Al. Las cantidades detectadas en los exudados de M.
mayores a las halladas en un gramo de suelo (Van Hees et al., 2000; Va
41
1-jardínM. roridium
2-ajos
3-pradera
C. roseau
P. thomii
secretada por significativas e Al, Fit-Fe: rica).
adena corta.
ntes Fit-Ca y
cético. En las
ido acético. El
do mayor su
roridium son
n Hees et al.,
42
2003). Sadnes et al. (2005), señalan que el ácido acético es el que se encuentra en
mayores cantidades en la rizósfera del abedul. Este mismo ácido es producido en mayor
cantidad por C. rosea (Cuadro 1), aún cuando en suelos forestales se encuentra en
concentraciones de 1 a 20 µM (Van Hees et al., 2003). Con RF son sustancialmente
mayores a los reportados en otras investigaciones, por lo que con esta fuente de P este
hongo puede ser muy eficiente en su movilización. El hongo C. rosea es más eficiente
que M. roridium, ya que en todas las fuentes de P se detectó la exudación de ácidos,
especialmente de ácido acético en grandes cantidades (Van Hees et al., 2000; Van Hees
et al., 2003), y la diferencia es significativamente mayor (p≤0.05) al compararlo con las
concentraciones de los otros ácidos exudados, en cada una de las fuentes de P. La mayor
exudación del ácido acético fue cuando se utilizó RF. La concentración de este ácido fue
significativa (p≤0.05) respecto a cualquier otro ácido.
En el caso del hongo P. thomii, fue el ácido succínico el que se encontró en mayor
concentración (Tabla 1). La mayor concentración fue en Fit-Ca, además se exudaron
ácido oxálico y ácido cítrico, resultados similares a los reportados para Penicillium bilaii
(Chardon & Schoumans, 1999). La fuente Fos-Ca fue en la que se detectó la mayor
variedad de ácidos exudados por P. thomii y no exudó en ninguna de las fuentes
utilizadas ácido acético.
Los ácidos carboxílicos de cadena corta, forman complejos con Al principalmente, lo
que ayuda a que los complejos de P que se encuentran unidos a Al, presentes en el suelo,
puedan disociarse liberando el P, además estos ácidos compiten por los sitios de fijación
con el P (Santruckova et al, 2004).
En los hongos estudiados, además se evaluó la capacidad de desorción de P mediante
determinaciones de P-Olsen (datos no mostrados).
La actividad fosfatasa ácida al hidrolizar enlaces P-éster a partir de estructuras como
inositol penta o hexafosfatos, compuestos orgánicos que se encuentran en porcentajes no
despreciables en los suelos volcánicos (Andisoles y/o Ultisoles) de la región, y
relacionándolo con el efecto acidificante que provocan los ácidos carboxílicos de cadena
43
corta que facilitan la liberación de ortofosfato de formas orgánicas más recalcitrantes, se
podría elaborar un inóculo con el hongo más eficiente de modo de llegar a disminuir la
fertilización química. Lo que está considerado dentro de los protocolos de buenas
prácticas agrícolas y con la legislación medioambiental vigente en nuestro país.
44
Tabla 1: Concentración de ácidos carboxílicos de cadena corta, de M. roridium en las distintas fuentes de fósforo utilizadas (mmoles de ácido/50 ml de extracto). Letras mayúsculas distintas indican diferencias estadísticamente significativas (p≤0,05), entre los diferentes ácidos exudados en una misma fuente de P; letras minúsculas diferentes, indican diferencias estadísticamente significativas (p≤0,05), entre las concentraciones de cada ácido en las distintas fuentes de P.
Myrithecium roridum
Fuente P Ác.
Oxálico Ác. Málico
Ác.
Acético
Ác.
Cítrico
Ác.
Succínico
Fitato de Ca 0,38 C 1,09 B a 17,9 Ab 0 C 0 C
Fitato de Al 0 B 0,77 B a 28,6 Aa 0 B 0 B
Fitato de Fe 0 0 c 0 d 0 0
Fosfato de Ca 0,41 BC 0,71 B ab 9,7 Ac 0 C 0 C
Fosfato de Fe 0 C 0,30 B bc 6,5 A cd 0 C 0 C
Roca Fosfórica 0 C 0,78 B a 8,9 A c 0 C 0 C
Clonostachys rosea Fitato de Ca 0,63 BC 0 30,0 A b 0,07 C b 0
Fitato de Al 0 0 26,2 b 0,13 a 0
Fitato de Fe 0 0 19,3 b 0,08 ab 0
Fosfato de Ca 0,56 BC 0 21,5 A b 0,08 C ab 0
Fosfato de Fe 0 0 17,8 b 0,06 b 0
Roca Fosfórica 0 0,71 BC 46,0 A a 0 c 1,7 B
Penicillium thomi Fitato de Ca 0,37 B 0 0 0,26 B a 7,1 A a
Fitato de Al 0 0,72 a 0 0 1,2 b
Fitato de Fe 0 0 0 0 1,3 b
Fosfato de Ca 0,43 A 0,45 A b 0 0,26 AB a 0,53 A c
Fosfato de Fe 0 0,49 ab 0 0 0,36 c
Roca Fosfórica 0 0,32 B b 0 0,09 C b 0,56 A c
45
CONCLUSIONES
La concentración de los ácidos carboxílicos de cadena corta encontrados, indican que
este mecanismo es más o menos eficiente dependiendo del hongo y de la fuente de P
utilizada. De acuerdo al análisis de los dos mecanismos de desorción de P, el orden de
eficiencia sería el siguiente: M. roridium > C. rosea > P. thomii.
AGRADECIMIENTOS
Esta investigación ha sido financiada parcialmente por la Universidad de La Frontera,
Convenio Desempeño-II. 2007 y por los proyectos DIDUFRO Nº 120318 y DIDUFRO
Nº 120316.
REFERENCIAS
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47
ESTUDIO DE FORMAS DE CONTAMINACIÓN EN LA
EVALUACIÓN DE UN MÉTODO ANALÍTICO PARA
DETERMINAR HIDROCARBUROS AROMÁTICOS
POLICÍCLICOS (HAP) EN LODOS URBANOS
Mónica Antilén1, Sara Acevedo1 y María E. Báez2
1 Pontificia Universidad Católica de Chile, Facultad de Química. Vicuña Mackenna 4860, Macul 6904411, Santiago, Chile. Email: [email protected]
2 Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Químicas y Farmacéuticas. Olivos 1007, Santiago, Chile. Email: [email protected]
RESUMEN
En este estudio se evaluaron 3 diferentes formas de contaminación de biosólidos urbanos con 16 hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) para la evaluación de un método analítico basado en extracción asistida por ultrasonido y determinación mediante HPLC-DAD. Al contaminar en forma directa en presencia y ausencia de agua en la muestra se obtuvieron los mayores porcentajes de recuperación, con promedios de 81,5 y 78,9%, respectivamente. La contaminación por adsorción de los compuestos (forma en que se presentarían en muestras reales) presentó un promedio de 63,6%, de recuperación, lo que fue atribuido al mayor tiempo y tipo de interacción logrado mediante el proceso de incorporación de éstos a la matriz.
INTRODUCCIÓN
Los biosólidos generados por las principales plantas de tratamiento de aguas de la región
metropolitana, alcanzan alrededor de 150 toneladas diarias, las que deben ser dispuestas
de alguna forma. Estos residuos poseen importantes cantidades de P (0,5-0,9%), K (0,13-
0,18%), N (1,6-2,6%) y materia orgánica (MO, 35%) (Antilén, 2002), lo que los hace
atractivos para su uso con fines agrícolas en suelos. Su utilización debe ser regulada por
el riesgo de incorporar a los suelos contaminantes orgánicos e inorgánicos (Antilén et al.,
2006). Entre los contaminantes orgánicos, se encuentran los Hidrocarburos Aromáticos
Policíclicos (HAP), conformados por anillos fusionados, los que son potencialmente
48
cancerígenos (Schirmer et al, 1998). La Environmental Protection Agency, EPA de
USA, ha establecido que 16 de estos compuestos deben ser contrlados en las diferentes
matrices medioambientales (Berset et al, 1998, Villar et al, 2004). La validación de un
método analítico de extracción contempla generalmente un proceso de contaminación
artificial de la matriz, con el fin de establecer la exactitud. En matrices sólidas complejas
como suelos o lodos, por su gran variabilidad en composición y propiedades debe
estudiarse en forma crítica esta etapa del proceso analítico y respecto a ello hay escasa
literatura. Así, nuestro objetivo fue estudiar 3 diferentes formas de contaminación que
consideraran las interacciones analito-matriz, presencia de H2O y tiempo de residencia
del analito en la muestra en relación con los porcentajes de recuperación obtenidos
mediante la extracción asistida por ultrasonido.
MATERIALES Y MÉTODOS
Biosólidos. Los biosólidos provienen de plantas de tratamiento ubicadas en la Región
Metropolitana, El Trebal (ET) y VI Región, Chimbarongo (Ch) y Santa Cruz (SCr).
Todas las muestras fueron tamizadas a <2mm y caracterizadas mediante pH-H2O (1:2,5),
%MO (Método Walkley-Black), contenido de metales pesados (Sposito, 1982) y
Conductividad Eléctrica (CE) (Sadzawka et al., 2004).
Contaminación. i) Directa: En un tubo de centrifuga, sobre 1,0-1,5 g de biosólido se
adicionó 200 µL de una disolución de 10 µg mL-1 de la mezcla de HAP en acetonitrilo
(Chemservice, PNA-550JM). ii) Directa con humectación: En este tipo de fortificación
se utilizó el mismo procedimiento que en la contaminación directa con la adición de 1
mL de agua milliQ. iii) Adsorción: La adsorción fue realizada sobre 20,0 g de biosólido
con una disolución acuosa de 1,0 µg mL-1 de la mezcla de HAP, por un tiempo de 2 h en
agitador orbital. La muestra fue secada por alrededor de 16 h a 30ºC, homogeneizada en
un mortero de porcelana, para finalmente ser almacenada a -20ºC hasta su extracción.
Posterior a este proceso de adsorción, se determinó la humedad de todas las muestras.
Todas las fortificaciones fueron realizadas sobre los 3 biosólidos en duplicado.
49
Extracción. La extracción fue realizada en baño de ultrasonido (Branson 2200)
utilizando 10 mL de acetonitrilo (Grado HPLC, Merck) por 10 minutos, 2 veces, para
luego finalizar con un lavado con 10 mL del solvente, agitando por 1 min con Vortex
(Modelo Heidolph Reax). Los extractos obtenidos fueron combinados y concentrados a
un volumen final de 5 mL.Las muestras fueron determinadas mediante HPLC-DAD
(Antilén et al, 2006b).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La caracterización de los biosólidos indican que ET y SCr están por sobre la neutralidad,
mientras que Ch tiene un pH ácido, probablemente debido al origen de las aguas tratadas
en esta planta, lo que también se relaciona a los altos valores de CE. En cuanto a los
contenidos de MO un alto porcentaje esta presente en ET, ubicada en la RM, superando
en alrededor de 2 veces a los otros biosólidos. Los metales pesados presentes evidencian
la probable contaminación que podrían generar los lodos al ser dispuestos en suelos
agrícolas.
Tabla 1: Caracterización de las muestras.
Biosólido pH H2O
pH KCl
CE (mS/cm)
MO (%)
Cu Zn Pb Ni (mg kg-1)
El Trebal 7,45 6,87 2,38 40,5 499,6 1779,6 110,0 44,8 Sta Cruz 8,27 7,32 1,44 28,0 417,3 799,2 64,2 67,7 Chimbarongo 5,20 4,68 7,99 21,8 509,5 923,4 61,2 15,7
Los resultados obtenidos para la fortificación por adsorción pueden ser observados en la
Figura siguiente, con un promedio de recuperación de 63,6% y un amplio intervalo de
variación, dependiente de la muestra y del tipo de compuesto. En la contaminación
directa y directa con humectación los valores obtenidos fueron de 78,9 % y 81,5%. Los
menores valores de recuperación del primer método se deben al mayor tiempo de
residencia del analito en la matriz, produciéndose interacciones físicas y químicas que
dificultarían la extracción de los compuestos. Para el mismo método se obtuvieron bajas
recuperaciones para los compuestos mas volátiles y de menor PM, entre ellos, naftaleno
y acenaftileno.
Entre los porcentajes de recuperación de la fortificación directa y directa con
humectación, hubo estrechas diferencias en el promedio de recuperaciones, con un
porcentaje de variación muy similar, lo que implica que la presencia de agua fue poco
significativa.
Adsorción
% Recuperación
0 20 40 60 80 100 120 140
NaftalenoAcenaftilenoAcenaftenoFluoranteno
Benzo(a)antracenoCriseno
Benzo(b)fluorantenoPireno
Benzo(k)fluorantenoFenantrenoAntraceno
Indeno(1,2,3-cd)pirenoFluoreno
Benzo(a)pirenoDibenzo(a)antraceno
Benzo(ghi)perileno El TrebalSanta CruzChimbarongo
En la fortificación por adsorción, el análisis en base al número de anillos, presenta una
mayor dispersión para el grupo de 2 y 3 anillos, mientras que en los compuestos de 4, 5
y 6 anillos, se observa mas bien una dependencia del tipo de muestra y de la forma de
fortificación utilizada. Este comportamiento puede deberse a que compuestos con 4 a 6
anillos poseen superficies moleculares similares y pesos moleculares cercanos, en
contraste con los compuestos con menor número de anillos. En relación a la matriz
analítica, para las tres fortificaciones se observó que los porcentajes de recuperación
menores correspondían al biosólido de SCr. Se esperaría que la muestra ET, con mayor
50
51
contenido de MO, presentara este comportamiento, debido a que los HAP tienen gran
afinidad con el compartimento lipofílico de las matrices ambientales. Sin embargo,
especialmente los compuestos con un valor de KOW mayor (4-6 anillos) presentarán
interacciones hidrofóbicas de menor energía, las que posibilitarían una mayor eficacia
del método de extracción en aquéllos lodos donde la presencia de MO sea mas relevante.
CONCLUSIONES
Los métodos de contaminación estudiados afectan los resultados de recuperación de los
analitos, lo que nos indica que es fundamental establecer una metodología estándar que
permita la efectiva incorporación de contaminantes en matrices de distinta complejidad y
con alto contenido de MO. La fortificación por adsorción parece ser el método más
adecuado, debido a que genera una interacción analito-matriz mas próxima a las
condiciones reales, evitándose la sobreestimación de un método analítico en cuanto a su
eficacia en las recuperaciones.
AGRADECIMIENTOS
DIPOG-2007 y Proyecto Limite 2007, de VRID de la P. Univ. Católica de Chile y
Proyecto Facultad Cs. Quím. y Farm.-CEPEDEQ, Univ. de Chile.
REFERENCIAS
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53
ELABORACIÓN DE UN ACONDICIONADOR DE SUELO PARA
SER UTILIZADO EN LA PRODUCCIÓN DE ALFOMBRAS
DE CÉSPED
Daniela Armijo* y María Teresa Varnero M. Universidad de Chile, Santa Rosa 11315, La Pintana, Santiago, Chile.
* Corresponding author: E-mail: [email protected]
RESUMEN
El constante proceso de urbanización vivido por el país, ha generado un aumento en la demanda de áreas verdes por parte de la población. Una alternativa para satisfacer esta demanda es a través de alfombras de césped. Pero la producción de alfombras de césped, genera una pérdida irreversible del suelo, debido al manejo tradicional utilizado por los productores durante la cosecha. Por lo tanto, una alternativa es la elaboración de un acondicionador orgánico. El que permita utilizar nuevos tipos de suelos, que antes no eran destinados para la producción de alfombras de césped. Fueron elaborados distintos acondicionadores a base de harina de biomasa algal (HA) y chips de poda (CH) en distintas proporciones volumétricas, los que luego fueron incorporado a un suelo franco arenoso. Determinando densidad aparente (Da), porosidad (S), pH, conductividad eléctrica (CE), y se realizaron ensayos de campo, para medir materia seca, cubrimiento y formación rollo de césped. Todas las mezclas: disminuyen la Da del suelo, aumentan la S y aumentan la CE de éste. Esto último incide en la libre elección del tipo de césped a utilizar. En relación al pH, este no genera cambios en el pH del suelo. Sólo los tratamientos que poseen una similar o menor proporción de HA con respecto a CH, son los que presentan los mejores resultados para ser destinados en la producción de alfombras de césped.
Palabras claves: Tepes, acondicionador orgánico, algas marinas, césped, chips, suelo.
INTRODUCCIÓN
Con el crecimiento de la población y la consecuente urbanización, se ha visto
incrementada la demanda de alfombras de césped, debido a la importancia social que
éstos representan.
54
Sin embargo, la producción de alfombras de césped genera una pérdida irreversible del
suelo. Una alternativa para mitigar la pérdida, es el uso de un acondicionador orgánico a
base de harina de biomasa algal y chips proveniente de la poda de árboles urbanos: El
objetivo de este trabajo, es elaborar un acondicionador orgánico a partir de harina de
biomasa algal y chip de poda, el que pueda ser utilizado en la producción de alfombras
de césped.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se elaboraron distintos acondicionadores de suelos en distintas proporciones
volumétricas de harina de biomasa algal (HA) con chips de poda (CH), T2, T3, T4,
respectivamente. Obteniéndose 3 tratamientos, más un tratamiento constituido por 100%
de HA (T1), considerando 3 repeticiones por tratamiento. Incorporados a un suelo franco
arenoso, proveniente de la serie de suelos Rinconada de Lo Vial a una dosis de 172 g
*kg-1 de suelo. Se realizó una caracterización al suelo luego de ser incorporados los
acondicionadores orgánicos (TMECC, 2001) determinando: densidad aparente (Da),
porosidad (S), pH, conductividad eléctrica (CE), y se realizaron ensayos de campo,
mediante mini-parcelas bajo en diseño experimental completamente al azar con 3
repeticiones por tratamiento. Cuantificando materia seca, cubrimiento y formación rollo
de césped.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En relación a la modificación de las propiedades físicas y químicas de los
acondicionadores de suelo, luego que han sido incorporados, se observa que: La Da del
suelo disminuye en 0,7 Mg*m-3 aproximadamente (Figura 1), lo que genera cambios en
la estructura, resistencia mecánica y cohesión de éste (Doran, et al., 1994. Citado por
Ingaramo, et al. 2003). En relación a la porosidad total del suelo (Figura 1), esta aumenta
en promedio en un 15%. Cabe señalar, que en T1 y T2 no tienen un espacio poroso de
buena calidad. Debido a que al realizar la determinación de porosidad no se observa
55
fluyo de agua a través de las mezclas. Esta situación según Ansorena (1994), se debe a
que la porosidad total no se encuentra convenientemente repartida entre poros de gran
tamaño o macroporos, y poros de menor tamaño o microporos que alojan agua en su
interior. Múltiples investigaciones, han encontrado importantes diferencias en la
capacidad de intercambio gaseoso al modificar la naturaleza de los materiales del
sustrato (en este caso, la molienda realizada a la materia prima para la obtención de la
HA). Sustratos orgánicos, han mostrado algún grado de dificultad al paso del aire,
debido al pequeño tamaño o discontinuidad de sus poros (Caron et al, 1999. Citado por
Calderón 2006). En relación al contenido de MO (Figura 2), esta aumenta en promedio 7
veces aprox., en relación al contenido inicial encontrado en el suelo (4,46%). Este
aumento según Varnero, mantiene una buena estructura y estabilidad de esta en el suelo,
aumenta la capacidad de retención de agua, la temperatura del suelo y la capacidad de
intercambio catiónico, con lo cual se reduce la pérdida por infiltración de elementos
como potasio, calcio y magnesio. En cambio, la CE (Figura 2) disminuye a medida que
aumenta la concentración de chips en las mezclas, alcanzando una CE desde 12 (dS*m-1)
en T1, hasta 4 (dS*m-1) en T4. Este último valor se encuentra dentro de un rango
aceptable para suelo, ya que en esta condición, no se presentarían problemas de
salinidad. Los cuales, según Fuentes (2004), se refieren a problemas de toxicidad y
absorción de agua por las plantas. Cabe señalar, que la incorporación de los
acondicionadores al suelo, no provocan modificaciones en el pH de éste encontrándose
dentro del rango idóneo (5,4 – 6,3).
Establecimiento de mini-parcelas: Al cabo de 45 días desde siembra se observa un
cubrimiento idóneo del suelo por parte del césped en T3 y T4.Cabe señalar que en T1 y
T2, no se presenta esta situación, por lo tanto, estos tratamientos no son económicamente
rentables, debido al retraso en crecimiento y cubrimiento del césped (9% en T1 y 10%
en T2) siendo descartados para ser utilizados en la producción de alfombras de césped.
Los cubrimientos alcanzados por T3 y T4 son de 85,7% y 98% respectivamente. La
producción de materia seca en T4 es de 213,1 gr, mientras que en T3 es de 107.3 gr. Al
realizar el análisis de varianza (ANDEVA), este no arrojo diferencias significativas
estadísticamente entre tratamientos. Por último, se procede a realizar la formación del
rollo de césped (rollo, es la forma con la cual son comercializadas las alfombras de
césped. Debido a la facilidad de transporte y posterior comercialización en los diversos
retail del país. En T4, no se presentan dificultades al momento de realizar el rollo,
quedando completamente definido. En T3, se evidencia una mayor adhesión del suelo lo
cual dificulto en cierta medida la labor de corte sin generar grandes problemas. Sin
embargo, el rollo es formado nuevamente.
36,5332,94
30,7427,85
4,46
4,18
6,63
8,81
11,43
2,1
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Suelo T1 T2 T3 T4Tratamientos
Mo
(%)
0
2
4
6
8
10
12
CE
(dS
*m-1
)
Materia Orgánica Conductividad Eléctrica
Figura 1: Determinación de las propiedades físicas de los distintos tratamientos.
35,84
55,85
51,03
56
50,4050
39,20
1,7
0,95440
60
0,8620,8870,91
0
10
20
30
Suelo T1 T2 T3 T4
Tratamientos
S (%
)
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Da (M
g*m
1,2
1,8
-3)
1,4
1,6
Porosidad Densidad Aparente
Figura 2: Determinación de las propiedades químicas de los distintos tratamientos.
57
ondicionadores, mejoran las características físicas y químicas del suelo a
xcepción de la conductividad eléctrica la cual es aumentada en todos los tratamientos.
presenta una similar proporción de harina de biomasa algal y chips
can asa algal y de chips proveniente de la poda urbana (T4).
pun ue T3 ya que se observo un
im
An
CONCLUSIONES
Todos los ac
e
El tratamiento que
provenientes de la poda urbana (T3), junto al tratamiento compuesto por una menor
tidad de harina de biom
Pueden ser utilizados para la producción de alfombras de césped. Cabe señalar desde el
to de vista estético T4 posee una mejor condición q
cubrimiento más homogéneo que T3. Siendo esta, una característica comercialmente
portante
REFERENCIAS
sorena, J. 1994. Sustratos propiedades y caracterización. Edición Mundi-Prensa.
Madrid, España. 172p.
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www.biosustratos.cl/pdf/Sustratos%20agricolas1.pdf.
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Leído el 22 de Mayo 2007.
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Nº38 “Suelos, una visión actualizada del recurso”, Segunda edición. Santiago, Chile.
156p.
V
58
59
E S
ARB
DE LA ARAUCANÍA.
n la actualidad existen escasos antecedentes sobre el efecto producido por la secuencias s sobre la actividad y potencial de inóculos de los propágulos
cluyen en una rotación de cultivos no micotróficos. El objetivo
FECTO DE CULTIVOS HOSPEDEROS Y NO HOSPEDERO
SOBRE PROPÁGULOS DE HONGOS MICORRÍCICOS
USCULARES EN UN ANDISOL Y ULTISOL DE LA REGIÓN
Astroza, I.1, Castillo, C.G.1, Borie, F.2 y Rubio, R.2
1 Universidad Católica de Temuco, Facultad de Recursos Naturales, Escuela de Agronomía. Av. Rudecindo Ortega 02950. Temuco-Chile. e-mail: [email protected]. 2 Universidad de La Frontera, Facultad de Ingeniería, Ciencias y Administración,
Departamento de Ciencias Químicas. Av. Francisco Salazar 01145. Temuco-Chile.
RESUMEN
Ede rotación de cultivomicorrícicos, cuando se indel trabajo fue estudiar la influencia de un cultivo hospedero (Avena sativa L.) y cultivos no hospederos (Lupinus albus L. y Brassica napus L.) sobre los propágulos de hongos micorrícicos arbusculares (HMA) en un Andisol y Ultisol de la Región de La Araucanía. El número de esporas HMA en ambos suelos fue significativamente mayor con el cultivo hospedero, avena, que raps o lupino mientras que, la actividad fosfatásica fue antagónica aumentando en el orden avena < raps < lupino reforzando nuevamente la hipótesis que las micorrizas y actividad fosfatásica son mecanismos complementarios que utiliza la planta en la captación de P.
INTRODUCCIÓN
El efecto que causa en los cultivos la perturbación del suelo por diversas actividades
antropogénicas o por competencia entre plantas, se puede aminorar mediante utilización
de herramientas biológicas que aseguren el éxito del establecimiento, entre ellas, las
fosfatasas, enzimas que catalizan la hidrólisis de ésteres y anhídridos del H3PO4 y
responsables de la mineralización del P orgánico y liberación de P disponible (Tabatabai,
1994) y las micorrizas, simbiosis que establecen ciertos hongos del suelo con las raíces
de las plantas vasculares. La presencia de estos hongos micorrícicos arbusculares
60
atibilidad entre el hongo y la planta (Guadarrama et al., 2004). En
uestro país, existen escasos antecedentes sobre el efecto producido por secuencias de
idad y desarrollo de propágulos micorrícicos cuando en
o
ompletamente al azar con 4 repeticiones. En cada unidad experimental, la humedad se
ajo condiciones controladas de luz y temperatura. Al
o por el test Kruskal Wallis (P≤0,05) utilizando el programa SPSS versión 13.0.
(HMA) puede cambiar el balance competitivo entre los hospederos al actuar como
extensiones del sistema radical favoreciendo en la planta hospedera el crecimiento y
supervivencia. La mayoría de los HMA se asocian con un amplio rango de cultivos pero,
estudios más recientes, sugieren que su asociación depende del hospedero involucrado y
de una cierta comp
n
rotación de cultivos sobre la activ
una rotación se incluye un cultivo no micotrófico, como Lupinus albus. Por lo tanto, el
objetivo de este estudio fue cuantificar el efecto de un cultivo hospedero (Avena sativa
L.) y de dos cultivos no hospederos (Lupinus albus L. y Brassica napus L.) sobre la
cantidad de esporas HMA y la actividad fosfatásica en un Andisol y Ultisol de la Región
de La Araucanía.
MATERIALES Y MÉTODOS
El ensayo se realizó en los invernaderos y laboratorios de la Universidad Católica de
Temuco y de la Universidad de La Frontera, desde septiembre de 2006 hasta marzo de
2007. En macetas de 5 kg de capacidad conteniendo un Andisol serie Temuco y un
Ultisol serie Lumaco (muestreados entre 0-20 cm de profundidad) se sembraron 8, 6 y 4
semillas esterilizadas y pregerminadas de Avena sativa L., Lupinus albus L. y Brassica
napus L., raleándose posteriormente a 6, 4 y 2 plantas respectivamente, con un diseñ
c
mantuvo a capacidad de campo y b
término del ensayo, en las raíces del cultivo hospedero, avena, se cuantificó el % de
colonización HMA mientras que, en el suelo se determinó el número de esporas HMA
que permanecieron en la rizósfera afectadas por los distintos hospederos y la actividad
fosfatásica. Para cada parámetro medido se realizó un análisis ANOVA de una vía,
seguid
61
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La colonización HMA en las raíces de A. sativa en el Ultisol fue 31,4 % siendo
levemente superior en el Andisol con un 35,3 %, no encontrándose diferencias entre los
dos suelos. La colonización fue baja en comparación con la de otros cultivos de cereales
como, trigo, que en Andisoles de la Región, puede alcanzar una colonización superior al
50%.
300400
800
400
800
A L R0
100200300
500600700
ab
espo
ra-1
) A
b
Nº d
e
s (10
0 m
L
a
A L R0
100200
500600700
bbN
º de
espo
r
Figura 1: Número de esporas HMA que permanecieron en el suelo después de la
cosecha del cultivo: A) avena (A), lupino (L), raps (R) en un Andisol y B) un Ultisol.
En el Andisol (Figura 1A) se encontraron diferencias significativas (P≤ 0,05) en el
número de esporas entre avena y lupino; mientras que, no hubo diferencias entre lupino
y raps, ambos cultivos no hospederos, presentando mayor densidad de propágulos el
raps, que el lupino. En general, l
a) B
os cultivos siguieron la tendencia avena > raps > lupino
on incrementos de la avena de un 39 % sobre raps y de un 250 % respecto a lupino. En
la Figura 1B, se observa que en el Ultisol, el número de esporas f gnificativamente
mayor (P≤ 0,05) en avena, que en lupino y raps, no encontrándose diferencias en los
contenidos entre los dos cultivos no micorrizables. La avena, un cereal bastante
microtrófico, incrementó las esporas HMA en el Ultisol en alrededor de un 800% en
relación con los otros cultivos.
s (10
0 m
L-1
a
c
ue si
2500
30003000
62
A a
A L R0
500
1000
1500
2000
2500
bb
P-as
a (
µg g
-1)
A L R0
500
1000
1500
2000-1)
B
bb
P-as
a (
a
Figura 2: Actividad fosfatásica en tres cultivos: A) avena (A), lupino (L), raps (R) en un
Andisol, y B) en un Ultisol.
En la Figura 2, se presentan los contenidos de enzima fosfatásica; en los dos suelos se
produjeron diferencias significativas (P≤0,05) entre lupino, avena y raps, presentando la
mayor cantidad de enzima liberada el lupino. Según Tadano (1993) la habilidad de las
raíces para secretar fosfatasas difiere entre las especies de plantas. Entre avena y raps no
se aprecian mayores diferencias en las cantidades liberadas al suelo que, sin embargo,
fueron mayores en el Andisol. Estudios rea
µg g
lizados por Borie et al. (1998) encontraron
ue la actividad fosfatásica fue mayor en plantas crecidas sin micorrizas y que en el
corrización sería un mecanismo complementario a la actividad
ONES
ultivos no micotróficos como L. albus y B. napus afectaron la densidad de esporas
ipos de suelos, siendo más afectados en el Ultisol. La actividad
fosfatásica fue mayor en el Andisol que en el Ultisol, aumentando en el orden avena <
q
ciclado del P la mi
fosfatásica. Lo anterior refuerza nuestra hipótesis de que en suelos derivados de cenizas
volcánicas, la presencia de los dos mecanismos sea, micorrizas o actividad fosfatásica,
aumentan la captación de P en los cultivos y al disminuir los propágulos HMA en la
rizósfera de lupino, un cultivo no micotrófico, rápidamente se compensa el P liberado
por un aumento en la actividad fosfatásica.
CONCLUSI
C
HMA en ambos t
63
se c son mecanismos complementarios
en t
Gua hez-Gallén, I., Álvarez-Sánchez, J., Ramos-Zapata, J. 2004.
Hongos y plantas, beneficios a diferentes escalas en micorrizas arbusculares.
Ciencias 73: 38-45.
ubio, R., Moraga, E., Borie, F. 1990. J. Plant Nutrition.13: 585-598.
adano, K. 1993. Secretion of acid phosphatase by the roots of crop plants Ander
phosphorus-deficient properties of the enzyme secreted by lupin roots. Plant Soil
155/156: 95-98.
raps < lupino presentando mayor exudación el lupino que los otros cultivos. Nuevamente
omprueba que los HMA y la actividad fosfatásica
que utiliza la planta para la adquisición de P, tal como lo informaron Rubio et al. (1990)
rigo.
REFERENCIAS
Borie, F., Rubio, R., Schalchli, C. 1998. Micorrizas arbusculares y actividad fosfatásica
de 10 cultivares de trigo. Agric. Téc. 58: 47-55.
darrama, P., Sánc
R
T
64
65
DETECCIÓN DE ROTAVIRUS EN COMPOST PRODUCIDO A
PARTIR DE LA FRACCIÓN ORGÁNICA DE RESIDUOS
SÓLIDOS URBANOS EN LA CIUDAD DE VILLAVICENCIO
(COLOMBIA)
P. Bonilla, M. Mosquera, M. Martínez y F. GutiérrezGrupo de Biotecnología Ambiental e Industrial. Departamento de Microbiología.
Facultad de Ciencias. Pontificia Universidad Javeriana. Cra. 7ª No. 43-82. Bogotá, Colombia.
* Corresponding author: E-mail: [email protected] RESUMEN
A partir de pilas de compost preparadas con la fracción orgánica de residuos sólidos urbanos se realizó la detección de rotavirus, que permitió identificar la presencia de este en las materias primas utilizadas para la producción de compost. La aplicación de la técnica descrita por Ahmed y Sorensen (1995) y modificada para este trabajo permitió realizar la extracción del agente viral y la aplicación de la técnica descrita por Lewis y Metcalf 1988 y modificada por Mignotte et al, 1999 permitió concentrar las partículas virales. Es así como se logró identificar las fases en las cuales aparecía este enteropatógeno y aplicar nuevos protocolos de prácticas culturales adecuadas que lograron finalmente eliminar el virus en el producto final, dando cumplimiento a la normatividad internacional, específicamente a la norma EPA 530-R-98-008. INTRODUCCIÓN
Bioagrícola del Llano SA ESP está dedicada a la investigación para el aprovechamiento
integral de los residuos sólidos. Una de las alternativas usadas por la empresa para el
manejo de estos residuos es el compostaje, pero es importante garantizar la calidad
biológica de este producto mediante un control de calidad con el fin de verificar la
inocuidad del compost al momento de ser utilizado, evidenciando así la total eliminación
de los patógenos presentes. En los últimos años la producción de compost y su uso como
abono orgánico en cultivos agrícolas de consumo directo se ha incrementado al igual que
los patógenos microbianos asociados a este, entre los que se encuentran virus entéricos;
66
éstos han hecho evidente el riesgo sanitario al que se exponen los humanos incluidos los
trabajadores agrícolas y los consumidores finales de alimentos de ingestión directa.
Dentro de los virus entéricos, se encuentran principalmente Rotavirus tipo A, B, C,
Astrovirus y Poliovirus. Por lo general tanto en Colombia como en otros países la
detección de virus entéricos en abonos orgánicos no es llevada cabo debido a la
dificultad y altos costos de las técnicas existentes. Detectar la presencia de Rotavirus a
lo largo del proceso de compostaje y contenidos en las materias primas (cascarilla de
arroz, podas, plazas y contenido ruminal), además de evaluar la eficiencia del proceso en
la reducción o eliminación de estos.
MATERIALES Y MÉTODOS
El proceso de compostaje fue realizado en el relleno sanitario Don Juanito en la ciudad
de Villavicencio manejado por la empresa Bioagrícola del llano S.A. E.S.P., en donde se
montaron seis pilas de compostaje utilizando cascarilla de arroz, residuos de plaza,
podas y contenido ruminal. En estas pilas se evaluó la presencia de Rotavirus a lo largo
de ocho semanas. Las muestras fueron procesadas y analizadas en el laboratorio de
Microbiología Ambiental de la Pontificia Universidad Javeriana.
Para el montaje de las pilas de compostaje fue necesaria la producción de un inóculo
termofílico usado tradicionalmente para obtener un abono orgánico de buena calidad y
nutrientes con características apropiadas para la aplicación en campo. El inoculante fue
producido a partir de la reconstitución del banco de cepas amilolíticas y proteolíticas,
obtenidas del estudio realizado por Galindo et al 2005 provenientes del Laboratorio de
Biotecnología Aplicada de la Pontificia Universidad Javeriana. Posteriormente, este
inoculante fue aplicado a los residuos durante el montaje de las pilas en
experimentación. El primer día de compuestas las pilas y posteriormente cada semana se
tomaron muestras de 500g compuesta de 5 submuestras puntuales tomadas de diferentes
secciones de cada pila. Estas muestras fueron transportadas en refrigeración a los
67
diferentes laboratorios para determinación de rotavirus y caracterización fisicoquímica
en las que se incluyó determinación de carbono total, carbono oxidable y nitrógeno total.
La técnica utilizada para la extracción del agente viral, fue la técnica de elusión descrita
por Ahmed y Sorensen (1995) y modificada para este trabajo. Esto comprendió
preparación de las diluciones de las muestras en extracto de carne al 10% (pH 9) las
cuales fueron sometidos a vórtex. Posteriormente se realizó un proceso de sonicación en
hielo a 37 Hz durante cinco minutos en intervalos de un minuto. Seguido a esto las
diluciones se agitaron en shaker durante 5 minutos a 500 rpm. La suspensión resultante
fue sometida a la técnica para concentración de la partícula viral descrita por Lewis y
Metcalf (1988) y modificada por Mignotte et al (1999), adicionándose polietilenglicol
6000 (PEG 6000) en buffer fosfato 7.2 hasta una concentración final de 8% p/v. La
mezcla anterior fue llevada a agitación en shaker 1.5 - 2 horas a 4ºC 150 - 200 rpm y
centrifugada a 5000 x g por 90 minutos a 4ºC. El pellet fue suspendido en 2.5 ml de
buffer fosfato 7.2, al que se le aplicó una prueba de ELISA con el kit de macro ELISA
PATHFINDER ROTAVIRUS BIORAD. Este sistema de detección directa de antígenos,
es un ensayo inmunoabsorbente ligado a enzimas cualitativo para la identificación del
antígeno de Rotavirus humano. Finalmente, se realizó la determinación colorimétrica de
presencia del virus con la adición de un sustrato de peroxidasa que produce un color azul
si el virus está en la muestra. La observación de color azul indica muestra positiva para
el antígeno de Rotavirus; las muestras que no presenten color azul son negativas para el
antígeno en cuestión (Biorad, 2006). Lo anterior se complementó con
espectrofotometría, añadiendo ácido sulfúrico a las muestras y leyendo absorbancias a
450 nm; utilizando como blanco agua destilada. Posterior a esto se calculó el valor de
corte y la zona gris.
RESULTADOS
Se generaron temperaturas superiores a los 60°C en las pilas de compostaje por períodos
superiores a 7 días, considerándose como característica fundamental para la producción
de un compost con libre de microorganismos patógenos, específicamente de Rotavirus.
Sin embargo, los resultados más importantes se dieron en cuento a la detección del virus
en las materias primas y en las pilas de compostaje, en diferentes tiempos de
procesamiento.
Posterior a la obtención de estos resultados, se montaron nuevas pilas de compostaje
siguiendo protocolos de buenas prácticas culturales en el proceso de compostaje, que
permitieron obtener un producto libre de Rotavirus a partir de la segunda semana (Figura
1, a-b).
0
1
semana 1 semana 2 semana 3 semana 4 semana 5 semana 8
TIEMPOS DE MUESTREO
PRESENCIA VIRAL EN CADA PILA
pila 1 pila 2 pila 3 pila 4 pila 5 pila 6
0
1
semana 1 semana 2 semana 3 semana 4 semana 5 semana 8
TIEMPOS DE MUESTREO
PRESENCIA VIRAL EN CADA PILA
pila 1 pila 2 pila 3 pila 4 pila 5 pila 6
Figuras 1 a y b: Determinación de rotavirus en primer y segundo montaje de pilas de
compostaje, luego de aplicación de buenas prácticas culturales.
CONCLUSIONES
Es necesario realizar limpieza y desinfección de las herramientas con las cuales se
manipulan los residuos frescos que poseen una alta carga patógena y los residuos en
compostación, ya que el proceso los elimina, pero las herramientas reinoculan, en este
caso el virus.
68
69
AGRADECIMIENTOS
A BioAgrícola del Llano S.A. E.S.P. Cll. 34A No. 35-28 Villavicencio, Colombia, por el
auspicio.
REFERENCIAS
Ahmed, A. U., and D. L. Sorensen. 1995. Kinetics of pathogen destruction during
storage of dewatered biosolids. Water Environ. Res. 67:143-150.
Lewis GD, Metcalf TG 1988. Polyethylene glycol precipitation for recovery of
pathogenic viruses, including hepatitis A virus and human rotavirus, from oyster,
water, and sediment samples. Appl Environ Microbiol 54: 1983-1988
Mignotte B, Maul A, Schwartzbrod L (1999). Comparative Study of Techniques used to
Recover Viruses from Residual Urban Sludge. J Virol Methods 78, 1-2: 71-80.
70
71
EVALUACIÓN DE LA EFICACIA DE UN COMPOST
PRODUCIDO A PARTIR DE RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS Y
UN INOCULANTE DE Azotobacter spp. EN UN CULTIVO DE
Stevia rebaudiana
D. Borda, J. Pardo, M. Martínez y J. MontañaGrupo de Biotecnología Ambiental e Industrial. Departamento de Microbiología.
Facultad de Ciencias. Pontificia Universidad Javeriana. Cra. 7ª No. 43-82. Bogotá, Colombia.
* Corresponding author: E-mail: [email protected].
RESUMEN
En un cultivo de Stevia rebaudiana se prueban dos concentraciones de compost producido a partir de la fracción orgánica de los residuos sólidos de la ciudad de Villavicencio (Colombia), con el fin de determinar las formulaciones a realizar para este y otros cultivos de similar comportamiento y de consumo directo. Además de evaluar la eficacia del compost, se realiza la comparación del mismo con un abono producido en el cultivo de stevia y la agregación de un inoculante de Azotobacter sp a los diferentes tratamientos. Datos arrojados de las pruebas preliminares determinan que las concentraciones de 30 Tn /Ha de compost producido a partir de residuos urbanos genera resultados apreciables en cuanto a la emisión de rebrotes en las plantas, e igualmente en el desarrollo del área foliar de las mismas. Existen 15 mil plantas en evaluación y el ensayo que durará aproximadamente 8 meses (en fase de campo) ha cumplido a cabalidad su planteamiento y su diseño experimental en los primeros tres meses de ejecución que van al corriente.
INTRODUCCION
Las tendencias actuales del mercado se dirigen a la adquisición de productos libres de
químicos (productos orgánicos) que además de ello sean bajos en calorías y su consumo
no implique un daño nocivo para la salud. Stevia rebaudiana. Bertoni, es una planta con
propiedades edulcolorantes, de origen natural que contiene glucósidos de diterpeno
derivados del steviol, entre los cuales principalmente se encuentra el steviosido y
rebaudiosido: no hay en el mundo otro sustituto edulcolorante de origen natural con estas
72
características. En esta línea de la agricultura orgánica, los bioinsumos como el compost
o inoculantes biológicos como Azotobacter spp., surgen como una alternativa viable para
efectuar una producción agrícola sostenible en este tipo de cultivos. Por lo anterior, esta
investigación pretende evaluar la influencia de un material compostado a diferentes
concentraciones en una plantación orgánica de Stevia rebaudiana; proponiéndose
paralelamente analizar el efecto de poblaciones de Azotobacter sp. en el cultivo.
MATERIALES Y MÉTODOS
La experimentación de campo se lleva a cabo en el cultivo de Stevia, ubicado en la zona
del Alto Menegua, Municipio de Pto. López (Meta – Colombia). El diseño del muestreo
es en forma de X, tomando 10 muestras con una cantidad aproximada de 2 Kg. por
muestra, que fueron trasladadas al laboratorio para realización de análisis fisicoquímicos
con el objetivo de conocer el estado del suelo. Además de esto, se realizaron análisis
microbiológicos con el objetivo de observar las diferentes poblaciones microbianas.
Partiendo de las muestras de suelo de la plantación, se realizó la prueba de gránulos de
suelo en medio Ashby con el fin de identificar la presencia de Azotobacter spp.
Posteriormente, se realizó un recuento en superficie del mismo medio para conocer la
concentración de la bacteria en el suelo y para ello se sembraron diluciones de 102 a 108.
Luego, se caracterizó molecularmente la bacteria empleando PCR, partiendo de un
primer de restricción para comprobar la presencia de Azotobacter sp. (Aquilanti et al.
2004). Con la cepa nativa de Azotobacter sp. se preparó un inoculante en caldo Ashby, a
una concentración mayor de 108 UFC/mL. La preparación se realizó sembrando en caldo
Ashby, que se incubó a una temperatura de 28ºC por 72 horas en shaker a 150 r.p.m.
(Parra, D. 1999). Posteriormente, se procedió a realizar las diferentes aplicaciones de
compost con y sin inoculante, de acuerdo a los requerimientos de la planta, a la
disponibilidad de nutrientes en suelo y acorde a un diseño previamente planteado (Tabla
1).
73
Tabla 1: Diseño experimental para evaluación de compost en Stevia rebaudiana.
Tratamiento Descripción
Control
positivo
Suelo sin la inoculación de Azotobacter sp. con compost de Agrostevia.
T1 Suelo con compost Bioagrícola a concentración 15 ton/ha.
T2 Suelo con compost Bioagrícola a concentración 30 ton/ha.
T3 Suelo con compost Bioagrícola a concentración 15 ton/ha. Inoculado con Azotobacter sp.
T4 Suelo con compost Bioagrícola a concentración 30 ton/ha. Inoculado con Azotobacter sp.
T5 Suelo con compost Agrostevia inoculado con Azotobacter sp.
Luego de montados los diferentes tratamientos y el control, se analizan variables
agronómicas como son: análisis fisicoquímico de área foliar para conocer la asimilación
de los nutrientes presentes en cada caso (suelo con y sin compost); número de hojas y
ramas, altura del tallo, diámetro del tallo. Finalmente, se determina el área foliar y el
índice de área foliar con la aplicación de un software para medir estas variables,
tomando fotos de la planta y escaneado las mismas con un scanner Lycos, para hallar
dichas medidas. Para las variables ya mencionadas, se realizará un análisis de varianza
(p=0.05) mediante el software Statistics y se probaran los supuestos por medio de
ANOVA.
RESULTADOS
Los análisis fisicoquímicos de las muestras de suelo del cultivo reportaron que los
valores de pH de la muestra se encuentran dentro del rango óptimo para el desarrollo de
la planta. La conductividad eléctrica es baja por lo tanto no hay problema de salinidad,
sin embargo el nivel de sodio en el suelo es alto y es importante tomar medidas para
evitar el enriquecimiento del suelo con este elemento porque se pueden presentar
problemas de estructura en el suelo. Dentro de los elementos mayores el nitrógeno y el
fósforo son los elementos que presentan deficiencias y todos los elementos menores a
excepción del hierro se encuentran deficientes.
En cuanto a los recuentos en placa de los diferentes microorganismos en suelo y
compost, se encontraron poblaciones apreciables de bacterias (>108 UFC/g)
actinomycetes (105 UFC/g) y hongos (105 UFC/g), demostrando la riqueza de este tipo.
Respecto al aislamiento e identificación de bacteria fijadora de Nitrógeno, se realizó
inicialmente la técnica Gránulos de suelo en medio ashby: en el cual se colocaron 30
gránulos por cada placa de petri de cada punto del muestreo, obteniéndose porcentajes
de recuperación apreciables como 54, 60 y hasta 90%.
Finalmente, los resultados más significativos de esta evaluación se dan en relación a área
foliar y número de rebrotes, en donde las concentraciones de 15 y 30 Tn de compost
producido a partir de residuos sólidos urbanos e inoculado con Azotobacter sp., da los
mejores rendimientos de estos parámetros. (Figuras 1 a y b).
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
No.
DE
REB
RO
TES
15 Ton BA +Azotobacter
30 Ton BA +Azotobacter
[Agrostevia] +Azotobacter
15 Ton BA 30 Ton BA
TRATAMIENTO
No. DE REBROTES (8 DÍAS DESPUÉS DE LA PRIMERA PODA)
Figuras 1 a y b: Resultados preliminares de las mediciones de área foliar y número de
rebrotes con la aplicación de compost producido a partir de residuos urbanos (BA) y el
compost producido en el cultivo de stevia, además de la aplicación del inoculantes
74
75
CONCLUSIONES
Se recomienda aplicar materiales orgánicos compostados 20 días antes del trasplante,
para mejorar las condiciones físicas y químicas del suelo, y así lograr mejor
disponibilidad de los elementos para la planta.
AGRADECIMIENTOS
A BioAgrícola del Llano S.A. E.S.P. Cll. 34A No. 35-28 Villavicencio, Colombia, por el
auspicio.
REFERENCIAS
Aquilanti, F. Favillib, F. Clementi. 2004. Comparison of different strategies for isolation
and preliminary identification of Azotobacter from soil samples. Firenze, Italy. Soil
Biology & Biochemistry 36: 1475-1483.
Parra, D. 1999. Optimización de un medio de cultivo para producción de Azotobacter
chrococcum.
76
77
EFECTOS DEL MANEJO TRADICIONAL Y CERO-LABRANZA
EN LA MATERIA ORGÁNICA DE SUELOS AGRÍCOLAS DE LA
REGIÓN METROPOLITANA
Gilda Borie B.1, Juan Pablo García A.1, Edmundo Acevedo2 y
Fernando Borie B.3
1 Departamento Química Inorgánica y Analítica, Fac. de Ciencias Químicas Farmacéuticas Universidad de Chile. Olivos 1007 Casilla 233 Santiago
2 Departamento de Producción Agrícola. Facultad de Ciencias Agrarias. U de Chile 3 Departamento de Química. Facultad de Ingeniería. Universidad de la Frontera
* Correspondencia: E-mail: [email protected]
RESUMEN
El presente trabajo muestra, de forma comparativa, el ciclo del carbono y el nitrógeno en suelos bajo el sistema de “cero labranza” versus “labranza tradicional”. Los suelos muestreados en perfiles de 0-2cm y 0-5 cm de profundidad corresponden a un Mollisol de la zona central de nuestro país, que ha estado bajo el sistema de cero-labranza por 6 y 10 años. Se hizo un estudio completo de la materia orgánica, sus fracciones estables y lábiles y de las formas de nitrógeno asociado a la materia orgánica así como las formas inorgánicas: nitratos y amonio. Los niveles de carbono y nitrógeno totales mostraron un aumento para los suelos bajo el sistema conservacionista “cero-labranza”. El “pool labil” de la materia orgánica, evaluado como hidratos de carbono, presentó también una variación positiva para ambas profundidades de suelo estudiadas, lo que refleja una mejor condición física de los mismos en cuanto a agregación y permeabilidad. El uso de la “cero la branza” también produjo una mejora en cuanto a la capacidad de retención de agua, aunque los suelos sometidos a este tratamiento por 6 años presentan resultados mejores que los tratados por 10 años ya que éstos últimos presentan problemas de infiltración.
INTRODUCCIÓN
En nuestro país, durante los últimos años, se ha incrementado el uso del sistema
conservacionista de suelos, conocido como “cero labranza”. Los aportes de mayor
relevancia de este tipo de manejo agrícola se basan en la recuperación y mantención de
los niveles de materia orgánica en los suelos, especialmente en el estrato superficial.
78
Bajo esta condición, mejora la estructura de los suelos de forma significativa; aumenta la
capacidad de retención de agua, se produce una mejor aireación y subsecuentemente una
regulación más eficaz de la temperatura en la zona rizosférica. Este aumento de la MOS,
junto a su adecuado reciclaje, implica un importante aporte energético y nutricional para
los microorganismos del suelo. Dependiendo del tipo de suelo, con el manejo
conservacionista se consigue una mayor concentración de macro y micronutrientes en el
estrato superficial, y se logra una mayor eficiencia en la utilización de ellos.
El presente trabajo muestra, de forma comparativa, el ciclo del carbono y el nitrógeno en
suelos bajo el sistema de “cero labranza” versus la “labranza tradicional” Los suelos
muestreados en perfiles de 0-2cm y 0-5 cm de profundidad corresponden a un Mollisol
de la zona central de nuestro país, que ha estado bajo el sistema de cero-labranza por 6 y
10 años.
MATERIALES Y MÉTODOS
Suelos. Las muestras de suelos recopiladas para el presente estudio son del orden
Mollisol, de la Región Metropolitana, Estación Experimental Antumapu, perteneciente a
la Universidad de Chile. Las muestras fueron tomadas en paralelo de tres terrenos bajo
“labranza tradicional” y tres terrenos tratados mediante “labranza cero” por un periodo
de 6 años. Además se tomaron muestras por triplicado de un terreno tratado también
mediante “labranza cero” por un periodo de 10 años. Cabe destacar que en estos suelos
se ha cultivado maíz y trigo por rotación y las muestras se colectaron dos meses después
de la cosecha de trigo. Todas las muestras se recolectaron de 2 niveles de profundidad,
de 0-2 cm y 0-5 cm. Posteriormente fueron tamizadas a un ancho de malla de 2 mm,
fueron homogenizadas, se almacenaron en bolsas plásticas y fueron guardadas en
refrigerador.
Métodos de análisis.
-Fraccionamiento de la materia orgánica del suelo de acuerdo a Aguilera et al. (1997).
79
- Determinación de Carbono y Nitrógeno total en el suelo y en las fracciones orgánicas
estables (ácido húmico, ácido fúlvico y humina): en analizador elemental Vario EL.
- Determinación de hidratos de carbono por el Método de la Antrona.
- Determinación de Nitrógeno inorgánico en formas de nitrato y amonio: Este ensayo se
realizó de acuerdo al método descrito por Keeney, D.R. y Nelson, D.W.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
De acuerdo a los datos encontrados, se puede afirmar que la humedad en los sistemas de
cero-labranza se ha incrementado así como la capacidad máxima del suelo para retener
dicha agua. El nivel de los nutrientes N y C también se incrementan notoriamente, hasta
un 64% en la muestra de cero-labranza de 6 años. Por su parte los hidratos de carbono
aumentan y con ello deben mejorar las propiedades físicas de los suelos como la
agregación de ellos.
Tabla 1: Algunas propiedades determinadas en los suelos en estudio.
Suelo % H2O pH % C %N WHC HC sol HC
totales
LTP1 10,62 6,31 1,9 0,14 44,7 13 3,43
LTP2 11,55 6,36 2 0,14 44,67 13,6 3,32
CL6P1 19,09 6,39 2,8 0,23 53,32 18,5 6,41
CL6P2 18,16 6,40 2,6 0,21 54,27 18,12 6,54
CL10P1 17,30 6,49 2,5 0,19 57,44 26,86 4,89
CL10P2 16,24 6,53 2,2 0,16 55,44 26,56 4,98 LT= labranza tradicional, CL= cero labranza , P1= perfil 0-2 cm , P2= perfil 5 cm
WHC= capacidad máxima de retención de agua (g agua/100 g suelo seco)
HCsol= hidratos de carbono solubles (µg/g de suelo seco)
HC totales= hidratos de carbono hidrolizados (mg/g de suelo seco)
Se realizó el fraccionamiento de la materia orgánica y se determinó el contenido de C de
cada fracción, con ello fue posible determinar el “balance de Carbono” es decir
determinar qué significación tiene cada fracción en el contenido total de C presente en el
suelo.
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
% C
LTP1 LTP2 CL6P1 CL6P2 CL10P1 CL10P2
Balance de Carbono
Total Res-Hum HA FA Figura 1: Balance de C en suelos con cero labranza y cultivo tradicional.
Queda de manifiesto que el incremento de carbono de los suelos con cero-labranza se
produce en forma equilibrada en todas las fracciones constituyentes de ella. Lo mismo se
puede observar respecto del nitrógeno.
0
0,05
0,1
0,15
0,2
Balance de trógenoNi
0,25
% N
LTP1 LTP2 CL6P1 CL6P2 CL10P1 CL10P2
Total Res-Hum HA FA Figura 2: Balance de N en suelos con cero labranza y cultivo tradicional
80
81
damente un 27%
specto de la labranza tradicional, hay mayor retención y disposición de agua.
N y C en total y también en las distintas fracciones lo que
asegura tener C más lábil ó fácilmente disponible y C estable que permite mantener el
umentan especialmente en el perfil más superficial del suelo siendo mayor
6 años comparado con 10 años bajo labranza cero.
AG
Agu
unications in Soil Science
and Plant Analysis 28(11-12): 899-912.
mundo Acevedo, 2003. Sustentabilidad en cultivos anuales. Cero Labranza y manejo
de rastrojos. Serie Ciencias Agronómicas Nº 8
uilera S., Borie G., Del Canto P., Peirano P., 1996. Contribución del sistema
conservacionista de “cero labranza” en los niveles de C, P y en la bioactividad de
suelo Santa Bárbara. Agricultura Técnica 56(4): 250-254
CONCLUSIONES
En los suelos sometidos a cero-labranza aumenta la WHC en aproxima
re
Aumenta el contenido de
estatus orgánico del suelo. El incremento en HC mejora las propiedades físicas.
El C y el N a
este incremento en
RADECIMIENTOS
Se agradece el financiamiento de este trabajo al proyecto FONDECYT Nº 1060372.
REFERENCIAS
ilera S., Borie G., Galindo G., Peirano P., 1997. Organic matter in volcanic soils in
Chile. Chemical and Biochemical Characterization. Comm
Ed
Ag
82
83
AUMENTO DE LA ACTIVIDAD MICROBIANA POR
APLICACIÓN DE ATRAZINA Y PURINES DE ORIGEN BOVINO
EN UN ANDISOL DE USO AGRÍCOLA
Gabriela Briceño, Carla Puccio, Rolando Demanet, María de la Luz
Mora y Graciela Palma Universidad de La Frontera, Av. Francisco Salazar 01145, Casilla 54-D, Temuco, Chile.
RESUMEN
Se evaluó el efecto de atrazina sobre la actividad biológica de un suelo enmendado con purines de origen bovino. Los resultados obtenidos mostraron que atrazina no presenta un efecto tóxico sobre los microorganismos del suelo, observándose un aumento de la actividad al aplicar distintas dosis de atrazina. El suelo no enmendado expuesto a atrazina presentó un máximo nivel de respiración entre los días 25 y 40, mientras que los suelos enmendados entre los días 20 y 25. Por otra parte, la aplicación de purines al suelo siempre contribuyó a una mayor actividad biológica. INTRODUCCIÓN
La aplicación de herbicidas en suelos de uso agrícola que han recibido alguna enmienda
orgánica es una práctica frecuente en diversos países. Investigaciones sobre los efectos
de enmiendas orgánicas en los procesos de pesticidas han evidenciado un aumento de la
biodegradación, proceso asociado a una mayor actividad biológica del suelo originado
por el aumento de microorganismos y contenido de nutrientes que son incorporados a
través de la enmienda, favoreciendo una bioestimulación de microorganismos con la
capacidad o que se han adaptado para degradar pesticidas.
Atrazina (2-cloro-4-etilamino-6-isopropilamino-1,3,5-triazina) es un herbicida de amplio
uso aplicado en suelo para el control de malezas de hoja ancha y gramíneas. Es un
herbicida de moderada persistencia con una vida media de unos pocos días hasta meses
(Piutti et al., 2002). Se ha observado, que diversos microorganismos del suelo presentan
84
la capacidad de degradar atrazina e incluso adaptarse a su degradación (Topp, 2001),
observándose una rápida mineralización con una disminución de la eficiencia sobre el
control de malezas (Entry & Emmingham, 1995; Briceño et al., 2007).
En el sur de Chile, en suelos utilizados para el cultivo de maíz forrajero se aplica purines
como enmienda orgánica y atrazina para el control de malezas. Sin embargo, este
manejo ha resultado en la emergencia de densas poblaciones de malezas que invaden los
cultivos (Demanet, com pers) lo que ha llevado a aumentar las dosis de aplicación de
atrazina, asociándose a un aumento en los costos de producción y eventualmente a un
mayor impacto ambiental. El objetivo de este trabajo es evaluar el efecto de atrazina
sobre la actividad microbiana de un Andisol enmendado con purines de origen bovino.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se utilizó un Andisol (Ashy Mesic Hydric Dystrandept) (región de Los Ríos, Sur de
Chile), muestreado de los primeros 20 cm del perfil, se tamizó y se ajustó la humedad al
70% c.c. A 1000 g de suelo se agregó 0, 70, 140, y 200 mL de purín, equivalente a una
dosis de: 0, 100, 200 y 300 mil L ha-1 (sustratos S-0, S-100, S-200 y S-300,
respectivamente). Luego de 30 días de estabilización de los sustratos (Tabla 1) bajo
condiciones de laboratorio a 20°C, oscuridad y humedad controlada se aplicó atrazina en
concentraciones de 0, 1, 2 y 3 mg kg-1 equivalente a sin aplicación (D-0), dosis
recomendada (D-1), el doble (D-2) y triple (D-3) de la dosis recomendada,
respectivamente. Se evaluó la respiración microbiana a 100 g de sustratos puestos en
frascos herméticamente cerrados, el CO2 atrapado en 10 ml de NaOH 0.5 M fue titulado
con HCl 0.5 M. La actividad FDA se determinó según método de Adam & Duncan,
(2001) y la actividad B-glucosidasa según método descrito por D’Ascoli et al., (2006).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En la tabla 1 se muestran las características químicas de los sustratos luego de 30 días de
la aplicación de purines.
Tabla 1: Propiedades químicas de los sustratos estudiados luego de 30 días de aplicado el purín de origen bovino.
Sustrato pH M.O (%) C:N N P Cu Fe Zn S Mn mg kg-1
S-0 5.3 19 18.2 33.0 5.4 1.0 41.7 0.8 9.5 3.6S-100
5.1 18 17.2 33.0 5.3 0.9 35.5 0.7 20.0 2.7S-200 5.3 18 17.9 38.0 5.3 1.0 33.6 0.7 25.5 3.3S-300 5.2 18 18.0 35.0 6.0 0.9 32.9 0.7 31.0 4.2La evaluación de la respiración microbiana obtenida para los sustratos estudiados se muestra en la fig. 1.
0 10 20 30 40 50 60 70 800
50
100
150
200
250
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O2 (
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-1 su
stra
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Tiempo (días)
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0 10 20 30 40 50 60 70 800
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Tiempo (días)
D-0 D-1 D-2 D-3
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0 10 20 30 40 50 60 70 800
50
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Tiempo (días)
D-0 D-1 D-2 D-3
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Tiempo (días)
D-0 D-1 D-2 D-3
S-300
0 10 20 30 40 50 60 70 800
50
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C-C
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Tiempo (días)
D-0 D-1 D-2 D-3
S-0
0 10 20 30 40 50 60 70 800
50
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Tiempo (días)
D-0 D-1 D-2 D-3
S-100
0 10 20 30 40 50 60 70 800
50
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Tiempo (días)
D-0 D-1 D-2 D-3
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0 10 20 30 40 50 60 70 800
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400
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Tiempo (días)
D-0 D-1 D-2 D-3
S-300
Figura 1: Respiración microbiana para un periodo de 80 días de los sustratos estudiados expuestos a distintas dosis de atrazina.
85
1 000
Figura 2: Actividad FDA para un periodo de 80 días de incubación de los sutratos expuestos a las dosis D-0, D-1, D-2 y D-3
de atrazina.
1 10 20 30 40 60 800
100
200
300
400
500
600
700
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900
ug F
luor
esce
ina
-1 g
pes
o se
co s
ustr
ato
-1 h
Tiempo (días)
S-0 S-100 S-200 S-300
ATR D-0
1 10 20 30 40 60 800
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
Tiempo (días)
S-0 S-100 S-200 S-300
ATR D-1
1 10 20 30 40 60 800
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Tiempo (días)
S-0 S-100 S-200 S-300
ATR D-2
1 10 20 30 40 60 800
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Tiempo (dias)
S-0 S-100 S-200 S-300
ATR D-3
1 10 20 30 40 60 800
100
200
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Tiempo (días)
S-0 S-100 S-200 S-300
ATR D-0
1 10 20 30 40 60 800
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
Tiempo (días)
S-0 S-100 S-200 S-300
ATR D-1
1 10 20 30 40 60 800
100
200
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Tiempo (días)
S-0 S-100 S-200 S-300
ATR D-2
1 10 20 30 40 60 800
100
200
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Tiempo (dias)
S-0 S-100 S-200 S-300
ATR D-3
86
87
Figura 3: Actividad B-glucosidasa para un periodo de 80 días de incubación de los sustratos expuestos a las dosis D-0, D-
1, D-2 y D-3 de atrazina.
1 10 20 30 40 60 800
2
4
6
8
10
umol
pNP
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-1
Tiempo (días)
S-0 S-100 S-200 S-300
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S-0 S-100 S-200 S-300
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Tiempo (días)
S-0 S-100 S-200 S-300
ATR D-3
-1
88
Para un periodo de 80 días se observó un aumento de la actividad microbiana luego de
aplicar atrazina en diferentes dosis. Para S-0 se observó un máximo nivel de actividad
entre los días 25 para D-1 de atrazina y el día 40 para D-2 y D-3, mientras que S-100, S-
200 y S-300 presentaron una máxima actividad biológica el día 20 para D-1 y D-2 de
atrazina a diferencia de D-3 donde se presentó para el día 25.
En la fig. 2 y 3 se presentan los resultados obtenidos para la actividad enzimática FDA y
B-glucosidasa, respectivamente. La actividad FDA fue mayor en sustratos enmendados
con purines, mientras que el aumento de las dosis de atrazina no presentó una
disminución de la actividad, observándose en la mayoría de los casos una actividad
cercana a los 500 µg de fluoresceína h-1, exceptuando los días 30 y 40 donde la actividad
para todos los sustratos estudiados expuestos a atrazina presentó una disminución.
A diferencia de la actividad FDA, la actividad B-glucosidasa presentó los menores
niveles de actividad en el primer día de incubación. Sin embargo, se observó que los
sustratos enmendados siempre presentaron una actividad superior a la de S-0. Con el
avance de la incubación la actividad aumentó en todos los sustratos, mientras que no se
presentó una tendencia al aumento o disminución al aumentar las dosis de atrazina.
Con los resultados obtenidos se descarta un efecto tóxico de atrazina sobre los
microorganismos del suelo. Por otra parte, si el aumento de la respiración microbiana al
aplicar atrazina estuviera originado por la mineralización de este producto por los
microorganismos del suelo tal como ha sido reportado por (Piutti et al., 2002), la
aplicación de purines como enmienda podría estar contribuyendo a una acelerada
degradación de atrazina lo que estaría de acuerdo Abdelhafid et al. (2000). Sin embargo,
es necesario complementar estos datos con el correspondiente estudio de persistencia.
Una acelerada degradación ha sido asociada a una mayor actividad del suelo (Moorman
et al., 2001) pudiendo verse favorecido en este caso, considerando que los suelos
enmendados con purines siempre presentaron una mayor actividad.
AGRADECIMIENTOS
Proyecto FONDECYT 1070568.
89
REFERENCIAS
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C and N availability in adapted and non-adapted soils. Soil Biol. Biochem. 32, 389-
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measurement of total microbial activity using fluorescein diacetate (FDA) in a range
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Topp, E. 2001. A comparison of three atrazine-degrading bacteria for soil
bioremediation. Biol. Fertil. Soils 33, 529-534.
90
91
VALIDACIÓN DE LA DETERMINACIÓN DE BORO EN SUELOS
Y ELUIDOS DE SUELOS TRATADOS CON LODOS DEL NORTE
DE CHILE
Margarita Briceño1, María Angélica Solís1, María Cristina González1
y Josefina Canales2
1 Departamento de Ciencias Químicas y Farmacéuticas, Universidad Arturo Prat, Casilla 121, Iquique, Chile. [email protected]
2Departamento Ciencias Químicas, Facultad de Ingeniería, Ciencias y Administración, Universidad de La Frontera, Casilla 54-D Temuco, Chile.
RESUMEN
El objetivo de este trabajo es la validación de la metodología para la determinación de Boro en muestras de suelos salinos del Norte de Chile, específicamente de la Provincia de Iquique y de los lodos producidos en la planta de tratamiento de aguas servidas domésticas de Alto Hospicio. De los parámetros de validación se observó una buena linealidad del método así como también una buena repetibilidad y reproducibilidad de las medidas. Posteriormente se aplicó la metodología a suelos salinos y eluidos de suelos tratados con lodos, estos resultados muestran que todas las muestras presentan altas concentraciones de B y que se encuentran por sobre la norma. Palabras Clave: Boro, suelos salinos, validación.
INTRODUCCIÓN
El Boro (B) es un micronutriente esencial requerido para el crecimiento normal de los
cultivos y su adsorción por las plantas depende de la concentración de B en la interfase
sólido-solución. Por otra parte, el B también puede causar síntomas de toxicidad y
provocar graves daños a las plantas. Niveles tóxicos de B han sido reportados en suelos
de regiones áridas y semi-áridas del mundo así como también su efecto en el crecimiento
en los cultivos producto del uso de agua de riego con altas concentraciones de sales y B
(Keren and Bingham, 1985; Hanks et al., 1986; Su and Suarez, 2004).
Los suelos del Norte de Chile clasificados como Aridisoles (Soil Survey Staff, 1999)
tienen altos contenidos de B, sin embargo no se encuentra información analítica
92
confiable respecto de las concentraciones determinadas en los suelos distribuidos en la
Provincia de Iquique ni menos aún de los lodos producidos en la zona.
El objetivo de este trabajo es la validación de la metodología para la determinación de
Boro en muestras de suelos salinos del Norte de Chile, específicamente de la Provincia
de Iquique y de los lodos producidos en la planta de tratamiento de aguas servidas
domésticas de Alto Hospicio.
MATERIALES Y MÉTODOS
Suelos y Lodo: Se seleccionó 3 suelos (Alto Hospicio, La Tirana y Canchones) de la
Provincia de Iquique con un tamaño de partícula <2mm, horizonte A no sometido a
fertilización. El lodo utilizado proviene de la planta de tratamiento de aguas servidas
domiciliarias ubicada en Alto Hospicio y guano de cabra. Además se consideró eluidos
de suelos tratados con lodos en distintas proporciones como fuente de materia orgánica.
Determinación de Boro: la determinación cuantitativa de Boro se realizó a través de
espectrofotometría de absorción molecular a 420 nm usando Azometina H. (Sadzawka et
al., 2006).
a) Parámetros: para la obtención de los parámetros de validación tales como linealidad,
Repetibilidad (precisión), Reproducibilidad y robustez se utilizó un estándar de
concentración exactamente conocida y cuando fue necesario se contaminó las muestras
con B. Se debe señalar que para muestras sólidas se realizó la curva en cloruro de calcio.
b) Muestras sólidas: las muestras sólidas fueron extraídas con solución de cloruro de
calcio 0,01M a ebullición durante 10 min.
c) Muestras líquidas: se toman las alícuotas respectivas y se desarrolla color con
azometina-H en medio tamponado.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Para evaluar los parámetros de validación se utilizó un estándar de B de 1000 mg/L
debidamente certificado.
De la curva de calibración obtenida se observa claramente una relación lineal entre la
Absorbancia y la concentración de Boro (Figura 1), hasta 10 ppm de B.
Para evaluar la repetibilidad del sistema se realizaron 6 medidas de cada punto y se
determinó la desviación estándar (S) y coeficiente de variación (% CV), mientras que
para evaluar la Reproducibilidad del sistema se determinó el porcentaje de recuperación
(%R) y el CV(%) para dos analistas durante dos días diferentes (Tabla 1 y 2).
y = 0,1527xR2 = 0,9991
00,20,40,60,8
11,21,41,61,8
0 5 10 15
Boro (ppm)
Abso
rban
cia
Figura 1: Curva de calibración Absorbancia vs. B (ppm) en agua.
Tabla 1: Parámetros para la evaluación de la Repetibilidad del sistema, desviación
estándar (S), coeficiente de variación CV (%) para la solución intermedia.
Parámetro B en agua B en CaCl2 0,01 M
S 0,0094 0,011 CV (%) 3,08 3,55
Tabla 2: Parámetros para la evaluación de la Reproducibilidad del sistema, porcentaje
de Recuperación, R (%).
Analista 1 Analista 2 Día 1 Día 2 Día 1 Día 2
CV (%) %R CV (%) %R CV (%) %R CV (%) %R 3,40 99,97 3,25 98,9 3,05 100,1 3, 10 99,80
93
Los resultados obtenidos presentan poca dispersión entre ellos, así como también una
buena reproducibilidad y repetibilidad de las medidas. La determinación de los
parámetros analíticos, permitió aplicar la metodología a muestras reales tanto sólidas
como líquidas con las precauciones respectivas según se observa a continuación.
La Figura 2 representa la concentración de B en muestras sólidas, se puede observar que
el Lodo tiene las concentraciones más altas de B, mientras que el suelo Alto Hospicio
tiene la concentración menor, sin embargo todos los valores están por sobre las normas
nacionales e internacionales, esto hace suponer que si se agrega Lodo a suelos podría
aumentar considerablemente la contaminación con este elemento. La Figura 3 representa
la concentración de B en función del riego por 12 semanas, se observa que la
concentración de B disminuye a medida que se riegan las muestras tratadas con lodo
siendo factible aplicar esta metodología a muestras líquidas. Para ambos casos (Figura 2
y 3) se puede señalar una alta sensibilidad de la técnica y el método analítico aplicado,
respecto de las variaciones de concentración de B independientemente de su naturaleza.
Concentracion de Boro en muestras sólidas
(mg/Kg)
020406080
100
la tirana canchoenes hospicio lodos guano
muestras
Bor
o (m
g/K
g)
Figura 2: Boro (mg/Kg) en muestras sólidas.
94
95
LA TIRANA
0,0
200,0
400,0
600,0
800,0
1000,0
1200,0
0 5 10 15
SEMANA
CONC
ENTR
ACI
ON
controllodo xlodo yguano de cabra
Figura 3: B (mg/L) en eluidos.
CONCLUSIONES
Se validó la determinación de B en suelos salinos, Lodo y eluidos de suelos tratados con
Lodos, obteniéndose resultados confiables y reproducibles.
AGRADECIMIENTOS
Margarita Briceño Agradece al proyecto FONDECYT Nº 11060265
REFERENCIAS
Hanks, R.J., U. Shani, R.L. Cartee, G.E. Bingham, L.W. Willardson, W.R. Mace, and R.L.
Kidman. 1986. Use of saline waste water from electrical power plants for irrigation,
1985 report. Res. Rep. 110, Utah State Univ. Logan.
Keren, R. and F.T. Bingham. 1985. Boron in water, soils and plants. Adv. Soil Sci. 1: 229-
276.
Su, C. and D.L. Suarez. 2004. Boron release from weathering of Illites, Serpentine, Shales
and Illitic/Palygorskitic soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 68: 96-105.
96
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EVALUACIÓN DE MICROTERRAZAS PARA LA FORMACIÓN
DE SUELOS EN UN EX RELLENO SANITARIO.
Lucrecia Brutti H. y Manuel Garrido G. EMERES, Aguas Andinas y Universidad Mayor, Escuela de Agronomía, Camino La
Piramide 5750, Huechuraba, Santiago, Chile, Email: [email protected]
RESUMEN
En los últimos 10 años, en la Región Metropolitana se ha llevado a efecto un importante mejoramiento en el ámbito sanitario, el que ha tenido frutos en diversos focos críticos de la relación entre las zonas urbanas y el medioambiente. En este contexto, la empresa de Aguas Andinas ha tenido un rol protagónico, como pionera en la depuración de las aguas servidas. Tal decisión le ha significado destinar una importante cantidad de recursos financieros, constituyéndose en la mayor inversión realizada en el país para fines medioambientales. La Planta de Tratamiento de aguas servidas de La Farfana alcanza un monto de inversión de US$315 millones, mientras que en la Planta de El Trebal, la cantidad asciende a US$150 millones. Ambas plantas de tratamiento suman una inversión de US$465 millones. Cabe destacar que en el año 2009 entra en funcionamiento una tercera planta llamada Los Nogales. La idea de limpiar las aguas servidas, se realiza con el fin de devolver a su cauce natural las aguas contaminadas generadas por la población de Santiago, de manera limpia y pura, minimizando así el impacto ambiental y mejorando la calidad de vida de los habitantes (al disminuir los malos olores y permitir aumentar la salud e higiene) y, adicionalmente, aportando al riego agrícola con agua de gran calidad, lo que se traduce en la obtención de frutas y verduras más saludables. Del proceso de depuración de las aguas derivan grandes cantidades de subproductos, llamados biosólidos. Éstos, en un comienzo, generan una importante carga patógena, por lo que es de vital importancia que el procesamiento sea muy eficiente. Para la obtención de biosólidos de buena calidad, es necesario que los metales pesados que contienen no excedan el límite establecido. El presente estudio tuvo la finalidad de comprobar que el subproducto de la depuración de las aguas servidas pudiera ser utilizado como fuente de nutrientes. La incidencia de los biosólidos en la agricultura está siendo estudiada con buenos resultados, pudiéndose convertir en una excelente alternativa para este rubro. Para el objetivo mencionado, se escogió evaluar los biosólidos como fuente de materia orgánica para el suelo del ex relleno sanitario de Lepanto, el que se encuentra en una etapa de cierre, y contempla la recuperación de este terreno como un área verde. En vista de esto, se hizo necesario realizar el estudio sobre micro terrazas, para así poder conformar suelo, en el cual se establecieron tres especies herbáceas: Trébol blanco enano (Trifolium repens), Festuca (Festuca arundinacea) y Poa (Poa pratensis). El suelo fue
98
conformado por concentraciones con distintas dosis de biosólidos (0%, 5%, 10% y 15%). Se establecieron 4 tratamientos con 4 repeticiones, con un diseño estadístico de cuadrado latino. Se evaluó el pH, la conductividad eléctrica, la materia orgánica, la temperatura del suelo y la densidad aparente. Los resultados de estas evaluaciones fueron llevadas a un análisis de varianza (ANDEVA), donde las diferencias entre tratamientos fueron determinadas a través de una prueba de rango múltiple de Duncan P (0,05). Las mezclas conformadas con biosólidos otorgaron cualidades positivas para el establecimiento del césped, entregando mejores resultados los sustratos con 10 y 15 por ciento de biosólidos. El pH de las micro terrazas fue siempre cercano al neutro, mientras que la conductividad eléctrica se encontró dentro de los rangos normales de salinidad. La materia orgánica, en el sustrato del 15%, fue un 266% mayor que el testigo, mientras que el sustrato del 10% fue 177% mayor que el testigo. Esto se evidenció claramente en las diferencias de crecimiento entre el testigo y los otros tratamientos. El biosólido no tiene problemas con respecto a su población de coliformes fecales debido a que cumple con la normativa de la CONAMA, que establece 2.000 NMP gۤ¹ (Numero Más Probable) de biosólido.
Palabras clave: Biosólidos, Aguas Servidas, micro terrazas, relleno sanitario.
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ADSORCIÓN DE PCF Y 2,4-DCF EN SUELOS UMBRISOL Y
ANDISOL
1C. Carvajal, 2M. Cea, 2O. Rubilar, 5C. Trasar, 4M.L. Mora y 3M.C.
Diez 1 Magíster en Ciencias de la Ingeniería, m. Biotecnología, 2Instituto de Agroindustria,
3 Departamento de Ingeniería Química, 4Departamento de Ciencias Químicas, Universidad de La Frontera, Temuco, Chile.
3 CSIC-Galicia, Santiago de Compostela, España e-mail: [email protected]
RESUMEN
Se estudió la adsorción de 2,4-diclorofenol (2,4-DCF), y pentaclorofenol (PCF) en suelos Umbrisol y Andisol. La adsorción de clorofenoles disminuyó al aumentar el pH en el orden 2,4-DCF < PCF. La mayor adsorción de PCF fue en el suelo Umbrisol (uso forestal) debido a su mayor contenido de materia orgánica y bajo pH. Sin embargo, 2,4-DCF fue mayormente adsorbido en el Andisol debido a que su composición favorece la adsorción de este compuesto.
INTRODUCCION
Los clorofenoles son compuestos orgánicos tóxicos, ampliamente distribuidos en el
medio ambiente acuático y terrestre. Estos compuestos se encuentran presentes en aguas
residuales de industrias químicas, petroquímicas, textiles, papeleras y varias más. Una de
las fuentes más importantes de generación de estos compuestos ha sido la fabricación de
pulpa y papel, en su etapa de blanqueo con cloro (Diez et al., 1999). Estos compuestos
una vez presentes en ambiente suelo, pueden ser adsorbidos, inmovilizados o bien ser
transformados. Es importante destacar que la magnitud de la adsorción de compuestos
orgánicos en general en suelos, radica fundamentalmente en las características físico-
químicas del compuesto como también las características de los suelos (Cea et al, 2007).
Una característica distintiva de los Andisoles es que son derivados de materiales
volcánicos, dominados por minerales no cristalinos entre los que se incluye
principalmente alofán y óxidos de hierro y aluminio. La formación de estos materiales
100
no cristalinos amorfos a rayos X, resulta de la rápida intemperización de los vidrios
volcánicos (Dahlgren et al., 1993). Los Umbrisoles, son suelos derivados de cenizas
volcánicas, rocas metamórficas o de sedimentos marinos mezclados con cenizas
volcánicas. Son suelos profundos a moderadamente profundos, de clases texturales
franco arenosa a franco arcillo limosa y colores gris rojizo a pardo muy oscuro en
superficie, friables y bien drenados a excesivamente bien drenados. Además, son suelos
ricos en materia orgánica y ácidos. El presente estudio tuvo como objetivo evaluar la
adsorción de 2,4-diclorofenol, y pentaclorofenol en suelos Umbrisol y Andisol.
MATERIALES Y MÉTODOS
Suelos: se utilizó 1 suelo agrícola Chileno (Andisol) de la serie Temuco, Chile, extraído
a una profundidad de 0-20 cm, con un contenido de materia orgánica (M.O) de 14% y
pH de 6,10. Se utilizaron además, 2 suelos españoles (Umbrisoles), correspondientes a
un suelo con uso agrícola y uno con uso forestal, ambos extraídos a una profundidad de
0-20 cm, con un contenido de M.O de 10% y 18% y pH de 4,84 y 4,82, respectivamente.
Todos los suelos fueron tamizados (< 2 mm), secados al aire y almacenados en envases
plásticos para su posterior utilización.
Compuestos orgánicos: se utilizó como compuestos modelo: pentaclorofenol (PCF) y
2,4 diclorofenol (2,4-DCF) Sigma Chemical Co., con un grado de pureza >95%.
Estudios de adsorción: para evaluar el efecto del pH en la adsorción de clorofenoles, se
colocó 1 g de cada suelo en tubos de centrífuga de policarbonato de 50 mL a fuerza
iónica de 0,1 mol L-1 de KCl a 25ºC. Se realizaron las isotermas en un rango variable de
concentraciones de modo de evaluar el efecto del pH mediante la aplicación de modelos
empíricos. Las isotermas se realizaron a pH 4,5; 6,0 y 7,5 a 25 ºC y volumen final de 20
mL. El rango de concentraciones fue fijado en 0, 30, 60, 90 y 120 µmol L-1 para 2,4-
DCP y PCP. Después de 24 h de contacto, el sobrenadante fue filtrado a través en una
membrana de 0,45µm y los clorofenoles analizados mediante cromatografía líquida de
alta resolución (HPLC).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La adsorción de 2,4-DCF y PCF en función del pH de la suspensión de suelo se presenta
en las Figura 1 y 2. Se observó una menor variación en la adsorción del 2,4-DCF en
relación a la variación de pH, en los tres suelos estudiados. La mayor variación en la
adsorción de PCF, cuyo valor de pKa es 4,75, se debe principalmente a que este
compuesto se presentó en forma iónica a través de todo el rango evaluado. La
disminución en la adsorción por el incremento en el pH, se atribuye al aumento de la
carga negativa de la superficie, lo cual genera repulsión entre el ión fenolato y la
superficie. Al contrario, a valores bajos de pH, existe un predominio de cargas positivas,
favoreciendo interacciones de tipo electrostática entre el ión fenolato y la superficie
aumentando la adsorción.
Figura 1: Isotermas de adsorción de PCF en: Andisol, Umbrisol (agrícola) y Umbrisol
(forestal), a valores de pH 4,5, 6,0 y 7,5, fuerza iónica en KCl 0,1 mol L-1.
101
La adsorción de ambos clorofenoles fue descrita adecuadamente por el modelo empírico
de Freundlich. El parámetro Kf disminuyó con el incremento del pH para ambos
compuestos, en cambio, el valor del parámetro que tiene relación con la energía de
enlace (1/n) del adsorbato con la superficie, aumentó en relación al pH (Tabla 1),
indicando una disminución en la afinidad de ambos compuestos por la superficie, ya que
isotermas con 1/n < 1 (tipo-L) indican una fuerte afinidad del adsorbente por el
adsorbato, al contrario, isotermas con 1/n > 1 (tipo-S) indican competencia entre agua
de solvatación y adsorbato por los sitios de unión (Benoit et al., 1996).
La capacidad de adsorción (Kf) para PCF a pH 4,5 indicó que el suelo Umbrisol de uso
forestal, es capaz de retener grandes cantidades del compuesto, en relación a los otros
dos suelos, probablemente debido a que a este valor de pH el PCF se presenta en más de
un 50% en su forma molecular, la cual interaccionará preferentemente con la fase
orgánica de los suelos.
Figura 2: Isotermas de adsorción de 2,4-DCF en: Andisol, Umbrisol (agrícola) y
Umbrisol (forestal), a valores de pH 4,5, 6,0 y 7,5, fuerza iónica en KCl 0,1 mol L-1. 102
103
Tabla 1: Parámetros de Freundlich obtenidos de las isotermas de adsorción de 2,4-DCF
y PCF en función del pH a 25 ºC en KCl 0,1 mol L-1 en los diferentes suelos.
pH Andisol (Agrícola) Umbrisol (Forestal) Umbrisol
(Agrícola)
Kfa 1/n R2 Kf
a 1/n R2 Kfa 1/n R2
2,4
DCF
4,5 141 0,66 0,9988 22 0,96 0,998 30 1,3 0,9991
6,0 82 0,77 0,9994 18 0,97 0,9993 31 1,07 0,9994
7,5 54 0,85 0,9971 13 1,012 0,9998 24 1,09 0,9994
PCF 4,5 138 0,63 0,9997 388 0,57 0,9991 230 0,78 0,9997
6,0 81 0,70 0,9997 72 1,14 0,9992 72 0,85 0,9993
7,5 27 0,96 0,999 12 1,71 0,9995 26 0,92 0,9997
A diferencia de PCF, 2,4-DCF aunque se encontraba en su forma molecular en todo el
rango de pH estudiado fue mucho menos retenido en todos los suelos en relación a PCF,
este comportamiento en la adsorción puede ser explicado por las diferencias en peso
molecular, solubilidad, grado de disociación y reactividad del anillo. Un incremento en
la sustitución con cloros del anillo incrementa la polaridad de la molécula, decrece el
pKa del compuesto, y aumenta la hidrofobicidad del anillo sustituido (Shellenberg et al.,
1984).
CONCLUSIONES
La adsorción de clorofenoles en el Andisol y Umbrisoles dependió en gran medida del
pH y de su contenido de materia orgánica, no obstante debe ser considerado el efecto de
la fracción mineral de los suelos.
AGRADECIMIENTOS
Proyecto Fondecyt 1050614 y Proyecto Conicyt-CSIC 2005-178.
104
REFERENCIAS
Benoit, P., Barriuso, E., Houot, S. and Calvet, R. (1996). Influence of the nature of soil
organic matter on the sorption-desorption of 4-chlorophenol, 2,4-dichlorophenol and
the herbicide 2,4-dichlorophenoxyacetic acid (2,4-D). Eur. J. Soil Sci. 47: 567-578.
Cea, Mara, Seaman, J.C., Jara, Alejandra A., Fuentes, Bárbara, Mora, M.L. and Diez,
M.C. (2007). Adsorption behavior of 2,4-Dichlorophenol and Pentachlorophenol in
an Allophanic Soil. Chemosphere, 67: 1354-1360.
Dahlgren, R., Shoji, S. and Nanzyo, M. (1993). Mineralogical characteristics of volcanic
ash soils. pp. 101- 143. En: Shoji, S., Nanzyo, M. y Dhalgren, R. (Eds.). Volcanic ash
soils. Genesis, properties and utilization. Developments in soil science 21. Elsevier
Science Publishers. The Netherlands.
Diez, M.C., Mora, M.L. and Videla, S. (1999). Adsorption of phenolic compounds and
color from bleached Kraft mill effluent using allophanic compounds. Wat. Res. 33(1):
125-130.
Shellenberg, K., Leuenberg, C. and Schwarzenbach, R. P. (1984). Sorption of
chlorinated phenols by natural sediments and aquifer materials. Environ. Sci.
Technol. 18: 652-657.
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ESTUDIO IN VITRO DE LA REUTILIZACIÓN DE LODOS
RESIDUALES DE SALMONICULTURA EN UN SUELO
PATAGÓNICO DEGRADADO
José Celis Hidalgo1, Marco Sandoval Estrada2 y Erick Zagal
Venegas2
1 Departamento de Ciencias Pecuarias, Facultad de Medicina Veterinaria, Universidad de Concepción, Av. Vicente Méndez 595, Chillán, Chile. E-mail: [email protected]
2 Departamento de Suelos y Recursos Naturales, Facultad de Agronomía, Universidad de Concepción, Av. Vicente Méndez 595, Chillán, Chile.
RESUMEN
El presente estudio consistió en evaluar el efecto sobre la actividad microbiológica y fitotoxicidad de distintas dosis de lodos de salmonicultura aplicados a un suelo patagónico degradado, así como el potencial fertilizante en plantas de lechuga y ballica anual, respectivamente. Los tratamientos fueron lodo de piscicultura de tierra y lodo de salmonicultura lacustre en diferentes dosis: 25, 50, 75, 100 y 150 t ha-1. Se observó un aumento de la actividad respiratoria a medida que aumentó la dosis de lodo adicionada al suelo, indicando una buena respuesta de estos suelos a la adición de materia orgánica. Los resultados de fitotoxicidad en lechuga obtenidos en el suelo patagónico no mostraron diferencias significativas entre los tipos de biosólidos, indicando con ello que estos biosólidos no producen efectos negativos en el cultivar. Los datos de biomasa para ballica anual indicaron que los lodos estudiados pueden ser aplicados favorablemente en suelos patagónicos degradados.
INTRODUCCIÓN
Hay actualmente una preocupación enorme que los biosólidos de salmonicultura puedan
llegar a contaminar los suelos y aguas, arruinando la reputación de Chile como país
exportador de productos de calidad. Son escasas las investigaciones sobre el uso estos
biosólidos en suelos erosionados en Sudamérica. Los pocos estudios se centran en suelos
volcánicos de Chile meridional (Teuber et al., 2005) y suelos de la región patagónica
argentina (Mazzarino et al., 1998). En la patagonia chilena, se estima que el 80% de los
suelos están severamente degradados, debido principalmente al uso del suelo para
satisfacer las necesidades básicas en el corto plazo, como la extracción de la madera,
106
crianza de ganado, a tasas mayores que su capacidad de la recuperación, generando un
proceso severo de erosión de suelos. Esto implica un potencial enorme de suelos
degradados que se podrían utilizar para reciclar del lodo como fertilizante,
semejantemente que en Europa y los Estados Unidos. Por lo tanto, el objetivo de este
trabajo consistió en evaluar el efecto sobre la actividad microbiológica y fitotoxicidad de
distintas dosis de lodos de salmonicultura sobre semillas de lechuga (Lactuca sativa L.),
así como el potencial fertilizante en la biomasa de ballica anual (Lolium multiflorum L.
cv. Winter Star).
MATERIALES Y MÉTODOS
El experimento fue realizado usando muestras de un tipo de suelo degradado de la
Patagonia chilena, clasificado como Andic cryofluvent, las que fueron obtenidas a 50 km
hacia el este de Coyhaique, XI región. Muestras de lodo residual de salmonicultura
fueron obtenidas desde una piscicultura en tierra y desde una salmonicultura en lago.
Los biosólidos y las muestras de suelos fueron secados al aire a temperatura ambiente y
después se molieron y pasaron por un tamiz de 2 mm. Entonces, se prepararon distintas
dosis de lodo/suelo: 25, 50, 75, 100 y 150 t ha-1. Estos cocientes de lodo/suelo fueron
incubados en bolsas plásticas por 15 días, en cámara de crecimiento a 25oC y 60-70%
capacidad de campo. Siguiendo la metodología de Esparza et al. (2004) se evaluó la
actividad respiratoria de los microorganismos por un periodo de 60 días. Para las
pruebas de germinación se utilizó la metodología descrita por Zucconi et al. (1981), aquí
modificada. La biomasa se midió en un fitotrón, usando un cultivo de ballica anual en
macetas, cuyo contenido hídrico se mantuvo en 70-80% de capacidad de campo a una
temperatura ambiente de 18-24oC. Un diseño totalmente al azar con tres réplicas fue
utilizado para comparar los tratamientos con un tratamiento control (sin fertilización) y
con fertilizante inorgánico (140 kg N, 200 kg P y 130 kg K ha-1).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La Fig. 1 muestra la evolución del CO2 en el suelo enmendado con 25, 50, 75, 100 y 150
t ha-1. Se observó un aumento en la actividad respiratoria a medida que aumentó la dosis
de lodo residual adicionada al suelo, lo cual concuerda con los resultados de Esparza et
al. (2004) quienes trabajaron con lodos de la industria de celulosa. Según Falco et al.
(1997) la actividad de CO2 producido en la respiración depende del número y el tipo de
microorganismos presentes en el suelo. La adición de biosólidos de salmonicultura al
suelo patagónico aumenta la cantidad de materia orgánica y por ende una mayor
actividad microbiana, que favorece la productividad efectiva del suelo debido a un flujo
natural de nutrientes proveniente de residuos orgánicos mineralizados. Suelos con bajo
contenido de materia orgánica, como el suelo patagónico estudiado, muestran una mayor
respuesta a la adición de biosólidos residuales.
Lodo piscicultura
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
35000
0 10 20 30 40 50 6
Tiempo (días)
µg d
e C
O2 /g
0
25 T/ha50 T/ha75 T/ha100 T/ha150 T/ha
Lodo lago
0
1000
2000
3000
4000
0 20 40 60 8
Tiempo (días)
µg d
e C
O2 /g
0
25 T/ha50 T/ha75 T/ha100 T/ha150 T/ha
Figura 1: Evolución del CO2 a través del tiempo en relación a la dosis de biosólido aplicada al suelo patagónico.
107
El análisis de germinación realizado en el suelo patagónico (Fig. 2), mostró que todos
los tratamientos mostraron valores IG superiores a 80%, incluso cuando la dosis
aumentó hasta 150 t ha-1. Esto no concuerda con Wu et al. (2000), quienes señalan que la
germinación disminuye con tasas crecientes de lodo, debido a los altos niveles de
concentración de nutrientes, produciendo síntomas de toxicidad por concentraciones
elevadas.
108
Lodo piscicultura
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
T 25 50 75 100 150
Tratamiento (t ha-1)
IG (%
)
Lodo lago
0
20
40
60
80
100
120
140
160
T 25 50 75 100 150
Tratamiento (t ha-1)
IG (%
)
Figura 2: Indice de germinación (IG) ante distintas dosis de lodos de salmonicultura.
Según la Fig. 3, en un suelo patagónico los tratamientos con lodos de salmonicultura
produjeron más biomasa que el control (T), aunque la producción media de la biomasa
no se diferenció estadísticamente entre los tratamientos con lodos residuales. Así los
tratamientos enmendados con lodo de piscicultura en tierra y con lodos de
salmonicultura lacustre, aplicados a una tasa de 25, 50, 75, 100 ó 150 t ha-1 y el
tratamiento con fertilización inorgánica, produjeron en promedio un 30% más de
biomasa aérea (p<0,05) que el tratamiento control (sin fertilizante), indicando una buena
respuesta del cultivo en suelos patagónicos degradados enmendados con biosólidos
residuales de salmonicultura. Esto se complementa con otros estudios similares
desarrollados en suelos volcánicos chilenos (Teuber et al., 2005) y suelos volcánicos
argentinos (Mazzarino et al., 1997).
Lodo pisciculturaaaaaaa
b
0
1
2
3
4
T 25 50 75 100 150 Finorg.
Tratamiento (t ha-1)
Bio
mas
a aé
rea
(g)
109
Lodo lagoaaa
aa
ab
b
0
1
2
3
4
T 25 50 75 100 150 Finorg.
Tratamiento (t ha-1)
Bio
mas
a aé
rea
(g)
Figura 3: Materia seca de ballica anual en suelo patagónico enmendado con distintas dosis de lodos salmonícolas. Letras distintas muestran diferencia (p<0,05). T=control;
Finorg.=fertilización inorg.
CONCLUSIONES
La adición de lodo de salmonicultura mejoró la actividad microbiana del suelo debido a
la excelente provisión de materia orgánica contenida en estos biosólidos residuales. Las
110
enmiendas a suelos patagónicos degradados, no presentó efectos fitotóxicos incluso
hasta una dosis de 150 t ha-1. El efecto residual del lodo salmonícola en el rendimiento
de la ballica anual fue significativo entre el testigo y los tratamientos evaluados, siendo
equivalente al rendimiento logrado con fertilización inorgánica.
REFERENCIAS
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111
CAN ORGANIC MATTER FRACTIONS EXPLAIN SPATIAL
VARIATION IN SOIL NITROGEN MINERALISATION?
Carolin Cordova1, Saran Sohi1, Murray Lark2, Keith Goulding1 &
Samantha Baxter3
1 Department of Soil Science, Rothamsted Research. Harpenden, Herts AL5 2JQ. United Kingdom.
2 Department of Biomathematics and Bioinformatics, Rothamsted Research. 3 Department of Soil Science. School of Human and Environmental Sciences. University
Of Reading. Whiteknights, Reading RG6 6AB. United Kingdom. [email protected]
ABSTRACT
Cereal crop yields are very dependent on nitrogen supply but this nutrient varies across the field. Soil organic matter provides a large proportion of N supply through the mineralisation process. This process is variable over space and time, so different parts of a field have different soil N supply. SOMA - a recently developed model - could improve the understanding of N supply because it describes soil organic matter turnover and its dependence on soil texture realistically (Sohi et al., 2001). The pools are defined as soluble, free (light), intra-aggregate (light), organomineral and microbial biomass, and are related by first order equations. The aim of this study is to identify the important spatial scales of variation for the light fractions of soil carbon within the field, and to determine how well the SOMA model predicts turnover at these scales. Data on the input parameters will be collected by nested spatial sampling, and the results used to design sampling for a second study in which output parameters (soil N supply) will be measured as well. The purpose is to assess how an understanding of spatial variation in total soil organic matter and its sub-components can help describe the process of soil N supply at the field level. A regular grid (30m × 30m) was sampled within a 4-ha field under an oat crop. Topsoil samples were taken at grid nodes and at nested sample points to allow estimation of components of variation over 10m, 1m, and 0.12m (Webster and Oliver, 1990; Lark 2005). C and N in free and intra-aggregate light fractions will be obtained by physical fractionation (Sohi et al., 2001). Additionally clay content will be determined. By a hierarchical analysis of variation and variogram, the scale of variation of these model variables will be determined.
INTRODUCTION
N is a limiting nutrient for plants. Soil organic matter through N mineralisation can
supply part of the N needed for crop growth. Large spatial variability in the N available
from soil organic matter decomposition has been reported (Figure 1).
Horizontal line in the box represents the median value of the sample population; vertical
lines outside of the box displays the range of the data extended 1.5 times the size of
interquatile box; and crosses values represent values beyond of that range.
0
10
20
30
40
50
60
Site 1 Site 2
Plan
t ava
ilabl
e N
(mg
kg-1
)
Figure 1: Potential N supply from soil organic matter at two sites at Silsoe
(Bedfordshire, England; Data from Baxter ,2002).
Large amounts of fertiliser tend to be applied to allow for the maximum deficit in soil N
supply at any point in a field.
112
Improved spatial and as well as temporal understanding of soil N release may help
protect the environment. The SOMA model describes soil organic matter turnover, and
therefore N mineralisation, and its dependence on soil texture using measurable fractions
(Sohi et al., 2001. Figure 2).
Free Light Fraction
Microbial biomass
Intra-aggregate Light Fraction
Organomineral
CO2
Soluble N
(C)
Stubble, roots
Figure 2: Soil organic matter turnover and N dynamics in SOMA model.
OBJECTIVE
To determine the scale of within-field variation for the light fractions represented in the
SOMA model, and thus demonstrate how the understanding of N mineralisation can be
improved using the soil organic matter turnover model SOMA.
MATERIALS AND METHODS
A regular grid (30m × 30m) was sampled within a 4-ha field under an emerging oat
crop.
113
114
Topsoil samples were taken at grid nodes and at nested sample points in an
“unbalanced” design to allow estimation of components of variation over 10m, 1m, and
0.12m (Webster and Oliver, 1990, Lark 2005).
Carbon and N in free and intra-aggregate light fractions are being obtained by physical
fractionation (Sohi et al., 2001).
Additionally, clay content will be determined.
Hierarchical analysis of variation and variogram will be applied.
FURTHER ANALYSES
Establishing the scale of variation of the modelled fractions in SOMA will enable us to
sample and measure in a subsequent experiment, all the input and output variables of
SOMA and simulate N mineralisation.
REFERENCES
1. Baxter S. 2002. The spatial variation of plant available nitrogen within arable fields.
PhD Thesis, University of Reading. 284 pp
2. Lark R. M. 2005. Exploring scale-dependent correlation of soil properties by nested
sampling. Eur. J. Soil Sc. 56: 307-317
3. Sohi S., N. Mahieu. JRM. Arah, D.S. Powlson, B. Madari, and J. Gaunt. 2001. A
procedure for isolating soil organic matter fractions suitable for modeling. Soil Sci.
Soc. Am. J. 65: 1121-1128
4. Webster R, and M. Oliver. 1990. Statistical methods in soil and land resource survey.
Oxford University Press, New York. 316 pp
115
CONTRIBUCIÓN DE LA GLOMALINA AL SECUESTRO DE
CARBONO EN SUELOS DE DISTINTOS ECOSISTEMAS
DE CHILE
Cornejo P., P. Etcheverría, G. Curaqueo, A. Seguel & F. Borie Departamento de Ciencias Químicas, Universidad de La Frontera, Casilla 54-D,
Temuco, Chile. e-mail: [email protected]
RESUMEN
La glomalina (glomalin related soil protein; GRSP) es una glicoproteína producida por hongos micorrícico arbusculares y secretada al suelo en grandes cantidades, por lo que podría contribuir a la inmovilización de carbono en el suelo. El objetivo de este trabajo fue comparar la contribución de GRSP al secuestro de C orgánico en suelos de distintos ecosistemas de Chile. Los ecosistemas estudiados fueron un matorral mediterráneo de la Región de Valparaíso, un agroecosistema de la Región Metropolitana y dos ecosistemas boscosos de la Zona Sur (valle central, Región de La Araucanía y precordillera, Región de Los Ríos). Los mayores contenidos de GRSP se presentaron en los ecosistemas boscosos (aprox. 40 mg GRSP gss-1). Se obtuvieron correlaciones significativas entre contenidos de GRSP y materia orgánica del suelo en todos los ecosistemas estudiados (r=0,52-0,98; p<,05). Por otra parte, la contribución de C-GRSP al C total del suelo varió entre 8,4 - 9,3% en ecosistemas boscosos y un 46,9% en un matorral mediterráneo de la Región de Valparaíso. Estos resultados sugieren un importante rol de GRSP en el secuestro de C en el suelo, especialmente en ecosistemas con un bajo contenido de C orgánico total. Por lo anterior, implementar mecanismos que favorezcan la acumulación de GRSP adquiere especial relevancia ante la evidencia del cambio climático global.
INTRODUCCIÓN
El suelo puede actuar como sumidero de carbono (C) a través de la acumulación de
materia orgánica estabilizada, lo que ayudaría a disminuir la concentración de CO2 y
otros gases efecto invernadero (GEI). Por esto, el estudio de los mecanismos que
favorecen la acumulación y estabilización de la materia orgánica del suelo (MOS), así
como el efecto de las prácticas antrópicas, adquiere especial relevancia. Por otra parte, es
bien conocido el rol que desempeñan los microorganismos del suelo en la productividad
y estabilidad de los ecosistemas terrestres, favoreciendo el ciclo de los nutrientes, la
nutrición vegetal, la estabilidad física y química de los suelos y la diversidad y estructura
116
de comunidades (Barea et al. 2005). Dentro de éstos, los hongos micorrícico
arbusculares (HMA) son de especial relevancia, dado que establecen asociaciones con la
mayoría de plantas terrestres, favoreciendo su establecimiento y nutrición, e
incrementando su tolerancia a diversos estreses bióticos y abióticos, además de
incrementar la estabilidad del suelo por diversos mecanismos (Clark y Zeto 2000;
Jeffries y Barea 2001). La glomalina, una glicoproteína producida por los HMA en
grandes cantidades (Wrigth y Upadhyaya 1996, 1998; Rillig et al. 2002), participa en la
estabilización del suelo debido a su adhesividad y recalcitrancia (Haddad y Sarkar 2003).
Por lo anterior, esta sustancia podría representar uno de los componentes de la MOS
más eficaces en favorecer la agregación y estabilidad del suelo a largo plazo (Wrigth y
Upadhyaya 1998; Haddad y Sarkar 2003; Lovelock et al. 2004). Considerando que la
glomalina contiene entre 30-40% de C (Rillig et al. 2002) se hace necesario estudiar su
contribución como fracción de carbono estable y relativamente inmóvil en el suelo. Por
lo anterior, el objetivo de este trabajo fue analizar el rol desempeñado por la GRSP como
sumidero de C en suelos de distintos ecosistemas naturales e intervenidos de Chile,
además de cuantificar la contribución de C que esta fracción representa respecto de la
MOS, recopilando datos obtenidos en nuestro grupo de investigación durante los últimos
años.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se utilizó suelo rizosférico proveniente de cuatro ecosistemas de Chile. Estos fueron: i)
matorral mediterráneo del valle de Puchuncaví (Región de Valparaíso) aledaño a la
fundición Ventanas (EC1); ii) agroecosistema de la Zona Central (Estación Experimental
Antumapu, Región Metropolitana) sometido a rotación de cultivos de maíz y trigo en
labranza tradicional y cero labranza (EC2); iii) ecosistema boscoso adulto mixto
perteneciente al tipo forestal Roble-Raulí-Coigüe (Predio Rucamanque, Región de La
Araucanía) (EC3); y iv) ecosistema boscoso siempreverde prístino perteneciente al tipo
forestal Coigüe-Raulí-Tepa (Precordillera de la Región de Los Ríos) (EC4). GRSP,
tanto su totalidad (T-GRSP) como su fracción fácilmente extraíble (EE-GRSP), se
obtuvieron mediante la metodología descrita por Wrigth y Upadhyaya (1996) y se
cuantificó mediante el método de proteínas totales de Bradford. El C en el suelo se
determinó de acuerdo al método de valoración por retroceso descrito por Walkley y
Black (1974). Para la estimación del contenido de C en GRSP se utilizó un valor
referencial del 30% de C en peso, basados en estudios realizados tanto en este grupo de
investigación (Etcheverría et al. 2006, datos no publicados) como en investigaciones
previas (Rillig et al. 2002; Lovelock et al. 2004). Los datos obtenidos fueron sometidos
a análisis de varianza y análisis de correlación utilizando el programa SPSS v.10.0
(p<0,05; n=4 en todos los casos).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
El contenido de T-GRSP y EE-GRSP, así como el aporte al C orgánico del suelo en los
diferentes ecosistemas, se observan en la Figura 1. Los ecosistemas boscosos (EC3 y
EC4) presentaron niveles similares de T-GRSP, siendo en promedio 2,7 veces mayor
que EC1 y 6,1 veces mayor que EC2. Un comportamiento similar se registró en el caso
del C orgánico, donde los suelos de los ecosistemas EC3 y EC4 presentan contenidos 11-
14 veces superiores a los obtenidos en los ecosistemas de la zona central. Estas
diferencias pueden deberse a numerosos factores, entre los que destacan el tipo de suelo,
la vegetación predominante y las menores temperaturas ambientales presentes en la zona
sur, que favorecen una mayor acumulación de MOS.
Figura 1: Contenido de GRSP, fracciones total (T-GRSP) y fácilmente extraíble (EE-
GRSP) (a) y C total y C-GRSP (b) en suelos de cuatro ecosistemas de Chile.
117
118
La disminución de C orgánico se asoció a una mayor contribución de la GRSP al C total
del suelo (Figura 1B). Considerando que la mayoría de lo cuantificado como GRSP es
producido por los HMA, el rol que estos microorganismos desempeñan en el secuestro
de C en ecosistemas alterados o con bajos niveles naturales de MOS puede ser más
relevante que en ecosistemas con un menor grado de alteración o con bajos contenidos
naturales de MOS. Por otra parte, se puede observar altas y significativas correlaciones
entre la mayoría de los parámetros analizados (Tabla 1), destacando entre otros las
estrechas relaciones establecidas en cada ecosistema entre los contenidos de GRSP
(ambas fracciones) y la MOS. En particular, resulta interesante la fuerte relación
establecida entre los contenidos de EE-GRSP y MOS, dado que estudios previos han
sugerido que los contenidos de esta fracción de GRSP se encuentran altamente
relacionados con aumentos en la estabilidad estructural del suelo (Wrigth y Upadhyaya
1998). Esto repercutiría en un mayor efecto protector de la MOS y una mayor estabilidad
del C en el suelo, que resulta especialmente importante frente a los efectos que la
acumulación de GEI produce en el proceso de cambio climático global.
Tabla 1: Correlaciones divariadas (r Pearson) establecidas entre las distintas variables estudiadas en cuatro ecosistemas de Chile.
Ecosistemas Variables relacionadas EC1 EC2 EC3 EC4 T-GRSP vs. EE-GRSP 0,985*** 0,410* 0,928*** n.s. T-GRSP vs. MOS 0,978*** 0,517** 0,931*** 0,758* EE-GRSP vs MOS 0,960*** 0,607** 0,835*** 0,854** *p<0,05; **p<0,01; ***p<0,001
AGRADECIMIENTOS
Fondecyt 1060372 y 3070052.
REFERENCIAS
Barea JM, Pozo MJ, Azcón R, Azcón-Aguilar C (2005). Microbial co-operation in the
rhizosphere. J Exp Bot 56: 1761-1778.
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97-107.
120
121
CONTENIDO DE COBRE Y GLOMALINA EN SUELOS
AFECTADOS POR ACTIVIDADES MINERAS EN EL VALLE DE
PUCHUNCAVÍ
Cornejo, P., Meier, S. y Borie, F. Departamento de Ciencias Químicas, Universidad de La Frontera, Casilla 54-D,
Temuco, Chile. e-mail: [email protected]
RESUMEN
La glomalina (Glomalin related soil protein; GRSP) es una glicoproteína producida por hongos micorrícico arbusculares (HMA), que puede inmovilizar elementos potencialmente tóxicos (EPT) como los metales pesados (MP). En suelos sometidos a procesos mineros, como es el caso de la minería del Cu en Chile, su acumulación podría favorecer procesos de biorremediación. El objetivo de este estudio fue establecer la relación existente entre los contenidos de GRSP y de Cu disponible en la rizósfera de plantas representativas de un matorral mediterráneo (Argemone subfusiformis, Baccharis linearis, Oenethera affinis y Polypogon viridis) cercano a la fundición Ventanas (Puchuncaví, Región de Valparaíso). El mayor contenido de GRSP total (T-GRSP) y fácilmente extraíble (EE-GRSP) se registró en la rizósfera de P. viridis (30,9 y 6,9 mg g-
1 respectivamente), mientras que las demás rizósferas presentaron contenidos 2-4 veces menores. El contenido de Cu y Zn disponible fue mayor en la rizósfera de P. viridis (321 mg kg-1) en tanto las demás rizosferas mostraron contenidos 6-30 veces menores para Cu, observándose una alta correlación entre los parámetros estudiados (r=0,891; p<0,001). Estos resultados sugieren que las poblaciones de HMA podrían ser estimuladas a producir glomalina como mecanismo de inmovilización y detoxificación de Cu en suelos en los que sus niveles son elevados.
INTRODUCCIÓN
La minería posee un impacto negativo sobre los ecosistemas naturales, principalmente
debido a la descarga de contaminantes como los metales pesados (MP), que presentan
una marcada toxicidad en organismos superiores y microorganismos. Esto afecta su
diversidad y funcionalidad, reduciendo así la sostenibilidad de los ecosistemas (Giller et
al., 1998). No obstante, la exposición a MP puede favorecer el desarrollo de poblaciones
tolerantes (Ellis et al., 2003), lo que resulta una valiosa herramienta en la recuperación
de ecosistemas sometidos a este tipo de contaminación. Numerosos estudios han
122
demostrado el papel beneficioso de los hongos micorrícico-arbusculares (HMA) en
suelos contaminados con MP, ya que su asociación mutualística con las plantas permiten
su mejor establecimiento y, en ciertos casos, una mayor fitoacumulación de MP (Khan et
al., 2000). Actualmente presenta gran interés el rol que la glomalina (glomalin related
soil protein; GRSP), una glicoproteína secretada por el hongo, desempeña en la
inmovilización de MP, entre ellos Cu (Wright y Upadhyaya 1996; González-Chávez et
al., 2004). Por lo anterior, se está realizando una investigación tendente a estudiar la
diversidad de HMA en ambientes afectados por minería del Cu, para evaluar su
utilización en programas de biorremediación (Cornejo 2007, Fondecyt 3070052). Para
esto, se pretende que los aislados que demuestren las mejores aptitudes para
estabilización de contaminantes en suelo, o que favorezcan procesos de fitoextracción,
sean producidos y utilizados como inoculante microbiano en la producción de plantas
micorrizadas que posteriormente se lleven a terreno.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se utilizó suelo rizosférico de cuatro plantas representativas de un matorral mediterráneo
del valle de Puchuncaví (Región de Valparaíso) aledaño a la fundición Ventanas
(CODELCO), sometido a depósito de material particulado del proceso de refinamiento
de Cu. Estas fueron Argemone subfusiformis (A), Baccharis linearis (B), Polypogon
viridis (P) y Oenethera affinis (O). La extracción, tanto de la fracción lábil de GRSP
(EE-GRSP) como de su totalidad (T-GRSP), se realizó de acuerdo al método descrito
por Wrigth y Upadhyaya (1996), y su cuantificación se realizó de acuerdo al método
Bradford. Cu y Zn disponible en suelo fueron extraídos con DTPA, de acuerdo a la
metodología descrita en el manual de métodos de estudio de suelos (Sadzawka et al.,
2000) y cuantificado mediante espectrofotometría de absorción atómica. El pH del suelo
se determinó en una mezcla suelo:H2O 2:5. Los datos obtenidos fueron sometidos a
análisis de varianza y análisis de correlación utilizando el programa SPSS v.10.0
(p<0,05; n=4 en todos los casos).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En la Figura 1 se presenta los resultados obtenidos para contenido de GRSP, Cu y Zn
disponible, y pH. Se observaron bajos contenidos tanto en T-GRSP y EE-GRSP en la
mayoría de las rizósferas estudiadas, representando EE-GRSP una proporción
relativamente constante de la T-GRSP en todos los casos analizados. No obstante, en el
caso de P. viridis se registró una alta acumulación, sobrepasando los 30 mg g-1. Se
observa además que en el caso particular de P. viridis el valor de pH desciende 0,6
unidades respecto del resto de rizósferas analizadas.
(a (b
Figura 1: Contenido de glomalina y pH (a); Cu y Zn disponibles (b) en suelo rizosférico de plantas de un matorral mediterráneo del valle de Puchuncaví.
123
Los contenidos de Cu en la rizósfera de P. viridis ascendieron en promedio 8,3 veces
respecto de las demás rizósferas, situación que no se observó en el caso del Zn, elemento
que normalmente se encuentra muy relacionado al Cu en el suelo. La magnitud del
incremento de Zn en P. viridis respecto de los demás tratamientos fue de entre un 40 y
un 180%, que podría relacionarse con una mayor disponibilidad a causa del descenso de
pH rizosférico. En el caso particular del Cu, su aumento pareciera estar más asociado a
un proceso puntual de contaminación, probablemente debido al vertido de algún material
enriquecido en este elemento, asociado al proceso de refinamiento de la fundición
Ventanas. Por otra parte, se registró una alta y significativa asociación entre estos
parámetros (Tabla 1), destacando especialmente la relación establecida entre contenido
de GRSP (ambas fracciones) y de Cu disponible (r=0,891; p<0,001). Esta relación
podría deberse a una mayor secreción de este material proteico por parte de las
124
poblaciones de HMA como mecanismo para aliviar el stress producido por los niveles
fitotóxicos de este elemento (González-Chávez et al., 2004; Hildebrandt et al., 2007), así
como también los altos niveles de acidez del suelo.
Tabla 1: Matriz de correlaciones divariadas (r Pearson) establecidas entre las distintas variables analizadas (*p<0,05;**p<0,01;***p<0,001). Variables (1) (2) (3) (4) (5)
T-GRSP (1) 1,00 0,985*** 0,891*** 0,756*** -0,774***
EE-GRSP (2) 1,00 0,868*** 0,722*** -0,725***
Cu disponible (3) 1,00 0,792*** -0,755***
Zn disponible (4) 1,00 -0,813***
pH (5) 1,00
CONCLUSIONES
Se puede concluir, preliminarmente, que la acumulación de GRSP puede ser un
mecanismo importante para atenuar estreses abióticos asociados a MP en zonas
afectadas por actividades mineras. Por lo anterior, la utilización de poblaciones de HMA
adaptadas a contaminación por MP, y capaces de secretar altas cantidades de glomalina
podría contribuir al éxito global en procesos de fitorremediación. No obstante, se
requieren más estudios para establecer el impacto de esta sustancia en la inmovilización
de MP, así como la caracterización de los organismos HMA mejor adaptados y cuáles
son los mecanismos para estimular la producción de glomalina.
AGRADECIMIENTOS
Financiado por Fondecyt 3070052. Dr. Alexander Neaman y Mg. Isabel González
(UCV) por proporcionar facilidades para la toma de muestras.
125
REFERENCIAS Ellis RJ, Morgan P, Weightman AJ (2003) Cultivation-dependent and –independent
approaches for determining bacterial diversity in heavy-metal-contaminated soil.
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soil and comparison with hyphal protein of arbuscular mycorrhizal fungi. Soil Sci
161: 575-58.
126
127
CONTRACCIÓN DE UN SUELO DERIVADO DE CENIZAS
VOLCÁNICAS
José Dörner y Dorota Dec Instituto de Ingeniería Agraria y Suelos, Universidad Austral de Chile, Casilla 567
Valdivia. Email: [email protected]
INTRODUCCION
El suelo, como medio poroso, permite almacenar y conducir fluidos, lo que es
importante para satisfacer los requerimientos de agua de las plantas, como así también,
para permitir el intercambio gaseoso. El volumen poroso de un suelo se puede
caracterizar cuantitativamente por medio de la determinación de la curva de retención de
agua. La porosidad es una propiedad del suelo que está sujeta cambios ya sea por la
acción de fuerzas externas (compactación) e internas (hinchamiento y contracción). En
suelos volcánicos del sur de Chile se ha investigado el efecto de su manejo sobre la
estructura (Ellies et al., 2000). Sin embargo, no se ha tomado en cuenta que estos suelos,
debido a la baja densidad aparente y el alto contenido de materia orgánica y arcilla que
presentan son altamente susceptibles a presentar cambios volumétricos como
consecuencia de ciclos de mojado y secado.
La curva de contracción describe los cambios volumétricos que ocurren en el suelo como
consecuencia del los cambios en el volumen de agua durante el secado.
4
32
1
0,30 0,35 0,40 0,45 0,50 0,55 0,60 0,65 0,70 0,750,30
0,35
0,40
0,45
0,50
0,55
0,60
0,65
0,70
0,75
Nº P
oros
o [c
m3 cm
-3]
Pérdida de agua [cm3cm-3]
1:14
32
1
0,30 0,35 0,40 0,45 0,50 0,55 0,60 0,65 0,70 0,750,30
0,35
0,40
0,45
0,50
0,55
0,60
0,65
0,70
0,75
Nº P
oros
o [c
m3 cm
-3]
Pérdida de agua [cm3cm-3]
1:1
Figura 1: Contracción en suelos. 1: contracción estructural, 2: contracción normal o
proporcional, 3: contracción residual, 4: nula contracción.
Dependiendo de los cambios que se produzcan en el número poroso (a) como
consecuencia de la pérdida de agua (b) se pueden observar distintas fases en la curva de
contracción, que se conocen como: contracción estructural (a<b), normal (a=b), residual
(a<b) y cero contracción (Bronswijk, 1991). El objetivo de este trabajo es determinar la
magnitud de la contracción de un suelo derivado de cenizas volcánicas. Los resultados
presentados corresponden a datos preliminares de un proyecto que se planteo como
objetivo determinar el efecto de manejo sobre la capacidad de contracción de suelos
derivados de cenizas volcánicas.
MATERIALES Y MÉTODOS
Muestras disturbadas y no disturbadas de suelo fueron recolectadas en un suelo Trumao
de la Serie Pelchuquín bajo un manejo de pradera. Los cilindros de suelo se extrajeron a
5 y 20cm de profundidad. Con las muestras no disturbadas de suelo se determinó la
curva de retención de agua y la curva de contracción simultáneamente. Las muestras de
suelo fueron saturadas con agua lentamente por capilaridad y posteriormente
equilibradas a distintas tensiones de agua, ya sea en bandejas de arena u ollas de presión.
128
129
Después de alcanzar 500 hPa de tensión, las muestras fueron secadas al aire y
posteriormente a 40, 60 y 105°C. En cada tensión de equilibrio y temperatura de secado
se registró el peso de la muestra y la contracción vertical por medio de la utilización de
un Vernier Caliper. A partir de las muestras disturbadas de suelo, se determinó el
contenido de materia orgánica y la densidad real.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La baja densidad aparente es reflejo de los altos contenidos de materia orgánica y del
material formador de estos suelos (Tabla 1). La menor porosidad observada en los
primeros 5cm es consecuencia del manejo de pastoreo realizada hace ya 50 años.
Tabla 1: Características generales de los suelos estudiados.
Profundidad Morg Estructura Arena Limo Arcilla da PT
[cm] [%] [-] [gcm-3] [%]
5 17,1 Gra 9 49 42 0,69 67
20 12,0 Gra / Subang 9 49 42 0,68 70
La curva de retención de agua (o curva pF, Figura 2) presenta desarrollo bimodal
característico de suelos con un gran desarrollo estructural (Durner, 1994). Los poros
estructurales son los primeros en ser drenados. El volumen de poros de drenaje, agua útil
e inútil, alcanza 18, 22, 28% a 5cm y 21, 24 y 25% en 20cm de profundidad,
respectivamente. El gran volumen de poros a distintos niveles de tensión es
característico de este tipo de suelos (Ellies et al., 2000).
010203040
50607080
0 1 2 3 4 5
pF
Con
teni
do d
e Ag
ua [%
Bv]
5cm 20cm
210
215
220
225
230
235
0 5 10 15 20
Medición
Vol
umen
[cm
3 ]
5cm 20cm
Figura 2: Curva pF (a) y cambios volumétricos volumen (b) del suelo.
1,8
2,0
2,2
2,4
2,6
2,8
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4
Pérdida de Agua [cm3cm-3]
Nº
Poro
so [c
m3 cm
-3]
5cm 20cm
Figura 3: Curva de contracción (la línea entrecortada señala una relación 1:1).
130
131
Con el drenaje de los poros se produce una contracción del suelo gatillada por la
formación de meniscos de agua (Figura 2). La alta tensión superficial del agua induce la
formación de meniscos que son los causantes de la contracción (Hartge y Horn, 1999).
La magnitud de este fenómeno depende del secado del suelo y de la resistencia interna
que este le ofrece a la fuerza de tracción de los meniscos. El suelo no es un cuerpo rígido
sino que experimenta cambios en su volumen como consecuencia del secado (Figura 3).
Las curvas de contracción presentan un desarrollo sigmoideo que indica que el suelo
reacciona en función de la resistencia que éste ofrece (a través de la cohesión y el ángulo
de roce interno entre las partículas) a la acción de fuerzas capilares. El amplio rango de
poros estructurales permite que inicialmente el suelo no se deforme como consecuencia
del secado (contracción estructural). Sin embargo, cuando la fuerza de tracción aumenta,
el suelo se deforma (poros medios y finos) hasta que alcanza una mayor densidad
aparente que impide que las partículas/agregados de suelo se reordenen, y con ello la
contracción cesa.
CONCLUSIONES
La curva de contracción permite evaluar la estabilidad estructural del suelo frente a la
acción de fuerzas internas.
El suelo estudiado no es un cuerpo rígido, sino que presenta cambios en su volumen
como consecuencia de la acción de fuerzas capilares.
AGRADECIMIENTOS
La ejecución de esta investigación ha sido gracias al financiamiento obtenido por medio
del Proyecto Fondecyt 11060130.
REFERENCIAS
Bronswijk, J.J.B. (1991): Drying, cracking and subsidence of a clay soil in a lysimeter.
Soil Sci. 152: 92-99.
Durner, W. (1994): Hydraulic conductivity estimation for soils with heterogeneous pore
structure. Water Resour. Res. 30: 211-233.
132
Ellies, A., Horn, R. y Smith, R. (2000): Effect of management of a volcanic ash soil on
structural properties. Int. Agrophysics, 14: 377-384.
Hartge, K.H. y Horn, R. (1999): Einführung in die Bodenphysik. Enke, Stuttgart, 304 S.
133
EFECTO DE LA ESTRUCTURA SOBRE LA FUNCIONALIDAD
DEL MEDIO POROSO DE UN SUELO DERIVADO DE CENIZAS
VOLCÁNICAS
José Dörner y Dorota Dec Instituto de Ingeniería Agraria y Suelos, Universidad Austral de Chile, Casilla 567
Valdivia. Email: [email protected]
INTRODUCCION
El suelo es un medio poroso que presenta una fase sólida, líquida y gaseosa. La
evaluación de la porosidad del suelo se puede realizar según parámetros cuantitativos
(distribución del tamaño de los poros) y cualitativos (permeabilidad). Dichas
características tienen un efecto muy importante en la economía de agua y aire en el
suelo, y consecuentemente, en su potencial productivo. La geometría del medio poroso
es una resultante de la estructura que presenta el suelo y, a la vez, es determinante en la
funcionalidad de los poros lo que trae consecuencias en el transporte de agua y aire en el
suelo (Dörner y Horn, 2006). Los suelos derivados de cenizas volcánicas (Andisoles)
presentan una compleja estructura, caracterizándose por su alta porosidad y amplio
rango de poros a distintos potenciales mátricos, lo que permite que éstos presenten altos
valores de conductividad hidráulica en fase saturada y no saturada (Ellies, 1972). El
objetivo de este trabajo es evaluar el efecto de la estructura de un suelo y su estabilidad
sobre la funcionalidad del sistema poroso.
MATERIALES Y MÉTODOS
Muestras no disturbadas de suelo fueron recolectadas en un suelo Trumao de la Serie
Pelchuquín bajo un manejo de pradera (la siembra se efectúo hace 50 años, P50) y de
bosque nativo (B). Los cilindros de suelo se extrajeron a 5 y 20cm de profundidad. Con
el objetivo de determinar si la propiedades hidráulicas presentan (an)isotropía, las
muestras de suelo fueron recolectadas en dos direcciones (vertical y horizontal con
respecto a la superficie del suelo). Durante el muestreo se determinó la estructura y se
recolectó suelo en baldes para seleccionar agregados en laboratorio. Con las muestras no
disturbadas de suelo se determinó la conductividad hidráulica saturada (Ks) mediante un
permeameómetro de carga constante. Ks se midió por medio de un flujo continuo de
agua 1, 3, 6, 12 y 24 horas después de haber iniciado el ensayo. A partir de la primera y
última medición se determinó la variación de Ks mediante el siguiente cuociente:
( )( ) ⎟⎟⎠
⎞⎜⎜⎝
⎛=
hKshKsvKs
124
(ec.1)
Una vez terminado la medición de Ks, se utilizaron las muestras para determinar la
conductividad de aire (Kl) por medio de la utilización de un permeameómetro de aire.
Para alcanzar una fase continua de aire que permita registrar el efecto de la estructura
sobre la continuidad del medio poroso, las muestras fueron previamente equilibradas a
una tensión de 60 hPa (equivalente a la capacidad de aire de un suelo). Para determinar
la densidad aparente del suelo, las muestras se secaron por 24 horas a 105ºC.
A partir del material disturbado se determinó el contenido de materia orgánica, la
densidad real y el ángulo de contacto. Con los agregados de suelo se realizaron
tamizados en seco y húmedo para así estimar la variación del diámetro medio de los
agregados (VDMA).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En los primeros 20cm de suelo se observó predominantemente una estructura granular
que es consecuencia de sucesivos eventos de mojado y secado de suelo, del alto
contenido de materia orgánica y de la actividad biológica (Tabla 1).
134
135
Tabla 1: Características generales de los suelos estudiados.
Manejo Profundidad Morg Estructura VDMA vKs Angulo
Contacto
[cm] [%] [-] [%] [%] [º]
Bosque 5 28,3 Granular 8,3 72 122
20 12,8 Granular /
Subang
14,2 43 84
Pradera 5 17,1 Granular 7,7 15 66
20 12,0 Granular /
Subang
14,6 44 51
La conductividad hidráulica saturada (determinada 1 hora después de haber empezado el
flujo) tanto en bosque (B) como en pradera (P50) presenta un comportamiento isotrópico
(KsV=KsH) que esta estrechamente relacionado con la estructura granular predominante
en las distintas profundidades. La presencia de agregados con dimensiones equidistantes
en todas las direcciones del espacio, permite que la componente vertical de Ks sea igual
a la horizontal, tal como lo proponen Hillel (1998) y Dörner y Horn (2006). Después de
24 horas de flujo continuo de agua a través de los poros del suelo, se produce una
alteración estructural que trae como consecuencia una reducción de Ks. Con excepción
de lo observado a los 5cm de profundidad en P50, vKs esta estrechamente relacionado la
variación del diámetro medio de los agregados (VDMA en Tabla 1), tal como lo
presentaron Ellies et al. (1997). La presencia de un elemento cementante, como la
materia orgánica, incrementa la estabilidad de los agregados y con ello, evita una
disminución de la continuidad de los poros estructurales. La excepción observada a los
5cm en P50 se debe probablemente a la presencia de bioporos que fueron obstruidos por
partículas de suelo durante el ensayo.
0 1 2 3 4 5
-5
-20Prof
undi
dad
[cm
]
Ks [log cm/d]
VH
a)0 1 2 3 4 5
-5
-20Prof
undi
dad
[cm
]
Ks [log cm/d]
VH
a)
0 1 2 3 4 5
-5
-20Prof
undi
dad
[cm
]
Ks [log cm/d]
VH
b)0 1 2 3 4 5
-5
-20Prof
undi
dad
[cm
]
Ks [log cm/d]
VH
b)
Figura 1: Conductividad hidráulica saturada (Ks(1h)) en función del manejo (a: Bosque;
b: Pradera 50 años) y la dirección del muestreo (V: vertical; H: horizontal). Barras
indican ± error estándar (n: 10).
136
-6-4-20
-5
-20Prof
undi
dad
[cm
]Kl [log m/s]
VH
a)-6-4-20
-5
-20Prof
undi
dad
[cm
]Kl [log m/s]
VH
a)
-6-4-20
-5
-20Prof
undi
dad
[cm
]
Kl [log m/s]
VH
b)-6-4-20
-5
-20Prof
undi
dad
[cm
]
Kl [log m/s]
VH
b)
Figura 2: Conductividad de aire (Kl) en función del manejo (a: Bosque; b: Pradera 50
años) y la dirección de muestreo (V: vertical; H: horizontal). Barras indican ± error
estándar (n: 10).
Los cambios estructurales, como consecuencia del flujo de agua en el medio poroso,
pueden ser observados al registrar el movimiento de aire cuando parte de la porosidad
estructural ha sido drenada (60 hPa, equivalente a la capacidad de aire). En condiciones
de saturación el agua es conducida preferentemente por la porosidad estructural o
efectiva (a 330 hPa de tensión, Ahuja et al. 1984). La conductividad de aire (Kl) permite
conocer cuanto aire puede ser conducido cuando se ha alcanzado una fase continua de
aire en el suelo, lo que permite caracterizar la organización o continuidad de los poros
más gruesos del suelo. Con excepción de lo observado a 5cm de profundidad en el suelo
bajo bosque, Kl presenta un comportamiento anisotrópico como consecuencia de la
estructura y la estabilidad que esta presenta.
137
138
CONCLUSIONES
La conductividad hidráulica es una característica funcional del suelo que varía en el
tiempo dependiendo de la estabilidad estructural del suelo.
La isotropía conductividad hidráulica en fase saturada esta estrechamente relacionada
con la presencia de una estructura granular. Sin embargo, cambios en la estructura
provocada por la erosión interna del suelo afectan la continuidad del sistema poroso y la
dependencia espacial.
AGRADECIMIENTOS
La ejecución de esta investigación ha sido gracias al financiamiento obtenido por medio
del Proyecto Fondecyt 11060130.
REFERENCIAS
Ahuja, L.R., Naney, J.W., Green, R.E. and Nielsen, D.R. (1984): Macroporosity to
characterize spatial variability of hydraulic conductivity and effects of land
management. Soil Sci. Soc. Am. J. 48: 699-702.
Dörner, J. y Horn, R. (2006): Anisotropy of pore functions in structured stagnic luvisols
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Ellies, A. (1975): Untersuchungen über einige Aspekte des Wasserhaushaltes
vulkanischer Aschenböden aus der gemäßigten Zone Südchiles. Diss., 109 pp.
Ellies, A., Grez, R. y Ramírez, C. (1997): La conductividad hidráulica en fase saturada
como herramienta para el diagnóstico de la estructura del suelo. Agro Sur 25(1): 51-
56.
Hillel, D. (1998): Environmental Soil Physics. Academic Press, London, 771 S.
139
DEGRADACIÓN QUÍMICA Y BIOLÓGICA EN SUELOS
FORESTALES CERCANOS A UNA FUNDICIÓN DE COBRE EN
CHILE CENTRAL
Juan Pablo Fuentes1, Olga León2, M. Adriana Carrasco2 y
Mauricio Lemus3
1 Facultad de Cs. Forestales, Universidad de Chile. [email protected] 2 Facultad de Cs. Agronómicas, Universidad de Chile.
3 Convenio Corporación Nacional Forestal-CODELCO Chile Div. El Teniente.
INTRODUCCIÓN
En los ecosistemas terrestres, es conocido el efecto amortiguador que ejerce el suelo
frente a sustancias contaminantes. En zonas circundantes a fundiciones mineras dicho
efecto amortiguador puede sobrepasar la capacidad de resiliencia del sistema edáfico
provocando su degradación química, física y biológica (Koptsik y Koptsik, 2001; Anand
et al., 2003). Las fundiciones asociadas a la minería del cobre pueden contaminar el
suelo a través de depositación de material particulado cargado con metales pesados y por
la depositación ácida, generada a partir del SO2 emitido. Esto generalmente produce una
acidificación del suelo que degrada la materia orgánica (Lacatusu, 2001), aumenta la
disponibilidad de metales pesados (Ginnochio et al., 2003) de Al intercambiable
(Binkley et al. 1998), genera la pérdida de cationes no ácidos (Driscoll et al., 2001) y
disminuye la actividad biológica del suelo (Pennanen et al., 1998). De esta forma, se
reduce considerablemente la capacidad funcional y productividad del suelo.
Las áreas circundantes a la fundición de cobre de Caletones, Chile Central, muestran un
deterioro de la vegetación y una evidente alteración de los suelos producto de la
prolongada exposición a emisiones de SO2 y material particulado generadas en el
pasado. Para poder rehabilitar estas áreas, se requiere conocer la situación actual del
suelo y su estado de degradación. El presente estudio tuvo por objetivo el determinar,
después de casi un siglo de emisiones sulfurosas, el deterioro químico y biológico de
140
suelos circundantes al área, en función de la distancia a la fuente de emisión de
contaminantes y profundidad de muestreo.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se seleccionaron cuatro suelo en el área afectada por las emisiones de la fundición de
Caletones, Chile (34º06’ S; 70º 27’), entre 1.650 y 1.770 msnm, en función de la
distancia al centro de emisión (Cuadro 1). Los suelos D1, D2 y D3, representarían suelos
altamente contaminados, erosionados y con escasa vegetación, mientras que el suelo
control tendría menor influencia de la contaminación debido a la mayor distancia al
centro de emisión, presentando una vegetación esclerófila altoandina. En cada sitio se
tomaron tres muestras compuestas a las profundidades 0-5, 5-10 y 10-20 cm. Cada
muestra compuesta se originó de seis submuestras obtenidas en forma aleatoria en un
área de 40 x 40 m. Se analizó pH en agua, conductividad eléctrica (CE), cationes no
ácidos (CNA), N, P y K disponibles, capacidad de intercambio catiónico (CIC), Al de
intercambio (Al3+) y carbono orgánico (COS) según Sadzawka et al. (2006). Los metales
pesados disponibles, Cu, Fe, Mn y Zn, se extrajeron con DTPA (Lindsay y Norvell,
1978) y se determinó la concentración por espectrofotometría de absorción atómica. La
biomasa microbiana se determinó por el método de fumigación (Horwath y Paul, 1994).
Las propiedades químicas y biológicas de los suelos se analizaron mediante pruebas de
comparación no paramétricas y análisis de componentes principales (ACP); utilizando el
programa InfoStat (2003).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Propiedades químicas generales
En los primeros 5-cm de suelo el pH varió entre 3,78 y 4,89, siendo significativamente
menor (p<0,005) en los suelos más cercanos a la fundición que en suelo Control.
Además, se observó una clara tendencia del pH a ser más ácido en las estratas superiores
dentro de cada suelo (Cuadro 1). Esta disminución estaría asociada al mayor efecto de la
depositación ácida en superficie; corroborando lo encontrado por otros autores en
condiciones similares (e.g.,Lacatusu et al., 2001).
141
En los diez primeros cm de suelo, la suma de CNA y CIC, disminuyeron
significativamente (p<0,005) en aquellos suelos cercanos a la fuente de emisión, en
comparación a los valores encontrados en la zona menos alterada (Control). En los
primeros cinco cm de profundidad el COS no presentó variaciones significativas entre
D1, D2 y D3. Montos significativamente mayores sólo se encontraron en el suelo control
al compararlos con los otros suelos. A mayores profundidades no existieron diferencias
significativas en COS entre los suelos estudiados.
Para los primeros 10 cm de profundidad, el Al3+ y la saturación de Al fueron
significativamente mayores en los sitios más cercanos a la fuente de emisión
comparados con el suelo control. La concentración de Al3+ presentó un patrón de
distribución similar a la acidez, con una tendencia a aumentar en superficie.
Cu, Fe, Mn y Zn extraíbles con DTPA
La concentración de Cu-DTPA en los primeros 5 cm no varió significativamente con la
distancia a la fuente de emisión; sin embargo, bajo los 5 cm la variación fue
significativa, siendo mayor en D1, en donde los mayores contenidos de Cu-DTPA se
encontraron a mayor profundidad (Tabla 1). Esta tendencia podría estar asociada a la
movilidad del metal en el perfil debido a un efecto del pH y a la generación de formas
orgánicas solubles (Lukina y Nikonov, 1995; Chopin y Alloway, 2007). A diferencia de
D1, el suelo control, presentó una mayor acumulación en superficie disminuyendo en
profundidad.
En general, el contenido de Fe-DTPA disminuyó con la profundidad de muestreo. Fe-
DTPA fue claramente menor en los suelos más cercanos a la fuente de emisión
evidenciándose una movilización o pérdida de Fe desde el perfil. Los contenidos de Mn-
DTPA en los suelos más cercanos a la fuente de emisión (D1 y D2), son cercanos a un
25% de los contenidos encontrados en los sectores más alejados de la fundición (D3 y
control). No se observó una variación significativa de la concentración de Zn-DTPA con
la distancia a la fundición, ni con la profundidad de muestreo (Tabla 1).
Biomasa microbiana y cuociente microbiano
Para los primeros 10 cm de suelo, D1 y D2 presentaron una BMC significativamente
menor (p< 0,005) que el suelo control. Esta diferencia puede explicarse en función de la
alta acidez y existencia de altas concentraciones de Al3+, elemento que puede producir
alta toxicidad para los microorganismos (Raubuch et al. 1995). En general la BMC
disminuyó en profundidad, lo cual es una tendencia normal en los suelos, ya que la BMC
Figura 1: Bi-plot de la CP1 y CP2 para las propiedades químicas y biológicas de los
suelos en estudio a distintas profundidades 0-5 cm (P1), 5-10 cm (P2) y 10-20 cm (P3).
se asocia principalmente a fracciones lábiles de COS. No se encontraron diferencias
significativas en los valores de qM entre los distintos suelos muestreados, obteniéndose
los mayores valores en superficie. Cabe destacar que las razones de similares valores
entre los sectores son de diferente origen. En los sectores D1, D2 y D3 tanto la biomasa
microbiana como el COS son bajos permitiendo un equilibrio en el valor obtenido.
El sector control presenta particularmente un COS alto, lo que también se traduce en un
bajo qM. Esto sugiere que en todos los suelos se presenta una situación de estabilidad en
cuanto a la descomposición de la materia orgánica. Sin embargo, en los suelos más
142
143
cercanos a la fuente de emisión, esta estabilidad estaría dada por la baja cantidad de
compuestos orgánicos y en que predominan las fracciones más recalcitrantes.
Relaciones entre las variables y los factores distancia y profundidad de muestreo
El ACP practicado muestra que la primera componente principal (CP1) separa el suelo
control, asociado a pH más altos y mayores contenidos de COS, K, P, cationes no
ácidos, Fe-DTPA, Mn-DTPA y biomasa microbiana, de los sitios más cercanos a la
fundición D1, D2 y D3 asociados a mayores contenidos de Al3+, CICE, saturación de
aluminio y sales. Además, se observa que la CP2 agrupa los suelos de acuerdo a las
profundidades evaluadas, de esta forma la variabilidad en las propiedades de los suelos
D1, D2 y D3 se debe principalmente a la diferencia en los contenidos de Cu-DTPA
asociados con la estrata 10-20 cm (P3) versus los mayores contenidos de nitrógeno
disponible asociados a la estrata 0-5 cm (P1). El Al3+, CICE y saturación de aluminio se
relacionaron negativamente con el pH y con los cationes no ácidos; a su vez la biomasa
microbiana se relacionó positivamente con el COS, P, K, Cationes no ácidos y pH y
negativamente con el Al3+ y Cu-DTPA.
CONCLUSIONES
La contaminación histórica causada por las emisiones sulfurosas y material particulado
provenientes de una fundición de cobre han provocado una serie de cambios en las
propiedades químicas y biológicas de los suelos circundantes. Algunas de estas
propiedades tales como pH, COS, CNA, concentración de Al3+, biomasa microbiana se
vislumbran como buenos indicadores de degradación, pues parecen ser lo
suficientemente sensibles a este tipo de alteraciones antrópicas. Los mayores contenidos
de metales extraíbles con DTPA en la estrata 10-20 y a menor distancia de la fundición,
sugieren una mayor movilidad, la cual podría estar asociada a la solubilización y
conformación de complejos órgano-metálicos debido al aumento de la acidez del suelo.
El restablecimiento de estos ecosistemas degradados requeriría el conocer los
potenciales cambios que se producen en la dinámica de la MO, particularmente en la
conformación de estructuras orgánicas más móviles en el perfil de suelo
144
(fraccionamiento físico y químico de la materia orgánica). Asimismo se hace necesario
una intensificación de los muestreos de suelos que incluyan áreas más alejadas a la
fuente de emisión, la evaluación de la dinámica de los metales pesados a nivel vegetal, el
uso de especies resistentes al Al y corrección de la acidez.
AGRADECIMIENTOS
Esta investigación fue financiada por el Convenio Ambiental CONAF–CODELCO y por
los Laboratorios Ventura Matte de la Facultad de Cs. Forestales y Química de Suelo de
la Facultad de Cs. Agronómicas de la Universidad de Chile.
REFERENCIAS
Anand, M.; Ma, K.; Okonski, A.; Levin, S.; and McCreath, D. 2003. Characterizing
biocomplexity and soil microbial dynamics along a smelter-damaged landscape
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Huelva, Iberian Pyrite Belt, SW Spain. Water, Air and Soil Pollution 182: 245-261.
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146
Tabla 1: Ubicación y propiedades químicas y biológicas de los suelos estudiados en sectores aledaños a f. Caletones, Chile Central.
Prof. pH COS CIC N P K Cu Fe Mn Zn SB Al3+ S-Al BMC
cm % cmol+ kg-
1--------------------------------------------------------mg kg-1------------------------------------------------------
- -------cmol+ kg-1------ %mg C-
CO2/100g ss
D1- 2,8 km de la fuente de emisión
0-5 3,78 (0,07) 1,97 (0,25)
32,6 (1,73)
22,1 (3,35)
18,9 (2,56)
132,6 (2,9)
221,8 (37,91)
65,9 (18,49)
21,3 (4,61) 1,35 (0,9 5,07
(1,95) 193,2 (23,7)
97,2 (1,34)
0,391 (0,03)
5-10 3,97 (0,05) 2,61 (0,25)
33,1 (0,55)
10,1 (2,59)
12,6 (1,13)
150,8 (6,2)
377,7 (53,02)
52,9 (9,08)
19,9 (2,05)
1,41 (0,37)
9,13 (2,15)
153,6 (16,3)
94,1 (1,76)
0,373 (0,13)
10-20 4,58 (0,05) 2,73 (0,68)
37,8 (1,33)
10,0 (2,33)
12,3 (0,89)
202,6 (3,3)
616,1 (98,68) 8,8 (4,06) 8,8 (3,26) 4,18
(0,71) 24,38 (1,96)
19,6 (8,14)
41,4 (11,09)
0,450 (0,07)
D2- 3,9 km de la fuente de emisión
0-5 3,65 (0,1) 1,36 (0,14)
31,5 (1,94)
31,9 (1,57)
20,3 (4,51)
77,5 (10,30)
152,6 (67,93)
71,7 (4,11)
17,6 (8,91)
3,75 (1,83)
8,81 (5,13)
199,5 (14,8)
95,7 (2,57)
0,384 (0,03)
5-10 3,87 (0,06) 1,89 (0,02)
31,8 (2,86)
28,8 (4,40)
17,7 (2,03) 83,2 (7,2) 157,6
(32,59) 59,5
(6,28) 22,6
(5,59) 4,13
(2,24) 6,79
(3,56) 193,7 (20,6)
96,4 (2,14)
0,244 (0,09)
10-20 4,10 (0,05) 2,17 (0,38)
34,2 (2,05)
17,7 (0,89
13,6 (2,35)
115,2 (18,1)
300,3 (75,84)
34,5 (3,75)
35,7 (7,77) 3,32 (0,5) 16,12
(7,93) 154,7 (23,4)
89,74 (5,81)
0,494 (0,15)
D3- 6,6 km de la fuente de emisión
0-5 3,73 (0,06) 2,47 (0,69)
41,2 (0,34)
89,1 (15,99)
36,0 (4,24)
262,4 (38,9)
69,5 (19,39)
73,3 (16,66)
96,1 (41,49) 3,11 (1,9) 9,12
(4,88) 235,1 (61,8)
95,0 (3,36)
0,716 (0,19)
5-10 3,94 (0,08) 2,43 (0,56)
45,7 (2,21)
44,8 (15,62)
33,4 (6,56)
317,4 (30,4)
79,1 (30,02)
38,7 (10,68)
103,8 (22,49)
2,49 (1,15)
13,76 (6,01)
232,0 (69,8)
91,8 (5,65)
0,347 (0,04)
10-20 4,30 (0,14) 3,79 (0,36)
47,1 (1,41)
30,7 (10,00)
35,4 (6,91)
412,7 (60,7)
124,9 (15,62)
52,1 (10,56)
98,9 (17,67)
4,60 (0,83)
24,89 (6,98)
128,5 (56,8)
71,0 (20,01)
0,559 (0,08)
Control- 7,2 km de la fuente de emisión
0-5 4,89 (0,14) 10,25 (1,31)
56,4 (6,11)
19,3 (1,55)
47,1 (3,21)
753,7 (119,7)
125,5 (28,74)
161,5 (17,07)
103,4 (9,77) 6,20 (4,7) 33,20
(5,16) 5,0 (4,2) 13,0 (10,77)
2,066 (0,2)
5-10 5,06 (0,07) 7,55 (1,29)
48,1 (2,95)
13,4 (2,17)
48,4 (1,95)
819,4 (134,8)
68,1 (16,58)
108,7 (6,17)
84,0 (10,33)
4,50 (2,67)
32,57 (1,62) 2,6 (1,73) 7,1 (4,56) 1,049
(0,17)
10-20 5,35 (0,1) 5,74 (0,44)
42,7 (3,21)
12,7 (0,45)
40,4 (0,32)
926,8 (210,3)
21,9 (2,63)
77,6 (4,96)
44,1 (2,52)
3,10 (1,19)
37,95 (5,01)
0,33 (0,06) 0,9 (0,08) 0,646
(0,14)
f. =fundición
147
DETERMINACIÓN DE ALUMINIO EXTRAIBLE POR
DISTINTOS MÉTODOS EN SUELOS VOLCÁNICOS DE LA
NOVENA Y DÉCIMA REGIÓN COMO INDICADOR DE LA
ESTABILIZACIÓN DE LA MATERIA ORGÁNICA
Estrella Garrido G1., Francisco Matus B2. y Noelia Sepúlveda R2. 1 Universidad Católica del Maule, Facultad de Agronomía. Universidad Austral de Chile
Programa de Doctorado en Cs. Agrarias. E-mail: [email protected] 2 Universidad de La Frontera, Depto. Cs.Químicas, Temuco, Chile.
RESUMEN
La capacidad para retener carbono (C) de los suelos derivados de cenizas volcánicas (con altos contenidos de arcillas alofánicas) no correlaciona con los niveles de materia orgánica (MO), a diferencia de los suelos con arcillas cristalinas. Existen dos trabajos a escala regional que señalan que el Al controla los niveles de MO en estos suelos. La presente investigación tiene por objetivo determinar el método de extracción de Al más apropiado para establecer la variación de los contenidos de MO del suelo. Para este estudio se colectaron muestras superficiales (0-10 y 10-20 cm) de suelos volcánicos pertenecientes a los órdenes Andisoles e Inceptisoles de la zona Centro Sur y Sur del país. A cada muestra se le determinó la POM y los contenidos de arena, arcilla, limo y alofán. También se determinaron las concentraciones de Al extraíble con pirofosfato (Alp), NaOH (Aln) y ditionito citrato bicarbonato (Ald) entre otras medidas. Las correlaciones más altas se obtuvieron con Alp (r = 0.7), Aln (r = 0.5) y Ald (r = 0.5). No se encontró correlación entre alofán y contenido MO, indicando que este factor no es determinante en la inmovilización de C en estos suelos.
148
149
AISLAMIENTO DE BACTERIAS TERMÓFILAS Y HONGOS
MESÓFILOS A PARTIR DE LA FRACCIÓN ORGÁNICA DE
RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS DE LA CIUDAD DE
VILLAVICENCIO
Galindo L.1, Londoño A.2, Martínez M.2 y Matiz A.2
1 BioAgrícola del Llano S.A. E.S.P. Cll. 34A No. 35-28. Villavicencio, Colombia. [email protected]
2 Grupo de Biotecnología Ambiental e Industrial. Departamento de Microbiología. Facultad de Ciencias. Pontificia Universidad Javeriana. Cra. 7ª No. 43-82. Bogotá,
Colombia.
RESUMEN
En esta investigación se aislaron catorce cepas de bacterias termófilas y dos hongos mesófilos con actividad amilolítica y proteolítica, a partir de pilas de compostaje preparadas con la fracción orgánica de los residuos sólidos de la ciudad de Villavicencio (Colombia). Las pruebas de determinación cuantitativa de actividad amilolítica y proteolítica por los métodos de ácido 3,5-dinitrosalicílico y ácido tricloroacético permitieron la selección de aquellas cepas con mejor comportamiento, las cuales se reunieron en un inóculo mixto producido en caldo compost suplementado con extracto de levadura al 2.5% (p/v), a 110 r.p.m., 55ºC y 1 v.v.m. durante 48 horas. El inóculo fue aplicado en pilas experimentales, donde se tuvo un tratamiento y un control, preparados con 50% de residuos vegetales y el restante 50% dividido en residuos de podas, contenido ruminal y cascarilla de arroz. Con el fin de evaluar la efectividad del inóculo, se aplicó prueba F para determinar posibles diferencias entre las desviaciones y T de Student para comparar las medias experimentales. Se hizo seguimiento a temperatura y pH de las pilas y al final del proceso se realizó caracterización fisicoquímica y microbiológica con relación a patógenos: Salmonella sp., Enterococcus sp., Fusarium sp., Botrytis sp., Rhizoctonia sp., Phytophthora sp. y nemátodos. El resultado fue un inóculo termofílico con actividad amilolítica del orden de 164.5 UA y actividad proteolítica de 140.18 UP, siendo estas cantidades de producción enzimática apreciables para generar rápida descomposición de la materia orgánica. En el ensayo de campo, la pila inoculada alcanzó una temperatura máxima de 74.3ºC superando a la pila control (69.4ºC). El compost obtenido presentó 14.1% de COO, C.I.C. de 41 me/100g, relación C/N de 8.3, N: 1.69%, P: 0.66% y K: 1.34%, y no presentó patógenos, cumpliendo estos valores en un 90% con lo exigido por la NTC (Norma Técnica Colombiana) 5167 del ICONTEC para producción de abonos orgánicos.
150
INTRODUCCIÓN
Uno de los problemas que se plantea en las pequeñas y grandes ciudades del mundo es la
cantidad de residuos que se generan anualmente, a los que se debe dar un tratamiento
económicamente viable, sin que esto signifique problemas a nivel social o ambiental.
Villavicencio, Capital del Meta, es una ciudad con aproximadamente 400.000 habitantes,
y una producción promedio de 280 toneladas de residuos/día, consistentes en un 60% de
residuos orgánicos y un 40% de residuos inorgánicos. En el relleno sanitario Don Juanito
de la ciudad de Villavicencio, se aplican técnicas de aprovechamiento de residuos
orgánicos basadas en la producción de compost y vermicompost. Sin embargo, las altas
cantidades de materia orgánica, la dificultad de clasificación, el tiempo necesario de
transformación (10 semanas para compost y 16 semanas para vermicompost) y todo lo
que esto implica, hacen que los procesos de compostaje y lombricultura no sean
aplicados a la totalidad de los residuos.
Se ha comprobado en anteriores investigaciones que el aislamiento de microorganismos
termófilos y mesófilos con potencial producción enzimática ayuda a degradar materia
orgánica como residuos cítricos, de flores o de la industria láctea entre otros, generando
un producto rico en nutrientes y apto para la aplicación en agricultura. Por esto, la
aplicación de cepas microbianas previamente seleccionadas que aceleran y mejoran el
proceso de compostaje, solucionan problemas de tiempo, espacio y costos, además de
facilitar la obtención de un producto con mejores características fisicoquímicas y
microbiológicas. Es por ello que el propósito de este trabajo fue aislar y caracterizar
enzimáticamente microorganismos termófilos y mesófilos, seleccionando las mejores
cepas compatibles entre sí y producir un inoculante a partir de estos, que al aplicarlo
sobre los residuos orgánicos de la ciudad de Villavicencio, disminuyera el tiempo de
procesamiento y mejorara las características del producto final.
MATERIALES Y MÉTODOS
La experimentación de campo se realizó en el relleno sanitario Don Juanito de la ciudad
de Villavicencio manejado por la empresa Bioagrícola del Llano S.A. E.S.P, en donde se
montaron las pilas de compostaje y se realizaron las pruebas de campo. La fase de
151
laboratorio se desarrollo en los laboratorios de Microbiología Ambiental y Biotecnología
Aplicada de la Pontificia Universidad Javeriana.
Recolección de muestras. Se montaron dos pilas de compostaje de 4 toneladas a las que
diariamente se les determinó temperatura y pH. Cuando la temperatura superó los 70°C,
se realizó el muestreo para el aislamiento de bacterias y actinomycetes termófilos y
cuando descendió a 37°C, se muestreó para aislamiento de hongos mesófilos. Se
tomaron 5 sub-muestras puntuales a diferentes alturas y distancias con un tubo de PVC
de 70 cm de largo x 3” de diámetro, se mezclaron y de allí se obtuvo la muestra
compuesta que pesó 1.000 g (Universidad de los Andes 2003). La conservación y el
transporte se realizó según la metodología propuesta por el laboratorio Agrilab Ltda., de
Bogotá, donde se hizo la caracterización fisicoquímica inicial.
Aislamiento y selección de cepas. 500 g de muestra homogenizada se procesaron por el
método de recuento en placa utilizando diluciones seriadas en agua peptonada al 1%
(p/v) de 10-1 a 10-5 (Carrascal et al. 1998) y se sembraron en agar leche, almidón y
celulosa para bacterias, ISP2 para actinomicetos y PDA para hongos (Pedroza et al.
2003). Las temperaturas de incubación fueron de 65ºC durante 48 horas en el caso de
bacterias y actinomycetes y 37°C durante 5 días para hongos (Ayala et al. 2001). Una
vez seleccionadas las cepas, se realizó la prueba de antagonismo por el método de Gauze
(Alfaro et al., 2001), y por medio de fermentación discontinua se preparó el inoculante
microbiano, que cada tres horas fue muestreado para determinar la cinética de
crecimiento del consorcio y la producción de unidades enzimáticas amilolíticas y
proteolíticas.
Prueba preliminar en campo. Se montaron dos pilas de composición similar a las
anteriores, una de las cuales se inoculó y la otra no, sirviendo de control negativo. La
cantidad de inoculante a preparar se calculó de acuerdo a los metros cúbicos de residuos
orgánicos a compostar y a la concentración final deseada de 108 UFC/mL. Diariamente
se registró la temperatura y el pH y con estos datos se aplicó la prueba F para determinar
posibles diferencias entre las desviaciones (S1=S2) y T de Student para comparar las
medias experimentales, utilizando el programa STATISTIC 6.0. El día 21 y 52 de
152
compostación se tomaron muestras para realizarles análisis fisicoquímicos y de
fitopatógenos, según la Norma Técnica Colombiana (NTC) 5167 del ICONTEC 2004.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
De 26 cepas de microorganismo termofílicos aisladas, se seleccionaron 14 con las cuales
se preparó un inoculante mixto, conformado por 8 cepas amilolíticas y 12 cepas
proteolíticas con actividades de 164.5 UA y 140.18 UP a la hora 36 y 33 de la
fermentación respectivamente, que fue aplicado en la prueba de campo.
Autores como Secades y Guijarro (1999) citados por Márquez et al., (2004), han
demostrado que la actividad proteolítica puede detenerse o reprimirse según las
condiciones del medio, en especial cuando en el medio se encuentra exceso de glucosa,
lo que ocurrió por la despolimerización e hidrólisis del almidón y de la caseína. Sin
embargo la actividad proteolítica aparentemente no fue inhibida en ninguna fase de este
proceso.
La biomasa generada durante la fermentación del consorcio microbiano termofílico
aumentó progresivamente expresando su fase exponencial casi desde el inicio del
proceso, pues podría decirse que la fase de adaptación fue corta o mínima por el salto
observado entre el recuento de la hora 0 (1 en el eje X de la fig. 1) y la hora 3 (2). A la
hora 21 de fermentación (8), la biomasa microbiana aumenta casi 3 unidades; en esa
misma hora las unidades amilolíticas y proteolíticas tienen la misma tendencia y a partir
de ese punto se elevan sustancialmente (figura 1).
Finalmente, los recuentos se encontraron del orden de 106 – 109 UFC/mL, concentración
que resultó ser muy buena a la hora de preparar la dilución para ser aplicada a la pila de
compostaje con un volumen final de 10 L y una concentración 108 UFC/mL.
Determinación de la efectividad del inoculante biológico. Según la figura 2, las dos
pilas iniciaron con temperaturas similares. La pila inoculada comenzó la etapa
termofílica desde el día 2, y la pila control en el día 3, con valores de 40 a 50°C hasta el
día 7. A partir del día 9 la temperatura de la pila inoculada ascendió hasta alcanzar un
máximo de 74.3°C en el día 13, con lo que se logra la eliminación total de patógenos
(Golueke 1972, citado por Negro et al. 2003).
0
2
4
6
8
10
12
14
Log
UFC
/mL
6,5
7
7,5
8
8,5
9
pH
Log UFC 7 7,2 7,3 7,4 7,4 7,4 7,4 7,5 10 10 10 10 11 11 11 11 11
pH 7,2 7,7 8,1 8 7,9 8,5 8,2 8,4 8,2 8,2 8,2 8,6 8,6 8,6 8,4 8,5 8,3
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17
Figura 1: Producción de biomasa y comportamiento del pH durante fermentación
discontinua de inoculante termofílico.
Es importante tener en cuenta que la etapa termofílica sobre 70°C permaneció durante
15 días en la pila inoculada; lo que influye directamente sobre el desarrollo y
sobrevivencia de los microorganismos patógenos, siendo positivo este comportamiento
para este caso. Las dos pilas comenzaron con pH ácido como era de esperarse por el
carácter de sus residuos.
Sin embargo, contrario al comportamiento de la temperatura, a partir del día 2 la pila
inoculada comenzó a alcalinizarse rápidamente, aspecto que indica la acción microbiana
del inóculo que comienza a degradar el sustrato, en especial las proteínas a través de la
amonificación. A partir del día 7, el pH se mantuvo sobre 8, alcanzando su punto
máximo de 8.54 el día 9. Desde entonces, el comportamiento del pH se mantuvo
constante, siendo óptimo el rango presentado para el desarrollo de bacterias y
actinomycetes.
153
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 10 20 30 40 50 60 70
TIEMPO (días)
TEM
PER
ATU
RA
(ºC
)
154
Tº Pila inoc. Tº Pila ctrl.
Figura 2: Comportamiento de la temperatura en pilas de compostaje en fase de
experimentación.
Según las medidas de tendencia central, las medias experimentales de temperatura
presentan diferencias estadísticamente significativas. Lo anterior se concluyó a partir de
P: 0.00006. De esta forma es posible asegurar que la aplicación del inóculo influye
positivamente en el comportamiento de la temperatura y en la reducción del tiempo de
procesamiento de la materia orgánica, pues la pila de residuos inoculada terminó su
proceso de estabilización en el día 50, frente a la pila control que terminó proceso el día
62.
Análisis fisicoquímico. Dicha caracterización reportó los siguientes valores en los
parámetros de mayor importancia a nivel agrícola (Tabla 1), ya que de estos dependen
directamente la nutrición vegetal y la recuperación de suelos:
155
Tabla 1: Caracterización fisicoquímica del abono obtenido a partir del proceso de compostaje con la adición de inoculante microbiano de carácter termofílico.
PARÁMETRO UNIDAD VALOR REFERENCIA
NTC 5167/2003
Humedad (%) 34.9 Max. 35%
Cenizas (%) 29.6 Max. 60%
Pérdidas por volatilización (%) 35.5 –
Carbono Orgánico Oxidable (%) 14.1 Mín. 15%
pH 7.58 >4 y <9
Conductividad eléctrica (dS/m) 10.8 –
Densidad (g/c.c.) 0.62 Max. 0.6 g/c.c.
Capacidad de retención de
humedad
(%) 111 Min. su propio
peso
Capacidad de intercambio
catiónico
(meq/100 g) 41 Min. 30 (me/100g)
Relación C/N 8.3 –
Nitrógeno Total (%) 1.69 Reportarlo si >1%
Fósforo Total (%) 0.66 Reportarlo si >1%
Potasio Total (%) 1.34 Reportarlo si >1%
Parámetros como la relación carbono/nitrógeno (C/N), Carbono Orgánico Oxidable
(C.O.O.) y Capacidad de Intercambio Catiónico (C.I.C) presentaron variaciones
importantes a lo largo del proceso de compostaje en evaluación, obteniéndose resultados
satisfactorios con el cumplimiento de la NTC 5167 que rige para la producción de
abonos orgánicos entre otros y permite la obtención del Registro de Producción y
exportación emitido por el Instituto Colombiano Agropecuario.
La relación C/N del compost en el caso de la pila inoculada finalizó en el día 52 con 8.3,
dando lugar a la mineralización y humificación de nutrientes, hecho que se corroboró
con el aumento de la concentración de nitrógeno (Sylvia et al., 1999). El carbono
156
orgánico oxidable, parámetro que determina el aporte de materia orgánica al suelo se
encontró en 11.2 % y 14.1% en pila control y experimental respectivamente al final del
proceso degradativo. No obstante, este valor debe aumentar mínimo al 15% para cumplir
con el requisito especificado por la NTC 5167de 2004, lo que se puede corregir al
mejorar la relación C/N inicial. La capacidad de intercambio catiónico (C.I.C.) es
definida como la capacidad que tiene la materia orgánica de extraer cationes de la
solución del suelo como el NH4+, K+, Ca++ y Mg++, abasteciendo de nutrientes a las
plantas. Para el caso de los abonos orgánicos, esta debe ser mínimo 30 cmol (+) Kg-1
(meq/100g). Al finalizar el proceso, la pila inoculada alcanzó 41 meq/100g, superando
lo establecido en la norma y con la capacidad de retener mayor cantidad de cationes,
evitando su lixiviación o pérdida, y manteniéndolos para posteriormente ser asimilados
por las plantas.
El pH que inició en 6.03 se neutralizó al cabo de 21 días, en donde la pila experimental
reportó el valor más cercano a la neutralidad, sin embargo, la pila control y la pila
experimental, mantienen valores de pH en el rango (>4 y <9) establecido por la NTC
5167 2004. Cabe anotar que la inmovilización de potasio, macronutriente importante en
la fertilización, disminuye a medida que aumenta el pH, por tal razón este elemento se
encuentra en mayor cantidad en la pila experimental. La aplicación de cal en la fase
inicial del proceso se evidencia con el registro del calcio que fue disminuyendo a medida
que se compostaban los residuos.
La capacidad de retención de humedad inició con un 61%, es decir el contenido de
humedad de las pilas era aproximadamente del 40%. Al final del proceso, el abono
presentó 82% y 111% en pila control y pila experimental respectivamente. Esta última
característica es exigida para acceder a la certificación del producto como abono
orgánico y debe corresponder mínimo a su propio peso (ICONTEC 2004).
En cuanto a macronutrientes, las concentraciones iniciales eran bajas pero con el control
sobre el proceso de transformación éstas aumentaron paulatinamente, obteniéndose en el
producto final valores superiores al 1% en nitrógeno y potasio y 0.66% de fósforo tanto
en pila experimental como en pila control. La Norma Técnica determina que si los
157
valores de macronutrientes son mayores al 1%, estos datos deben ser reportados en la
ficha de caracterización del producto final.
Análisis microbiológicos. Estos resultados reportaron ausencia total de
microorganismos fitopatógenos y patógenos de humanos, asegurando la calidad del
producto final. En el recuento final de microorganismos, la concentración de termófilos
fue mayor que la de mesófilos, asumiéndose la sobrevivencia de las cepas termófilas
inoculadas. Los microorganismos termófilos con actividad proteolítica se encuentran en
mayor cantidad que los microorganismos amilolíticos, hecho que coincide con los
resultados obtenidos durante el desarrollo de este proyecto. Cabe anotar que la mayoría
de cepas inoculadas poseían esta actividad enzimática.
CONCLUSIONES
La aplicación de inoculantes termofílicos con propiedades enzimáticas colabora en los
procesos degradativos de la materia orgánica, siendo relevante la utilización de cepas
nativas de cada proceso, para asegurar una mejor adaptabilidad de estos
microorganismos a las condiciones del medio en el cual tendrán que interactuar.
Aplicar técnicas de compostaje como alternativa de manejo de la fracción orgánica
contenida en los residuos sólidos urbanos se hace cada vez más viable, pues la
generación de un producto que aumenta su rentabilidad con el cumplimiento de los
requisitos exigidos por la NTC 5167/2004, asegura su comercialización, además de
solucionar la problemática de contaminación asociada a los residuos orgánicos.
REFERENCIAS
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caracterización de bacterias mesófilas aerobias con actividad amilolítica y
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Universidad Javeriana. Facultad de Ciencias. Departamento de Microbiología.
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introducción a la biotecnología industrial. Pontificia universidad Javeriana. Facultad
158
de Ciencias. Departamento de Microbiología. Santafé de Bogotá, D.C. Colombia.
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MÁRQUEZ, P., PIRAMANRIQUE, K. CARRASCAL A., PEDROZA A. 2003.
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ciencias. Departamento de Microbiología. Santafé de Bogotá, D.C. Colombia. 102p.
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UNIVERSIDAD DE LOS ANDES, FACULTAD DE INGENIERÍA: Departamento de
Ingeniería civil y ambiental, Centro de Investigaciones en Ingeniería Ambiental-
CIIA. 2003. Protocolo muestreo de compost. 2p.
NEGRO, M.J., et al. 2003. Producción y Gestión del Compost -en línea-. (España)
http://www.agrilogica.com/tecnicas/compost_antiguo.htm#materiales> -Consulta:
28 sep. 2004-.
159
MEJORAMIENTO DE SUELOS POR APLICACIÓN DE LODOS
SECUNDARIOS DE LA INDUSTRIA DE CELULOSA
Felipe Gallardo1, Cristian Bravo1, Margarita Barrenechea1 y Maria Cristina
Diez2. 1Departamento de Ciencias Químicas, 2Departamento de Ingeniería Química,
Universidad de La Frontera, Temuco, Chile. [email protected] RESUMEN
Se evaluó el efecto de aplicar lodo secundario estabilizado proveniente del tratamiento de aguas residuales de la industria de celulosa sobre las propiedades físico-químicas y biológicas de suelos derivados de cenizas volcánicas y su efecto en la producción vegetal. El lodo aplicado mejora las propiedades físico-químicas y biológicas de los suelos Gorbea y Collipulli, incrementando la producción vegetal de Lolium perenne, por lo cual es una alternativa viable para su disposición y uso agrícola, teniendo siempre en cuenta los métodos y tiempos de aplicación y las propiedades del lodo y suelo.
INTRODUCCIÓN
Los suelos derivados de cenizas volcánicas ocupan en Chile un área aproximada a los 4
millones de há., de las cuales una superficie cercana al millón es arable. Estos suelos se
caracterizan por tener alta capacidad de intercambio catiónico, bajo porcentaje de
saturación de bases, alto porcentaje de retención de humedad y baja densidad aparente.
Presentan alta capacidad de retención de fosfatos, altos contenidos de Al de intercambio
y niveles de pH moderada a fuertemente ácidos, lo cual afecta la fertilidad de estos
suelos (Gallardo et al., 1999). La baja fertilidad se debe además, a la baja disponibilidad
de nutrientes y a la presencia de niveles tóxicos de Al, Mn y Fe (Gallardo el al., 1999),
lo cual puede ser revertido por aplicación de lodos provenientes del tratamiento
biológico de aguas residuales de la industria de celulosa (Gallardo et al., 2007). Los
lodos son ricos en nutrientes como nitrógeno, fósforo y potasio, así como algunos
micronutrientes esenciales tales como el níquel, zinc y cobre los cuales ayudan a la
nutrición vegetal. Su uso en suelo facilita el transporte de nutrientes, aumenta la
160
capacidad de retención de agua y sirve como reemplazo parcial de fertilizantes químicos
de mayor costo. Por lo anterior, el objetivo del presente estudio fue evaluar el efecto de
aplicar lodo secundario estabilizado proveniente del tratamiento de aguas residuales de
la industria de la celulosa sobre las propiedades físico-químicas y biológicas de suelos
derivados de cenizas volcánicas y su efecto en la producción vegetal.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se utilizó suelo de la serie Gorbea (Andisol) y de la serie Collipulli (Ultisol),
muestreados a profundidad de 0-20 cm, secados a temperatura ambiente y tamizados (2
mm). Se utilizó suelo de la serie Temuco (Andisol), como suelo referencial. Se utilizó
lodo biológico proveniente del tratamiento del agua residual de una industria de celulosa
kraft que utiliza Pinus radiata como materia prima, estabilizado al aire por un periodo de
1 año, secado a temperatura ambiente y tamizado (2 mm). Las mezclas suelo/lodo
utilizadas corresponden a: 0, 10, 20, 30 y 50 (Mg/ha), las cuales se incubaron a 22 ± 2
°C. Se midió pH, fósforo, nitrógeno disponible, Al extractable, microelementos (Fe, Mn,
Cu y Zn), hidrólisis de la fluoresceína diacetato (FDA) de las mezclas en diferentes
periodos de incubación. Se colocaron las mezclas suelo/lodo en macetas de 1kg, se
sembró en cada maceta 40 semillas de Lolium perenne, después de una semana se raleó,
dejando 20 plántulas por maceta. Todos los tratamientos se mantuvieron en cámara de
crecimiento a 22 ± 2 °C con un fotoperíodo de 14 h/día y 50 % de capacidad de campo.
Se evaluó la producción de biomasa (aérea) en diferentes periodos de crecimiento.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La aplicación de lodos aumenta los valores de N, P y pH en los suelos Gorbea y
Collipulli (Tabla 1), con el aumento de la dosis de lodo, al compararlos con el respectivo
suelo sin adición de lodo (0 Mg/ha), obteniéndose valores similares a los del suelo
Temuco utilizado como referencia. El aumento de pH, por efecto de la dosis de lodo, a
su vez causa la disminución de el Al extractable lo que evita la fijación del P y por lo
tanto lo hace mas disponible para las plantas.
161
Tabla 1: Efecto de la aplicación de lodo en el nivel de N, P, Al y pH de los suelos serie Gorbea y Collipulli a los 15 y 75 días de incubación. (Valor
entre paréntesis corresponde al valor a los 75 días).
Gorbea Collipulli Temuco
Dosis de lodo (Mg/ha)
0 10 20 30 50 0 10 20 30 50 -
N (mg/kg) 24,6
(28,7)
49,4
(89,4)
56,1
(100,3)
74,6
(153,7)
100,8
(207,8)
18,0
(19,1)
26,9
(56,8)
64,0
(57,0)
71,5
(89,0)
82,0
(1003)
71,8
(70,3)
P (mg/kg) 15,0
(23,9)
17,4
(24,1)
18,6
(30,3)
19,6
(33,3)
26,9
(38,7)
9,2
(9,2)
10,
(12,3)
12,3
(15,1)
19,7
(17,6)
25,2
(26,8)
12,4
(16,8)
Al
(cmol+/kg)
1,02
(0,98)
0,78
(0,76)
0,56
(0,57)
0,37
(0,40)
0,23
(0,27)
0,35
(0,36)
0,26
0,20)
0,19
(0,18)
0,12
(0,17)
0,07
(0,13)
0,12
(0.12)
pH 4,4 4,5 4,7 4,8 5,0 5,1 5,2 5,2 5,3 5,4 5,8
En relación a los microelementos, la aplicación de lodo incrementó especialmente
los niveles de Zn (10 mg/kg con dosis de 50 Mg/ha) y Mn (50 mg/kg con dosis de
50 Mg/ha) en los suelos Gorbea y Collipulli siendo estos niveles muy superiores al
valor encontrado en el suelo referencial Temuco (Figura 1). En el caso de Fe, el
valor encontrado con la mayor dosis de lodo se aproxima al valor encontrado en el
suelo de referencia. Los microelementos pueden representar cierto riesgo de
toxicidad para las plantas, en el caso de Zn, concentraciones de 100 mg/kg,
dependiendo de la especie vegetal, pueden causar toxicidad. Sin embargo, ninguno
de los valores obtenidos de micronutrientes sobrepasó los límites permitidos en el
reglamento de lodos de la CONAMA (2000) para uso agrícola.
0102030405060
Zn Mn Cu Fe
Microelementos
mg
/ L
Gorbea Gorbea + 10 Mg / haGorbea + 20 Mg / ha Gorbea + 30 Mg / haGorbea + 50 Mg / ha Temuco
0102030405060
Zn Mn Cu Fe
Microelementos
mg
/ L
Collipulli Collipulli + 10 Mg / haCollipulli+ 20 Mg / ha Collipulli + 30 Mg / haCollipulli + 50 Mg / ha Temuco
(a)
(b)
Figura 1: Contenido de microelementos (Zn, Mn, Cu y Fe) en los suelos Gorbea (a)
y Collipulli (b) tratados con distintos niveles de lodo (15 días de incubación).
162
La Fluoresceína es un compuesto soluble por las paredes y membranas celulares de
los microorganismos presentes, ésta al ingresar dentro de la célula es transformada
por endo-enzimas exclusivas de microorganismos activos. La aplicación de lodos
mejoró las propiedades biológicas de los suelos Gorbea y Collipulli, medidos a
través de la fluoresceína diacetato (FDA), observándose la mayor actividad a los 30
días de incubación para ambos suelos (Figura 2). En el suelo Gorbea se obtuvieron
valores muy similares a los obtenidos en el suelo Temuco, sin embargo, la actividad
FDA en el suelo Collipulli fue menor a la obtenida con el suelo de referencia, lo
cual puede estar relacionado con los menores valores de N y P en este suelo.
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
0 15 30 45 60Tiempo (Días)
ug F
DA
lib /
g s.
s. x
h
Gorbea Gorbea + 10 Mg / haGorbea + 20 Mg / ha Gorbea + 30 Mg / haGorbea + 50 Mg / ha Temuco
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
0 15 30 45 60Tiempo (Días)
ug F
DA
lib
/ g s
.s. x
h
Collipulli Collipulli + 10 Mg / ha
Collipulli + 20 Mg / ha Collipulli + 30 Mg / ha
Collipulli + 50 Mg / ha Temuco
Figura 2: Efecto de la dosis de lodo sobre la actividad FDA en el suelo Gorbea (a) y
Collipulli (b).
La producción de biomasa aérea de Lolium perenne incrementa con el aumento en la
dosis de lodo, obteniéndose los mayores rendimientos al adicionar 50 Mg/ha de lodo
(a)
(b)
163
(Figura 3). Los valores obtenidos para ambos suelos son superiores a los del suelo
Temuco al adicionar dosis iguales o superiores a 10 Mg/ha. La adición de lodo
mejora la producción vegetal debido al aporte de macro y microelementos presentes
en el lodo, el cual, además de mejorar las características químicas de los suelos,
mejora la disponibilidad de nutrientes y su asimilación por parte de las plantas. El
nivel de N y P folial sigue un comportamiento similar al obtenido en cuanto a
biomasa aérea, lo cual indica que estos elementos son asimilados en mayor
proporción por las plantas a medida que se incrementa la dosis de lodo aplicada.
Similares resultados han sido reportados por Gallardo et al. (2006) para el cultivo de
Triticum aestivum crecido en suelo adicionado de lodo de la industria de celulosa.
0.00.51.01.52.02.5
60 90 120
Tiempo (días)
Mat
eria
sec
a aé
rera
(g
/mac
eta)
Gorbea Gorbea + 10 Mg / haGorbea + 20 Mg / ha Gorbea + 30 Mg / haGorbea + 50 Mg / ha Temuco
0.00.51.01.52.02.5
60 90 120Tiempo (días)
Mat
eria
sec
a aé
rera
(g
/mac
eta)
Collipulli Collipulli + 10 Mg/haCollipulli + 20 Mg/ha Collipulli + 30 Mg/haCollipulli + 50 Mg/ha Temuco
Figura 3: Contenido de biomasa aérea (MSA) (g/maceta) de Lolium perenne en
suelo Gorbea (a) y Collipulli (b) con diferentes niveles de lodo a los 30, 60, 90
y120 días de crecimiento.
CONCLUSIONES
El lodo del tratamiento secundario de la industria de celulosa mejora las propiedades
físico-químicas y biológicas de los suelos Gorbea y Collipulli, incrementando la
producción vegetal de Lolium perenne.
(a)
(b)
164
165
AGRADECIMIENTOS
Financiamiento por Proyecto Fondecyt 1040854 y DIUFRO Convenio de
Desempeño 2007.
REFERENCIAS
Gallardo, F., Borie, F., Alvear, M. y von Baer, E. (1999). Evaluation of aluminum
tolerant of three barley cultivar by two short-term screening methods and field
experiments. Soil Science Plant Nutrition 45(3): 413-419.
Gallardo, F., Mora, M. L.y Diez, M. C. (2007). Kraft mill sludge to improve vegetal
production in Chilean Andisol. Water Science & Technology 55(6): 31-37.
166
167
CENIZAS VOLANTES Y SU APLICACIÓN COMO
MATERIAL DE RELLENO EN BARRERAS REACTIVAS
PERMEABLES
Aixa González1, Nicolás Arancibia1, Alejandra Jara2, María de la
Luz Mora2 y Rodrigo Navia3
1 Programa de Doctorado y Magíster en Ciencias de Recursos Naturales, 2 Departamento de Ciencias Químicas, 3 Departamento de Ingeniería Química,
Universidad de La Frontera, Casilla 54-D, Temuco, Chile. [email protected], fono: 56-45-325477, fax: 56-45-325050
INTRODUCCIÓN
En el mundo se generan al año grandes cantidades de cenizas volantes. Sólo para la
combustión de carbón se generan más de 343 Mt al año (Wang & Wu, 2006). En
Chile se estima que para el año 2009 se incremente la generación de cenizas
volantes de la combustión de carbón, sobrepasando las 800 kt (Adaptado de CNE,
2006). Una razón para ello es la actual crisis energética respecto al gas que atraviesa
en estos momentos Chile. Por consiguiente se espera un aumento en la combustión
de carbón, pet-coke y madera en los próximos años. Muchos de los estudios se han
enfocado a utilizar las cenizas volantes como un adsorbente de bajo costo.
Tabla 1: Composición de cenizas de diferentes procedencias (datos en %).
Procedencia ceniza SiO2 Al2O3 Fe2O3 CaO MgO LOI
Combustión de madera(1) 25 2 2 40 5 2
Combustión de RSU(2) 17-27 16 2-12 5-10 0,2-2 3
Combustión de pet-coke(3) 2-12 0,3 - 44 3 9
Combustión del carbón(4) 59 27 7 0,8 1,0 1
Producción de acero (5) 29 10 23 8 5 26 1Demeyer et al., 2001; Comisión Europea, 2006; 2Huang et al., 2006; De Souza K.,
2006; 3Thenoux et al., 2007; 4Moreno (2002); 5Mudavaki et al., 2006: LOI (%): Pérdidas por ignición; RSU: Residuos sólidos domiciliarios.
Además se ha investigado su uso como materia prima para la síntesis de zeolitas. Sin
embargo, pocas investigaciones se han dedicado a estudiar el uso de las cenizas
168
volantes como material de relleno en las barreras permeables reactivas (PRB); la
cual es una de las tecnologías más empleadas para la descontaminación de aguas
subterráneas. Para ser cualquier material seleccionado como relleno reactivo de las
PRB debe ser analizado en cuanto a estabilidad, reactividad y compatibilidad
ambiental, por lo que las cenizas deberán ser evaluadas en cuanto a éstas
características antes de ser empleadas en las PRB.
El objetivo de este estudio consistió en caracterizar tres cenizas volantes de
diferentes procedencias y evaluar si son potencialmente utilizables como material de
relleno en las PRB, en cuanto a compatibilidad ambiental y reactividad.
MATERIALES Y MÉTODOS
La primera ceniza proviene de la empresa metalúrgica elaboradora de acero a partir
de chatarra Gerdau-Aza (CV2), la segunda de la planta generadora de energía por
combustión de pet coke (CV5) y la tercera de caldera a leña de una empresa
maderera (CV6). Las cenizas no fueron pretratadas con el objetivo de analizar su
reuso sin incurrir en costos adicionales. Para la caracterización de las cenizas
volantes se empleó difracción de rayos x y análisis elemental. Se determinaron la
humedad a 105º C, pérdidas por ignición a 550º C, área superficial por el método
gravimétrico basado en la retención de EGME, el punto de carga cero a partir de
titulaciones potenciométricas y elementos como Si, Al, Fe, Ca, Mg por disolución
total con una mezcla de agua regia y ácido fluorhídrico. La evaluación de la
compatibilidad ambiental de las cenizas volantes se basó en un test de lixiviación
(TLCP-EPA 1311) y en un fraccionamiento secuencial de cinco pasos con nitrato de
potasio (fracción intercambiable), agua destilada (fracción soluble), hidróxido de
sodio (fracción asociada a la materia orgánica), EDTA (fracción asociada a
carbonatos) y ácido nítrico (fracción residual) y en cada fracción se determinó
calcio, magnesio, cobre y cinc. La reactividad de las cenizas volantes fue evaluada
por medio de pruebas de remoción de metales pesados en batch, sin controlar el pH
de la solución. Para ello se utilizaron concentraciones de sulfato de cobre (15º C) y
de dicromato de potasio (50º C) que variaron entre 31,7 a 317 ppm. Las
concentraciones de cobre fueron determinadas por espectrofotometría de absorción
atómica. Para el dicromato de potasio sólo se empleó la CV5.
169
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Respecto a la caracterización de las cenizas volantes, se comprueba que las tres
cenizas volantes difieren en su composición química y mineralógica. Los elementos
determinados en cada ceniza presentan concordancia con la procedencia de las
mismas.
El valor de pérdidas por ignición (70 %) de la CV 6 es muy alto, lo cual puede estar
relacionado con una combustión poco eficiente, como puede suceder en una caldera
a leña y su humedad elevada. Se esperaba un valor más alto de área superficial (115
m2/g), pero al no ser eliminada la humedad el etilenglicol monoetiléter no se
adsorbió a los sitios activos de la CV 6, ya que los mismos estaban hidratados.
Los resultados de las titulaciones potenciométricas indican que la CV 2 y CV 6
presentan una carga superficial dependiente del pH de la solución donde se
encuentren. Es muy probable que presenten grupos superficiales de carácter
anfótero, que en el caso de la CV 2 son óxidos de hierro y aluminio y para la CV 6
grupos carboxilo y quinonas principalmente. Sin embargo la CV 5 presenta sólo una
carga permanente, la cual no depende del pH de la solución. Una de las razones son
sustituciones isomórficas de los minerales que la componen.
Tabla 2: Caracterización física de las cenizas volantes.
Ceniza Humedad (%) LOI (%) Area (m2/g ) Principales Minerales
CV2 0.2 7 299 Magnetita, Cincita
CV5 0.1 11 3(BET) Anhidrita, oxido de calcio
CV6 66 70 115 Mineral amorfo
LOI: Pérdidas por ignición
170
Tabla 3: Composición química de las cenizas volantes.
Ceniza Volante CV 2 CV 5 CV 6
pHpzc 10.3 12.5 9.2
SiO2 (%) 4.5 12 26
Al2O3 (%) 1.3 0.8 2.2
Fe2O3 (%) 59 0.4 1.6
CaO (%) 3.3 30 1.8
MgO (%) 3.4 2.2 2
C (%) 32 15 30
N (%) 0.3 1.3 4
S (%) 0.6 7 1.6
H (%) 3.4 1 5.4
pHpzc: punto de carga cero
En cuanto a la compatibilidad ambiental, el test de lixiviación inorgánico arrojó que
la CV2 es un residuo peligroso de acuerdo al DS Nº 148, ya que las concentraciones
de Plomo y Cadmio sobrepasan la concentración máxima permisible. El resto de las
cenizas no presenta problemas. El fraccionamiento secuencial para la CV 5 indica
que las concentraciones de calcio en la fracción intercambiable y asociada a
carbonatos es muy alta. Estas fracciones son muy móviles, por lo que se espera que
la CV5 pierda calcio continuamente y se inactive; siendo necesario un recambio
más seguido para mantener el funcionamiento de la PRB. Las concentraciones de
cobre y cinc son más altas en la fracción menos móvil (residual) para las tres
cenizas, por lo que no aportarán ni cobre ni cinc en su funcionamiento como
material reactivo en las PRB.
La evaluación de la reactividad en las tres cenizas para la prueba de remoción con
sulfato de cobre muestra que la eficiencia de remoción fue mayor del 99 %; a pesar
de variar los pH de las CV2 y CV6 desde 10,3 y 9,2 a 5,9 y 6,0 respectivamente. El
pH de la CV 5 se mantuvo en 12,5 como se esperaba. En la prueba de remoción con
dicromato de potasio se observó un cambio de color de anaranjado a verde (Fotos 1
y 2), no hubo cambio de pH y hubo liberación de gases. Este cambio de color está
atribuido a una reducción de cromo hexavalente a trivalente.
171
CONCLUSIONES
Se concluye que las tres cenizas volantes presentan una gran eficiencia en la
remoción de cobre, por lo que en cuanto a reactividad éstas no presentan problemas
para ser utilizadas como material reactivo en las PRB. Sin embargo la CV2 es un
residuo peligroso al no pasar el test de lixiviación. Por lo que parece que el elemento
determinante es el test de lixiviación para emplear a las cenizas en las PRB como
material reactivo.
La reducción del cromo (VI) abre un nuevo campo de aplicación para la CV5 como
material de relleno en las PRB para la descontaminación de cromo hexavalente, que
puede estar presente en las aguas subterráneas.
REFERENCIAS
Wang S. and Wu H. 2006. Environmental-benign utilization of fly ash as low-cost
adsorbents. Journal of Hazardous Materials B 136: 482-501.
CNE, Comisión Nacional de Energía. 2006. http://www.cne.cl: Visitada el 26.12.06.
Demeyer A. 2001. Characteristics of Wood ash and influence on soil properties and
nutrient uptake: an overview. Bioresource Technology 77: 287-295.
Huang C., Yang W., Ma H. and Song Y. 2006. The potential of recycling and
reusing municipal solid waste incinerator ash in Taiwan. Waste Management
26: 979-987.
172
173
PROCEDIMIENTOS FITOTECNOLÓGICOS CON
ENMIENDAS EN DAM
E. Lam Esquenazi1, J. Chacana Olivares2 y A. Faz Cano3
1,2 Universidad Católica del Norte, Antofagasta, CHILE 3 Universidad Politécnica de Cartagena, Cartagena, ESPAÑA.
1 [email protected]; 2 [email protected]; 3 [email protected]
RESUMEN
Los drenajes ácidos de minas, DAM, constituyen actualmente uno de los principales problemas que deben abordarse, debido a su naturaleza, extensión y dificultad de resolución. En el presente trabajo se propone como alternativa de mitigación la aplicación de procedimientos fitotecnológicos apoyados con enmiendas tanto orgánicas como inorgánicas. La propuesta cumple un doble rol, por un lado, la remediación del sitio contaminado y por otro, la disposición de residuos industriales. Los drenajes ácidos de antiguas explotaciones de carbón y minería metálica son una de las principales fuentes de contaminación de las aguas superficiales y subterráneas en el mundo. Los impactos medioambientales asociados, pueden ser enfrentados en los siguientes niveles: 1) PREVENCIÓN con respecto a la generación del drenaje ácido de mina (DAM); 2) CONTROL, siendo en este punto de relevancia el conocimiento de la movilidad del DAM, para así controlar la migración de éste. Una comprensión de los diferentes procesos involucrados en la dinámica del suelo permitirá una predicción más precisa del manejo de éste. La aplicación de enmiendas en zonas afectadas por procesos degradativos activos, derivados de la minería metálica, permiten recuperar el entorno paisajístico, minimizar riesgos medioambientales y de salud pública, aumentando a la vez el valor económico-social de éstas áreas desfavorecidas; igualmente la valorización de estos residuos orgánicos e inorgánicos permitirá una salida ambientalmente amigable.
INTRODUCCIÓN
Las actividades mineras metalúrgicas han causado, en muchas ocasiones, enormes
extensiones de terrenos afectados por procesos de acidificación muy intensos y
acelerados, y con una gran acumulación de metales pesados en el medio físico y
biótico.
Los drenajes ácidos de antiguas explotaciones de carbón y minería metálica son una
de las principales fuentes de contaminación de las aguas superficiales y subterráneas
en el mundo, son frecuentes los casos en EE.UU., Canadá, países europeos y
sudamericanos entre muchos otros. El drenaje ácido de mina (DAM) produce un
174
caudal líquido altamente contaminante caracterizado por su gran acidez, por las altas
concentraciones en sulfatos y de metales pesados (Cu, Ni, Zn, Pb, entre otros),
pudiendo causar efectos menores, como la decoración local de suelos y drenajes con
precipitación de óxidos de Fe, o llegar a una extensa polución de sistemas de ríos y
tierras de cultivo.
En el análisis del origen del DAM se debe considerar dos aspectos fundamentales:
El primero es la producción y almacenamiento de solutos, que está afectado por
agentes exteriores al foco contaminante como la temperatura, el oxígeno presente, la
concentración y actividad bacteriana, factores mineralógicos intrínsecos como el
tipo y contenido de sulfuros, elementos neutralizantes, superficie de exposición, etc.
El segundo es el de su posterior extracción por el agua, sin la cual no se produciría el
DAM.
El DAM puede emanar desde diferentes actividades y lugares, entre ellos: Trabajos
en la superficie y subterráneos; desechos rocosos (provenientes de plantas de
chancado), sitios de acopio de estériles provenientes de la molienda u otro,
desechos provenientes de embalses de relave, flotación, entre otros, los cuales
producen los movimientos de rocas que exponen a los efectos del aire y del agua los
minerales de sulfuro.
Los impactos medioambientales asociados al drenaje ácido, pueden ser minimizados
desde tres niveles de control, el primer es la prevención de su generación, el segundo
es el control de la migración del drenaje ácido y por último cuando los primeros no
fueron exitosos, la recolección y tratamientos de los efluentes contaminados. A
continuación se presentan a modo descriptivo algunos ejemplos de tecnologías
características de los niveles de control señalados.
PREVENCIÓN DEL DAM
Una de las alternativas más convenientes y económicas para evitar los efectos
dañinos del DAM, es la prevención de su generación mediante la remoción de uno ó
más de los componentes esenciales en su formación, o bien evitar el contacto de
éstos, aunque no siempre es fácil de aplicar en la práctica. Las tecnologías y medidas
para prevenir la formación del DAM en primera instancia son conocidas como
“Control de la fuente” (Johnson, 2005). A continuación se presentan algunas de las
más conocidas:
175
Microencapsulación
Este método consiste en la formación de una capa protectora delgada, que se forma
en la superficie de la pirita inhibiendo la difusión de oxígeno, previniendo su
oxidación. Evangelou (1995) describe dos metodologías de microencapsulación, la
primera involucra el lixiviado de residuos de antracita con una solución de baja pero
crítica concentración de H2O2, KH2PO4, y un amortiguador de pH. Durante la
lixiviación, el H2O2 oxida la pirita y produce Fe3+, de manera que el fosfato férrico
precipita como una capa en la superficie de la pirita, la que es relativamente
resistente al ácido, previniendo una extensa oxidación de la pirita. La segunda
metodología involucra la lixiviación de la pirita con una solución compuesta de una
baja pero crítica concentración de H2O2 y un amortiguador de pH. Durante la
lixiviación, el H2O2 oxida la pirita produciendo una capa de óxido de fierro en la
superficie de ella.
Evangelou (2001) reporta la efectividad en la prevención de la oxidación de la pirita,
mediante la microencapsulación usando capas de fosfato y silicatos. Dicha capa
protectora es formada usando una solución compuesta de peróxido de hidrógeno o
hipoclorito como preoxidante, KH2PO4 o H4SiO4 y acetato de sodio o caliza como
amortiguador de pH.
Se han empleado diversos materiales para formar la capa protectora en la pirita, tales
como los compuestos orgánicos con grupos funcionales hidroxilos (Chander, Zhou,
1992), fosfato natural de la rocas y medios de crecimiento bacterial (Kalin, 1998), y
lípidos que poseen dos colas orgánicas hidrofóbicas y un grupo cabeza hidrofílico
polar (Elsetinow, 2003).
Sucesivas aplicaciones de tal metodología en el campo podría significar una
solución a largo plazo para muchos de los problemas ocasionados por los DAM.
Estas metodologías de revestimiento se espera sean altamente costo efectivas,
debido a que ellas involucran material fácilmente disponible y sólo cubren la
superficie de las partículas de pirita.
Macroencapsulación
Esta tecnología de control del DAM, no es recomendable, llegando a ser de costos
prohibitivos así como ineficientes debido a su deterioro con el tiempo (Caruccio,
Geidel, 1983; Skousen, 1987).
176
Bactericidas
Considerando que los procesos de oxidación en la generación de DAM, pueden ser
“catalizados” por bacterias como Thiobacillus Ferroxidans, T. Thioxidans, T.
Thioparus, entre otras, se ha adoptado como estrategia de control actuar
directamente sobre estos agentes. Surfactantes aniónicos, ácidos orgánicos y
preservantes de comidas han sido usados para la inhibición de la oxidación de la
pirita, controlando de este modo el crecimiento bacterial (Ericsson, Ladwing 1985,
Kleinman 1981; Dugan, 1987).
Existen bactericidas comerciales utilizados para inhibir la formación de drenaje
ácido. Estos productos comerciales contienen surfactantes, que destruyen la película
de grasa que protege a las bacterias. De esta forma el propio ácido que produjeron
las ataca. Los bactericidas pueden ser aplicados en forma de spray o en forma sólida
en una matriz de polímero, de modo de liberar lentamente el producto activo.
(Rastogi, 1995).
Materia orgánica
Se ha analizado reducir la generación ácida colocando sobre el material que contiene
sulfuros una capa de materia orgánica tal como lodos de tratamientos de aguas
servidas, compost y turba. Dicha capa orgánica, es caracterizada por su alta
alcalinidad, su capacidad de intercambio de cationes y su baja permeabilidad,
actuando como barrera física y química contra la difusión de oxígeno. Además la
materia orgánica ayuda a la precipitación de metales como sulfuros y oxihidróxidos.
La presencia de nutrientes en la materia orgánica permite el establecimiento de una
cobertura vegetal, que mejora estéticamente el área en mitigación (Peppas, 2000).
Inundación
El almacenamiento subacuático del material con pirita, es un método
convencionalmente usado, para prevenir el contacto entre los minerales y el oxígeno
disuelto. La solubilidad del oxígeno en el agua es muy baja, comparada con la del
aire, y su velocidad de difusión en el agua es también muy baja, de modo que la
velocidad de transporte del oxígeno a través del agua es lo suficientemente lenta
como para que las reacciones de generación de ácido puedan reducirse
efectivamente y lograr que el impacto sea insignificante. Métodos utilizados para el
almacenamiento subacuático son los siguientes: Acumulación en un cuerpo de agua
177
existente, acumulación e inundación en una mina subterránea o una mina de tajo
abierto, acumulación en un depósito.
CONTROL DE LA MIGRACIÓN DEL DAM
El agua es uno de los factores que determinan la generación del DAM, además es el
medio de transporte básico de sus contaminantes y dado esto, las medidas de control
del DAM deben apuntar además a su migración, debido a flujos de aguas. Las
medidas para controlar el ingreso de aguas al sitio de formación ácida, según Ata
Akcil (2006) deben apuntar a la: Desviación de flujos de aguas superficiales hacia el
sitio de contaminación, prevención de la infiltración de aguas subterráneas en el
sitio, prevención de la infiltración de aguas hidrológicas en el área afectada y
control de la disposición de los residuos generadores de ácido.
RECOLECCIÓN Y TRATAMIENTOS
Los métodos para inhibir la formación del DAM no siempre son prácticos, o bien no
son totalmente efectivos, luego para minimizar sus impactos sobre el medio
ambiente se ha tenido la necesidad de recolectar y someter a tratamiento el drenaje
ácido generado.
Recolección
El éxito de cualquier sistema de tratamiento depende de la capacidad para
identificar, recolectar y controlar el flujo de toda agua contaminada. Se diseña un
sistema para recolectar toda la filtración y el drenaje, y también para minimizar el
volumen destinado al proceso de tratamiento. La recolección de los flujos de
escorrentías se puede lograr mediante zanjado superficial. La recolección de flujos
subterráneos pueden requerir la instalación de surcos colectores, pozos hacia los
cuales se descarga la pluma contaminante, o bien muros interceptores para forzar el
flujo de agua subterránea hacia la superficie para su recolección y tratamiento (Guía
ambiental).
Tratamientos
D. Barrie Johnson (2005) clasifica las tecnologías de tratamiento del drenaje ácido
como biológicas y abióticas, dependiendo de la existencia o ausencia de actividad
biológica en el proceso, y además las clasifica como “activas” (aquellas que
178
requieren ingresos continuos de recursos para mantener el proceso) o “pasivas”
(requieren relativamente pequeños ingresos de recursos una vez en operación).
TRATAMIENTOS ABIÓTICOS
a) Tecnologías Activas
El método más difundido para la mitigación de efluentes ácidos es un proceso de
tratamiento activo que involucra la adición de un agente químico neutralizante
(Coulton 2003). La adición de materiales alcalinos al DAM provoca un aumento del
pH, acelera la velocidad de oxidación química del fierro ferroso y causa que muchos
de los metales presentes en solución precipiten como hidróxidos o carbonatos,
produciéndose un lodo rico en fierro y varios otros metales dependiendo del origen
del efluente.
Los agentes de neutralización más comunes son: caliza (CaCO3), cal viva (CaO), cal
hidratada (Ca(OH)2). Además se pueden utilizar otros desechos con exceso de
alcalinidad, incluyendo ceniza fina o relaves de molino. Se debe tomar precauciones
para utilizar otros desechos con el fin de asegurar que los metales solubles
adicionales no sean añadidos al agua de drenaje.
A pesar de que este tratamiento puede proveer una remediación efectiva, su
desventaja radica en sus altos costos de operación y los problemas asociados a la
disposición del lodo producido.
b) Tecnologías Pasivas
Drenaje anóxico calizo (DAC)
Este sistema consiste en una zanja rellena con gravas de caliza u otro material
calcáreo sellada a techo por una capa de tierra arcillosa y una geomembrana
impermeable. La zanja se instala a cierta profundidad (1 ó 2 m) para mantener
condiciones anóxicas (dada esta condición se evita la precipitación de óxidos e
hidróxidos). El DAM se hace circular por el interior de la zanja provocando la
disolución de la caliza, lo que genera alcalinidad y eleva el pH del agua (López
Pamo, 2002).
Es importante notar que un DAC nunca debe ser considerado como un sistema de
tratamiento completo en sí mismo, su única finalidad es convertir aguas con acidez
netas en aguas con un exceso de alcalinidad. Los efluentes ácidos tratados por este
179
sistema deben posteriormente pasar por un sistema aerobio para favorecer la
oxidación, hidrólisis y la precipitación de los oxihidróxidos metálicos (Brodie, 1993;
Watzlaf, Hyman, 1995; Fripp, 2000). La alcalinidad adquirida en el DAC debe ser
suficiente para contrarrestar la acidificación asociada a la hidrólisis en esta etapa del
tratamiento.
TRATAMIENTOS BIOLÓGICOS
a) Tecnologías Activas
Biorreactores sulfidogénicos
Utilizan la biogeneración de sulfuro de hidrógeno para producir alcalinidad y para
remover metales como sulfuros insolubles, que es uno de los procesos que ocurren
en los biorreactores con compost y en las barreras reactivas permeables. Sin
embargo, los biorreactores sulfidogénicos son construidos y operados para optimizar
la producción de sulfuro de hidrógeno.
b) Tecnologías Pasivas
Humedales aerobios
En los humedales aerobios artificiales se pretende reproducir los fenómenos y
procesos de los humedales naturales (pantanos, marismas, turberas, etc.), creando un
ambiente propicio para el desarrollo de ciertas plantas (Tipha, Equisetum, carrizo,
juncos, etc.), comunidades de organismos (algas, protozoos y bacterias) y musgos
(Sphagnum), los cuales participan en la depuración del agua (Kadlec y Knight,
1996). Estos humedales ocupan una gran superficie y tienen una somera lámina de
agua que inunda el sustrato sobre el que se desarrolla la vegetación.
Entre los numerosos procesos que se dan en un humedal aerobio se tienen la
filtración de la materia en suspensión, la adsorción de metales e intercambio iónico
en los materiales del substrato, la bioacumulación de metales en las raíces y partes
emergentes de las plantas, además de la precipitación de óxidos e hidróxidos
metálicos a través de reacciones de oxidación e hidrólisis (Eger, 1994). Debido a
que las reacciones que ocurren en este tratamiento, como la oxidación del fierro
ferroso y la posterior hidrólisis del fierro férrico producido, son reacciones
generadoras de acidez neta, si no fuera suficiente la alcalinidad del agua tratada, para
180
prevenir la caída significativa del pH, debe ser incorporadas enmiendas, por ejemplo
DAC (D. Barrie Johnson, 2005).
Humedales anaeróbicos
En este caso se trata de lagunas con una delgada lámina de agua sobre un sustrato
rico en materia orgánica, que puede estar constituido por turba, u otros materiales
orgánicos: compost usado de plantaciones de champiñones, virutas de madera, heno,
etc., mezclado con un 10% de carbonato cálcico. La finalidad del substrato orgánico
es eliminar el oxígeno disuelto, reducir el Fe3+ a Fe2+, y generar alcalinidad mediante
procesos químicos o con intervención de microorganismos. Sobre el conjunto de
este substrato se desarrolla la vegetación emergente característica de los humedales,
la cual ayuda a estabilizar el substrato además de aportar materia orgánica adicional.
Barreras reactivas permeables
Este tipo de tratamiento de aguas ácidas de mina es sin duda el menos
experimentado, es utilizado para flujos subterráneos contaminados, éste se configura
como una pantalla permeable y reactiva dispuesta perpendicularmente a la dirección
del flujo.
Como cualquier otro tratamiento pasivo su objetivo es reducir la cantidad de sólidos
disueltos (sulfatos y metales principalmente) e incrementar el pH. Su construcción
consiste en hacer una zanja transversal al flujo, la cual se rellena con diversos tipos
de materiales reactivos (caliza, materia orgánica, limaduras de Fe, etc.). Así, los
procesos depuradores en el interior de la barrera son la reducción bacteriana de los
sulfatos, la retención de los metales precipitando como sulfuros, y el incremento del
pH principalmente por disolución de la caliza (López Pamo, 2002).
CONCLUSIONES
La importancia de zonas mineras metálicas en Chile (en explotación, o
principalmente abandonadas) hace que la contaminación medioambiental por
metales pesados (o elementos traza), constituya un problema de indudable
importancia.
Dentro de las soluciones posibles, la eliminación del material de los residuos
acidificados contaminados por metales supone, además de un excesivo costo
económico, muy serios problemas medioambientales impredecibles derivados de la
181
remoción y posterior oxidación de los materiales mineralógicos que portan los
metales pesados causantes de la polución. No obstante, existen otras alternativas
más adecuadas como la estabilización, que es la transformación química de los
contaminantes para reducir su movilidad, convertirlos en una forma menos tóxica
y/o móvil y disminuir los riesgos asociados. Algunos de los reactivos utilizados para
este fin son: cal (carbonato cálcico), cemento, arcillas, cenizas volantes y silicatos.
Dichas transformaciones químicas son necesarias en planes de restauración, ya que
debe tenerse en cuenta que los materiales piríticos (FeS2) presentes en estos suelos
de mina se oxidan a ácido sulfúrico y reducen drásticamente el pH, ocasionando un
significativo impacto ácido sobre las aguas de escorrentía y lixiviación que afecta a
los cursos de agua próximos y se refleja en pH extremadamente ácidos y elevadas
concentraciones de elementos en disolución (especialmente sulfatos, aluminio y
metales pesados).
Por otro lado, las características de extrema infertilidad y/o toxicidad presentes en
zonas mineras, ofrecen especiales problemas para el desarrollo vegetal. En general,
la mayoría de las plantas tienen sus crecimientos óptimos dentro del rango de pH de
5,5 a 7,5 (Mays y Bengtson, 1978; Coppin y Bradshaw, 1982). El efecto del pH
sobre la vegetación es a dos niveles: una acción directa que solamente se manifiesta
en concentraciones relativamente altas de protones y una acción indirecta sobre la
disponibilidad de nutrientes y la toxicidad por algunos elementos (Al, Fe, Mn, Pb,
Zn, Cd y Cu) (Kabata-Pendias y Pendias, 1984).
Según todo lo comentado, en suelos o residuos con niveles extremos de pH o con
capacidad de producción ácida, sólo la neutralización puede prevenir la formación
de aguas ácidas y la movilización de los iones metálicos mencionados. Para ello, es
muy aconsejable la aplicación en superficie de materiales alcalinos y orgánicos que
cumplan una doble función: por una parte, elevar el pH y disminuir los riesgos de
toxicidad por metales, recubriendo las superficies y reduciendo la tasa de oxidación
de sulfuros, y, de otro modo, proporcionar nutrientes indispensables para el
desarrollo de especies vegetales (Guillén y Quintas, 1997).
De este modo, la adición de materiales residuales del sector productivo como son los
lodos inertes de la industria a suelos afectados por actividades mineras intensas,
puede producir una disminución inmediata en la disponibilidad de algunos
elementos que, como los metales pesados, son tóxicos para las plantas cuando se
182
encuentran en elevadas concentraciones, y puede inducir además cambios físico-
químicos que modifiquen la proporción de las formas asimilables, haciéndolas más o
menos disponibles para las plantas (Quintas et al., 1992), mediante redisolución o
precipitación. Consecuentemente, se propone la utilización de estos materiales
residuales inertes como la opción más recomendable en la recuperación de las áreas
afectadas por minería (Quintas-Mosterio, 1997; Zanuzzi et al., 2005 a,b,c).
En el presente trabajo se propone efectuar la revalorización y aprovechamiento de
los residuos inertes procedentes de industrias cementeras y lodos de aguas residuales
como enmendantes para estabilizar suelos y residuos acidificados y contaminados
con metales pesados en la región de Antofagasta. Esto permitirá mejorar las
propiedades y características morfológicas y físico-químicas de suelos y residuos y
reducirá la movilidad de los metales pesados así como los riesgos asociados a los
mismos.
La efectividad de las enmiendas en la inmovilización de metales se evaluará a
diferentes niveles: biodisponibilidad, especiación y lixiviado. Posterior a ello, se
aplicará fitotecnología, el establecimiento de una cobertura vegetal con plantas
autóctonas permitirá estabilizar y crear suelos y así disminuir los procesos erosivos y
de lixiviación que aportan una considerable cantidad de metales pesados a cursos de
agua, suelos próximos, biota y poblaciones cercanas.
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7.
186
187
ANÁLISIS DEL GEN DAGrx BAJO CONDICIONES DE
ESTRÉS SALINO (ESTRÉS OXIDATIVO), MEDIANTE
COMPARACIÓN DE Arabidopsis thaliana, QUE
SOBREEXPRESAN DICHO GEN Y ECOTIPO SILVESTRE
Felipe Llancapán Chepe(1), Manuel Gidekel(1,2) y Ana Gutiérrez
Moraga(1)
1 Universidad de La Frontera, Francisco Salazar 01145, Temuco, Chile. 2 VitroGen S.A. E-mail: [email protected]; [email protected]
RESUMEN
Una de las principales limitantes para el cultivo de las plantas y la agricultura es la salinidad de los suelos que cada vez aumenta a nivel mundial. El estrés por sales se encuentra dentro de la clasificación de estrés oxidativo (desequilibrio entre agentes oxidantes y antioxidantes que provoca aparición de especies reactivas de oxigeno), en la antártica existe una planta (Deschampsia antarctica) que es capaz de sobrevivir al frío, falta de agua liquida y la alta radiación solar otros estrés oxidativos comunes, uno de los responsables de esta tolerancia sería un gen llamado DaGrx que genera una proteína denominada Glutaredoxina (Grx) y que minimizaría los efectos del estrés. En este trabajo se utilizo un planta tipo (Arabidopsis thaliana) modificada con dicho gen para evaluar la efectividad ante el estrés salino por ser este de la categoría de los oxidativos (líneas Grx-8 y Grx-10) y en paralelo la misma planta tipo silvestre, para ello se cultivaron las plantas en placas petri y luego se transfirieron a un medio salino (200 mM de NaCl), se determino la fluorescencia ante un marcador de especies reactivas de oxigeno (ERO), la tolerancia de las plantas al medio, y la cuantificación del estrés. Las líneas modificadas fueron superiores al control y de ellas la mejor evaluada fue Grx-8.
INTRODUCCIÓN
Las plantas cultivadas han evolucionado adaptándose a diferentes hábitats y
condiciones de crecimiento especifico, por lo que no todas están adaptadas para
sobrevivir a condiciones de crecimiento, diferentes a los normales para los cuales se
han adaptado, provocando que éstas no generen niveles productivos deseados, este
fenómeno es conocido como estrés. El estrés salino es uno de los estreses oxidativos
comunes (el frío, radiación UV también lo son), los suelos salinos son alrededor de
un 6% de la superficie mundial y en aumento (Knight, 1997) por lo que es de los
más importantes estreses abióticos existentes para la agricultura.
188
El estrés oxidativo puede definirse como el desequilibrio en la proporción de pro-
oxidantes (radicales libres y especies reactivas de oxigeno “EROs”) y de
antioxidantes, que provoca como consecuencia daño y/o muerte celular, el daño se
produce a causa de una excesiva producción de EROs y/o por deficiencia en los
mecanismos antioxidantes, (Ríos de Molina, M., 2003). La evolución de los
organismos permite la utilización del O2 de la atmósfera (ventaja energética), pero la
contrapartida es la formación de “EROs”, que son responsables del estrés oxidativo,
clasificación a la cual pertenece al estrés por sales (Marco y Sáez ,2001 citado por
Sanz, 2004). Los mecanismos de defensa contra el estrés oxidativo incluyen genes
múltiples de defensa antioxidante, ocasionalmente los mecanismos de las células
fallan y el estrés oxidativo ocurre (K. England, y T. G. Cotter, 2005). Deschampsia
antartica Desv es una monocotiledónea que sobrevive en la Península Antarctica, de
esta planta se ha aislado el gen DaGrx responsable de su tolerancia al frío y la
radiación solar. Este gen codifica para la proteína glutaredoxina (Grx), pequeñas
unidades proteicas, que juegan un importante rol en la regulación redox en células,
estabilizando el daño provocado por el estrés. Este gen se ha transferido a
Arabidopsis thaliana por sus características de planta tipo, se postula que la Grx de
D. antártica y que se encuentra en A. thaliana actúa como mecanismo de defensa
ante el estrés salino (estrés oxidativo). En este trabajo se desea comparar el nivel de
expresión de la proteína Grx en plantas de Arabidopsis thaliana modificadas con el
gen DaGrx y tipo silvestre bajo condiciones de estrés salino.
MATERIALES Y MÉTODOS
Material vegetal y condiciones de crecimiento. Como material vegetal se utilizo
A. thaliana modificada con el gen DaGrx líneas Grx-8 y Grx-10, y control A.
thaliana tipo silvestre (eco tipo Columbia). Semillas se esterilizaron en isopropanol
70%, luego en mezcla de hipoclorito de Na más detergente Tween 20., por último
con agua destilada estéril, luego fueron puestas en placas petri que contenían medio
de cultivo MS (Murashige & Skoog), azúcar y medio gelificante (agar), llevadas a
cuarto de cultivo a 22º C bajo luz fluorescente (26 µmol m-2 sec -1) para su
germinación.
Detección de EROs en las plantas. Se tomaron plantas del medio a los 7 días de
haber germinado, se lavaron, y se transfirieron a un medio líquido MS, con una
concentración de NaCl de 200 mM. Las EROs fueron detectadas con microscopio
epifluorescente a 20 horas de ser transferidas mediante adición de 2’-7’-
diclorodihidroflouresceína (DCFH), reactivo utilizado para cuantificar las EROs en
cultivos celulares (al oxidarse se restablece la estructura electrónica de la
fluoresceína y flúoresce a 520 nm si se excita a 480 nm de longitud de onda). La
intensidad de la fluorescencia se puede correlacionar con el contenido celular de
radicales libres, incluidas las especies reactivas de oxígeno.
Ensayo de tolerancia a estrés salino. 7 días después de la germinación de las
semillas (protocolo descrito anteriormente) se transfiere una muestra de 20 a 30
plantas a otra placa con medio de cultivo salino (concentración 200mM de NaCl) se
observo plantas sanas luego de 10 días de la transferencia. Las concentraciones
utilizadas están descritas por Mazel y Levine, 2004.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Como se puede observar (Fig. 1), la línea Grx-8 presenta menor fluorescencia que el
tipo silvestre, esto nos dice que existe una menor cantidad de EROs y que por lo
tanto esta línea soporta de mejor manera la salinidad, esto en concordancia con los
trabajos realizados por Sanz (2004) quien determinó la efectividad de la proteína
bajo condiciones de frío, en que los resultados fueron similares, los puntos 1, 2, 3 y
4 son solo repeticiones del mismo ensayo.
Figura 1: Compara
(Col
ción del nivel de tinción entre ecotipo Silvestre de A. thaliana
-0) y línea Grx-8 modificada con el gen DaGrx.
189
La diferencia entre las plantas radica en si poseen el gen DaGrx y su localización en
el cromosoma, por lo tanto la presencia de esta defensa extra en las plantas
modificadas es lo que le confiere su mejor tolerancia a la salinidad.
Para comprobar de forma más acabada se espera analizar la expresión mediante
Northern Blot. Como se aprecia en la Fig. 2 la tolerancia del ecotipo silvestre vs.
modificado es bastante diferente y se marca mejor a inicios del crecimiento de la
planta, en donde el tipo silvestre presenta casi un 100% de mortandad.
Figura 2: Diferenci
10 días des
CONCLUSIONES
La Glutaredoxina co
niveles de salinidad,
modificadas y el aum
presencia de estrés (a
Respecto de las líne
Grx-8 al igual que lo
aunque las plantas G
Aún falta determinar
específico como No
ensayos de tipo indir
AGRADECIMIEN
Proyecto “Rupü” (F
Frontera. FONDEF D
a entre las líneas Grx-8, Grx-10 y Ecotipo silvestre (Columbia).
pués de la transferencia a medio con 200 mM de NaCl.
nfiere una mejora frente al estrés oxidativo provocado por altos
principalmente por la diferencia en la tolerancia de las líneas
ento en la fluorescencia del tipo silvestre que indica la mayor
umento en las EROs).
as modificadas se observa una mayor eficiencia de las plantas
observado por Sanz (2004) en su ensayo de tolerancia al frío,
rx-10 igualmente son superiores al ecotipo silvestre.
los análisis de expresión de este gen mediante un ensayo más
rthern Blot, ya que los resultados aquí presentados se basan en
ecto.
TOS
undación Ford Nº Grant 1040-1000) de la Universidad de La
03I1079. Laboratorio Biología Molecular Aplicada.
190
191
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Universidad de La Frontera. Temuco, Chile. 50p.
192
193
EXTRACCIÓN DE PLÁSMIDOS DESDE RIZÓSFERAS DE
SUELOS CULTIVADOS DE LA ZONA SUR DE CHILE
Milko Jorquera1, Marcela Hernández2, Mara Cea1 y María de la
Luz Mora1
1Instituto de Agroindustria, Universidad de La Frontera, Casilla 54-D, Temuco, Chile. E-mail: [email protected]
2Programa de Doctorado en Ciencias de Recursos Naturales, Universidad de La Frontera.
RESUMEN
La rizósfera es considerada como el principal hábitat para la actividad microbiana en suelos. Aislamiento de plásmidos fue realizado desde cinco rizósferas de plantas comúnmente cultivadas en el sur de Chile. Plásmidos con resistencia a antibióticos y tolerancia a aluminio fueron aislados desde todas las rizósferas muestreadas. Además, análisis de comunidades microbianas por electroforesis en geles con gradiente denaturante (DGGE) reveló una alta diversidad microbiana asociada a las rizósferas. El presente estudio reveló que rizósferas de suelos cultivados del sur de Chile pueden albergar diversos plásmidos con resistencia a antibióticos y aluminio y una alta diversidad de microorganismos.
INTRODUCCION
La rizósfera es considerada como el principal hábitat para la actividad microbiana en
suelos. En la rizósfera, la disponibilidad de nutrientes provee las condiciones
necesarias para la colonización y actividad microbiana. La rizósfera alberga una
gran diversidad microbiana y los exudados de raíces juegan un rol relevante en las
interacciones planta-microorganismo (Kent & Triplett, 2002; Hawkes et al., 2007).
La agricultura, así como otras actividades antropogénicas, son comúnmente
implicadas en la resistencia a antibióticos y tolerancia a metales de poblaciones
microbianas asociadas a suelo (Nwosu, 2001; Wright et al., 2006). Esta resistencia a
antibióticos o tolerancia a metales puede residir en elementos genéticos móviles,
tales como plásmidos. Diversos estudios han revelado que en rizósferas, el
intercambio genético por plásmidos es estimulado, favoreciendo la adaptación de las
poblaciones bacterianas a las condiciones del medio (van Elsas et al., 2003).
Los suelos derivados de cenizas volcánicas del sur de Chile (Andisoles y Ultisoles)
son mayoritariamente ácidos y se caracterizan por poseer altos contenidos de
194
materia orgánica y P total. La acidificación de los suelos incrementa la
concentración de aluminio (Al) fitotóxico (Mora et al., 2004), lo que afecta
significativamente el desarrollo radical y que se traduce en un menor crecimiento de
las plantas. Por otro lado, la continua aplicación de fertilizantes fosfatados resulta en
la acumulación de P en los suelos. Óxidos e hidróxidos libres de Al y hierro fijan
rápidamente el P en formas no disponibles para las plantas. De acuerdo a este
escenario local, el objetivo de este estudio fue aislar plásmidos desde las rizósferas
de plantas comúnmente cultivadas en el sur de Chile y analizar las comunidades
microbianas asociadas.
MATERIALES Y MÉTODOS
Rizósferas muestreadas. Ballica perenne (Lolium perenne), trébol blanco
(Trifolium repens), avena (Avena sativa), trigo (Triticum aestivum) y lupino amarillo
(Lupinus luteus).
Aislamiento exógeno de plásmidos. Plásmidos fueron aislados de acuerdo a la
metodología descrita por Smalla et al. (2000). Como células recipientes fueron
utilizadas mutantes de Escherichia coli, Pseudomonas putida y Pseudomonas
fluorescens con resistencia a rifampicina (100 µg/ml). Un gramo de cada rizósfera
(suelo y raíces) se suspendió en medio LB suplementado con ampicilina (100
µg/ml), tetraciclina (20 µg/ml) o AlCl3 (2 mM a pH 5,0), como marcador. La
conjugación se realizó con las células recipientes y las muestras se sembraron en
medio conteniendo rifampicina y marcador. El ADN plasmidial se extrajo desde
transconjugantes mediante lisis alcalina. Se seleccionaron y caracterizaron
preliminarmente tres plásmidos con tolerancia a Al (pRPA21, pRPA45 y pOPA21).
Electroforesis en geles con gradiente denaturante (DGGE). ADN cromosomal fue
extraído y PCR se realizó utilizando partidores específicos para amplificar el gen
16S ADN ribosomal (bacteria y archaea) y 18S ADN ribosomal (hongo). Los
productos de PCR fueron separados a 100V por 12h en geles de poliacrilamida
(6,5%) con un gradiente denaturante (urea y formamida) de 50-70% de acuerdo a la
metodología descrita por Iwamoto et al. (2000).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La Tabla 1, indica la presencia de transconjugantes en todas las rizósferas
muestreadas. Aislamiento de ADN plasmidial desde las transconjugante reveló la
presencia de bandas plasmidiales con tamaño superiores a los 20 kpb (Fig. 1A).
Tabla 1: Presencia de transconjugantes.
Análisis de restricción enzimática mostró diferencias en la secuencia de los
plásmidos seleccionados por tolerancia a Al (Fig. 1B).
195
Figura 1: (A) Visualización de plásmidos por electroforesis. (B) Plásmidos conjugativos con tolerancia a aluminio.
Figura 2: Diversidad microbiana en rizósferas por DGGE. M: marcador, R: ballica perenne, C: trébol blanco, W: trigo, O: avena, L: lupino.
P. putida albergando el pRPA21 adquirió resistencia a estreptomicina, gentamicina
y tolerancia a plomo (Tabla 2 y 3). P. putida albergando a pOPA21 adquirió
tolerancia a plomo (Tabla 2 y 3). P. fluorescens albergando a pRPA45 adquirió
resistencia a cloranfenicol y tolerancia a cobre y plomo (Tabla 2 y 3). Estos
resultados revelan que elementos genéticos móviles están presentes en suelos
cultivados del sur de Chile, los cuales podrían tener un rol relevante en la adaptación
de las poblaciones bacterianas a los cambios del medio ambiente y en las
interacciones planta-microorganismo.
Una alta diversidad microbiana se observó en todas las rizósferas muestreadas (Fig.
2). Estos resultados no sólo confirman la presencia de diversas especies de bacterias
y hongos en rizósferas de suelos cultivados del sur de Chile, sino también revelan la
asociación de miembros del grupo Archaea, el cual es generalmente ignorado y
relativamente poco estudiado en rizósferas.
196
Tabla 2: Adquisición resistencia a antibióticos.
Tabla 3: Adquisición tolerancia a metales pesados.
CONCLUSIONES
Rizósferas de plantas comúnmente cultivadas en el sur de Chile albergan plásmidos
con resistencia a antibióticos y tolerancia a aluminio. Además, existe una alta
diversidad microbiana asociada a estas rizósferas.
197
198
AGRADECIMIENTOS
Programa Bicentenario PSD26; Fondecyt No. 061262; Beca Doctoral Conicyt de
Marcela Hernández; Fundación Andes proyecto C14055.
REFERENCIAS
Hawkes, C.V., K.M. DeAngelis & M.K. Firestone. 2007. Root interactions with soil
microbial communities and processes. En: The Rhizosphere An Ecological
Perspective (Eds. Z.G. Cardon & J.L. Whitbeck). Elsevier, 1-29 pp.
Igual, J.M., A. Valverde, E. Cervantes & E. Velásquez. 2001. Phosphate-
solubilizing bacteria as inoculants for agriculture: use of updated molecular
techniques in their study. Agronomie 21, 561-568.
Iwamoto, T. K. Tani, K. Nakamura, Y. Suzuki, M. Kitagawa, M. Eguchi & M.
Nasu. 2000. Monitoring impact of in situ biostimulation treatment on
groundwater bacterial community by DGGE. FEMS Microbiol. Ecol. 32, 129-
141.
Kent, A.D. & E.W. Triplett. 2002. Microbial communities and their interactions in
soil and rhizosphere ecosystems. Annu. Rev. Microbiol. 56, 211-236.
Mora, M.L., M. Alfaro, P.H. Williams, W. Stehr & R. Demanet. 2004. Effect of
fertilizer input on soil acidification in relation to growth and chemical
composition of a pasture and animal production. J. Soil Sci. Plant Nutr. 4, 29-40.
Smalla, K., M. Osborn & E.M.H. Wellington. 2000. Isolation and Characterization
of plasmid from Bacteria. En: (Ed. C.M. Thomas) The Horizontal Gene Pool
Bacterial Plasmids and Gene Spread. Harwood Academic Publishers,
Amsterdam. 207-247 pp.
van Elsas, J.D., S. Turner & M.J. Bailey. 2003. Horizontal gene transfer in the
phytosphere. New Phytol. 157, 525-537.
199
FITOESTABILIZACIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS POR
COBRE EN LOS MAITENES, COMUNA DE PUCHUNCAVÍ
Victoria Muena, Isabel González, Marco Cisternas y Alexander
Neaman*
Área de Medio Ambiente, Facultad de Agronomía, P. Universidad Católica de Valparaíso, Quillota, Chile
*Correspondencia: [email protected]
RESUMEN
Los suelos de Los Maitenes, comuna de Puchuncaví, se han visto impactados por las actividades de la Fundición Ventanas. Los suelos presentan concentraciones de cobre sobre los 300 mg/kg, valores de pH de 4,4 (en 0,1 M KNO3) y cobertura vegetal escasa. Una alternativa para mitigar estos efectos es utilizar la técnica de fitoestabilización, la cual puede ser coayudada mediante manejos agronómicos. La aplicación de hidróxido de calcio [Ca(OH)2] al suelo aumentó el pH y disminuyó la concentración de cobre disponible para Oenothera affinis (planta nativa y común del lugar). Esto benefició el desarrollo y establecimiento de la planta. La aplicación de Ca(OH)2 + fertilizantes de nitrógeno, fósforo y potasio mejoró el desarrollo de la planta, pero en menor grado que la aplicación de Ca(OH)2. Por otro lado, la aplicación de fertilizantes sin Ca(OH)2 no aportó beneficios respecto al control.
INTRODUCCIÓN
Los suelos de Los Maitenes, comuna de Puchuncaví, se encuentran contaminados
por las emisiones de la Fundición Ventanas durante más de 35 años. Como
consecuencia, la cobertura vegetal silvestre y la superficie agrícola de la zona ha
disminuido significativamente (Ginocchio, 2000).
Una alternativa económica y ambientalmente sustentable para recuperar estos suelos
es la fitorremediación. La fitoestabilización es una técnica de fitorremediación, en la
cual se utilizan especies vegetales tolerantes a las altas concentraciones del elemento
contaminante que se encuentra en el suelo, lo que permite su revegetación. Es
posible complementar la fitoestabilización con la inmovilización de los metales, la
cual consiste en la aplicación de enmiendas al suelo, por ejemplo cal. Con esto se
logra disminuir la disponibilidad de metales para las plantas.
200
El objetivo de este estudio fue evaluar la factibilidad de mejorar las propiedades
físico químicas del suelo, aplicando hidróxido de calcio y fertilizantes, para luego
revegetar el suelo con Oenothera affinis.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se seleccionó una parcela experimental en Los Maitenes, comuna de Puchuncaví. La
parcela fue dividida en 5 sub parcelas, con dos testigos y tres tratamientos: (1)
hidróxido de calcio [Ca(OH)2], (2) fertilizaciones de nitrógeno, fósforo y potasio
(NPK) y (3) Ca(OH)2 + NPK.
Para la revegetación se utilizó Oenothera affinis,(planta nativa y común en la zona
(González et al., bajo arbitraje). En el mes de junio de 2006, se transplantaron las
plántulas de 5 cm de altura a las 5 sub parcelas, a una distancia de plantación de 0,3
x 0,3 m. Durante todo el período de experimentación, se realizó un control manual
de malezas, así como también se le proporcionó el riego necesario a las plantas, para
asegurar su establecimiento y complementar a las precipitaciones. Después de un
ciclo de crecimiento de la especie vegetal (6-8 meses), se colectaron 3 individuos de
cada una de las 5 sub parcelas, y se determinó la biomasa de la parte aérea. Luego,
en marzo de 2007, se realizó un conteo de plantas en cada una de las sub parcelas.
Materia orgánica y nutrientes disponibles en el suelo se determinaron por métodos
estándar. Las concentraciones totales de cobre se determinaron mediante
espectroscopia de absorción atómica luego de digestión con ácidos fluorhídrico,
perclórico y nítrico. Para la determinación de pH, cobre soluble y cobre libre (Cu+2),
se usó una solución de KNO3 0,1 M como extractante (razón suelo/solución de
1/2,5).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
El cobre total varió significativamente entre las distintas sub parcelas, tal como fue
observado por Ginocchio (2003). A diferencia de los suelos de ambos testigos y del
tratamiento con fertilizantes, que presentaron pH muy ácido, los tratamientos con
Ca(OH)2 mostraron pH neutro (Tabla 1). Las concentraciones de cobre soluble y
libre disminuyeron con los tratamientos de Ca(OH)2 y Ca(OH)2 + NPK respecto al
control (Tabla 1).
201
El tratamiento de NPK aumentó el nitrógeno y el potasio disponibles en el suelo. No
ocurrió lo mismo en el tratamiento con Ca(OH)2 + NPK, debido probablemente a la
volatilización de NH3, en condiciones alcalinas (Fassbender, 1978). En ninguno de
los casos, el fósforo disponible varió significativamente. Debe considerarse que la
heterogeneidad inicial de la distribución de los nutrientes en el suelo probablemente
influyó en los resultados; impidiendo un correcto análisis estadístico (valores de
Testigo 1 y 2, Cuadro 1).
Tabla 1: Caracterización físico-química de los suelos de las 5 sub parcelas.
Tratamiento pH pCu+2Cu Cu Materia Nutrientes
total, soluble, orgánica, disponibles, mg/kg
mg/kg mg/kg % N P K
Testigo 1 4,4 4,1 578 50,5 1,8 4,0 43 169
Testigo 2 4,5 4,5 307 19,6 1,0 5,6 24 135
Ca(OH)2 6,9 7,2 636 2,7 2,3 5,6 39 157
NPK 3,8 4,0 752 49,8 2,1 32 49 215
Ca(OH)2 + NPK 6,6 6,9 436 2,1 2,0 3,2 39 301
Los tratamientos con Ca(OH)2 y con Ca(OH)2 + NPK lograron una mayor
producción de biomasa, incrementando en promedio casi veinte veces más que el
testigo 1 (las plantas no sobrevivieron en el testigo 2). A diferencia a los 2
tratamientos anteriores, el tratamiento con NPK no tuvo efecto sobre la producción
de biomasa (Figura 1).
Los tratamientos con Ca(OH)2 presentaron una mayor sobrevivencia de especies
(Tabla 2). En contraste, el tratamiento con aplicaciones de NPK tuvo un
comportamiento muy similar al testigo.
0
2
4
6
8
10
12
Testigo Ca(OH)2 NPK Ca(OH)2 +NPK
Tratamientos
Bio
mas
a (g
)
Figura 1: Producción de biomasa de Oenothera affinis después de un ciclo de vida
(en base a una muestra compuesta de 3 plantas).
Tabla 2: Número de plantas/m2 presentes en el segundo ciclo del cultivo. Las
plantas no sobrevivieron en la parcela del testigo 2.
Sub parcela Nº plantas por m2
Testigo 1 2,3
Ca(OH)2 7,3
NPK 0,6
Ca(OH)2 + NPK 6,6
CONCLUSIONES
El estudio demuestra que es factible revegetar los suelos de Los Maitenes con
Oenothera affinis, aplicando enmiendas calcáreas. Esta metodología constituye un
manejo sencillo, de bajo costo y amigable con el medio ambiente.
REFERENCIAS
Fassbender, H. 1978. Química de Suelos. Editorial Ilica, San José, Costa Rica.
Ginocchio, R. 2000. Effects of a copper smelter on a grassland community in the
Puchuncaví Valley, Chile. Chemosphere 41: 15-23.
Ginocchio, R., G. Carvallo, I. Toro, E. Bustamante, Y. Silva, N. Sepúlveda. 2003.
Micro-spatial variation of soil metal pollution and plant recruitment near a
copper smelter en Central Chile. Environmental Pollution 127: 343-352.
202
203
González, I., Cisternas, M. & Neaman, A. Acumulación de cobre en una comunidad
vegetal afectada por contaminación minera en el valle de Puchuncaví, Chile
central. Revista Chilena de Historia Natural (bajo arbitraje).
204
205
DINÁMICA DE LA MATERIA ORGÁNICA DURANTE EL
COMPOSTAJE DE RESIDUOS AGROINDUSTRIALES Y
DE FERIAS LIBRES
Roberto Orellana1, Claudia Santibáñez2, Claudia Rojas1,
Nicolás Cifuentes1, Víctor García de Cortázar1 y María
Teresa Varnero1
1 Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Agronómicas. Casilla 1004, Santiago, Chile.
2 Centro de Investigación Minera y Metalúrgica (CIMM) Santiago, Chile. E-mail: [email protected]
RESUMEN
Las pérdidas de materia orgánica durante el compostaje de residuos de ferias libres y agroindustriales fueron estudiadas mediante la elaboración de modelos. El tratamiento basado en residuos de ferias libres se ajustó a un modelo exponencial (r2=0,92) similar al que caracteriza la cinética de mineralización de la materia orgánica. Mientras que, el tratamiento de residuos agroindustriales se ajustó a un modelo sigmoideo (r2=0,98) debido a diversos factores que limitaron la tasa de degradación de la materia orgánica. Palabras clave: Degradación aeróbica, descomposición oxidativa, compostaje.
INTRODUCCIÓN
El compostaje es un proceso bioxidativo controlado que incluye un sustrato orgánico
heterogéneo, evoluciona pasando a través de una fase termofílica dando lugar a la
producción de dióxido de carbono, agua, minerales y materia orgánica estabilizada
(Zucconi y de Bertoldi, 1987). Los principales factores que determinan la
descomposición de la materia orgánica durante este proceso son la aireación,
contenido en agua, temperatura y relación carbono orgánico/nitrógeno (Inbar et al.,
1988). Mediante el estudio de la evolución de la materia orgánica a lo largo del
compostaje es posible observar los cambios en la tasa de degradación de los residuos
producto de los factores que dominan el proceso. El objetivo de este estudio fue
estudiar mediante la elaboración de un modelo las pérdidas de materia orgánica
durante el proceso de compostaje de residuos agroindustriales y de ferias libres.
MATERIALES Y MÉTODOS
Para llevar a cabo el proceso de compostaje se utilizaron las siguientes materias
primas: restos vegetales de ferias libres (F), hojas secas de jardín (H), ramas
chipeadas que fueron utilizadas como material estructurante (CH), residuos que
consisten principalmente en manzanas de descarte y pulpa de duraznos, uvas y
manzanas (F) y residuos de la elaboración de café instantáneo (C).
Para iniciar el proceso de compostaje se elaboraron dos tratamientos, los cuales
fueron preparados mediante mezcla de residuos, en las siguientes proporciones
volumétricas:
Tratamiento FL: 50% F + 30% CH + 20% H
Tratamiento F + C: 50% RF + 50% C
Cada tratamiento constituyó una pila trapezoidal de 12 m3 de material. El ensayo de
campo fue manejado a través de pilas con volteo mecánico, y se realizó un
monitoreo periódico de temperatura, contenido de agua (secado a 65ºC) y contenido
de materia orgánica, mediante calcinación a 600ºC. Posteriormente, se calcularon las
pérdidas de materia orgánica de acuerdo a la fórmula descrita por Viel et al. (1987),
y se ajustó su comportamiento mediante una estimación lineal (método de Newton).
⎥⎦
⎤⎢⎣
⎡−×−×
×−=)100()100(100100
12
21
XXXXD
D: Pérdidas de Materia Orgánica (%).
X1: Contenido de cenizas en el punto inicial.
X2: Contenido de cenizas en una fase dada en estudio.
RESULTADOS
El proceso de compostaje tuvo una duración de 334 días para el tratamiento de
residuos de fruta fresca y elaboración de café (F+C) y 114 días para residuos de
ferias libres (FL). Como se observa en la figura 1, esta diferencia en el proceso se
genera debido a que en el tratamiento (F+C) se produjo un período (150 días) en que
el alto contenido de agua limitó la actividad de los microorganismos aeróbicos.
206
207
(a) tratamiento FL
(b) tratamiento F+C
Figura 1 a y b: Perfiles de temperaturas medias de ambos tratamientos durante el
compostaje.
La evolución de las pérdidas de materia orgánica (Figura 2.a) para el tratamiento FL
se ajustó a un modelo exponencial similar al que caracteriza la cinética de
mineralización de la materia orgánica, obteniéndose un r2 igual a 0,92. Este ajuste se
puede explicar debido a que las materias primas poseían una alta cantidad de
material lábil, la cual fue degradada fácilmente durante la fase bioxidativa del
proceso, y a que estos residuos per se traen incorporados un alto contenido de carga
microbiana.
0
20
40
60
80
100
120
0 100 200 300 400Tiempo de compostaje (días)
Pérd
idas
de
Mat
eria
Org
ánic
a (%
)
(a) tratamiento FL
0
20
40
60
80
100
120
0 100 200 300 400
Tiempo de compostaje (días)
Pérd
idas
de
Mat
eria
Org
ánic
a (%
)
(b) tratamiento F+C
Figura 2: Perfiles de pérdidas de materia orgánica en ambos tratamientos durante el
compostaje.
208
209
El tratamiento F+C se ajustó a un modelo sigmoideo presentando un r2 igual a 0,98.
Este comportamiento se explica en parte a los siguientes factores:
- Ausencia de un inóculo inicial. Debido a que estos residuos se extraen
directamente desde la línea de producción de alimentos (posterior a lavados y
tratamientos térmicos), por lo que poseen una carga microbiana baja retardando
la activación del proceso.
- Alto contenido de humedad. Los altos contenidos de agua registrados durante
los primeros 150 días de compostaje (mayores al 60%, base fresca) impidieron
el flujo de oxígeno al interior de las pilas, afectando la tasa de descomposición
de la materia orgánica. Cabe destacar que las ramas chipeadas, en el tratamiento
FL, sirvieron de manera efectiva como un material estructurante garantizando
un flujo adecuado de oxígeno al interior de la masa de residuos.
CONCLUSIONES
Las pérdidas de materia orgánica del tratamiento FL se ajustan a un modelo
exponencial, mientras que el tratamiento F+C se ajusta a un modelo sigmoideo. Esta
diferencia se explica debido a que el segundo tratamiento presentó condiciones que
limitaron la tasa de degradación de los residuos, incrementando a su vez el tiempo
de obtención de un material maduro.
REFERENCIAS
INBAR, Y.; CHEN, Y., HADAR, y. Y VERDONCK, O. 1988. Composting of
agricultural wastes for their use as container media: simulation of the
composting process. Biological Wastes, 26: 247-259.
VIEL, M.; SAYAG, D.; PEYRE, A. y ANDRE, L. 1987. Optimization of in-vessel
composting through heat recovery. Biological Wastes, 20: 167-185.
ZUCCONI, F. y M. de BERTOLDI. 1987. Compost specifications for the
production and characterization of compost from municipal solid waste. In:
Compost: Production, quality and use. M. de Bertoldi, M.P. Ferranti, P.
L`Hermite and F. Zucconi (eds). Elsevier. Barking. pp: 30-50.
210
211
EFECTO DE LA INOCULACIÓN CON HONGOS
MICORRÍCICOS ARBUSCULARES SOBRE LA CALIDAD
DEL FRUTO DE AJÍ (Capsicum annuum L.) cv. CACHO DE
CABRA CRECIDO EN UN ULTISOL
Ortiz, C.1, Sotomayor, L.1, Castillo, C.G.1, Leonelli, G.1, Borie, F.2
y Rubio, R.2
1 Universidad Católica de Temuco, Facultad de Recursos Naturales, Escuela de Agronomía. Casilla 15-D, Temuco, Chile.
2 Universidad de La Frontera, Facultad de Ingeniería, Ciencias y Administración. Departamento de Ciencias Químicas. Casilla 54-D, Temuco, Chile. [email protected]
RESUMEN
Los hongos micorrícicos arbusculares (HMA) poseen gran importancia ecológica y económica por los beneficios que incorporan a la mayoría de los cultivos y a la conservación medioambiental. Por lo tanto, el objetivo de este estudio fue comparar en un Ultisol la respuesta del ají a la inoculación con dos tipos de HMA, uno nativo y otro comercial, mediante evaluación de la planta y calidad del fruto. La inoculación del Ultisol con HMA nativos disminuyó en los plantines de ají el estrés al trasplante lográndose plantas más vigorosas que aceleraron el proceso de maduración del fruto y mejoraron su calidad.
INTRODUCCIÓN
Los hongos micorrícicos arbusculares (HMA) poseen gran importancia ecológica y
económica por los beneficios que incorporan a la mayoría de los cultivos y a la
conservación medioambiental. La simbiosis micorrícica no es específica, pudiendo
algunos hongos beneficiar en mayor grado a un hospedero y adaptarse a
determinadas condiciones edafoclimáticas evidenciando marcadas diferencias, no
sólo estructurales, sino también funcionales, entre especies e incluso morfotipos de
una misma especie. De manera que, para lograr una inoculación satisfactoria se
requiere conocer la compatibilidad que existe entre un determinado hospedero y los
HMA, para seleccionar el hongo adecuado para un cultivo deseado (Rodríguez et
al., 2004). Por lo tanto, el objetivo de este estudio fue comparar en un Ultisol la
respuesta del ají a la inoculación con dos tipos de HMA, uno nativo y otro
comercial, mediante evaluación de la planta y de calidad del fruto.
212
MATERIALES Y MÉTODOS
El ensayo se realizó en los invernaderos de la Universidad de La Frontera durante
los meses de enero-agosto 2007. Por la importancia económica que tiene en el sector
hortícola del país se seleccionó como hospedero ají (Capsicum annuum L.) cv.
“Cacho de Cabra” y un Ultisol de la localidad de Purén (38º40’12,5’’; 73º00’11,4’’;
Región de La Araucanía) cultivado orgánicamente con ají durante años por
pequeños agricultores mapuches. Como material fúngico se utilizaron dos tipos de
inóculo HMA: uno nativo (IN) compuesto por trozos de raíces, micelio y esporas de
Glomus etunicatum (45 esporas g-1) y otro comercial (IC), peletizado formado
principalmente por Glomus intraradices añadiéndose a cada maceta 50 g de inóculo
al momento de la siembra y utilizándose como testigo un tratamiento sin inoculación
(-I) en un diseño completamente al azar con 40 repeticiones realizado en macetas de
250 mL de capacidad.
Etapa almácigo. Cada 15 días se realizaron mediciones de altura y número de hojas
finalizando esta etapa a los 45 días después de la siembra (DDS).
Etapa post-trasplante. Al trasplante se seleccionaron 4 plantines con altura y área
foliar similar para trasplantarlos a raíz cubierta a una bandeja de 10 L conteniendo el
sustrato estéril (Ultisol mezclado con arena y vermiculita en relación 7:2,5:0,5). Para
esta etapa se utilizaron 4 repeticiones por tratamiento y se continuaron las
mediciones quincenales de los parámetros evaluados en almácigo.
Parámetros evaluados. La cosecha de los frutos maduros se realizó escalonada
entre los 170 DDS y 205 DDS de acuerdo con el color, mientras en las plantas se
determinó la masa aérea y radical mediante secado en estufa a 65ºC durante 2 días.
En 5 frutos provenientes de las repeticiones de cada tratamiento se evaluó peso,
largo y diámetro ecuatorial, largo y diámetro de pedúnculo. En la pulpa molida se
midió la acidez total titulable (ATT) con un potenciómetro hasta punto final 8,2 y en
las muestras extraídas para determinar pH se emplearon unas gotas para medir
sólidos solubles totales (SST) usando un refractómetro y expresando la lectura en
ºBrix. Finalmente, el contenido de ácido ascórbico (AA) se cuantificó mediante el
método Tillmans.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La velocidad de crecimiento, medida como altura, fue rápida hasta los 90 DDS,
manteniéndose luego prácticamente constante, excepto para IN. Al trasplante y
cosecha, el peso seco con IN tuvo incrementos significativos respecto a IC y (-I). El
color de los frutos en inmadurez es verde y en la madurez fisiológica, rojo. En este
último estado, la clorofila y la antocianina se degradan y los cloroplastos se
transforman en cromoplastos los cuales contienen carotenoides responsables del
color final (Méndez et al., 2004). La velocidad de desarrollo, es decir, el tiempo que
demora el fruto en crecer después de la antesis hasta su maduración (Gómez, 2000),
fue distinta para los dos inóculos. Así, IN resultó más precoz alcanzando la madurez
a los 178 DDS mientras que, IC y (-I) fueron tardíos (205 DDS) produciéndose entre
los tratamientos una diferencia en la maduración de alrededor de un mes, lo que en
el mercado de las hortalizas es muy importante.
0
20
40
60
80
135 2051201059075604530
Altu
ra (c
m)
DDS
-I IC IN
15
A
0,0
0,8
1,6
2,4
3,2
4,0
4,8
5,6
6,4 -I IC IN
BB
205 DDS1,4
1,2
0,8
Peso
aér
eo (g
)Pe
so ra
íz (g
)
0,4
90 DDS
Figura 1: (A) Altura y (B) peso aéreo y peso raíz de plantas de ají crecidas en un
Ultisol con hongos micorrícicos arbusculares nativos (IN) y comercial (IC).
Al trasplante el mayor rendimiento se alcanzó con IN, relacionado con una mayor
colonización HMA en las raíces y una elevada cantidad de esporas que
permanecieron en el sustrato. Por otra parte, la inoculación del Ultisol con IN,
produjo un fruto de mayor tamaño y superior en un 300 % en peso que IC. Sin
embargo, la inoculación de HMA nativos y comerciales no produjo diferencias en el
fruto respecto a los SST, AA, y ATT que corresponde a la proporción de acidez no
213
214
combinada con los cationes y que es una propiedad perceptible por los
consumidores. El pH fue ácido originado por la salida de ácidos orgánicos desde la
vacuola (González et al., 2001) y fluctuó entre 5,16 y 5,78.
Tabla 1: Parámetros de calidad del fruto de ají (Capsicum annuum L) cv “Cacho de
Cabra” en un Ultisol inoculado con hongos micorrícicos arbusculares nativos (IN) y
comerciales (IC).
Tratamientos Parámetros de calidad del fruto -I IC IN
Nº frutos planta-1 1,25 ± 0,50 1,00 ±0 2,25 ± 1,30
Peso fresco (g) 4,30 ± 1,91 3,46 ± 0,71 12,92 ± 3,27
Largo (mm) 83,6 ± 19,6 88,7 ± 26,1 155,4 ± 12,3
Diámetro ecuatorial (mm) 12,7 ± 2,5 10,9 ± 0,9 17,0 ± 2,0
Diámetro pedúnculo (mm) 4,2 ± 0,8 4,3 ± 0,5 6,4 ± 0,6
Largo pedúnculo (mm) 31,0 ± 4,7 31,0 ± 5,2 31,2 ± 4,2
Ácido ascórbico, AA 302,5 ± 44 274,6 ± 68 265,0 ± 38
pH 5,42 ± 0,23 5,78 ± 0,26 5,16 ± 0,32
Acidez total titulable, ATT 17,7 ± 5,9 14,4 ± 3,8 18,6 ± 4,3
Sólidos totales solubles, SST (oBrix) 11,4 ± 1,5 10,3 ± 2,0 11,0 ± 1,8
Relación madurez (oBrix/ATT) 0,73 ± 0,35 0,73 ± 0,11 0,62 ± 0,17
CONCLUSIONES
La inoculación del Ultisol con HMA nativos disminuyó en los plantines de ají el
estrés al trasplante obteniéndose plantas más vigorosas que aceleraron el proceso de
maduración del fruto y mejoraron su calidad.
AGRADECIMIENTOS
Financiamiento Proyecto Fondecyt Nº 1070283 y DGIUCT Nº 2006-3-02.
REFERENCIAS
Gómez, D. 2000. Tesis de grado. Universidad Nacional de Colombia. Bogota. 70p.
Méndez, M.M. et al., 2004. Agronomía Colombiana 22:7-17.
Rodríguez, Y. et al., 2004. Ecología aplicada 3:162-171.
215
INFLUENCIA DE LA APLICACIÓN DE RESIDUOS DE
CELULOSA SOBRE LA DISPONIBILIDAD DE NUTRIENTES
EN DOS SUELOS DE LA IX REGIÓN
Marcelo Panichini1, Cristina Diez2, Felipe Gallardo3 y Rolando
Demanet4
1 Programa de Doctorado en Ciencias de Recursos Naturales, 2 Depto de Ing. Química, 3 Depto. Cs. Químicas 4Depto. Producción Agropecuaria, Universidad de
La Frontera, Av. Francisco Salazar 01145, Temuco, Chile.
RESUMEN
La generación de biosólidos o lodos es un problema en aumento en nuestro país producto de la creciente producción de la industria de pulpa y papel. La entrada en vigencia del reglamento definitivo sobre manejo de lodos no peligrosos, ha hecho que las industrias se vean en la obligación de aplicar tratamientos a sus residuos para disminuir la carga contaminante, evitando así posibles contaminaciones al medio ambiente. Experiencias a nivel internacional han demostrado que una forma práctica de utilizar estos residuos es aplicarlos a suelos degradados, debido a su alto contenido de nutrientes y materia orgánica lo que mejora la calidad del suelo y favorece la producción agrícola. Este trabajo tuvo como objetivo evaluar el efecto de la incorporación de distintos niveles de lodo de la industria de la celulosa, sobre la producción de Lolium perenne L. a dos suelos de origen volcánicos de la series Gorbea y Collipulli. Se adicionó lodo en dosis de 0, 10, 20, 30 y 50 Mg/ha, las que fueron mezcladas con suelo en macetas de 2 kg, Posteriormente las mezclas suelo/lodo se incubaron por un periodo de 15 días a 25º C y 50 % de capacidad de campo, para finalmente proceder a la siembra. Los resultados indicaron que la aplicación de lodo en sus respectivas dosis disminuyó el % de saturación de Al del suelo serie Gorbea. Esta disminución trajo como consecuencia que los niveles de P aumentaran en el suelo y por ende estuviera más disponible para las plantas. En concordancia con los resultados anteriormente mencionados la fertilidad del suelo mejoró notablemente, en especial el suelo serie Gorbea el cual presentaba serios problemas de acidez producto de la alta saturación de Al (50,86 %) al comienzo del ensayo. Los cambios que se produjeron sobre las propiedades químicas y el aumento de fertilidad en ambos suelos, produjo como consecuencia que la producción de materia seca se incrementara con cada uno de los niveles evaluados. Es así que para el suelo de la serie Gorbea la dosis 50 Mg/ha triplicó los rendimientos registrados para el control sin adición de lodo, en cada uno de los periodos evaluados. Por otro lado, para el suelo de la serie Collipulli los rendimientos alcanzados por la dosis más alta duplicaron al control sin adición de lodo en todos los niveles y periodos evaluados.
Palabras clave: Producción, Suelo, Lodo.
216
INTRODUCCION
El incremento en la población mundial, asociado a la necesidad de aumentar la
producción de alimentos, ha ocasionado considerables alteraciones al medio
ambiente. En el sector agrícola la degradación de los suelos (46% de la superficie de
Chile) es un hecho sumamente preocupante, dado principalmente por el mal manejo,
(monocultivo, alta extracción de nutrientes, fertilizantes de reacción acida, etc.) lo
que ha hecho a estos suelos cada vez menos productivos. Gran parte de los residuos
liberados al medio ambiente corresponden a los generados por las industrias de
proceso de la madera, los cuales producen una gran cantidad de contaminantes. Ante
esta problemática se ha debido implementar plantas de tratamiento de aguas
residuales, con el objetivo de bajar la carga contaminante de sus efluentes. Como
producto se obtiene un residuo orgánico o lodo, el cual contiene un alto porcentaje
de materia orgánica y nutrientes esenciales para la nutrición vegetal. El objetivo de
este trabajo fue evaluar el efecto de la incorporación de lodo a dos suelos de origen
volcánico (serie Gorbea y Collipulli) con distinto nivel de degradación, sobre el
crecimiento y productividad de ballica (Lolium perenne L. cv Quartet).
MATERIALES Y MÉTODOS
Se utilizaron dos suelos que presentan un elevado nivel de degradación (bajo
contenido de materia orgánica y elevada saturación de aluminio), pertenecientes a
las series Gorbea, Collipulli y Temuco. El suelo serie Temuco fue utilizado como
control por su adecuado nivel de fertilidad. Los suelos fueron muestreados a una
profundidad de 0-20 cm, secados a temperatura ambiente y tamizados en malla de 2
mm. El residuo utilizado correspondió a un lodo secundario extraído de un landfill
donde permaneció almacenado por un año. Posteriormente fue secado a temperatura
ambiente y tamizado en malla de 2 mm. Previo a la incubación, se caracterizó las
mezclas suelo/lodo determinándose pH, CIC, MO, N, P, Cu, Fe, Zn y Mn
(Sadzawka et al, 2004a). Se utilizaron mezclas de suelo/lodo en cinco niveles (0, 10,
20, 30 y 50 Mg/ha) utilizando un diseño experimental completamente al azar. Para
evaluar el efecto de la aplicación de los residuos sobre la biomasa, se utilizó ballica
perenne (Lolium Perenne L. cv Quartet) como planta indicadora. Las mezclas se
mantuvieron por 15 días en cámara de crecimiento a 25º C y 50% de capacidad de
217
campo. Todos los ensayos se realizaron en triplicado, utilizando el suelo serie
Temuco sin adición de lodos como ensayo control. Las macetas se mantuvieron en
invernadero por 105 días durante los cuales se realizaron 3 cortes. En cada corte se
analizó el rendimiento obtenido por peso de materia seca después de eliminar el
agua a 65°C en estufa con ventilación forzada. Al término del ensayo se analizó el
contenido de nutrientes en la planta (Sadzawka et al, 2004b) y en el suelo. Todos los
resultados obtenidos fueron analizados con pruebas de ANOVA y test de
comparación de rango múltiple de Tukey (p<0,05).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La figura 1 representa la disminución del % saturación Al para el suelo Gorbea. Para
el día 0 los cambios son notables entre los tratamientos, presentando el testigo un %
de saturación de Al de 50,86 y de 7,76 % para la dosis mas alta. El día 120 arrojó
diferencias significativas entre los tratamientos, con % de 17,47 para la dosis 0 y
2,19 % para la dosis 50 Mg/ha, disminuyendo aproximadamente 15 %. Sin duda este
parámetro es uno de los factores que en mayor medida limita el crecimiento de los
cultivos en suelos volcánicos (Gallardo et al, 1999), afectando la interacción con
elementos esenciales en la nutrición vegetal como P, Ca y Mg (Mora et al, 2005).
Es así que la aplicación de lodo representa una alternativa viable para reducir el
efecto fitotóxico del Al en suelos de este origen (Zhang et al, 2004).
a
a
b
b
c
c
d
de
e0
10
20
30
40
50
60
0 120
Tiempo (días)
Sat.
Al (
%)
0 Mg / ha 10 Mg /ha 20 Mg / ha
30 Mg / ha 50 Mg / ha Temuco
Figura 1: Variación del % de sat. Al en el suelo Gorbea tratado con lodo.
La figura 2 presenta el incremento de P que se produjo en el suelo serie Gorbea a
medida que se incrementó la dosis de lodo. En el primer período de evaluación el
testigo sin aplicación de lodo presento valores de 10,08 ppm y la dosis 50 Mg//ha
21,1 ppm. Al respecto Pypers et al., (2005) demostraron que la incorporación de
residuos orgánicos al suelo puede aumentar la disponibilidad de P, la que dependerá
de la capacidad que posee el residuo para reducir la adsorción de P en el suelo y
sobre la contribución de diferentes especies de P. Para el día 120 el control presentó
9,83 ppm P y la dosis más alta 33,57 ppm. El aumento de P del suelo resulta de una
reserva o suministro muy importante de este elemento al adicionar abonos en forma
fresca o compostada, generando un aumento del P total del suelo (Baeza, 2002).
Estos resultados coinciden por los obtenidos por Andrade et al., (2000), los que
concluyen que durante una rotación, el segundo cultivo recibió mayores aportes de P
a causa de la disminución de la acidez, causada por la incorporación de un material
de pH mas básico, lo que aumentó la biodisponibilidad de este nutriente pasando de
posiciones en las que esta mas intensamente fijado a otras en las que desorción es
más sencilla.
218
d dc
c
c
c
b
b
a
a
05
10152025303540
0 120
Tiempo (días)
P (p
pm)
Testigo 10 Mg/ha 20 Mg/ha30 Mg/ha 50 Mg/ha Temuco
Figura 2: Variación del contenido de P en el suelo Gorbea tratado con lodo.
La figura 3 presenta el efecto de la incorporación de lodo en dosis crecientes para el
suelo serie Collipulli. Para el día 0 se obtuvo diferencias significativas entre los
tratamientos con valores de 8,17 ppm para el testigo y 25,57 ppm para la dosis 50
Mg/ha (Andrade et al., 2000). La etapa final presento niveles de 8,03 ppm de P y la
dosis más alta 21,77 ppm. Al respecto Escudey et al. (2004), estudiaron la
distribución de las formas de fósforo en lodo suelos chilenos y lodo obtenido de una
planta de tratamiento de aguas residuales domésticas. Sosteniendo que el lodo
contribuye a las formas de P inorgánico y ortofosfato principalmente. Partiendo
desde esa base la cantidad de P residual que queda después del establecimiento del
cultivo es superior a la del testigo, otorgando un alto suministro (Zhang et al., 2004).
219
d
d
cd
c
c
c
b
b
a
a
0
510
15
20
2530
35
40
0 120
Tiempo (días)
P (p
pm)
Testigo 10 Mg/ha 20 Mg/ha30 Mg/ha 50 Mg/ha Temuco
Figura 3: Variación del contenido de P en el suelo Collipulli tratado con lodo.
La figura 4 presenta la variación de la M.O para el suelo serie Collipulli. En la
primera etapa de evaluación se produjo diferencias significativas entre el testigo y la
dosis mas alta, es así que en el testigo sin aplicación de lodo, el % de MO
correspondió a 10,8 y para la dosis 50 Mg/ha 14,2 %, con un aumento de 3,4 %.
Para el día 120 no se logro mantener los niveles, producto de la actividad
microbiana, que poco a poco van transformando la materia orgánica en elementos
inorgánicos, los que más tarde serán indispensables para la nutrición vegetal
(Quinteiro et al., 1998). Nascimento et al., (2004), observaron aumentos expresivos
del contenido de MO al incorporar lodos de aguas residuales a dos suelos (Argisol y
Espodosol) de Pernambuco, encontrando aumentos de 53 y 62 % al adicionar una
dosis de 60 Mg/ha. El aporte de MO es más significativo en la medida que el suelo
carece de el. La productividad de los suelos agrícolas disminuye en muchos casos,
debido a las prácticas inadecuadas que aumentan la erosión, así como las pérdidas de
la MO y minerales esenciales para la producción de las plantas (Nemati et al., 2000;
Khalil et al., 2005).
220
cd bcd b
bc abb aa
02468
101214161820
0 120
Tiempo (días)
Mat
eria
Org
ánic
a (%
)
Testigo 10 Mg/ha 20 Mg/ha30 Mg/ha 50 Mg/ha Temuco
Figura 4: Variación del % de Materia Orgánica en el suelo serie Collipulli.
Finalmente la aplicación de lodo incrementó la producción de materia seca en el
suelo serie Gorbea en los tres periodos evaluados (figura 5). En el día 60 la
producción aumento de 0,42 g/maceta para el testigo a 1,26 g/maceta para la dosis
50 Mg/ha, 25 % mas que el suelo referencial (serie Temuco). Para el día 90 el
testigo presento 0,75 g/maceta y la dosis mas alta 2,02 g/maceta, 9 % por sobre el
referencial. Finalmente para el día 120 la producción fue de 0,81 g /maceta para el
testigo y de 2,11 g/maceta para la dosis 50 Mg/ha. Todos los rendimientos
alcanzados aumentaron conforme lo hizo la dosis de lodo en todos los niveles y
periodos evaluados (López Mosquera et al, 2000; Aravena et al, 2007)
221
ccc
bb
b
bb
b
aa
a
aa
a
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
60 90 120
Tiempo (días)
Prod
ucci
ón (g
MS/
mac
eta)
Testigo 10 Mg / ha 20 Mg / ha30 Mg / ha 50 Mg / ha Temuco
Figura 5: Producción de ballica en el suelo Gorbea tratado con lodo.
En el suelo Collipulli también se produjeron diferencias significativas entre los
tratamientos. Es así que los valores para la primera período (día 60) fueron de 2,16
g/maceta para el testigo y de 3,15 g/maceta para la dosis 50 Mg/ha 45 % sobre el
testigo. Para el segundo periodo de evaluación la producción aumentó respecto al
primero. El testigo logró obtener 2,24 g/maceta y la dosis 50 Mg/ha 3,35 g/maceta
33 % por sobre la menor dosis. Finalmente el día 120 arrojó en el control una
producción de 2,35 g/maceta y la dosis 50 Mg/ha 3,43 g/maceta 45 % mas que el
testigo sin adición de lodo. Resultados similares obtuvo Zhang et al. 2004 al
incorporar lodo de celulosa a tres suelos (dos Alfisoles y un Ultisol) y comprobar el
efecto benéfico sobre el crecimiento de trigo.
222
c d dbc cd cbc bc bb b ba a a
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
60 90 120
Tiempo (días)
Prod
ucci
ón (g
MS/
mac
eta)
Testigo 10 Mg/ha 20 Mg/ha
30 Mg/ha 50 Mg/ha Temuco
Figura 6: Producción de ballica en el suelo Collipulli tratado con lodo.
CONCLUSIONES
La aplicación de lodo mejoró las propiedades químicas del suelo Gorbea y
Collipulli. La saturación de Al en el suelo Gorbea disminuyó significativamente.
Como consecuencia el Al fitotóxico alcanzó niveles bajos, lo que produjo una
mejora en la fertilidad del suelo especialmente de fósforo el cual es fijado
fuertemente. El suelo serie Collipulli registró una respuesta similar, aunque en
menor medida que el suelo Gorbea. La MO del suelo se incrementó
significativamente, lo que permitió aumentos en los niveles de fertilidad producto de
la mineralización, y como consecuencia de ello, de la disponibilidad de nutrientes
esenciales para las plantas. Finalmente los cambios producidos en ambos suelos
aumentaron los niveles de fertilidad, haciendo posible que la producción de ballica
aumentara conforme se incrementó la dosis de lodo aplicado.
AGRADECIMIENTOS
Esta investigación fue financiada por el Convenio de Desempeño DIUFRO 2007.
223
224
REFERENCIAS
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evolución de nutrientes y productividad en un suelo tratado con lodos residuales
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226
227
ANÁLISIS DE POBLACIONES DE HONGOS DE LAS
MICORRIZAS EN SUELOS DE LA REGIÓN DE LA
ARAUCANÍA CULTIVADOS ORGÁNICAMENTE CON AJÍ
(Capsicum annuum L.) cv. CACHO DE CABRA.
Peña, K.1, Castillo, C.G.1, Borie, F.2 y Rubio, R.2
1 Universidad Católica de Temuco, Facultad de Recursos Naturales, Escuela de Agronomía. Av. Rudecindo Ortega 02950. Temuco-Chile. e-mail: [email protected] 2 Universidad de La Frontera, Facultad de Ingeniería, Ciencias y Administración,
Departamento de Ciencias Químicas. Av. Francisco Salazar 01145. Temuco-Chile.
RESUMEN
La inoculación con hongos micorrícicos arbusculares (HMA) en suelos agrícolas requiere un conocimiento previo de las poblaciones para predecir su efectividad e infectividad mediante evaluación de índices de diversidad de la comunidad como el de Shannon-Wiener y la riqueza específica. En tres localidades de la Región de La Araucanía, Purén (en barbecho de ají); Lumaco y Angol (con ají) se determinó la diversidad de HMA asociados a ecotipos locales de ají cultivados orgánicamente. El mayor número de esporas HMA lo presentó Purén, seguido por Angol y Lumaco mientras que, en Purén y Lumaco se encontró una gran riqueza y diversidad poblacional. La mayoría de los morfotipos aislados de las 3 localidades pertenecen a la familia Glomeraceae.
INTRODUCCIÓN
La relación simbiótica entre hongos micorrícicos arbusculares (HMA) y las raíces de
la mayoría de las plantas es benéfica. Por una parte, el hongo coloniza la corteza de
la raíz para obtener los carbohidratos del hospedero y por otra, ayuda al vegetal en la
captación de nutrientes minerales desde el suelo. En los últimos años, se han
realizado estudios para determinar el efecto de aislados de HMA en agrosistemas,
con el propósito de obtener sistemas de producción sostenibles y competitivos. Sin
embargo, aún es limitado el conocimiento acerca de la ecología de las poblaciones
nativas y el rol que desempeñan las condiciones edáficas y climáticas en el
establecimiento y efectividad de la simbiosis. Lo anterior requiere realizar un
análisis de las poblaciones fúngicas nativas para relacionarlas con los ambientes
edáficos en los que se desarrollan ya que, este tipo de evaluaciones puede conducir a
un uso racional de estos microorganismos como biofertilizantes, optimizando la
228
producción en sistemas hortícolas o la recuperación de ambientes degradados,
mediante el establecimiento de poblaciones mejor adaptadas y más efectivas que
garanticen los beneficios de la asociación. La simbiosis se define como inespecífica
pero, se ha determinado que el comportamiento de las poblaciones depende de
diversos factores ambientales que afectan su comportamiento existiendo actualmente
evidencia de que presentan “especificidad ecológica”, es decir, que un inóculo mixto
o un tipo particular de HMA, bajo condiciones nativas, coloniza preferentemente a
un hospedero (McGonigle & Fitter, 1990). Por otra parte, en la Región de La
Araucanía, existe una gran cantidad de pequeños agricultores que han cultivado
orgánicamente durante años ají, con el propósito de elaborar merkén, producto de
prestigio internacional; al utilizar inoculantes conteniendo cepas nativas de HMA se
podría ayudar en gran medida a superar la pobreza que aqueja a estos sectores. Por
lo tanto, el objetivo de este trabajo fue realizar un estudio de las poblaciones HMA
nativas asociadas al cultivo de ají, en primavera y otoño, para establecer
características poblacionales en función de las condiciones edafoclimáticas.
MATERIALES Y MÉTODOS
Muestreo de suelo. A fines de 2006 y abril de 2007 en tres localidades del sector
norte de la Región de La Araucanía correspondiente a las localidades de Lumaco,
Purén y Angol se realizaron muestreos a una profundidad de 0-20 cm de suelo
rizosférico proveniente de cultivos orgánicos de ají, que pequeños agricultores
mapuches llevan realizando durante años. La localidad de Purén se encontraba en
barbecho mientras que, Lumaco y Angol se encontraban con plantas que
previamente se había cosechado el fruto. Para evaluar la biodiversidad de HMA se
aislaron las esporas desde el suelo y se identificaron a nivel de género usando la
clave taxonómica de Shenk & Pérez (1990) y las páginas Web del Blaszkowski
(http://www.agro.ar.szczecin.pl/~jblaszkowski/index.html) e INVAM
(http://invam.caf.wvu.edu/) y. Esta etapa es compleja, debido a que la identificación
convencional está basada fundamentalmente en características morfológicas de las
esporas presentes en el suelo las que pueden variar por alteraciones durante su
formación (Serralde & Ramírez, 2004). De cada uno de los morfotipos HMA se
realizaron fijaciones en portaobjeto usando como medio de montaje PVLG y
reactivo de Melzer. La caracterización morfológica e identificación se realizó
mediante medidas de diámetro de esporas y grosor de paredes con una regla
micrométrica adaptada al ocular de un microscopio. Con la información obtenida del
conteo de esporas por morfotipo y por género, se calculó la riqueza (R) sobre el total
de esporas aisladas. A partir de la cantidad de esporas de cada género se calculó la
diversidad mediante el índice de Shannon-Wiener (H’) que considera el número de
individuos así como el número de géneros pudiendo variar desde 0, para
comunidades con sólo un grupo taxonómico, a valores superiores para aquellas
comunidades con varios grupos taxonómicos.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En la Tabla 1 se observa que el mayor número de esporas HMA lo presentó la
localidad de Purén en barbecho de ají, seguido por Angol y Lumaco que
conservaban aún las plantas.
Tabla 1. Número de esporas HMA y diversidad de poblaciones fúngicas en tres
localidades del norte de la Región de La Araucanía.
Localidad Nº Esporas (100 mL-1) Riqueza Índice Shannon-Wiener Purén 4536 30 2,12 Angol 2527 26 1,88
Lumaco 2350 31 2,27
Estos resultados concuerdan con lo informado por Castillo et al. (2006) para suelos
de la región que se encontraban en barbecho de cereales en los cuales los propágulos
fúngicos se exacerbaron al mantenerlos un tiempo en reposo. Purén y Lumaco
presentaron una gran diversidad de poblaciones acompañada de una elevada riqueza
mientras que Angol, tuvo menor R y H’.
229
Figura 1: Frecuencia relativa de morfotipos HMA aislados desde las tres
localidades: (A) Purén, (B) Angol, (C) Lumaco.
En la Figura 1 (A) se puede observar que hay 4 morfotipos en mayor abundancia
mientras en (B) y (C) se encontraron 3 especies más frecuentes, agrupados según su
homogeneidad respecto de forma, color, apariencia de la pared externa, tamaño de la
espora y presencia, forma y coloración de la conexión hifal. De acuerdo con este
análisis morfológico de esporas aisladas desde las 3 localidades, se encontraron
mayoritariamente especies HMA pertenecientes a la familia Glomeraceae.
230
231
PROYECCIÓN
Esta es la primera prospección de especies HMA realizada en hortalizas en nuestro
país pudiendo concluirse que ecotipos locales de ají cultivados orgánicamente
presentan gran compatibilidad y diversidad fúngica, lo cual augura grandes
expectativas para su futura utilización biotecnológica en el corto plazo.
AGRADECIMIENTOS
Financiamiento otorgado por Proyecto Fondecyt Nº 1070283 y DGIUCT Nº 2006-3-02.
REFERENCIAS
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Corpoica 5: 31-40.
232
233
ACTIVIDADES BIOLÓGICAS EN UN VERTEDERO
MUNICIPAL DE LA REGIÓN DE LA ARAUCANÍA
Yessica Sandoval1, Marco Arriagada2, Francisco Reyes1, Patricia
Quezada1 y Marysol Alvear1
1 Departamento de Ciencias Químicas. Universidad de La Frontera. Francisco Salazar
01145, Temuco, Chile. e-mail: [email protected]; [email protected] 2 Servicio País. Fundación para la Superación de la Pobreza.
RESUMEN
Se realizó un estudio de las actividades biológicas, hidrólisis de la FDA y ureasa, en un suelo utilizado como vertedero municipal en periodo de cierre de la Región de La Araucanía, Chile. Se evaluaron 3 zonas dentro del vertedero: Z1, sector donde se han agregado residuos, Z2, sector donde no se han agregado residuos (con cobertura y sin cobertura vegetal) y Z3, sector aledaño al vertedero. Los resultados mostraron que estas actividades se ven notoriamente disminuidas en las zonas donde se han agregado residuos, en comparación a suelos sin intervención antrópica, siendo la hidrólisis de la FDA y la actividad ureasa, sólo un 6% y un 3%, respectivamente, a lo encontrado en una comunidad clímax, indicando el impacto de los residuos en los ecosistemas y los efectos adversos que producen en las comunidades microbianas.
INTRODUCCIÓN
El manejo de los residuos sólidos urbanos (RSU) es un tema de primer orden en los
planes estratégicos de los municipios, debido a su incidencia en la calidad de vida de
los habitantes (Guerra, 2001). En los municipios de Chile han sido aplicadas
diferentes alternativas de manejo de RSU, con diferentes niveles de eficiencia e
impactos. Por ejemplo vertido directo sobre el terreno; vaciado al mar, ríos o lagos;
incineración, compostaje, rellenos sanitarios y construcción de vertederos
(CONAMA, 1998).
En el caso de los vertederos, por la diversidad y heterogeneidad de los materiales
que reciben, funcionan como un reactor donde es posible identificar diferentes
procesos biológicos, químicos, físicos y mecánicos que ocurren simultáneamente y
con una interrelación continua (Schwartz, 2003). En los suelos donde éstos se
establecen producen alteraciones en las comunidades microbianas y los ciclos de
nutrientes, debido a los efectos tóxicos de los RSU, causando la disminución de la
234
actividad microbiana y con ello de las actividades enzimáticas del suelo, que son las
responsables del ciclado de los nutrientes necesarios por plantas y microorganismos
para su normal crecimiento y desarrollo (González, 2007).
Por lo tanto, los vertederos proporcionan un escenario real adecuado para la
investigación de las actividades biológicas de un suelo utilizado para tal efecto,
permitiendo generar estrategias a seguir para la restauración de ecosistemas
degradados y contaminados (Pastor y Hernández, 2002). No existen reportes en
Chile acerca de actividades biológicas del suelo en vertederos establecidos y en
periodo de cierre, por lo que el objetivo de esta investigación fue evaluar dos
actividades biológicas, hidrólisis de la fluoresceína diacetato (FDA) y ureasa en un
suelo utilizado como vertedero en periodo de cierre.
MATERIALES Y MÉTODOS
Lugar de Muestreo. Vertedero perteneciente a la Comuna de Lautaro, Región de
La Araucanía, Chile. Ubicado a 4 Km al sur oriente de la ciudad de Lautaro, con una
superficie de 1,19 há, con un volumen de depósito de RSU de 148.848 m3, siendo un
vertedero tipo manual que utiliza el método de área y trinchera para disponer los
RSU.
La serie de suelo, donde está ubicado el vertedero corresponde a la serie Temuco,
del orden Andisol, con clasificación taxonómica Eutric Hapludand.
Muestras. Las muestras se recolectaron a 0-10 cm de profundidad, entre junio y
agosto de 2007, y corresponden a las siguientes zonas:
- Z1: muestra de suelo en el terreno dentro del vertedero, donde existen
residuos a 4 m de profundidad, y donde hace 4 años no se ha agregado
residuos en la superficie.
- Z2: muestra de suelo en el terreno dentro del vertedero, donde no se han
agregado residuos, con cobertura vegetal (Z2a) y sin cobertura (Z2b).
- Z3: zona aledaña al vertedero, donde existe una plantación de Eucalyptus
globulus.
Determinación de las actividades enzimáticas
Hidrólisis de la FDA. Esta determinación se realizó según el método descrito por
Alvear et al. (2007). La fluoresceína (F) liberada, es medida colorimétricamente a
490 nm. La actividad se expresa en µg de F g-1 h-1.
Actividad Ureasa. La actividad de esta enzima se determinó utilizando el
procedimiento descrito por Alvear et al. (2007). El amonio liberado es medido
colorimétricamente a 636 nm. La actividad se expresa en µg N-NH3 g-1h-1.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La biomasa microbiana global activa del suelo, determinada a través de la hidrólisis
de la FDA (Adam y Duncan, 2001) y la mineralización del nitrógeno (N),
determinada a través de la ureasa, son indicadores de la calidad y el nivel de
contaminación de un suelo (Tscherko et al, 2007). La hidrólisis de la FDA,
disminuye en Z1 (Figura 1) en comparación con las otras zonas evaluadas, lo que
sugiere que la degradación e incorporación de RSU en el suelo está afectando de
manera negativa el desarrollo de la biota viva de éste, lo que podría explicarse por la
composición heterogénea de los residuos depositados y/o el tiempo que estos tardan
en degradarse y convertirse en materiales asimilables por las plantas y la fauna
edáfica.
a
b
a
c
0.0
10.0
20.0
30.0
40.0
50.0
60.0
Z1 Z2 (a) Z2 (b) Z3
µg F
/gh
235
idrólisis de la FDA, suelo vertedero, comuna de Lautarol
Figura 1: H . Cifras con etras distintas indican diferencias estadísticamente significativas según prueba de
Tukey (p<0,05).
236
Cabe señalar, que en un bosque natural de la Región de La Araucanía, donde se
encuentran las condiciones ideales para el desarrollo de microorganismos, la
hidrólisis de la FDA, puede alcanzar valores de 45,06 µg Fg-1 h-1 (Alvear et al,
2007); siendo el valor de esta actividad en Z1 sólo un 6% respecto a este tipo de
ecosistema. En la misma figura se observa que Z2(a) y Z3, presentan valores
similares a los descritos por los mismos autores, debido a que en ambas zonas existe
una cubierta vegetal que proporciona condiciones favorables de humedad, de
reciclaje de residuos vegetales, y por consiguiente de una población y diversidad
microbianas mayor, en tanto que en Z2(b) es un 50% menor a las anteriores
actividades descritas, debido a la ausencia de cubierta vegetal que proteja al suelo de
las condiciones adversas mencionadas (Reyes et al., 2006).
La actividad ureasa, enzima que cataliza la hidrólisis de la urea a amonio, fuente de
N disponible para las plantas (Garbisu et al, 2007), presenta, en las zonas evaluadas
(Figura 2) una actividad menor en comparación con otros tipos de ecosistemas,
como un bosque nativo, que alcanza valores de 156,7 µg N-NH3 g-1h-1 (Alvear et al,
2007).
Así en Z3, donde se alcanzó la mayor actividad ureasa de las zonas evaluadas,
también se registró la mayor actividad hidrolítica de la FDA, demostrando un
impacto negativo de los RSU en las poblaciones microbianas, y más
específicamente, en las poblaciones bacterianas del suelo, principales productoras de
esta enzima, ya que Z3 corresponde a un suelo bajo una plantación de Eucalyptus
globulus, aledaña a la zona del vertedero. La tendencia se repite en Z2(a) y Z2(b),
donde la zona con cobertura vegetal presenta una mayor actividad ureasa (al igual
que la actividad FDA), respondiendo al efecto de los factores mencionados
anteriormente.
Por otra parte, la alteración en el ciclo del N en el suelo utilizado como vertedero,
puede apreciarse en el hecho de que, aun cuando la actividad total de los
microorganismos vivos es considerable, no ocurre lo mismo con los valores de la
actividad ureasa, siendo todos menores al 3% del encontrado en una comunidad
clímax.
bb
c
a
00.5
11.5
22.5
33.5
44.5
Z1 Z2 (a) Z2 (b) Z3
µg N
-NH
3/ g
h
Figura 2: Actividad Ureasa, suelo vertedero, comuna de Lautaro. Cifras con letras distintas indican diferencias estadísticamente significativas según prueba de Tukey
(p<0,05).
CONCLUSIONES
Las actividades enzimáticas, hidrólisis de la FDA y ureasa, al estar relacionadas a la
biomasa, actividad y biodiversidad de las comunidades microbianas, pueden ser
utilizadas como herramientas para monitorear las actividades biológicas de un suelo
degradado por la incorporación de RSU. Estas actividades están notoriamente
disminuidas en comparación a un ecosistema sin intervención antrópica, indicando
los efectos tóxicos que generan los RSU en los microorganismos y, por lo tanto, en
los ecosistemas.
AGRADECIMIENTOS
Los autores desean agradecer al Departamento de Aseo, Ornato y Medio Ambiente
de la Ilustre Municipalidad de Lautaro.
REFERENCIAS
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Alvear M, Reyes F, Morales A, Arriagada C., Reyes M. (2007). Ecología Austral
(17): 112-122.
Comisión Nacional del Medio Ambiente, Ministerio de Planificación y
Cooperación, Ministerio de Salud, Organización Panamericana de la Salud,
237
238
Organización Panamericana de la Salud, Organización Mundial de la Salud
(1998). Serie estudios Nº 15.
Garbisu C, Becerril J, Epelde L, Alkorta I. (2007). On line:
http://www.revistaecosistemas.net/articulo.asp?
González B. (2007). On line: http://akbal.imp.mx/gaceta_e/nota.asp?nt=int026.asp
Guerra S. G. (2001). Subsecretaría de Desarrollo Regional y Administrativo,
Gobierno de Chile. Santiago, Chile.
Pastor J, Hernández A. (2002). Anales de Biología (24): 145-153.
Reyes H, Aguilar M, Aguirre J, Trejo I. (2006). Boletín del Instituto de Geografía,
UNAM (59): 26-42.
Schwartz E. (2003). Universidad Técnica Federico Santa Maria, Valparaíso, Chile.
Tscherko D, Kandeler E, Bárdossy A. (2007). Soil Biology & Biochemistry 39 (7):
1799-1808.
239
FORMAS DE P EVALUADAS MEDIANTE 31P-RMN EN UN
SUELO VOLCÁNICO BAJO USO FORESTAL DEL CENTRO-
SUR DE CHILE
Yonathan Redel1,4, Mauricio Escudey2, Roberto Godoy3 y
Fernando Borie1
1 Departamento de Ciencias Químicas, Universidad de La Frontera, Temuco; 2
Departamento de Química y Biología, Universidad de Santiago de Chile, Santiago; 3 Instituto de Botánica, Universidad Austral, Valdivia; 4E-mail: [email protected]
RESUMEN
Se estudiaron algunas propiedades del suelo, actividad fosfatasa (P-asa) y la naturaleza del P a través de la determinación de especies químicas mediante espectroscopia con 31P-RMN en un Andisol bajo dos ecosistemas boscosos (siempreverde y deciduo) y una pradera adyacente. El P total estuvo en un rango entre 1414 mg kg-1 a 2157 mg kg-1, el P orgánico entre 732 mg kg-1 a 1176 mg kg-1 y la actividad fosfatasa entre 3 mg PNF g-1 a 17 mg PNF g-1 respectivamente, siendo mayor bajo bosques que en la pradera. Las formas de P orgánico, especialmente monoéster, fueron predominantes en el suelo forestal y representó un 52% del P extraído con NaOH. y el bosque deciduo tuvo una mayor cantidad de P diéster. El renoval presentó mayores contenidos de P monoéster en el suelo y P diéster en el horizonte orgánico que el bosque siempreverde y la pradera, lo que contribuyó con un mayor ciclado de P.
INTRODUCCIÓN
El P en forma orgánica (Po) representa entre el 20 y 90% del P total (PT) de la
superficie del suelo, pero solo una pequeña parte de éste está disponible para la
mineralización. Sin embargo, la fracción lábil representa un componente importante
en la nutrición de P de la planta, tanto en ecosistemas forestales como bajo cultivo.
Para estudiar la dinámica de las fracciones de P en el suelo, se ha utilizado
convencionalmente el fraccionamiento de Hedley (Hedley et al., 1982). Sin
embargo, éste no permite identificar la estructura de los componentes de P extraídos,
tales como P ligado a monoéster y diéster, fosfonatos y polifosfatos los que son
posibles de distinguir con el uso de la espectroscopia con 31P-RMN. Algunos
estudios en los que se ha usado han sido orientados hacia la determinación del efecto
de los cambios de uso del suelo en la naturaleza y distribución del P orgánico de los
240
suelos. En suelos volcánicos chilenos, Briceño et al. (2004) encontraron más P
monoéster en Andisoles que en un Ultisol no cultivado.
El objetivo de este trabajo fue estudiar los cambios en la naturaleza de algunas
formas químicas de P a través de un análisis con 31P-RMN en un Andisol bajo dos
ecosistemas forestales, siempreverde y deciduo, comparado con una pradera
adyacente.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se utilizaron muestras de suelo provenientes de la Estación Experimental San Pablo
de Tregua ubicado en la Cordillera de los Andes de la provincia de Panguipulli, en
un Andisol de la serie Liquiñe (Acrudoxic Hapludands). Los sitios seleccionados
para el muestreo fueron: 1) bosque siempre verde (BS), cuyas especies dominantes
son Nothofagus. dombeyi- Laurelia phillipiana y Saxegothaea conspicua; 2) bosque
deciduo o renoval (RN), dominado por N. obliqua, N. dombeyi y L. phillipiana y 3)
pradera (PR) que presenta especies como Holcus lanatus, Poa annua, Plantago
lanceolata, Taraxacum officinale y Trifolium pratense. Se recolectaron muestras
provenientes del horizonte orgánico de BS y RN, como asimismo del suelo (2-20
cm) de los sitios BS, RN y PR.
El pH del suelo fue determinado en una relación 1:2,5 suelo/agua (p/v). La actividad
P-asa (P-ase) fue determinada según lo descrito por Rubio et al. (1989) para suelos
con alto contenido de materia orgánica. El C orgánico (Co) fue determinado por
combustión seca en analizador VARIO/EL. El P Olsen fue medido tras extracción
con 0,5 M NaHCO3, a pH 8,5. El P orgánico fue determinado mediante calcinación y
el P total por oxidación alcalina con NaOBr (Rubio et al., 1989).
Para el análisis de espectroscopia 31P-RMN, las muestras de suelo se extrajeron con
HCl y posteriormente con NaOH y ultrasonido. Las suspensiones fueron separadas
por centrifugación y combinadas. Los extractos fueron equilibrados con resina
Chelex 100, agitadas por 17 h en un agitador recíproco y posteriormente filtrados
con microfiltros de 0,45 µm diámetro de poro. El filtrado fue liofilizado, redisuelto
en 3,0 mL de D2O, agitado por 2 h, centrifugado y transferido a tubos RMN de 5
mm.
El espectro de 31P-RMN para los extractos de suelo se obtuvo a 162 MHz en un
espectrómetro Bruker Avance 400 usando un pulso de 70º, un tiempo de adquisición
241
de datos de 0,603 s y un tiempo de relajación de 1 s. Los espectros de 31P fueron
desacoplados y los desplazamientos químicos fueron medidos con respecto al ácido
ortofosfórico. Se acumularon entre 6.000 y 20.000 scan. Los porcentajes de las
formas de P en el espectro se obtuvieron por integración.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
El pH del suelo fue más ácido en suelo bajo BS. El Co fue mayor en la cubierta
orgánica bajo BS. Los contenidos de P Olsen fueron bajos, especialmente en PR y
en el suelo de RN. El Po fue mayor en la PR y en el horizonte orgánico. El P total
fue mayor en el suelo bajo PR y BS. La actividad P-asa fue elevada con respecto a lo
reportado en literatura (Satti et al., 2007), especialmente bajo la cubierta orgánica de
BS (Tabla 1).
Tabla 1: Algunas propiedades del Andisol bajo estudio.
pH Co P- Olsen Po P-Total P- asa
Uso Estrata Tipo (%) (mg kg-1)(mg kg-1) (mg kg-1) (mg PNF g-1)
Bosque BS 5,0 b 19 a 3,6 a 1096 a 1913 b 17 a
Horizonte
org.
(0- 2 cm) RN
5,6 a 16 ab 3,5 a
1105 a
1543 c 10 b
BS 4,7 c 12 b 4,1 a 829 b 2028 ab 6 c
suelo (2- 20
cm) RN 5,4 ab 13 b 1,9 b 732 c 1414 c 7 c
Pradera 2- 20 cm 5,3 ab 12 b 1,4 b 1176 a 2157 a 3 d
BS: bosque siempreverde; RN: bosque deciduo o renoval. En la misma columna, letras distintas denotan diferencias significativas según prueba Duncan (P ≤ 0.05).
El P estuvo más disponible en suelos bajo bosque que bajo PR, reflejado en un
mayor contenido de P Olsen y actividad P-asa y menor contenido de Po, sugiriendo
el rol de la P-asa en hacer disponible el Po. Los niveles de Co no variaron entre los
suelos de PR y bosque, sugiriendo que el ciclo del C no varió, pero la disminución
del Po y aumento del P Olsen sugieren un significativo aumento en el ciclado del P
bajo bosque.
242
Analizando las señales obtenidas en los extractos alcalinos de suelo (Tabla 2), el P
monoéster fue predominante en todas las muestras, especialmente en el suelo, en
donde representó un 52% del P extraído con NaOH, lo que concuerda con lo
reportado por Briceño et al. (2004). El P monoéster está constituido principalmente
por inositolfosfatos, que constituyen en promedio el 58% del Po en suelos chilenos
(Borie y Rubio, 2003). Estos compuestos están sujetos por sorción química a
compuestos de Fe y Al a la superficie del suelo.
Tabla 2: Contribución relativa de las formas de P (%) de cada especie de los suelos
estudiados.
P inorgánico P orgánico
Uso estrata tipo Ortofosfato Pirofosfato Monoéster Diéster
Bosque BS 46 2 36 15
Horizonte org.
(0- 2 cm) RN 27 0 41 31
BS 35 1 52 11
Suelo (2- 20 cm)
RN 25 3 55 16
Pradera 2- 20 cm 31 1 51 18
BS: bosque siempreverde; RN: bosque deciduo o renoval.
En cambio, en el horizonte orgánico se encontró una mayor proporción de P diéster
y fosfato que en el suelo lo que se puede relacionar con mayores contenidos de P
microbiano y Pi NaHCO3 (Redel et al., 2007). Los P diéster están constituidos por
ADN y fosfolípidos y son químicamente más lábiles que el P monoéster. En el
renoval se observó la mayor proporción de P monoéster y diéster, alcanzando un 72
% del P, mientras que en el bosque siempreverde, estas formas de Po sólo
representaron un 42%. En general, un 66% del P se encuentra en las formas de Po, lo
que concuerda con los resultados del fraccionamiento químico (Redel et al., 2007).
CONCLUSIONES
Los resultados muestran que el cambio de uso del suelo de bosque a pradera reduce
la disponibilidad de P y la actividad P-asa. El análisis con 31P-RMN revela que en el
Andisol predominan las formas de P orgánico, monoéster, especialmente en el suelo.
243
El tipo de bosque afecta la proporción de las formas de P, presentando el renoval
mayores contenidos de P monoéster en el suelo y P diéster en el horizonte orgánico
que el bosque siempreverde y la pradera, lo que contribuyó al mayor ciclado de P.
AGRADECIMIENTOS
Fondecyt 1020306 y 1060372
REFERENCIAS
Briceño, M., Escudey, M., Galindo, G., Borchardt, D., Chang, A. 2004.
Characterization of chemical phosphorus forms in volcanic soils using 31P-
NMR spectroscopy. Commun. Soil Sci. Plant. Anal. 35: 1323-1337.
Borie, F., Rubio, R. 2003. Total and organic phosphorus in Chilean volcanic soils.
Gayana Botánica (Chile) 60: 69-78.
Hedley, H., Steward, J., Chauhuan, B. 1982. Changes in organic and inorganic soil
phosphorus fractions induced by cultivation practices and by laboratory
incubations. Soil Sci. Soc. Am. J. 46: 970-976.
Redel, Y., Rubio, R., Godoy R., Borie, F. 2007. Phosphorus fractions and
phosphatase activity in an Andisol sampled under different forest ecosystems.
Geoderma, submitted.
Rubio, R., Moraga, E., Borie, F. 1989. Acid phosphatase activity and vesicular-
arbuscular infection associated with roots of four wheat cultivars. J. Plant Nutr.
13: 585-598.
Satti, P, Mazzarino M.J., Roselli, L., Crego, P. 2007. Factors affecting soil P
dynamics in temperate Volcanic soils of southern Argentina. Geoderma 139:
229-240.
244
245
EVALUACIÓN DE UN INÓCULO TERMOFÍLICO
MEJORADOR DEL PROCESO DE COMPOSTAJE EN
DIFERENTES MEZCLAS DE RESIDUOS SÓLIDOS
URBANOS
Rodríguez, D.1, Ruiz, A.1, Galindo, L.2, Martínez, M.1 y Matiz, A.1
1 Grupo de Biotecnología Ambiental e Industrial. Departamento de Microbiología. Facultad de Ciencias. Pontificia Universidad Javeriana. Cra. 7ª No. 43-82. Bogotá,
Colombia. 2.BioAgrícola del Llano S.A. E.S.P. Cll. 34A No. 35-28. Villavicencio, Colombia.
RESUMEN
El relleno sanitario Don Juanito en la ciudad de Villavicencio Colombia, es uno de los más importantes centros de desarrollo e investigación en el manejo de la fracción orgánica de residuos sólidos. Han desarrollando un importante proyecto de aprovechamiento y transformación mediante el proceso de compostaje enriquecido con inoculantes microbianos termófilos. El inoculante esta conformado por bacterias autóctonas con actividad amilolítica del orden de 114.5 UA y actividad proteolítica de 98.5 UP, siendo estos valores apreciables para generar descomposición de la materia orgánica de forma eficaz y acelerada. Se evaluó un tratamiento (T1: cascarilla de arroz, residuos sólidos orgánicos 50%, contenido ruminal y podas de jardines) y su correspondiente control con 55% de residuos sólidos orgánicos, según investigaciones anteriores. El proceso de compostaje logró darse en 8 semanas y registró temperaturas máximas de 70.8ºC en el tratamiento uno y de 74.26ºC el tratamiento control, estos valores se alcanzaron al cabo de los dos primeros días del proceso. El producto generado estuvo libre de Salmonella y con características fisicoquímicas de 11.13% de carbono orgánico oxidable, cenizas 36.1%, C.I.C. de 32.5 me/100g, relación C/N de 9.66, nitrógeno total 1.16%, fósforo total 1.66%, potasio 2.3%, calcio 3.7% y magnesio 1.09% acercándose éstos valores a lo exigido por la norma ICONTEC-NTC/5167 (2004).
INTRODUCCIÓN
A nivel urbano, la generación de residuos sólidos varia según las actividades socio-
económicas, causando un gran impacto ambiental, al igual que problemas de salud
pública. Gracias al apoyo del Sistema Nacional Ambiental (SINA), a través de las
Corporaciones Autónomas Regionales y empresas privadas, se ha dado prioridad a
la problemática que presentan los de residuos sólidos urbanos RSU en municipios y
grandes ciudades del mediante políticas nacionales de gestión ambiental, tratamiento
246
y disposición final para residuos sólidos, buscando el aprovechamiento de los
mismos (Bioagrícola del Llano S.A, 2004). De esta forma es posible recuperar parte
de la fracción orgánica empleando sistemas biológicos como el compostaje;
digestión anaerobia de sólidos en baja concentración y digestión anaerobia de
sólidos en alta concentración (Tchobanoglous et al., 1996).
La degradación dentro del proceso de compostaje se logra mediante la oxidación de
los residuos por consorcios microbianos productores de enzimas; estas poblaciones
microbianas se utilizan para generar mayor velocidad de descomposición biológica
de los residuos orgánicos y ofrecer soluciones en la minimización del impacto
ambiental con la producción de abonos orgánicos de buena calidad (Rueda et al.,
2002). La comercialización del producto final se realiza a partir de la obtención de
un compost estable, que garantice un contenido nutricional (N, P y K), ausencia de
patógenos humanos, fitopatógenos y de sustancias toxicas para el medio ambiente y
la comunidad (ICONTEC-NTC/5167, 2004).
MATERIALES Y MÉTODOS
La experimentación en campo de esta investigación se realizó en el relleno sanitario
Don Juanito de la ciudad de Villavicencio manejado por la empresa Bioagrícola del
Llano S.A. E.S.P, en donde se prepararon las pilas de compostaje. Los análisis de
laboratorio se desarrollaron en laboratorios internos y externos, estos últimos
acreditados por el Instituto Colombiano Agropecuario (ICA).
El inoculo acelerador empleado utilizó cepas amilolíticas y proteolíticas con
actividad de 118.8 UA - 101.3 UP y una concentración final de 1016 UFC/ml
(Galindo et al., 2005). La actividad proteolítica se midió de acuerdo con el método
del ácido tricloroacético (ATC) correspondiendo una unidad proteolítica a la enzima
capaz de liberar un mol de tirosina por minuto por mililitro. La actividad amilolítica
se midió de acuerdo con la técnica del ácido 3-5, dinitrosalicilico (DNS), definiendo
una unidad amilolítica en la cantidad de enzima necesaria para hidrolizar un µmol
de glucosa por minuto por litro (Miller, 1959).
Montaje de las pilas de compostaje. El montaje de las pilas se realizó bajo techo,
utilizando poda seca, cascarilla de arroz, contenido ruminal, y residuos de plaza
correspondientes a un porcentaje de 50% para el tratamiento Nº 1 y 55% para el
247
tratamiento control previamente evaluado por Galindo, et al., (2005). Se hicieron 3
pilas correspondientes a 3 repeticiones para el tratamiento 1 y control, con un peso
total de 4 toneladas cada pila. La temperatura y el pH se determinaron in situ, según
los protocolos de la NTC 5167 (ICONTEC; 2004). Se realizaron volteos periódicos
a las pilas de compostaje cada 8 días, para mantener condiciones de aerobiosis.
Toma de muestras. Se tomaron 500g de muestra compuesta de cinco submuestras
puntuales de diferentes secciones de cada pila en fase inicial y termofílica, y fueron
trasladadas a los diferentes laboratorios para sus respectivos análisis.
A partir de 10g de muestra de compost se realizaron diluciones seriadas en base
diez, en agua peptonada al 0.1% (p/v) desde 10-1 hasta 10-20. Luego se sembró en
superficie y por triplicado 0.1ml de las diluciones, en los medios agar leche para
proteolíticos y en agar almidón para amilolíticos. Adicionalmente se tuvo en cuenta
el diámetro de los halos para evidenciar cuantitativamente la actividad enzimática
(Nakamura et al., 2004). Por último, se llevó a incubar a 65°C por 24 - 48 horas
(Pedroza et al., 2003).
Se realizaron análisis de patógenos humanos (coliformes totales, E. coli y
Enterococcus por la técnica de filtración por membrana, Salmonella por la técnica
de NMP (EPA 530R34003, 1994), de nemátodos (fagos somáticos por la técnica de
la doble capa de agar) hongos fitopatógenos (Fusarium spp., Rhizoctonia spp.,
Phytophthora spp. y Alternaria spp) en el laboratorio de fitopatología del Centro de
Investigaciones y Asesorías Agroindustriales de la Universidad Jorge Tadeo Lozano.
Así mismo se determinaron características fisicoquímicas y químicas del material
obtenido incluyendo humedad (%), cenizas (%), perdida por volatilización (%),
carbono orgánico oxidable (%), conductividad eléctrica (ds/m), pH, densidad (g/c.c),
capacidad de retención de humedad (%), capacidad de intercambio catiónico
(me/100g), relación C/N, nitrógeno total (%) y de fósforo (%), calcio (%), potasio
(%) y magnesio(%); estas pruebas se realizaron se realizaron en el laboratorio de
AGRILAB LTDA.
Análisis estadístico de resultados. Se determinó la eficiencia del inóculo en
relación a las diferentes proporciones de residuos orgánicos de cada uno de los
tratamientos. Para ello se evaluó estadísticamente los resultados de los parámetros
248
fisicoquímicos, aplicando el coeficiente de asimetría para observar la distribución
normal de los datos con la prueba F y para determinar la mejor mezcla se aplicó
ANOVA de una vía con comparación de media por LDS (utilizando el programa
Statistix). Los valores físico químicos obtenidos de las pilas de compostaje (tres
pilas) de los tratamientos Nº 1 y control, se analizaron mediante el promedio de los
resultados de cada uno de los parámetros.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
El inoculo mixto producido a partir de cepas aisladas por (Galindo et al., 2005) se
sometió al análisis cuantitativo de actividad enzimática amilolítica y proteolítica. La
técnica de DNS arrojó un valor de 114.5 UA con halo de hidrólisis de 4 mm; estos
resultados cuantitativos y semicuantitativos se consideraron óptimos en relación al
valor de 118.8 UA, que se obtuvo a las 48 horas (fase final) de la fermentación en el
estudio anterior (Galindo et al., 2005). Esta expresión enzimática se debió
principalmente a que los microorganismos alcanzaron a producir grandes cantidades
de enzimas durante el tiempo, además de este valor se alcanzó una concentración
final el inoculante de 1016 UFC/ml. El análisis de la actividad enzimática proteolítica
indicó valores de 98.5 UP con un halo de hidrólisis de 9 mm, estos resultados
cuantitativos y semicuantitativos se consideraron óptimos en relación al valor de
101.3UP que se presentó a las 48 horas (fase final) de la fermentación en el estudio
anterior (Galindo et al., 2005). Este valor se correlaciona al obtener una
concentración de 1020 UFC/ml.
Los valores de pH y temperatura de las muestras oscilaron entre 6.5 - 8 y 50°C -
73.3°C respectivamente, (figura 1) encontrando sin diferencias estadísticamente
significativas los valores de temperatura en la fase termofílica de los tratamientos Nº
1 (50% residuos de plaza) y control (55% residuos de plaza) (figura 2a). Lo anterior
indica que las proporciones de RSU que se manejaron fueron adecuadas para el
desempeño de la actividad enzimática microbiana, esto se evidenció con el aumento
significativo de la temperatura, al igual que factores como humedad y aireación
influyeron en el comportamiento. Por otra parte, el comportamiento del pH mediante
el análisis estadístico demostró que el valor promedio en los dos tratamientos es
cercano a la neutralidad, sin diferencias (figura 2b).
Comparativo pH y Temperatura Tto 1 Vs. Tto control
0
20
40
60
80
1 6 11 16 21 26 31 36 41 46 51 56
Dias
Tem
pera
tura
ºC
0246810
pH
Tº tto 1 Tº tto control pH tto 1 pH tto control
volteo
Figura 1: Comparativo pH y temperatura Tto 1 -vs – Tto Control.
Los recuentos de la fase inicial para el tratamiento Nº 1 y control respecto a los
microorganismos proteolíticos fue de 1016 UFC/g - 1019 UFC/g y de 108 UFC/g -
1013 UFC/g para amilolíticos; mientras, que en la fase termofílica se registró un
recuento de microorganismos proteolíticos de 1018 UFC/g - 1021 UFC/g y de1014
UFC/g - 1015 UFC/g para amilolíticos respectivamente. Esto indicó una recuperación
de las poblaciones a temperaturas altas en estos tratamientos; sin embargo, se
encontró una mayor población de microorganismos proteolíticos en relación a los
amilolíticos, debido posiblemente a que en ambos casos se presentó la misma
proporción de residuos de contenido ruminal (20%), lo que facilitó el consumo de
las fuentes de nitrógeno presentes (NH4 y nitrógeno orgánico, mas sencillas);
posteriormente, los compuestos resultantes proporcionaron a los microorganismos
amilolíticos fuentes de nitrógeno más sencillas para empezar a utilizar los sustratos
de carbono (Gómez, 2000). Finalmente, el análisis estadístico, comprobó que no
existen diferencias significativas en los recuentos presentes de cada tratamiento,
determinándose que el incremento de la población microbiana mesofílica y
termofílica se comportó igual en el tratamiento Nº 1 y control.
249
FASE TERMOFILICA
A67,62
A69,9
666768697071
T1 control
Tratamientos
Tem
pera
tura
°C
Probabilidad: 0.000033.
FASE TERMOFILICA
A6,8
A6,94
6,76,75
6,86,85
6,96,95
7
T1 control
Tratamientos
pH
Probabilidad: 0.11871861
Figuras 2 a y b: Diferencias estadísticas de Temperatura y pH en fase termofílica.
Respecto al análisis fisicoquímico (Tabla 1), se tuvo en cuenta el tratamiento control
con proporciones iguales de RSU, las mismas condiciones de volteos al reportado
por Galindo et al., (2005). Sin embargo, los resultados de los parámetros físico
químicos entre el tratamiento 1 y control, demostraron diferencias entre las variables
analizadas. Por lo anterior, se encontró que el tratamiento Nº 1 en relación a la
humedad, pudo almacenar su propio peso (ICONTEC; NTC5167, 2004) sin
excederlo o reducirlo como se evidenció en el control; respecto a los
macronutrientes, este superó los valores establecidos por Gómez (2000) en fósforo,
potasio y magnesio.
250
También se determinó que no existen diferencias significativas entre los promedios
de las variables como carbono orgánico oxidable, capacidad de retención de
251
humedad, C.I.C, pH, nitrógeno total, y calcio; en contraste con los parámetros de
humedad, % cenizas, pérdida por volatilización, conductividad eléctrica, densidad,
relación C/N, fósforo y magnesio, en el tratamiento N° 1 y el control, lo que
significa un comportamiento diferente (Tabla 1). Se evidencio que el tratamiento Nº
1, a pesar de tener pequeñas variaciones en los parámetros de C.I.C, conductividad
eléctrica y nitrógeno total, presentó menor dispersión de datos y mejores resultados
en los porcentajes de macroelementos (P%, Ca%, K% y Mg%). Por lo anterior, se
sugirió la aplicación del tratamiento Nº 1 para obtener un abono orgánico con
mejores características físico químicas; sin embargo, el manejo del compost se
estableció a partir de los resultados que se obtuvieron de agentes patógenos humanos
y fitopatógenos; según los parámetros establecidos por la normatividad EPA-530
(1994).
Con relación a patógenos humanos, el tratamiento Nº 1 y control se evidenció una
población de coliformes fecales final de 105 UFC/g PS (UFC por gramo de peso
seco) y de E. coli de 103 UFC/g PS y de 103 UFC/g PS de coliformes fecales y de
104 UFC/g PS de E. coli, respectivamente. Esto indicó que las condiciones de
temperatura de los tratamientos no fueron suficientes para la eliminación de estos
patógenos como lo indican Turner (2001), Hassen, et al., (2001), Lemunier, et al.,
(2005), han demostrado la capacidad de termo resistencia de diferentes cepas de E.
coli.
Por otra parte, la norma ICONTEC; NTC5167 (2004), especifica la ausencia de
Salmonella sp como único indicador fecal por lo que se diría que el producto se
encuentra dentro de los parámetros establecidos en la norma. Para garantizar un
compost de óptimas condiciones microbiológicas, se debe considerar el tiempo de
duración de las fases mesofílica, termofílica y de maduración para asegurar la
reducción completa de estos agentes patógenos; ya que se han reportado reducciones
satisfactorias en procesos que mantienen temperaturas de 55ºC-60ºC, durante tres
meses y medio, empleando residuos orgánicos domiciliarios y de jardín (Pietronave
et al., 2004).
252
Tabla 1: Caracterización fisicoquímica del Tratamiento Nº 1 y el Control.
COMPOSICION T 1 CONTROL NTC 5167/2004
N. Chilena 2880/2003
Humedad (%) 37.73 (B) 54.15 (A) Máx 35%
Cenizas (%) 36.1 (A) 13.35 (B) Máx 60%
Perdida por Volatización (%) 23.16 (BC) 32.5 (A) -
Carbono Org. Oxidable (%) 11.13 (A) 13.3 (A) Mín 15%
Cond. Eléctrica (ds/m) 16.98 (A) 10.71 (B) -
pH 7.05 (A) 7.5 (A) (>4 y <9)
Densidad (g/c.c) 0.66 (A) 0.41 (B) Máx 0.6
Cap. Reten. Humedad (%) 93.96 (A) 101.7 (A) Propio peso
C.I.C (me/100g) 32.5 (A) 29.25 (A) (≤ 5. NCh 2880)
C/N 9.66 (B) 17.5 (A) (10%-25% NCh 2880)
Nitrógeno Total (%) 1.16 (A) 0.785 (A) (2 - 3% Gómez. 2000)
P2O5 1.66 (A) 1.04 (AB) (1% Gómez. 2000)
CaO 3.745 (A) 3.1 (A) (6% Gómez. 2000)
K2O 2.3 (A) 2.275 (A) (0.5% Gómez. 2000)
MgO 1.096 (B) 0.975 (B) (0.6 %. Gómez. 2000)
Los análisis de fitopatógenos de la muestra final indican ausencia de Rhizoctonia
spp, Phytophthora spp y Alternaria spp, aunque se detectó la presencia de F. solani
en los tratamientos y de F. semitectum solamente en el tratamiento Nº 1 en bajas
proporciones, hongo saprófito en el suelo y materia orgánica, no siendo reportado
dentro de la norma (ICONTEC, NTC5167, 2004), aunque el ICA lo menciona. Vale
la pena resaltar que F. solani se presenta en el ambiente como patógeno en
curcubitaceas, solanáceas y cítricos (Llacer et al., 2000), por lo que podría ser
empleado en otros cultivos. Por lo anterior, las muestras de compost de los
tratamientos, no representan riesgo para ser utilizado como abono orgánico, teniendo
en cuenta las restricciones de uso.
CONCLUSIONES
A partir de los resultados, se confirmó que el uso de un inoculante con actividad
enzimática amilolítica y proteolítica, puede acelerar el proceso de degradación de
253
residuos orgánicos y garantizar la reducción del tiempo en el proceso de compostaje.
La vida útil de este producto es de 25-30 días bajo condiciones de refrigeración.
Se evidenció que para garantizar un producto final estable, en condiciones de
temperatura y humedad elevada; se debe controlar los factores de aireación y de
humedad. El factor de aireación o volteos deberán ser semanales; mientras, que el
control del factor de humedad se deberá realizar adicionando entre 10L – 20L de
agua semanalmente durante los volteos manteniendo la capacidad de campo.
A partir de los análisis estadísticos, se estableció que la mezcla de RSU del
tratamiento Nº 1 (50% RSU), fue la que reportó las mejores características físico-
químicas; estos valores están dentro de lo exigido por la norma ICONTEC. Sin
embargo, se comprobó la presencia de indicadores patógenos como coliformes
totales y E. coli, establecidos por la normatividad internacional EPA, más no por
ICONTEC.
Al encontrar la presencia de Fusarium solani (fitopatógeno en curcubitaceas,
ornamentales y cítricos) y patógenos humanos, se restringió la aplicación del
compost y surge la necesidad de evaluarlo en cultivos de palma de aceite y pastos,
cultivos propios de la zona de los Llanos Orientales de Colombia.
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255
EVALUACION DE RESIDUOS ORGÁNICOS COMO
COMPONENTES DE SUSTRATOS DE USO AGRÍCOLA
Claudia Rojas; Roberto Orellana; Nicolás Cifuentes y María
Teresa Varnero. Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Agronómicas. Casilla 1004, Santiago,
Chile. E-mail: [email protected] (FONDEF D03I1063).
RESUMEN
Con el fin de determinar el potencial uso de residuos orgánicos como componentes de sustratos, de uso agrícola, diversos residuos provenientes de la actividad agrícola y forestal fueron caracterizados bajo algunos parámetros biológicos y químicos. Los residuos estudiados fueron: paja de trigo (Pt), podas de vid (Rv), limpieza de semilleros de lechuga (Sl), residuos de champiñones (Ch), orujo (Or), alperujo (Al), cáscara de almendra (Ca), aserrín (As), corteza (Co) y viruta (Vi). Los parámetros biológicos utilizados fueron: desprendimiento de CO2 y bioensayos de germinación, en tanto los químicos correspondieron a: pH, Conductividad eléctrica (CE), Materia orgánica (MO) y Relación Carbono Nitrógeno (C/N). Los resultados obtenidos indican que los residuos presentan algún inconveniente en función de sus propiedades biológicas y químicas, si son utilizados en estado fresco en la elaboración de sustratos de cultivo. Sin embargo el uso de éstos como componente de sustratos no se descarta si son sometidos a un bioproceso como compostaje. Palabras clave: Materias primas, medio de crecimiento, medios de cultivo.
INTRODUCCIÓN
El término sustrato, que se aplica en agricultura, se refiere a todo material, natural o
sintético, mineral u orgánico, de forma pura o mezclado, cuya función principal es
servir como medio de crecimiento y desarrollo de las plantas, permitiendo su anclaje
y soporte. (Burés, 1997).
La elaboración de sustratos en función del uso de algunas materias primas ha
causado considerables daños ambientales. Tal es el caso del uso de la turba rubia
(Sphagnum), que ha traído como consecuencia la explotación continua de las
turberas provocando un agotamiento del recurso y la degradación del ecosistema en
donde se encuentran (Díaz et al., 2004). También el empleo de tierra de hojas ha
causado la degradación del recurso suelo, debido a pérdidas de fuentes de materia
orgánica y al aumento de la susceptibilidad de éstos a procesos de erosión. Otras
256
materias primas son materiales minerales transformados o tratados industrialmente
como lana de roca y perlita, los que al ser no biodegradables causan problemas
ambientales derivados de su disposición final. Estas desfavorables consecuencias
han obligado a la búsqueda de componentes de sustratos alternativos menos
agresivos con el medio ambiente (Mazuela et al., 2004).
Por esta razón se hace necesario reducir la demanda de las actuales materias primas
y analizar la incorporación de residuos orgánicos disponibles para este fin. De esta
manera la utilización de estos residuos surge como una alternativa ambientalmente
sostenible, reduciendo así el impacto negativo que causan el uso de sustratos
tradicionales y la inadecuada disposición de residuos.
Para evaluar el potencial de utilización de residuos provenientes de la actividad
agrícola y forestal en la elaboración de sustratos, éstos fueron caracterizados bajo
algunos parámetros biológicos y químicos con que se evalúan materiales orgánicos
estabilizados, para luego ser utilizados sin tratamiento previo en la elaboración de
sustratos de uso agrícola.
MATERIALES Y MÉTODOS
Los residuos orgánicos estudiados correspondieron a: Pt (paja de trigo), Rv (podas
de vid), Sl (limpieza de semilleros de lechuga), Ch (residuos de champiñones), Or
(orujo), Al (alperujo), Ca (cáscara de almendra), As (aserrín), Co (corteza) y Vi
(viruta). Previo a los análisis realizados los residuos de Rv, paja Pt y Co fueron
sometidos a un proceso de picado. Luego, el total de los residuos fue tamizado
utilizando un tamiz de malla 19. Los parámetros biológicos evaluados fueron:
desprendimiento de CO2 (Varnero el at, 2004) y bioensayos de germinación
(Zucconi et al. 1981), medidos como índice de germinación en un extracto 1:15
utilizando rabanito como especie, mientras que los parámetros químicos estudiados
fueron: pH, CE; ambos con una dilución 1:15, MO y C/N (TEMCC, 2001).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Según lo observado en los bioensayos de germinación (Tabla 1), todos los residuos
orgánicos presentan algún grado de fitotoxicidad, puesto que los IG obtenidos no
superar el 80%, valor señalado por Emino y Warman (2004) como indicador de
ausencia de metabolitos fitotóxico en el material. De esta manera el uso de estos
257
residuos, en estado fresco, inhibirían el crecimiento de los cultivos si son utilizados
directamente en la elaboración de sustratos.
Por otro lado los ensayos de desprendimiento de CO2 para todos los residuos,
exceptuando Pt y Sl, alcanzan valores inferiores a 8 mg/gMO/día señalado como
indicador de un material estabilizado biológicamente (INN, 2004). Sin embargo
estos valores más que reflejar la estabilidad del material indicarían la inhibición de
la actividad microbiológica debido a la presencia de compuestos fitotóxicos; entre
los que se puede mencionar las sales, expresándose en los valores de CE (1:15). En
tanto los residuos de O, Al, Pv y los residuos forestales manifestarían una baja tasa
de respiración debido a la presencia de fenoles (Bustamante et al, 2007; Yánez y
Molina, 2006; Hartmann y Kester, 1989). En este estado los residuos evaluados no
son totalmente adecuados para ser utilizados como componentes de sustrato sin
tratamiento previo, debido a que se disponen de fuentes de carbono que sustentarían
el desarrollo de la actividad microbiológica, modificando las características físicas y
químicas del sustrato elaborado (Urrestarazu, 2004).
Finalmente la mayor parte de los parámetros químicos, a excepción del contenido de
materia orgánica, indicarían que los residuos se encontrarían fuera de los rangos
óptimos exigidos para componentes de orgánicos de sustratos (Ansorena, 1994).
No obstante lo anterior diversos autores (Yánez et al, 2006; Varnero et al, 2004;
Tiquia 2000) han sugerido la posibilidad de compostar residuos orgánicos con alto
potencial fitotóxico, para disminuir el riesgo de su utilización.
258
Tabla 1: Algunos parámetros químicos y biológicos evaluados en las muestras.
Residuos Parámetros Químicos
Parámetros Biológicos
pH
CE dS/m
MO g/kg
C/N C-CO2 mg/gMO/d
IG %
Pt 5,6 4,74 93 51,9 15,2 0 Pv 5,7 0,71 97 72,9 4,9 26 Sl 6,4 3,95 87 20,2 22,2 0 Ch 7,2 4,93 47 11,9 1,2 69 Or 4,9 0,84 93 21,6 3,0 31 Al* 5,3 6,5 94 79 0,5 15 Ca 6,4 0,96 95 110,3 2,3 56 As 6,0 0,21 99 458,3 0,3 62 Co 4,8 0,21 98 96,8 0,7 77 Vi 5,6 0,24 99 610,2 0,6 39 Rangos óptimos 5,2 - 6,3 < 0,65 > 80 20-40 < 8 > 80
*Los parámetros pH, CE y fitotoxicidad fueros realizados en una dilución de 1:5. Los valores son expresando en base seca, a excepción de los ensayos de desprendimiento de CO2
CONCLUSIONES
Los residuos orgánicos evaluados deben ser sometidos a bioprocesos como
compostaje, con el objeto de garantizar la estabilización biológica del material y la
disminución de los compuestos fitotóxicos.
REFERENCIAS
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260
261
CALIDAD DE SUSTRATOS EN FUNCIÓN DE LA
ESTABILIDAD BIOLÓGICA Y DE LA MADUREZ QUÍMICA
María Teresa Varnero y Madelaine Quiroz
Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Agronómicas. Casilla 1004, Santiago,
Chile. E-mail:[email protected] (FONDEF DO03I1063)
RESUMEN
Con el propósito de evaluar la calidad biológica de 22 sustratos orgánicos elaborados a partir de residuos compostados y aditivos de naturaleza mineral, se determinó la estabilidad biológica mediante desprendimiento de CO2 y la madurez química mediante bioensayos con rabanito (Raphanus sativus var. Cherry Belle). Los resultados obtenidos indican que la fitotoxicidad severa y media mostrada por algunos sustratos estaría, posiblemente, asociada a las variaciones de pH y/o CE que ocurren al incorporar aditivos de naturaleza mineral a residuos orgánicos compostados para elaborar los sustratos.
Palabras claves: sustratos, compost, fitotoxicidad, estabilidad biológica.
INTRODUCCION
La mayor producción de plantas en condiciones de vivero ha incentivado la
búsqueda de sustratos que permitan la vida vegetal en todo el desarrollo fenológico.
Esto plantea definir cuales serían las propiedades a resaltar en los materiales
orgánicos utilizados en la conformación de los sustratos y que parámetros deben
definir su calidad biológica. Las propiedades físicas y químicas de distintos
materiales orgánicos presentan diferencias significativas dependiendo no sólo de su
tipo u origen, sino también del grado de madurez o evolución de los bioprocesos
involucrados en su fabricación, determinantes en la calidad biológica de un sustrato.
En la elaboración de un sustrato, el material orgánico denominado compost maduro
ha finalizado todas las etapas del proceso de compostaje (Instituto Nacional de
Normalización (INN), 2004), siendo un producto estabilizado y no presentando
toxicidad para las plantas. La estabilidad biológica se refiere al nivel de la actividad
de la biomasa microbiana y que puede ser medida a través de la producción de CO2.
El potencial de fitotoxicidad se refiere al grado de descomposición de las sustancias
orgánicas fitotóxicas producidas durante los estados activos del compostaje y se
262
puede establecer mediante bioensayos de germinación con especies sensibles a
metabolitos fitotóxicos (Emino y Warman, 2004). Los efectos fitotóxicos de un
material orgánico inmaduro se deben a diversos factores, entre los cuales destacan
los contenidos de amonio, de ácidos volátiles orgánicos, de metales pesados
perjudiciales en el desarrollo de las plantas, inhibiendo la germinación de semillas o
el crecimiento de raíces. Sin embargo, en el caso de los sustratos para uso agrícola,
la estabilidad biológica y/o el potencial de fitotoxicidad podrían afectarse debido a la
incorporación de aditivos al material orgánico; transformándolo, entonces, en un
medio no apto para ser utilizado como sustrato. El objetivo de este estudio fue
evaluar la calidad biológica de sustratos elaborados a partir de materiales
compostados mediante bioensayos.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se analizaron 22 muestras de sustratos en triplicado, compuestas por una fracción
orgánica proveniente de residuos silvoagropecuarios y agroindustriales
bioprocesados (Compost Clase A con una estabilidad biológica y madurez química
de acuerdo a la Norma Chilena de Compost, NCh 2880) y una fracción de naturaleza
mineral constituida por aditivos. Se determinó (TMECC, 2001): pH, Conductividad
Eléctrica (CE), % Materia Orgánica (%MO), Porcentaje de Germinación Relativa
(PGR), Crecimiento de radícula relativo (CRR), Índice de Germinación (IG) en
rabanito (Raphanus sativus var. Cherry Belle) y Respirometría (R) medida como
desprendimiento de CO2. La incubación de las muestras se realizó a 28 ºC durante
24 horas, se colocó 10 g de cada sustrato ajustado a 55% de humedad en una cámara
hermética junto a 10 ml de NaOH 0,2 N. Una vez transcurrido el tiempo de
incubación se tituló la solución de NaOH con HCl 0,1 N.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Se observó que la inclusión de aditivos de naturaleza mineral a los materiales
orgánicos compostados para la elaboración de las mezclas de sustratos (Cuadro 1),
no afectaría los niveles de salinidad, de acuerdo a la Norma Chilena de Compost
(INN, 2004). Sin embargo, Burés (1997) indica que los sustratos no debieran
exceder una salinidad de 0,65 dS/m.
263
Por lo tanto, un número importante de las mezclas de sustratos analizados, no
constituirían un medio adecuado para el desarrollo vegetal en contenedores.
En el caso de las mediciones de pH, se observa en algunas muestras valores
marcadamente ácidos o alcalinos (3,8 y 8,9) por lo cual quedarían fuera de lo
establecido por la NCh-2880 y el rango señalado por Burés (1997) para sustratos
(5,4-6,3). Estas variaciones de pH se atribuyen a la incorporación de dichos aditivos,
ya que los materiales compostados utilizados como base para elaborar los sustratos,
presentaban valores cercanos a la neutralidad.
Luego las variaciones marcadas de pH podrían inducir la liberación de metabolitos
fitotóxicos, transformando a las muestras de sustratos, al igual que en el caso de la
CE, en medios no aptos para ser usados como sustrato. La presencia de estos
metabolitos no se manifiesta en los valores de PGR, pero se aprecia su efecto en la
etapa de desarrollo de radícula, observándose una disminución en el % CRR de
algunos sustratos.
Por lo tanto, al integrar las variables PGR y CRR en IG, el 14% de los sustratos
presentarían una fitotoxicidad severa, el 23 % una toxicidad moderada y los demás
(67%) manifestarían ausencia de fitotoxicidad. Con relación a la estabilidad
biológica, se aprecia en todos los sustratos un bajo desprendimiento de CO2, valores
similares a los observados en las muestras orgánicas utilizadas como base
elaboración de los sustratos. Esto indicaría que las fracciones carbonadas
estabilizadas y las resistentes presentes en las muestras compostadas no se altera con
la incorporación de aditivos, ya que éstos no estarían entregando fuentes de carbono
y de energía para el desarrollo de microorganismos quimioorganotrofos. Las
muestras que presentaron valores de pH ( < 5,2 o > 6,3) y CE > 0,65 dS/m, no
cumplirían con los estándares de calidad para ser utilizados como sustratos (Burés,
1997) y posiblemente estarían asociados a un aumento en la fitotoxicidad, excepto
las muestras MP-051 y MP-324, requiriéndose análisis específicos para poder
explicar este comportamiento.
Tabla 1: Algunos parámetros químicos y biológicos medidos en los sustratos.
264
CONCLUSIONES
Valores de pH marcadamente ácidos o alcalinos y/o una CE> 0,65 dS/m, producto
de la inclusión de aditivos a las mezclas, producen una disminución en el CRR y en
el IG, lo que indica presencia de fitotóxicos. En cambio, emisiones de CO2 < 1 mg
C-CO2/g MO/día indicaría estabilización del material compostado, y la inclusión de
aditivos de naturaleza inorgánica no ejercerían efectos sobre la actividad
microbiana.
Sustratos pH 1:5
CE dS/m PGR %CRR %IG % MO
mg C-CO2/ gMO/día
MP-08V 3,8 0,55 100,0 ± 6,7 41,4 ± 17,3 41,3 ± 0,4 75,8 ± 1,8 0,52 ± 0,06
MP-10V 5,3 0,15 107,7 ± 6,7 152,0 ± 21,5 163,6 ± 0,3 72,2 ± 3,2 0,32 ± 0,04
MP-051 4,8 0,62 96,1 ± 6,7 93,1 ± 4,1 89,4 ± 1,6 60,4 ± 0,4 0,64 ± 0,05
MP-194 7,6 0,65 115,3 ± 0,0 118,9 ± 43,3 137,1 ± 0,0 60,8 ± 1,2 0,83 ± 0,04
MP-4TA 4,9 0,21 107,7 ± 6,7 121,8 ± 34,8 131,1 ± 0,2 32,0 ± 2,9 0,52 ± 0,10
MP-221 4,8 0,42 111,5 ± 6,7 103,8 ± 12,9 115,8 ± 0,5 48,2 ± 0,6 0,43 ± 0,05
MP-4T0 6,3 0,18 111,5 ± 6,7 109,1 ± 15,9 121,7 ± 0,4 26,3 ± 1,3 0,17 ± 0,05
MP-053 8,3 2,11 111,5 ± 6,7 104,6 ± 28,4 116,6 ± 0,2 30,5 ± 2,8 0,80 ± 0,08
MP-005 5,2 0,35 100,0 ± 26,6 133,7 ± 25,6 133,6 ± 1,0 71,4 ± 2,4 0,76 ± 0,04
MP-324 8,5 1,73 103,8 ± 0,0 91,3 ± 23,2 94,8 ± 0,0 24,8 ± 0,7 0,50 ± 0,06
MP-160 8,9 1,47 103,8 ± 11,5 60,9 ± 23,4 63,2 ± 0,5 29,2 ± 0,3 0,65 ± 0,05
MP-213 4,9 0,42 100,0 ± 6,7 93,5 ± 33,5 93,5 ± 0,2 71,9 ± 1,0 0,54 ± 0,02
MP-4TH 6,4 1,35 92,6 ± 6,4 82,5 ± 41,3 76,4 ± 0,2 33,3 ± 1,6 0,47 ± 0,07
MP-10B 8,4 2,13 88,9 ± 11,1 31,9 ± 12,5 28,3 ± 0,9 28,5 ± 1,2 0,71 ± 0,08
MP-487 7,7 1,00 107,4 ± 6,4 74,3 ± 23,7 79,9 ± 0,3 62,6 ± 0,2 0,23 ± 0,06
MP-231 5,0 1,02 88,9 ± 19,3 61,4 ± 3,1 54,6 ± 6,2 59,3 ± 1,9 0,22 ± 0,05
MP-4TM 5,2 0,15 85,2 ± 17,0 60,2 ± 7,3 51,3 ± 2,3 26,0 ± 1,8 0,53 ± 0,12
MP-485 7,4 1,35 96,3 ± 17,0 84,5 ± 29,7 81,4 ± 0,6 61,6 ± 2,3 0,36 ± 0,03
MP-495 7,1 6,04 81,5 ± 17,0 40,7 ± 30,2 33,2 ± 0,6 42,4 ± 4,3 0,75 ± 0,07
MP-343 8,1 1,18 92,6 ± 12,8 63,6 ± 8,8 58,9 ± 1,5 56,8 ± 1,6 0,48 ± 0,06
MP-350 7,8 0,93 88,9 ± 19,3 80,7 ± 7,4 71,7 ± 2,6 65,9 ± 0,9 0,36 ± 0,01
MP-043 5,0 0,36 100,0 ± 0,0 63,5 ± 7,4 63,5 ± 0,0 42,9 ± 1,0 0,85 ± 0,00
265
REFERENCIAS
BURÉS, S. 1997. Sustratos. Ediciones Agrotécnicas S. L. Madrid. 342p.
EMINO, E., P. WARMAN. 2004. Biological assay for compost quality. Compost
Science & Utilization 12(4): 342-348.
INSTITUTO NACIONAL DE NORMALIZACIÓN (INN). 2004. Norma Chilena
de Compost 2880-2004 (NCh 2880-2004), Compost - Clasificación y
Requisitos, 23 pp.
TMECC. 2001. Test Methods for the Examination of Composting and Compost.
U.S. The Composting Council Research and Education Foundation.
266
267
EVALUACIÓN DE LA CALIDAD DE LA TIERRA DE HOJAS
María Teresa Varnero, Nicolás Cifuentes, Claudia Rojas y
Roberto Orellana Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Agronómicas. Casilla 1004, Santiago,
Chile. E-mail: [email protected]
RESUMEN
La tierra de hojas habitualmente es extraída en forma ilegal desde la ladera de los cerros, en cantidades superiores a las que el bosque produce, afectando los horizontes superiores del suelo, impidiendo la descomposición e incorporación de este material vegetal al suelo. Una forma de atenuar estos efectos negativos es utilizar el compost en vez de la “tierra de hoja”, como acondicionador de suelo en la mantención e implementación de áreas verdes urbanas y rurales. El objetivo de esta investigación fue evaluar la calidad de la tierra de hoja, de acuerdo a los parámetros exigidos para el compost. Se utilizaron muestras de tierra de hoja extraídas de 3 sectores diferentes en la Región Metropolitana y de un sector de la VII Región, para evaluar técnicamente sus propiedades y su calidad en función de la estabilidad biológica y potencial fitotóxico, comparándolos con los valores exigidos en compost según Norma Chilena de Compost NCh 2880-2004. Los bioensayos realizados en las muestras de tierra de hoja, indican que presentan estabilidad biológica; pero con un potencial de fitotoxicidad elevado, reflejado en los bajos valores de Indice de Germinación (15-48%).
Palabras clave: Fitotoxicidad, Acondicionadores, Estabilidad biológica, Compost.
INTRODUCCIÓN
Los problemas de contaminación atmosférica que presenta la Región
Metropolitana, hacen necesario mantener e incrementar las áreas verdes existentes
en la región. Santiago posee en promedio 3.2 m2 de áreas verdes por habitante; sin
embargo la Organización Mundial de Salud recomienda 9 m2 por habitante La base
para la preparación de terrenos con nuevas áreas verdes es principalmente la “tierra
de hojas”, con los daños ecológicos que esto implica. La explotación y oferta de
tierra de hojas proviene principalmente de las áreas rurales y silvestres, ubicadas
en la Cordillera de la Costa de la Región Metropolitana. Destacan especies nativas
como el Litre (Lithraea caustica), el Boldo (Peumus boldus), Peumo (Cryptocaria
alba), Belloto (Beilschmiedia berteroana), Lingue (Persea lingue) y Quillay
(Quillaja saponaria) por la cantidad de hojarasca que aportan al suelo (Lienlaf,
268
1996). Esta hojarasca o tierra de hojas presenta una gran heterogeneidad, según sea
su origen y mientras se encuentre en activa descomposición microbiana, se
considera que no está estabilizada física ni químicamente; además, puede contener
agentes patógenos, semillas de malezas, que se pueden trasladar a áreas libres de
estos componentes. El principal daño ecológico que se genera en los suelos con la
extracción de tierra de hoja es la erosión, que de acuerdo al Programa Chile
Sustentable del año 1999, representa un 3.5 % de la erosión total. Por otra parte,
contribuye a aumentar la cantidad de suelo que arrastran las lluvias a la ciudad, lo
que incrementa el polvo en suspensión, principal componente de la contaminación
atmosférica. De acuerdo a los antecedentes señalados, las autoridades (CONAMA,
2002) han intentado atenuar los efectos de este problema, favoreciendo la
utilización de compost para la implementación y mantención de las áreas verdes en
cada municipio, por representar una alternativa sustentable y confiable con el
medio ambiente. El objetivo de este trabajo fue evaluar la calidad de la tierra de
hoja en función de la estabilidad biológica y el potencial fitotóxico.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se utilizaron muestras de tierra de hoja extraídas de 3 sectores diferentes en la
Región Metropolitana (Comercial, Vivero y Mariscal) y de un sector de la VII
Región (Putú). Se determinó (TMECC, 2001): humedad, pH, conductividad
eléctrica (CE) y materia orgánica (MO). La calidad de las muestras de tierra de
hojas, se estableció en base a tres criterios (Varnero el at, 2004): a) relación C/N,
para discriminar materiales con mayor probabilidad de inmovilizar nitrógeno; b)
estabilidad biológica, mediante desprendimiento de CO2 (TMECC, 2001), para
excluir materiales que se encuentren en activa descomposición microbiana; c)
potencial de fitotoxicidad, mediante bioensayos de germinación (Tiquia, 2000) en
rabanitos (Raphanus sativus var. Cherry Belle), para evaluar la presencia de
compuestos fitotóxicos, producto de una degradación incompleta. Se construyeron
intervalos de confianza de distribución normal estándar con un 1-α = 95 %
(significancia α = 5 %), para los parámetros analizados. Se utilizó el promedio
muestral por cada parámetro de las muestras de tierra de hojas, y se compararon
con valores descritos en la Norma Chilena NCh 880-2004 (INN, 2004) para un
compost clase B. Esta norma indica que clasifica como “compost”, un material
269
orgánico que ha cumplido con todas las fases del proceso, y se considera estable,
maduro y sin toxicidad para las plantas, si presenta valores de C/N ≤ 30/1; con una
estabilidad biológica de ≤8 mg C-CO2/g MO/día y la germinación de rabanitos ≥
80%. Además, la NCh 2880-2004 establece dos clases de compost: clase A (C/N ≤
25 y CE < 3 dS/m) y clase B (C/N ≤ 30 y CE ≤ 8dS/m).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Con relación a pH, se aprecia que todas las muestras se encuentran ubicadas en el
rango establecido en la NCh 2880-2004, comprendido entre 5,0 y 8,5. Sin embargo,
la CE de la tierra de hojas Comercial, presentó un valor de 4.7 dS/m, que se escapa a
los obtenidos en Putú, Vivero y Mariscal, que no superan los 0,6 dS/m (Tabla 1).
Los valores más altos de MO se observaron en la muestra Vivero alcanzando un
46%, dado su gran contenido de hojas y ramillas sin descomponer. Las muestras
Comercial y Putú cumplen con valores de relación C/N según la NCh 2880-2004
(Tabla 1), clasificando incluso para un compost clase A, si se considera
exclusivamente la relación C/N.
Tabla 1: Análisis químicos y biológicos medidos en las muestras de tierra de hojas.
Muestras pH 1:5
CE dS/m
MO g/kg C/N C-CO2
mg/gMO/d PGR %
IG %
Mariscal 6,1 0,6 243 33,1 2,20 38 28,5 Vivero 6,9 0,5 463 34,4 1,56 41 23,1 Comercial 7,5 4,7 245 24,5 1,63 26 15,3 Putú 7,4 0,4 370 24,5 0,57 58 48,3
Los bioensayos realizados en las muestras de tierra de hoja en condiciones térmicas
mesofílicas (Tabla1), mediante el desprendimiento de C-CO2/g MO/día, indican
estabilidad biológica atribuible a la falta de fuentes carbonadas lábiles, o bien, por la
presencia de compuestos fitotóxicos. Al respecto, se aprecia un potencial de
fitotoxicidad elevado (Tabla 1), reflejado en los bajos valores de Indice de
Germinación (IG). Este parámetro, se ve frenado en todos los casos por el porcentaje
de germinación relativa (PGR), variable que determina una toxicidad severa de los
materiales orgánicos (Varnero et al, 2007). Al respecto, los residuos orgánicos
270
inmaduros pueden acumular de ácidos orgánicos de bajo peso molecular y otros
metabolitos orgánicos, considerados fitotóxicos. Los ácidos grasos volátiles, tales
como el ácido acético y varios compuestos fenólicos producidos durante la
descomposición activa de los compuestos orgánicos, suprimen la germinación de las
semillas, la proliferación de las raíces y el rendimiento de los cultivos (Emino y
Warman, 2004). En el caso de la muestra Comercial, los valores de PGR y de IG
obedecerían principalmente a la presencia de un mayor contenido de sales (4,7
dS/m) presentes en la muestra y que serían tóxicas para la germinación de semillas
de rabanito.
CONCLUSIONES
Los bioensayos realizados en las muestras de tierra de hoja, indican presencia de
compuestos fitotóxicos severos, productos de una biodegradación que se
encontraría en fases intermedias, pero con niveles de carbono insuficientes para
sustentar y activar la descomposición microbiana de estos metabolitos fitotóxicos.
REFERENCIAS
CONAMA. 2002. Promoverán uso de compost para combatir la erosión y pérdida
del bosque precordillerano. [en línea] <http://www.conama.cl/rm/568/article-
10194.html>
EMINO, E.; WARMAN, P. 2004. Biological Assay for Compost Quality. Compost
Science & Utilization 12 (4): 342-348.
INSTITUTO NACIONAL DE NORMALIZACIÓN (INN). 2004. Norma Chilena de
Compost 2880-2004 (NCh 2880-2004), Compost - Clasificación y Requisitos,
23 pp.
LIENLAF, E. 1996. Estimación de la producción de hojarasca y de su pérdida
mediante la extracción de “Tierra de Hojas” en formaciones esclerófilas de la
Reserva Nacional Río Clarillo. Tesis Ingeniería Forestal. Universidad de Chile.
Santiago. Chile. 73 p.
TIQUIA, S.M. 2000. Evaluating phytotoxicity of pig manure from the pig – on –
litter system. En: P.R. Warman y B.R. Taylor, Ed., Proceedings of the
International Composting Symposium, CBA Press Inc. Truro,NS, p: 625-647.
271
TMECC. 2001. Test Methods for the Examination of Composting and Compost.
(TMCC Method 05.05; 05.08) U.S. The Composting Council Research and
Education Foundation.
VARNERO, MT; FAÚNDEZ, P.; SANTIBÁÑEZ, C. 2004. Evaluación de lodo
fresco y compostado como materia prima para la elaboración de sustrato.
Simposio de las Ciencias del Suelo “Residuos Orgánicos y su Uso en Sistemas
Agroforestales; 2004, Temuco, Chile.
VARNERO, MT., ORELLANA, R., ROJAS, C., SANTIBÁÑEZ, C. 2007. Índices
Fitotoxicidad de residuos orgánicos durante el compostaje. Revista de la
Ciencia del Suelo y Nutrición Vegetal 7(1): 28-37.
272
273
USO DE COMPOST PARA EVITAR LA EXTRACCIÓN DE
TIERRA DE HOJAS
María Teresa Varnero, Nicolás Cifuentes, Claudia Rojas y
Roberto Orellana Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Agronómicas. Casilla 1004, Santiago,
Chile. E-mail: [email protected]
RESUMEN
La tierra de hojas habitualmente es extraída en forma ilegal desde la ladera de los cerros, en cantidades superiores a las que el bosque produce, afectando los horizontes superiores del suelo, impidiendo la descomposición e incorporación de este material vegetal al suelo. Esto determina un proceso de erosión irreversible, que de acuerdo al Programa Chile Sustentable del año 1999, representa un 3.5 % de la erosión total. Por otra parte, contribuye a aumentar la cantidad de suelo que arrastran las lluvias a la ciudad, lo que incrementa el polvo en suspensión, principal componente de la contaminación atmosférica. Una forma de atenuar estos efectos negativos es utilizar el compost en vez de la “tierra de hoja”, como acondicionador de suelo en la mantención e implementación de áreas verdes urbanas y rurales. El objetivo de esta investigación fue evaluar la calidad de la tierra de hoja, de acuerdo a los parámetros exigidos para el compost. Se utilizaron muestras de tierra de hoja extraídas de 3 sectores diferentes en la Región Metropolitana y de un sector de la VII Región, para evaluar técnicamente sus propiedades y su calidad en función de la estabilidad biológica y madurez química, comparándolos con los valores exigidos en compost según Norma Chilena de Compost NCh 2880-2004. Los bioensayos realizados en las muestras de tierra de hoja, indican que presentan estabilidad biológica; pero con un potencial de fitotoxicidad elevado, reflejado en los bajos valores de Indice de Germinación (15 - 44%).
Palabras clave: Calidad tierra de hojas, Fitotoxicidad, Acondicionadores.
INTRODUCCIÓN
Los problemas de contaminación atmosférica que presenta la Región
Metropolitana, hacen necesario mantener e incrementar las áreas verdes existentes
en la región. Santiago posee en promedio 3.2 m2 de áreas verdes por habitante; sin
embargo la Organización Mundial de Salud recomienda 9 m2 por habitante La base
para la preparación de terrenos con nuevas áreas verdes es principalmente la “tierra
de hojas”, con los daños ecológicos que esto implica. La explotación y oferta de
274
tierra de hojas proviene principalmente de las áreas rurales y silvestres, ubicadas
en la Cordillera de la Costa de la Región Metropolitana. Destacan especies nativas
como el Litre, el Boldo, Peumo, Belloto, Lingue y Quillay por la cantidad de
hojarasca que aportan al suelo (Lienlaf, 1996). Esta hojarasca o tierra de hojas
presenta una gran heterogeneidad, según sea su origen y mientras se encuentre en
activa descomposición microbiana, se considera que no está estabilizada física ni
químicamente; además, puede contener agentes patógenos, semillas de malezas,
que se pueden trasladar a áreas libres de estos componentes. El principal daño
ecológico que se genera en los suelos con la extracción de tierra de hoja es la
erosión, que de acuerdo al Programa Chile Sustentable del año 1999, representa un
3.5 % de la erosión total. Por otra parte, contribuye a aumentar la cantidad de suelo
que arrastran las lluvias a la ciudad, lo que incrementa el polvo en suspensión,
principal componente de la contaminación atmosférica. De acuerdo a los
antecedentes señalados, las autoridades (CONAMA, 2002) han intentado atenuar
los efectos de este problema, favoreciendo la utilización de compost para la
implementación y mantención de las áreas verdes en cada municipio, por
representar una alternativa sustentable y confiable con el medio ambiente. El
objetivo de este trabajo fue demostrar que la tierra de hoja como acondicionador de
suelos, dada la condición natural en que se encuentra al momento en que se extrae,
es inferior en calidad al compost.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se utilizaron muestras de tierra de hoja extraídas de 3 sectores diferentes en la
Región Metropolitana (Comercial, Vivero y Mariscal) y de un sector de la VII
Región (Putú). A cada una de las muestras se les medirá (TEMCC, 2001):
humedad, pH, conductividad eléctrica (CE) y materia orgánica (MO). La calidad de
las muestras de tierra de hojas, se estableció en base a tres criterios (Varnero el at,
2004): a) relación C/N; b) estabilidad biológica, mediante desprendimiento de CO2,
y c) madurez química, mediante bioensayos de germinación en rabanitos (Tiquia,
2000).
275
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La determinación de pH indica que todas las muestras se encuentran ubicadas en el
rango establecido en la NCh 2880-2004, comprendido entre 5,0 y 8,5. Sin embargo,
la CE de la tierra de hojas Comercial, presentó un valor de 4.7 dS/m, que se escapa a
los obtenidos en Putú, Vivero y Mariscal, que no superan los 0,6 dS/m (Tabla 1).
Los valores más altos de MO se observaron en la muestra Vivero alcanzando un
46%, dado su gran contenido de hojas y ramillas sin descomponer. Las muestras
Comercial y Putú cumplen con valores de relación C/N según la NCh 2880-2004
(Tabla 1), clasificando incluso para un compost clase A, si se considera
exclusivamente la relación C/N.
Tabla 1: Algunos parámetros químicos y biológicos de las muestras de tierra de
hojas
g/kg
C/N C-CO2
mg/gMO/d
PGR
%
IG
%
Muestras pH
1:5
CE
dS/m
MO
Mariscal 6,1 0,6 243 33,1 2,20 38 28,5
Vivero 6,9 0,5 463 34,4 1,56 41 23,1
Comercial 7,5 4,7 245 24,5 1,63 26 15,3
Putú 7,4 0,4 370 24,5 0,57 58 48,3
Los bioensayos realizados en las muestras de tierra de hoja en condiciones térmicas
mesofílicas (Tabla 1), mediante el desprendimiento de C-CO2/g MO/día, indican
estabilidad biológica atribuible a la falta de fuentes carbonadas lábiles, o bien, por
la presencia de compuestos fitotóxicos. Al respecto, se aprecia un potencial de
fitotoxicidad elevado (Tabla 1), reflejado en los bajos valores de Indice de
Germinación (IG). Este parámetro, se ve frenados en todos los casos por el
porcentaje de germinación relativa (PGR), variable que determina una toxicidad
severa de los materiales orgánicos (Varnero et al, 2007). Al respecto, los residuos
orgánicos inmaduros pueden acumular de ácidos orgánicos de bajo peso molecular y
otros metabolitos orgánicos, considerados fitotóxicos. Los ácidos grasos volátiles,
tales como el ácido acético y varios compuestos fenólicos producidos durante la
descomposición activa de los compuestos orgánicos, suprimen la germinación de las
276
semillas, la proliferación de las raíces y el rendimiento de los cultivos (Emino y
Warman, 2004). Sin embargo, en el caso de la muestra Comercial, los valores de
PGR y de IG obedecerían principalmente a la presencia de sales tóxicas para la
germinación de rabanito. Esto coincide con los valores de conductividad eléctrica
(4,7 dS/m) determinado en la muestra Comercial.
CONCLUSIONES
Los bioensayos realizados en las muestras de tierra de hoja, indican presencia de
compuestos fitotóxicos severos, productos de una biodegradación que se
encontraría en fases intermedias, pero con niveles de carbono insuficientes para
sustentar y activar la descomposición microbiana de estos metabolitos fitotóxicos.
En el caso de la muestra Comercial, la fitotoxicidad se podría atribuir a la presencia
de sales, considerando los niveles de salinidad observados.
REFERENCIAS
CONAMA. 2002. Promoverán uso de compost para combatir la erosión y pérdida
del bosque precordillerano. [en línea] <http://www.conama.cl/rm/568/article-
10194.html>
EMINO E.; WARMAN P. 2004. Biological Assay for Compost Quality. Compost
Science & Utilization, Vol 12, (4):342-348.
INSTITUTO NACIONAL DE NORMALIZACIÓN (INN), 2004. Norma Chilena
de Compost 2880-2004 (NCh 2880-2004), Compost - Clasificación y
Requisitos, 23 pp.
LIENLAF E. 1996. Estimación de la producción de hojarasca y de su pérdida
mediante la extracción de “Tierra de Hojas” en formaciones esclerófilas de la
Reserva Nacional Río Clarillo. Tesis Ingeniería Forestal. Universidad de Chile.
Santiago. Chile. 73 p.
TIQUIA, S.M. 2000. Evaluating phytotoxicity of pig manure from the pig – on –
litter system. En: P.R. Warman y B.R. Taylor, Ed., Proceedings of the
International Composting Symposium, CBA Press Inc.Truro,NS, p:625-647.
277
TMCC. 2001. Test Methods for the Examination of Composting and Compost.
(TMCC Method 05.05; 05.08) U.S. The Composting Council Research and
Education Foundation. VARNERO, MT; FAÚNDEZ, P.; SANTIBÁÑEZ, C. 2004. Evaluación de lodo
fresco y compostado como materia prima para la elaboración de sustrato.
Simposio de las Ciencias del Suelo “Residuos Orgánicos y su Uso en Sistemas
Agroforestales; 2004, Temuco, Chile.
VARNERO MT., ORELLANA, R., ROJAS, C., SANTIBÁÑEZ, C. 2007. Índices
Fitotoxicidad de residuos orgánicos durante el compostaje. Revista de la
Ciencia del Suelo y Nutrición Vegetal, vol. 7(1), 28-37.
278
279
CARACTERIZACIÓN Y ZONIFICACIÓN TERRITORIAL
PREDIAL. CASO DE ESTUDIO: SAN ANTONIO
Leonardo Vera1,*, Aliro Contreras2, Lawrence Macari3 y
Alejandro Donoso3
1Programa en Ciencias de Recursos Naturales, Universidad de La Frontera, Temuco; 2Facultad de Ciencias Agropecuarias y Forestales, Universidad de La Frontera,
Temuco; 3Facultad de Agronomía e Ingeniería Forestal, P. Universidad Católica de Chile,
Santiago, Chile. *Autor principal. E-mail: [email protected], Fono: 56-45-744240.
RESUMEN
El Fundo San Antonio, de propiedad del Sr. Aliro Contreras, se ubica en la Cordillera de la Costa de la Región del Bío-Bío de Chile. Históricamente el fundo se ha dedicado a los cereales, la viticultura y vinificación, forestería (madera y carbón), cría de ganado bovino de carne y para tracción animal. El objetivo de este estudio fue caracterizar la situación actual del predio y zonificarlo para planificar áreas de protección, restauración y uso principalmente ganadero y forestal; respetando los elementos singulares actuales del predio (construcciones, viña, cultivos anuales, cultivos frutales y cultivo forestal). Los principales criterios para la zonificación ocupados son de índole ecológico y corresponden a: 1. Cobertura de los sitios. 2. Vulnerabilidad y receptividad tecnológica de los sitios. 3. Transitividad ecológico-administrativa del predio.
a. Principio de naturalidad b. Principio de congruencia
Para la realización de estos objetivos se desarrolló un SIG predial, una base de datos y la cartografía politemática correspondiente. Luego del análisis predial se propone, como resultante final, una carta de zonificación que se desarrolló segregando jerárquicamente las zonas sobre la base de los criterios mencionados.
INTRODUCCIÓN
La geomorfología del predio consiste en mesetas con quebradas abruptas, en cuya
base se encuentra una red de mallines y algunos cauces. Este paisaje presenta suelos
graníticos con arcillas caoliníticas, correspondientes al orden de los alfisoles, y sitios
vulnerables por su gran energía (cerranos y montanos) o por su hidromorfismo
(mallines y sitios amallinados). Respecto a la biocenosis, ésta presenta renoval de
bosque esclerófilo y templado en los sitios de mayor pendiente. Esto muestra la gran
280
ecodiversidad original del paisaje y que no se desmontaron los sitios más
inasequibles e improductivos. Por otro lado, presenta praderas de baja condición por
el cultivo excesivo, el sobrepastoreo y la erosión del suelo y la cobertura vegetal.
Entre 1940 y 1980 el predio sufre un período de abandono y comienza una invasión
generalizada, en los sitios abiertos, de pino de las plantaciones de los vecinos. En
1980, don Aliro Contreras (actual propietario) toma posesión de San Antonio.
Implementa cercos e impide la entrada de extractores de leña. Maneja los pinos con
raleos y podas mejorando considerablemente su condición. Complementariamente
hace intentos de recuperación del bosque nativo.
En el año 2004 se cosecha el cultivo de pinos, que se encontraba distribuido
irregularmente por el predio. Actualmente, los desechos de la explotación forestal
son utilizados para la producción de carbón en mediería con el administrador don
Pedro Tapia.
La distribución de las aguas se ha visto seriamente alterada por la cosecha del
cultivo forestal. Se ve mucha más agua en el predio: tanto en el aumento del caudal
de los cauces y quebradas, como en el resurgimiento de antiguas y nuevas vertientes.
La intención del propietario actual es restaurar el predio, reforestarlo y ordenarlo
para su uso forestal y ganadero. Eventualmente tiene la intención de desarrollar
alguna obra de almacenamiento de agua para el riego y el desarrollo de cultivos
frutales.
MATERIALES Y MÉTODOS
Para la caracterización territorial del predio se utilizó la metodología propuesta por
Gastó et al. (1993, 2002a) conocida como: Sistema de Clasificación de Ecorregiones
(Figura 1). Este sistema permite:
• Encuadrar el estudio localizándolo administrativa y ecorregionalmente.
• Distinguir cartográficamente las distintas unidades territoriales
componentes del paisaje estudiado.
• Analizar y describir las unidades territoriales en base a sus variables y
vectores de estado.
• Determinar la condición de las unidades territoriales.
• Prospectar la tendencia de las unidades territoriales.
281
La descripción hecha con esta metodología es la base de la zonificación posterior,
que segrega los espacios territoriales según su vulnerabilidad, receptividad
tecnológica y aptitud, siguiendo los principios diseño del paisaje de respeto a la
naturalidad de los espacios y de congruencia entre su vulnerabilidad y su uso
(D’Angelo, 2002).
Niv
el d
e R
esol
ució
n
Esca
la C
arto
gráf
ica
TENDENCIA DE LA
CONDICIÓN DEL SITIO
CONDICIÓN DEL SITIO
ESTILO DEL SITIO
USO DEL SITIO
TENDENCIA DE LA
CONDICIÓN DEL POTREROCONDICIÓN DEL POTRERO
ESTILO DEL POTREROUSO DEL POTRERO
SITIO
PROVINCIAECOLÓGICA
DISTRITO
DOMINIO
POTREROPREDIOCOMUNA
REGIÓN Y
PROVINCIA
ADMINISTRATIVA
PAÍS
* **
REINOCONTINENTE
***
JERARQUÍA ECOLÓGICAJERARQUÍA ADMINISTRATIVA
ALTO
BAJOMENOR
(1:50.000.000)
MAYOR(1:1.000)
Dirección deCambio
EstadoRelativo
Tipo y Grado deArtificialización
Destino
VariablesEdafoclimáticas
Geoforma
Clima
VALOR
ESTAR
SER
Dirección deCambio
Manejo oGestión
Destino
Tipo y Grado deArtificialización
EstadoRelativo
Bloques Regionales (MERCOSUR)
Nacionales
Estado
Local Privado
Local Público
Macrorregión (Latinoamerica)
Figura 1: Esquema de la correspondencia entre las categorías ecológicas y
administrativas del sistema de clasificación de ecorregiones (Gastó et al. 2002b).
RESULTADOS
La zonificación predial se realizó sobre el análisis de las características de sitio y de
cobertura (Tabla 1 y 2). En primer lugar se segregaron las coberturas singulares del
predio: construcciones, bosque nativo, cultivos (anuales, frutales y forestales),
mallines (mallines propiamente tales, y distritos planos y ondulados delgados con
hidromorfismo estacional superficial) y distritos de alta vulnerabilidad por su
pendiente (cerranos y montanos). Luego, la zona residual se segregó consideraron
con aptitud forestal los terrenos ondulados con mayores limitaciones de
282
hidromorfismo (hidromorfismo estacional medio). Lo restante se consideró como de
aptitud para praderas (distritos planos y ondulados de textura media con pocas
limitaciones de profundidad e hidromorfismo) (Tabla 3 y Figura 2).
Tabla 1: Superficies y porcentaje de distrito-sitio presentes en el predio. Distrito
Textura-profundidad Hidromorfismo (ha) %3104 - 124 Depresional Media delgado Hidromórfico estacional superficial 2,6113 3,483104 - 134 Depresional Pesada delgado Hidromórfico estacional superficial 6,5951 8,783104 - 224 Plano Media delgado Hidromórfico estacional superficial 0,9574 1,273104 - 234 Plano Pesada delgado Hidromórfico estacional superficial 1,1503 1,533104 - 255 Plano Media mediano Hidromórfico estacional medio 0,0604 0,083104 - 256 Plano Media mediano Hidromórfico estacional profundo 0,0635 0,083104 - 258 Plano Media mediano Drenaje moderado 1,2621 1,683104 - 286 Plano Medio profundo Hidromórfico estacional profundo 0,2670 0,363104 - 288 Plano Medio profundo Drenaje moderado 6,5941 8,783104 - 324 Ondulado Media delgado Hidromórfico estacional superficial 2,4461 3,263104 - 355 Ondulado Media mediano Hidromórfico estacional medio 2,9360 3,913104 - 358 Ondulado Media mediano Drenaje moderado 2,7610 3,673104 - 365 Ondulado Pesada mediano Hidromórfico estacional medio 0,5500 0,733104 - 386 Ondulado Medio profundo Hidromórfico estacional profundo 0,4199 0,563104 - 388 Ondulado Medio profundo Drenaje moderado 36,5848 48,693104 - 400 Cerrano No determinado No determinado 0,3045 0,413104 - 486 Cerrano Medio profundo Hidromórfico estacional profundo 0,7864 1,053104 - 488 Cerrano Medio profundo Drenaje moderado 7,8934 10,513104 - 500 Montano No determinado No determinado 0,4860 0,653104 - 588 Montano Medio profundo Drenaje moderado 0,4038 0,54
Total 75,1345 100,00
Código Sitio Superficie
Tabla 2: Cobertura vegetal presente en el predio.
CoberturaVegetal (ha) %
Bosque 23,1176 30,77Matorral 43,1314 57,41Pradera 6,6868 8,90Cultivo herbáceo anual 0,6845 0,91Cultivo frutal 0,3115 0,41Cultivo forestal 0,6125 0,82Descubierto 0,2905 0,39Construcciones 0,2983 0,40
Total 75,13 100,00
Superficie
283
Tabla 3: Zonificación general del predio.
Zona Ha %Construcciones 0,2983 0,40Protección (Bosque) 28,7804 38,31Cultivos 1,6085 2,14Mallines 5,398 7,18Aptitud Forestal 2,092 2,78Praderas 36,9559 49,19TOTAL 75,1331 100,00
DISCUSIÓN
El principal desafío al trabajar con sistemas complejos, como son los ecosistemas,
consiste bajar el nivel de complejidad del fenómeno que se observa de modo que sea
vuelva inteligible y manejable. Al realizar una zonificación, lo que se pretende es
hacer una descripción de los distintos escenarios de manejo presentes en el predio
sobre la base del análisis de sus componentes ecorregionales. En el caso de este
estudio, fundamentalmente las características de sitio y cobertura. Para que la
descripción tenga éxito debe realizarse por medio de una clasificación jerárquica
(Gorski y Tavants, 1968) que segregue claramente las zonas de acuerdo a algún
criterio. Los criterios de clasificación deben distribuir los objetos en las clases de
acuerdo a la semejanza que entre ellos exista, y la distribución de las clases debe
hacerse de manera que cada clase ocupe un lugar fijo y exactamente determinado en
relación con las demás clases (Gorski y Tavants, 1968).
Zonificación general
Universidad de La FronteraPrograma en Ciencias de Recursos Naturales
Laboratorio de Agroecología y Territorio
Antecedentes Cartográficos:Fotos Aéreas: Fondef - SAF 94. Nº 20150-20151Escala 1:20.000Carta IGM: Hualqui F-106Escala 1:50.000Ortofoto IGM: Copiulemu 3650-7243. Escala 1:20.000Proyección: Datum Sud Americano '69. Huso 18
Predio: San AntonioPropietario: Aliro ContrerasSuperficie: 75,13 ha
Autor carta: Leonardo VeraFecha: Enero 2007
Programa de Ecología y MedioambienteLaboratorio de Ecosistemas
Pontificia Universidad Católica de Chile
696000
696000
696200
696200
696400
696400
696600
696600
696800
696800
697000
697000
697200
697200
697400
697400
5912400 5912400
5912600 5912600
5912800 5912800
5913000 5913000
5913200 5913200
5913400 5913400
5913600 5913600
5913800 5913800
5914000 5914000
5914200 5914200
N
EO
S
ConstruccionesProtegidoCultivoAptitud ForestalMallínPradera
Esquicio
100 0 100 200 Meters
Figura 2: Zonificación propuesta para el predio San Antonio.
El presente estudio permitió un análisis ecorregional lo suficientemente detallado
como para poder determinar las zonas a excluir del manejo ganadero-forestal por
razones de cobertura incompatible (construcciones), protección (bosques nativos y
distritos montanos y cerranos) y presencia de cultivos (anuales, frutales y forestales),
284
285
sin embargo, no queda claro si las zonas restantes tienen una vocación
específicamente ganadera o forestal. Esto puede variar de acuerdo a las metas del
propietario, el ordenamiento general del predio (topología), el desarrollo de la
infraestructura predial y comunal, o el cambio en las condiciones de
comercialización y venta de productos y compra de insumos. Esto último
inevitablemente condiciona la escala mínima y la óptima de explotación entre otras
cosas.
AGRADECIMIENTOS
El autor principal agradece al proyecto MECESUP FRO 0309 la beca para la
realización de sus estudios de doctorado; contexto en el que se realizó la presente
investigación.
REFERENCIAS
D’ANGELO, C. 2002. Principios generales de la ordenación predial. En: Gastó, J.,
P. Rodrigo e I. Aránguiz (Ed.). Ordenación Territorial. Desarrollo de Predios y
Comunas Rurales. Pontificia Universidad Católica de Chile. LOM Ediciones.
Santiago, Chile.
GASTÓ, J., F. COSIO y D. PANARIO. 1993. Clasificación de Ecorregiones y
Determinación de Sitio y Condición. Manual de Aplicación a Municipios y
Predios rurales. Ediciones Red de Pastizales Andinos (REEPAN). Quito,
Ecuador.
GASTÓ, J., P. RODRIGO e I. ARÁNGUIZ. 2002a. Desarrollo de una metodología
para la representación y resolución de problemas prediales. En: Gastó, J., P.
Rodrigo e I. Aránguiz (Ed.). Ordenación Territorial. Desarrollo de Predios y
Comunas Rurales. Pontificia Universidad Católica de Chile. LOM Ediciones.
Santiago, Chile.
GASTÓ, J., P. RODRIGO e I. ARÁNGUIZ. 2002b. Ordenación territorial rural en
escala comunal. Bases conceptuales y metodológicas. En: Gastó, J., P. Rodrigo e
I. Aránguiz (Ed.). Ordenación Territorial. Desarrollo de Predios y Comunas
Rurales. Pontificia Universidad Católica de Chile. LOM Ediciones. Santiago,
Chile.
GORSKI, D. y P. TAVANTS. 1968. Lógica. Editorial Grijaldo. México.
286
287
EFECTO DE LA UTILIZACIÓN DE DREGS EN
PARÁMETROS QUÍMICOS Y BIOLÓGICOS DURANTE EL
COMPOSTAJE DE RESIDUOS SÓLIDOS PROVENIENTES
DE LA INDUSTRIA DE CELULOSA KRAFT
Marcia Zambrano1, Consuelo Pichún1, Jessica Sandoval1, Marysol
Alvear2, Mario Villarroel1 y Gladys Vidal3
1Departamento de Ingeniería Química de la Universidad de La Frontera. [email protected]
2Departamento de Ciencias Químicas. Universidad de La Frontera 3Centro de Ciencias Ambientales EULA-Chile. Universidad de Concepción
RESUMEN
La producción de pulpa blanqueada genera lodo secundario proveniente del tratamiento aerobio de residuos líquidos de la misma industria. Estos residuos comprenden: biomasa, fibras de celulosa y derivados de sustancias de la madera lentamente biodegradable (tales como lignina). Los residuos inorgánicos por su parte, incluyen cenizas producidas en la caldera de poder, dregs originados durante el proceso de caustificación y corteza procedente del descortezado de madera. Se utilizó un diseño factorial central compuesto para investigar la influencia de las condiciones de incubación (adición de dregs y tiempo de proceso) en parámetros químicos y biológicos, determinando las mejores condiciones para un adecuado compostaje de estos residuos en forma conjunta a escala laboratorio. Los dregs contribuyeron al descenso inicial del pH, natural en este tipo de proceso. Las actividades biológicas fueron altas durante la fase activa, declinando posteriormente con una tendencia N-NH4
+ y N-NO3- estables e indicativos de un
compost maduro El efecto de los dregs en el compostaje de lodos biológicos, sugieren su uso en dosis comprendida entre 5 y 8%, con un tiempo de proceso de compostaje de 60 a 70 d.
INTRODUCCIÓN
La producción de pulpa blanqueada genera lodo secundario proveniente del
tratamiento aerobio de residuos líquidos de la misma industria, el cual comprende
biomasa, fibras de celulosa y derivados y sustancias de la madera lentamente
biodegradable (tales como lignina), residuos inorgánicos como dregs originados
durante el proceso de caustificación y corteza procedente del descortezado de la
madera.
288
En Chile existen actualmente doce plantas de pulpa, de las cuales ocho usan el
proceso de producción Kraft. La disposición en vertedero es el método preferente de
gestión de los residuos sólidos generados en cada una de estas industrias (Thacker,
2007).
El contenido de macronutrientes (P: 0,39%; K: 0,24%; Ca: 1,7%; Mg: 0,44%) y
micronutrientes (Fe: 0,47%; Zn: 0,12%) presentes en el lodo junto con el contenido
de nutrientes esenciales contenidos en los dregs (P: 0,37%; K: 0,76%; Mg: 1,4%;
Ca: 27%), plantean el compostaje conjunto de estos residuos como alternativa a su
disposición. Sin embargo las propiedades alcalinas de los dregs sugieren su uso en
dosis inferiores a un 12,5% (Zambrano et al., 2007).
Desde un punto de vista biológico y químico, el compost provee un buen control
biológico de algunas enfermedades de las plantas, aumenta la retención de nutrientes
esenciales tales como el N (Paré et al., 1998) y disminuye la disponibilidad de
metales pesados (Paré et al., 1999). El material es transformado a través de una
variedad de procesos biológicos y bioquímicos en CO2, biomasa, calor y humus
como producto final, en los cuales las enzimas juegan un rol clave (Tuomela et al.,
2000). La capacidad de los microorganismos para asimilar la materia orgánica
depende de su habilidad para producir enzimas necesarias para la degradación del
sustrato (Lee et al., 2004).
La actividad microbiológica podría ser utilizada para evaluar la madurez del
compost, ello incluye un recuento total de microorganismos, estudio respirométrico
el cual contempla medición de la evolución de C-CO2 que da cuenta de la actividad
metabólica total de todos los procesos microbiológicos que ocurren durante la
degradación de la materia orgánica (Fontanive et al., 2004).
La actividad total microbiana puede ser medida por la actividad enzimática de la
proteasa, hidrolasa y estereasa. Ensayo basado en la hidrólisis de la fluoresceína
diacetato (FDA). La FDA es un sustrato no fluorescente que es hidrolizado por
varias enzimas (principalmente estereasas, pero también proteasas y lipasas)
encontrado en células vivas y que producen fluoresceína, la cual permanece en las
células y puede ser extraída y cuantificada por espectrometría (Ryckeboer et al.,
2003).
La obtención de una actividad enzimática estable en mezclas de compost húmeda o
seca al aire podría ser un índice confiable de la estabilidad del compost. La
289
utilización de enzimas para la caracterización del compost, requiere la
determinación de la dinámica de la actividad enzimática, la determinación de valores
aislados es insuficiente.
Un compost maduro es esencial y beneficioso para el suelo, cultivos y para el
ambiente, un compost inmaduro puede causar fitotoxicidad en las plantas. Se ha
definido también la madurez del compost en términos de la nitrificación (Sánchez-
Monedero et al., 2001), la disminución de la concentración de N-NH4+ y el aumento
de la concentración de N-NO3- en el material de compostaje, es indicativo de un
compost maduro. De acuerdo a García et al. (1991) la concentración de N-NH4+ en
un compost maduro no debería exceder de 0,04%.
Se plantea estudiar el proceso de compostaje en forma conjunta, definiendo la
relación óptima de los residuos dregs y lodo biológico con el propósito de
determinar las mejores condiciones del proceso (apropiados parámetros físico
químicos y biológicos).
MATERIALES Y MÉTODOS
Residuos sólidos. Los dregs fueron obtenidos en el proceso de caustificación. El
lodo y corteza (1-10 mm) del tratamiento de residuos líquidos de la industria y del
área madera respectivamente. El lodo fue almacenado a 4ºC previo a su uso, los
dregs fueron secados al aire y tamizados (0,2 mm) antes de ser mezclados.
Agente de soporte. Como agente de soporte se utilizó corteza de Pinus radiata D.
Don (1-10 mm, humedad 13 %, relación C/ N 265 y pH 4,0) y chips (25-50 mm de
diámetro).
Mezcla y puesta en marcha reactores de compostaje. Se adicionó dregs en cinco
proporciones (v/v) de acuerdo al diseño experimental propuesto, la dosis de corteza
fue de un 45%. Se empleó chips de rechazo de P. radiata, en una relación 1:0,8
volumen/volumen (lodo biológico: chips). La mezcla de lodo, dregs, corteza y chips
fue dispuesta en once reactores rectangulares de aislapol (55 l con espesor de pared
de 25 mm). El control de la temperatura se realizó mediante suministro de aire
empleando válvulas solenoides (1 l/min de aireación base y 3 l/min si la temperatura
es superior a 55º C). Cada 10 d se tomó una muestra compuesta de compost de 1 kg
(base húmeda). El experimento se monitoreó por 70 d.
290
Métodos Analíticos. El pH fue medido de acuerdo a Lei and VanderGheynst
(2000), en extracto de compost diluido 1: 5 (g H2O: g compost húmedo). El carbono
microbiano biomásico (MBC) fue determinado de acuerdo al método de extracción-
fumigación (Nannipieri and Alef, 1998) con cloroformo sin etanol. La concentración
de carbono de las muestras fumigadas y no fumigadas se determinó por oxidación
con dicromato de potasio.
La evolución de CO2 se llevó a cabo, disponiendo 100 g of compost en recipientes
plásticos, se incubó en frascos de vidrio herméticos de 500 ml a 25º C por 10 días.
Al interior del frasco se dispuso un vial con agua y un vaso con 20 ml de NaOH
0,5N para capturar el CO2 liberado. Una vez precipitado el carbonato con una
solución de BaCl2 1,5 M, se valoró con HCl 0,5N cada 2 días usando fenolftaleína
como indicador, (Saviozzi et al., 2006).
La actividad microbiana del compost se expresó como la hidrólisis de la fluoresceína
diacetato (FDA), según el método descrito por Schnürer and Roswall (1982). Se
agregó 1,5 g de compost en buffer fosfato sódico 60 mM (pH 7,8) en presencia de
FDA y con agitación por 15 min. Para cada muestra de compost se realizó un blanco
en ausencia de FDA. Se incubó a 25°C por una hora, la reacción se detuvo con 10
mL de acetona, luego se agitó y filtró. La medición de la fluoresceína liberada (F),
se realizó utilizando un espectrofotómetro a 490 nm. La actividad se expresó en µg
de F g-1 h-1.
El contenido de N-NO3- y N-NH4
+ fue medido por el método de MgO-aleación
Devarda usando extractos de KCl 2N (Saviozzi et al., 2004). La humedad fue
determinada por método de gravimétrico (105ºC por 24 h) y el contenido de sólidos
volátiles por pérdida de masa luego de su calcinación a 550º C por cuatro horas
(Wang et al., 2004).
Diseño experimental. La duración del proceso de compostaje (tiempo de operación)
y la adición de dregs fueron considerados como variables independientes. Se utilizó
un diseño factorial compuesto, para relacionar las variables dependientes (pH,
evolución de CO2, MBC, contenido de N-NO3-, N-NH4
+ e hidrólisis de FDA) y las
variables independientes.
La adición de dregs y el tiempo de operación fue de 5, 6, 8, 10 y 1% y 10, 20, 40, 60
y 70 d, correspondiendo a los valores normalizados de -1,414; -1,0; 0; +1 y 1,414
respectivamente.
291
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La Tabla 1 indica los puntos de diseño con las correspondientes variables
independientes y dependientes.
Tabla 1: Matríz correspondiente al diseño factorial 2n ampliado correspondiente a
un modelo de ajuste de segundo orden.
Punto de
diseño
t
(d)
D
(%)
pH CO2-C
(µg/g
d)
MBC
(mg
C/g)
N-NH4+
(mg/kg)
N-NO3-
(mg/kg)
FDA
(µg F/g
h)
1 20 6 7,29 3676 10,46 204,0 2,80 456,00
2 60 6 8,30 685 5,00 2,8 96,95 87,63
3 20 10 7,36 3503 5,37 242,0 1,10 318,53
4 60 10 8,30 600 5,02 2,10 33,95 48,40
5 70 8 8,26 624 1,99 2,50 68,80 22,02
6 10 8 6,91 3924 9,71 270,0 1,40 249,00
7 40 11 8,12 1274 6,00 36,8 1,05 135,84
8 40 5 8,20 785 5,80 5,6 51,10 228,61
9 40 8 8,15 1626 9,14 28,0 2,90 171,64
10 40 8 8,30 1778 8,20 40,0 19,70 174,27
11 40 8 8,28 1046 8,88 15,4 3,50 172,48
t : tiempo de operación (d) D : adición de dregs(%). MBC : Carbono microbiano biomásico FDA : Hidrólisis de la fluoresceína diacetato
La desviación de estos parámetros desde sus respectivas medias fue inferior a un
nivel de probabilidad de un 5%. El modelo matemático que describe los efectos del
tiempo de operación (t) y la concentración dregs (D) en el pH se presenta en la
ecuación 1:
(1)
ANOVA indicó que el modelo fue estadísticamente significativo. El tiempo de
operación fue significativo en su forma lineal y cuadrática.
DtDtDtpH 00044,00139,00008,0236,0089,005,5 22 +−−++=
292
El pH inicial de todas las mezclas fluctuó entre 8,28 - 8,81; disminuyendo a 6,7 al
cabo de 10 d e incrementando luego entre los días 10 y 20 (Figura 1).
6.7 7.0 7.3 7.5 7.8 8.1 8.4
pH
10 20
30 40
50 60
70
5 6
7 8
9 10
11
tiempo (d) dregs (%)
Figura 1: Variación del pH a lo largo del proceso de compostaje para cada mezcla.
El pH disminuyó levemente hacia el final del proceso (8,0-8,1). De acuerdo a
Sundberg and Jönsson (2005), un valor estable al término del proceso entre 8,0 y 8,5
provee condiciones óptimas para la degradación de la materia orgánica. Estos
valores satisfacen el rango establecido (5,0 – 8,5) por la Norma Chilena de Compost
(INN 2004). La variación de la temperatura fue similar a otros sistemas de
compostaje (Kulku and Yaldiz, 2004).
La evolución del dióxido de carbono (Figura 2) fue influenciado significativamente
por el tiempo de operación en su forma lineal (valor F = 56,70). El modelo se ajusta
a las variables independientes según ANOVA. La generación máxima de CO2
ocurrió en la fase activa del proceso (máxima temperatura) y disminuyó en la
medida que la temperatura declinó, coincidiendo con una disminución de la biomasa
microbiana representada por el carbono biomásico. No se observó inhibición en la
actividad microbiana para la dosis de dregs evaluada.
0 833
1667 2500 3333 4167 5000
dió
xido
de
carb
ono
(ug/
g d)
10 20
30 40
50 60
70
5 6
7 8
9 10
11
tiempo (d) dregs (%)
Figura 2: Evolución del dióxido de carbono en función del tiempo de operación y
adición de dregs.
La producción basal fue de 3000 µg/g d aumentando a 4400 µg/g d durante la fase
activa. Con un descenso a valores entre 200 - 500 µg/g d para dosis de dregs
menores (5 – 8%) y 500 – 600 µg/g d para dosis de dregs mayores a 8%. Similar a lo
informado por Gattinger et al., (2004) quienes obtuvieron valores entre 300 – 600
µg/g d, mientras Brewer and Sullivan (2003) informaron valores de 700 µg/g d al
término del proceso (70 d) durante el compostaje con aireación forzada. Estos
resultados fueron correlacionados con la hidrólisis de la FDA (r = 0.82, valor t-
student 4,34, P< 0.05), similar a lo señalado por Ntougias et al. (2006), quienes
indicaron que la hidrólisis de la FDA y la evolución del dióxido de carbono son
indicativas de la actividad microbiana durante el proceso de compostaje.
La tendencia observada para el contenido de N-NH4+ y N-NO3
- fue característica de
un compostaje aeróbico. La mayor concentración de amonio (300-400 mg/kg)
ocurrió a los 10 d de la fase activa, reflejando una activa degradación de la materia
orgánica reiterado por la correlación existente entre el contenido de amonio y la
evolución de dióxido de carbono (r = 0.98, valor t-student según tabla = 13,23,
P<0,05). La concentración final de amonio fue menor que 0,005%, inferior al
establecido para compost maduro, de acuerdo a Sánchez-Monedero et al. (2001) y
Paré et al. (1998). Sin embargo, estos valores fueron similares al rango informado
por Wong et al. (2001) de 0,0025-0,0050% al cabo de 50 d de compostaje.
293
294
La disminución del contenido de amonio es un indicador de un proceso de
compostaje y maduración adecuado (Venglovsky et al., 2005; Paré et al., 1998).
Sólo la variable tiempo en su forma lineal y cuadrática fue estadísticamente
significativa (P<0.05). El nitrato al comienzo del proceso estuvo virtualmente
ausente. Incrementando luego de la etapa termófila, probablemente debido a una
inhibición causada por la alta concentración de amonio (2500 mg/kg). Resultados
similares fueron informados por Fang et al. (1999). El incremento en el contenido de
nutrientes al final del proceso -NO3- extraíble) estuvo acompañado de un descenso
en la biomasa microbiana en concordancia con Tognetti et al. (2005). Para dosis de
dregs entre 5 y 7%, la concentración final de nitrato fluctuó entre 100-160 mg/kg,
indicativo de un compost maduro (Brewer and Sullivan, 2003). Valores similares
(100-250 mg/kg) fueron divulgados por Fang et al. (1999) y García et al. (1991).
Las concentraciones de nitrato más bajas (40-80 mg/kg) fueron obtenidas para dosis
de dregs mayores (8-11%).
CONCLUSIONES
El compostaje conjunto de dreg y lodo biológico es factible, como alternativa a la
disposición final en vertedero.
No se observó un efecto inhibitorio de los dregs, en las propiedades biológicas
evaluadas durante el proceso de compostaje.
La estabilización de los parámetros biológicos, coinciden con la tendencia observada
para el contenido de N-NO3-, y N-NH4
+, utilizados como indicadores de estabilidad.
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297
EFECTO ALELOPÁTICO DE EXUDADOS RADICALES DE
TRIGO (Triticum aestivum L.) SOBRE EL CRECIMIENTO
RADICAL DE VINAGRILLO (Rumex acetosella)
Heidi Schalchli S.1; Fernando Pardo D.1; Tania Inostroza A.2;
Jaime Guerrero C.2 y Emma Bensch T.2
1 Departamento de Ciencias Químicas, Universidad de La Frontera. Casilla 54-D. Temuco, Chile. 2 Departamento de Producción Agropecuaria. Universidad de La
Frontera. Casilla 54-D. Temuco, Chile. E-mail: [email protected]
RESUMEN
El trigo (Triticum aestivum L.) produce metabolitos secundarios, liberados a partir de la raíz o residuos vegetales del mismo, la hipótesis de trabajo plantea que exudados radicales de trigo manifiestan un potencial alelopático inhibitorio sobre malezas asociadas a su cultivo. El objetivo principal de este estudio fue evaluar el potencial alelopático de extractos de exudados radicales de los cultivares de trigo Otto, Domo, Dollinco y Tukán sobre el crecimiento radical de R. acetosella. La metodología consistió en la liberación de exudados radicales hacia un medio de cultivo agar-agua estéril y sin nutrientes del cual se extrajeron los respectivos extractos, la confrontación de los extractos con la especie receptora se llevo cabo en placas de Petri a una concentración de 0,25 mg/mL. El diseño experimental fue aleatorio, cada placa de Petri constituyó una unidad experimental replicada tres veces. Los datos, expresados en porcentaje de inhibición del largo radical en relación al testigo fueron analizados mediante ANDEVA y Tukey (P<0.05). Los extractos totales de exudados radicales de los cuatro cultivares de tigo evaluados presentaron un potencial alelopático inhibidor de crecimiento radical de la maleza R. acetosella. Domo y Tukán resultaron ser los más activos, con respecto a Dollinco y Otto, por lo tanto interesantes a evaluar en futuros estudios relacionados a la utilización del potencial alelopático como un factor de selección que permita disminuir la incidencia e intensidad de malezas sin alterar químicamente el entorno.
INTRODUCCIÓN
Los sistemas de producción agrícola actuales se caracterizan por ser altamente
dependientes de productos químicos, tales como: fertilizantes, insecticidas,
fungicidas y herbicidas, alterando las propiedades químicas y físicas del suelo y
contribuyendo a la acumulación de sustancias tóxicas en el ambiente. En este
sentido y dada la similitud entre aleloquímicos y herbicidas sintéticos en la
supresión vegetal, Wu et al. (1999) propone la alelopatía como una futura
herramienta en el manejo de malezas. El fenómeno conocido como alelopatía se
298
define como cualquier proceso que involucre metabolitos secundarios producidos y
excretados por plantas, algas, bacterias y hongos, que influya en el crecimiento y
desarrollo de sistemas biológicos (IAS, 1996). El trigo contiene diversos compuestos
químicos conocidos por poseer propiedades alelopáticas estudiadas sobre malezas,
pestes y enfermedades (Wu et al., 2001). El objetivo principal de este estudio fue
evaluar el potencial alelopático de extractos de exudados radicales de los cultivares
de trigo Otto, Domo, Dollinco y Tukán sobre el crecimiento radical de R. acetosella.
Los cultivares fueron seleccionados de acuerdo a estudios recientemente publicados
por Bensch et al. (2007), considerándose cultivares con distintos potenciales
alelopáticos sobre Lolium rigidum. Los extractos fuero evaluados sobre R. acetosella
por ser una de las malezas mas representativas en el cultivo de trigo en el sur de
Chile (Matthei, 1995).
MATERIALES Y MÉTODOS
Semillas desinfectadas y pre-germinadas de la especie dadora (trigo) se depositaron
en frascos de vidrio (500 mL) con 60 mL de agar-agua al 3%, el sistema fue
dispuesto en una cámara de cultivo durante 14 días para permitir la liberación de
exudados hacia el medio estéril y sin nutrientes (Wu et al., 2000). Concluido este
período las plántulas se retiraron del sistema y la solución de agar de cada cultivar se
sometió por separado a extracción con acetato de etilo (Brewster et al., 1979). El
extracto obtenido fue depositado en placas de Petri utilizándose como sustrato agar-
agua, la concentración a evaluar fue de 0,25 mg/mL. Para permitir la difusión de los
compuestos hacia el medio, el sistema fue dejado a 5ºC durante 48 h (Aliotta et
al.1993). Transcurrido este periodo, se depositaron las semillas (desinfectadas y pre-
germinadas) de R. acetosella manteniéndose en cámara de cultivo a 25 ºC durante 6
días. El testigo consistió en el crecimiento de las plántulas sin aplicación de
extractos. El diseño experimental fue aleatorio, cada placa fue considerada una
unidad experimental replicada 3 veces. Los datos expresados en porcentaje de
inhibición de largo radical en relación al testigo, fueron analizados mediante
ANDEVA y Tukey (P<0.05).
299
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Los extractos totales de exudados radicales de los cuatro cultivares de trigo,
evaluados a una concentración de 0,25 mg mL-1, manifestaron un efecto inhibidor de
crecimiento radical de R. acetosella (Figura 1). El rango de inhibición varió entre
54% (Domo) y 8% (Otto). El efecto inhibitorio del cultivar Otto difirió
significativamente del resto de los cultivares, destacándose como el menos activo
(Figura 2).
Figura 1: Inhibición del crecimiento radical de R. acetosella provocado por
exudados radicales de cv. de trigo y del testigo.
Si bien la elección de los cultivares se llevo a cabo en base a estudios realizados en
Lolium rigidum por Bensch et al. (2007), los resultados obtenidos difieren con los
valores de inhibición reportados. El cultivar Domo, reportado como uno de los
menos alelopáticos sobre L. rigidum (24% de inhibición, método ECAM) resultó ser
el mas activo sobre R. acetosella (54% de inhibición, método exudados radicales).
300
Figura 2: Inhibición de crecimiento radical (en relación al testigo) de R.
acetosella a 0,25 mg/mL de extractos totales de exudados radicales de trigo.
Letras distintas indican diferencia significativa según Tukey (P<0.05).
La exudación de compuestos en trigo ha resultado ser altamente dependiente de la
variedad, lo cual indica que su proceso de exudación está determinado por factores
genéticos (Wu, 2005). Lo anterior explica las diferencias encontradas en los cuatro
cultivares de trigo evaluados.
CONCLUSIONES
Extractos de exudados radicales de trigo presentan un potencial alelopático inhibidor
de crecimiento radical de la maleza Rumex acetosella. Los cultivares que ejercieron
mayor efecto de inhibición del crecimiento radical de R. acetosella fueron Domo y
Tukán (54 % y 48% respectivamente). Los resultados obtenidos en Domo y Tukán
denotan cierto potencial a considerar para futuros estudios en relación a la
utilización del potencial alelopático como un factor de selección que permita
disminuir la incidencia e intensidad de malezas sin alterar químicamente el entorno.
01020304050607080
Otto Dollinco Domo Tukán
Cultivar
Inhi
bici
ón (
%)
a
b
b b
301
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302
303
ESTUDIOS DE BACTERIAS SOLUBILIZADORAS DE
FÓSFORO EN RIZÓSFERAS DE SUELOS CULTIVADOS DE
LA ZONA SUR DE CHILE
Marcela Hernández1, Milko Jorquera2 y María de la Luz Mora2
1 Programa de Doctorado en Ciencias de Recursos Naturales, Universidad de La Frontera, E-mail: [email protected]
2 Instituto de Agroindustria, Universidad de la Frontera, Temuco, Chile. Casilla 54-D, Temuco, Chile
RESUMEN
Bacterias solubilizadoras de fósforo han sido estudiadas como potenciales biofertilizantes para suelos con baja disponibilidad de fósforo (P) para las plantas. El presente estudio tuvo como objetivo estudiar la capacidad de solubilizar P de rizobacterias asociadas a cinco de plantas comúnmente cultivadas en el sur de Chile. Los resultados mostraron la presencia de diversas rizobacterias solubilizadoras de P (Na-fitato y Ca-fosfato). Estas rizobacterias pueden ser consideradas para el desarrollo de biofertilizantes para el manejo de agro-ecosistemas ubicados en suelos de la zona sur de Chile.
INTRODUCCIÓN
La rizósfera ha sido definida como la parte de suelo adyacente al sistema de raíz de
una planta que esta bajo la influencia de los exudados que esta genera. Estos
exudados juegan un rol central en las interacción planta-rizobacteria, donde, no sólo
se benefician de las sustancias nutritivas secretadas por las raíces, sino que también
rizobacterias pueden promover el crecimiento de plantas. Rizobacterias
solubilizadoras de fósforo (RSF), han sido estudiadas por diversos autores y
utilizadas como potencial biofertilizantes para mejorar la agricultura (Kerovuo et al.,
1998; Nautiyal, 1999; Igual, et al., 2001).
En la zona sur de Chile, los suelos derivados de materiales volcánicos tienen gran
importancia en la producción agrícola y forestal. Estos suelos se caracterizan por
una alta capacidad de retención de P y acidificación. Estas características provocan
un retardo del crecimiento radical y la eventual toxicidad de la planta (Mora et al.,
2006). En este contexto, se hace necesario investigar si en suelos volcánicos de la
novena región existen RSF asociadas a rizósfera que cumplan algún rol específico
en la rizósfera.
304
El objetivo del presente trabajo es evaluar la presencia y la capacidad de solubilizar
P de rizobacterias asociadas a especies agrícolas comúnmente cultivadas en suelos
de la zona sur de Chile.
MATERIALES Y MÉTODOS
Muestreo. Las muestras de rizósfera fueron obtenidas desde la Estación
Experimental de Maquehue (38°50´S; 72°41´O) a finales del año 2006. Las
rizósferas muestreadas correspondieron a: ballica perenne (Lolium perenne), trébol
blanco (Trifolium repens), avena (Avena sativa), trigo (Triticum aestivum) y lupino
amarillo (Lupinus luteus).
Rizobacterias cultivables totales. Muestras de rizósferas fueron sembradas sobre
agar Luria-Bertani (LB), incubadas a 30°C por 4 días y contadas las unidades
formadoras de colonias (u.f.c.).
Recuento e identificación de RSF. Un número adecuado de unidades formadoras de
colonias (u.f.c.: 100 a 300) fueron escogidas aleatoriamente y transferidas
asépticamente a medio PSM y NBRIP (Kerovou et al., 1998; Nautiyal, 1999).
Después de la incubación a 30°C por 5 días, la formación de halos se examinó y el
porcentaje de RSF en relación al número total de u.f.c. fue estimado.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Entre un 44 a 54% de las bacterias cultivables asociadas a la rizósfera de ballica
perenne, trébol blanco, trigo y avena son capaces de solubilizar P en agar (Fig. 1).
En contraste, lupino mostró solo un 17%. La habilidad para solubilizar P de un
sustancial número de especies bacterianas han sido estudiadas por diversos
investigadores, sugiriendo a este grupo de bacterias como un atractiva alternativa
para promover el crecimiento de planta debido a la movilización de formas
insolubles de P a formas solubles para ser tomadas por las plantas (Canbolat et al.,
2006).
Este estudio también reveló que especies forrajeras (ballica perenne y trébol blanco)
poseen predominantemente bacterias solubilizadoras de Na-fitato, mientras que en
cereales (trigo y avena) bacterias solubilizadoras de Ca-fosfato fueron las más
abundantes. Es interesante mencionar que en todas las rizósferas muestreadas se
observó bacterias capaces de solubilizar ambos compuestos, Na-fitato y Ca-fosfato.
La diferencia en la habilidad de solubilizar P entre plantas perennes versus plantas
de cultivo anual puede estar asociada a las características de los suelos y a las
formas de P presentes en la rizósfera. Los suelos agrícolas del sur de Chile presentan
una alta acumulación de P en formas orgánicas producto del uso excesivo de
fertilizantes fosfatados solubles en agua. En general en estos suelos, cuando el P es
aplicado, cerca del 90% no es tomado por las plantas en el primer año, quedando
retenido en la superficie coloidal en formas insolubles o fijadas.
Además, en el presente estudio, se encontraron rizobacterias con capacidad de
solubilizar eficientemente ambas formas de P (Na-fitato y Ca-fosfato)(Fig. 2), las
cuales fueron identificadas de acuerdo al gen 16S ADN ribosomal como miembros
pertenecientes a los géneros Pseudomonas, Enterobacter y Pantoea (Tabla 1).
305
CONCLUSIONES
El presente estudio ha permitido por un lado evidenciar la incidencia y diferencia en
la capacidad de poblaciones bacterianas para solubilizar P en cinco rizósferas de
interés para la agricultura de la región.
RSF con capacidad de solubilizar fitato y fosfato son potenciales candidatos a
considerar en futuros estudios biotecnológicos enfocados a estimular el crecimiento
de plantas de interés agrícola de la zona sur de Chile.
AGRADECIMIENTOS
Programa Bicentenario PSD26, Fondecyt No. 061262 y Beca Doctoral Conicyt de Marcela
Hernández..
REFERENCIAS
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308
309
ROL DEL NITRATO SOBRE LA DINÁMICA DE LA ACIDEZ
DE LA RIZÓSFERA DE Lolium perenne
Pablo Yañez1, Cecilia Paredes2, Alejandra A. Jara3 y María de la
Luz Mora3,*
1 Estudiante de Ingeniería Forestal. 2 Estudiante de Magíster en Ciencias de Recursos Naturales.
3 Departamento de Ciencias Químicas, Universidad de la Frontera, Temuco, Chile. * Correspondencia: [email protected], Casilla 54-D, Temuco, Chile.
RESUMEN
Se realizaron ensayos en rizotrón para evaluar la concentración de nutrientes y exudados en la solución del suelo de la rizósfera de Lolium perenne por efecto de la aplicación de nitrato (NO3
-) en un Andisol. El experimento se realizó bajo condiciones ambientales controladas en el suelo previamente incubado con P. En cada rizotrón se establecieron 5 plantas por un periodo de crecimiento de 12 días. Dosis de 0, 100 y 300 mg N kg-1 s fueron aplicadas inmediatamente después de establecer los rizotrones. La solución rizosférica fue muestreada con micro-muestradores ubicados a tres rangos de distancia desde las raíces (0-2 mm, 3-5 mm y 6-8 mm). Los resultados mostraron que la aplicación de N-NO3
- no incremento el pH rizosférico en ninguno de los tratamientos. Las mayores concentraciones de NO3
- se obtuvieron en el tratamiento 300 N con aproximadamente 562 mg N L-1 al día seis de post aplicación. Las concentraciones de P en solución fueron menores a 1 mg P L-1 en todos los tratamientos. Las mayores concentraciones de ácidos encontradas fueron de acético y fórmico (< 10 mmol L-1), mientras que para tartárico y oxálico fueron menores a 1 mmol L-1.
INTRODUCCIÓN
La biodisponibilidad y absorción de nutrientes es fuertemente influenciado por la
rizósfera de las plantas. La rizósfera corresponde al volumen de suelo que se
encuentra directamente influenciado por las raíces de las plantas (Darrah, 1993).
Una de las características de las plantas es su habilidad de modificar el pH de la
rizosféra producto de la exudación de compuestos orgánicos, como ácidos
carboxílicos, de acuerdo a sus requerimientos nutricionales y al medio ambiente que
la rodea (Strobel, 2001). Ha sido estudiado que este tipo de ácidos incrementan la
disponibilidad de P en el suelo (Hinsinger, 2001). En general, se ha demostrado que
los ácidos tricarboxílicos, como el ácidos cítrico, son más efectivos para solubilizar
P que los di- y monocarboxílicos (Bolan et al., 1994). Por otra parte, los exudados
310
radicales generan impactos sobre los ciclos del N, regulando su eficiencia de
recuperación (absorción) de N por las plantas y modificando el entorno rizosférico
(Personeni et al., 2005).
Göttlein et al. (1996) y Wang et al. (2004) han utilizado rizotrones para determinar
la concentración de P y otros nutrientes existentes en la solución del suelo a nivel
rizosférico, con la finalidad de estudiar la biodisponibilidad de nutrientes en este
microentorno. El objetivo de este estudio fue estudiar los cambios del pH, exudados
radicales y biodisponibilidad de P y N en la solución de suelo de la rizósfera de
Lolium perenne por efecto de la aplicación de nitrato.
MATERIALES Y MÉTODOS
Suelo. Se muestreó un Andisol de la Serie Piedras Negras a una profundidad de 0-20
cm. El suelo fue secado y tamizado a 2 mm. La composición química del suelo fue
determinada de acuerdo a la metodología descrita en Sadzawka et al. (2004); pH:
5.3 (razón suelo agua 1:2.5), contenido de materia orgánica: 240 g kg-1 suelo, P
Olsen: 4 mg kg-1 suelo y saturación de Al: 17.65 %.
El suelo fue incubado durante 7 días con 300 mg P kg-1 suelo como KH2PO4 a
capacidad de campo previo al montaje de los rizotrones.
Germinación. Semillas de Lolium perenne cv nui previamente desinfectadas con
hipoclorito de sodio al 2%, se pusieron a germinar durante 7 días, y posteriormente
transferidas a solución de nutrientes (Taylor y Foy, 1985). Cuando las plantas
alcanzaron aproximadamente 7 cm de raíz fueron plantadas en los rizotrones.
Rizotrones. Se utilizaron rizotrones de acuerdo al modelo descrito por Wang et al.
(2004) utilizando láminas de policarbonato de 33 cm de longitud, 12 cm de ancho y
2.5 cm de profundidad. La parte frontal del rizotrón fue perforada cada 2 mm, con
una extensión de 20 x 10 cm, donde fueron insertados micro-muestreadores de
solución de suelo (modelo Rhizon SMS, de 10 x 2 mm). La parte posterior de los
rizotrones fueron cubiertos con un plástico negro para evitar posibles fototropismos
que alteraran la distribución o crecimiento de las raíces (Figura 1a).
Figura 1: (a) Esquema de rizotrón aplicado al estudio de la rizósfera.
(b) Montaje ensayo en rizotrón.
Establecimiento del ensayo en rizotrón. El experimento en rizotrón fue
establecido bajo condiciones controladas de temperatura (20 ºC) y humedad (70 %
H). Cada rizotrón fue llenado con 500 g de suelo a capacidad de campo previamente
incubado con P. Se eligieron 5 plantas de Lolium perenne de tamaño uniforme y se
plantaron en cada rizotrón. Los rizotrones fueron colocados en un ángulo de 30º para
forzar el crecimiento radical hacia la parte posterior del rizotrón.
El diseño experimental incluyo 3 tratamientos y 4 repeticiones. Se aplicaron 3 dosis
de N (KNO3) equivalente a 0, 100 y 300 mg N kg-1 s (0 N, 100 N y 300 N,
respectivamente). El N fue aplicado en solución en dos dosis parcializadas. Al
cuarto día de instalados los rizotrones se inició el muestreo de solución de suelo
cada 48 h. Los rizotrones fueron manejados a capacidad de campo durante todo el
período experimental (12 días).
Análisis de muestras. Se determinaron ácidos orgánicos, fosfato, sulfato y nitrato
de la solución del suelo a través de cromatografía iónica (DIONEX, modelo ICS 90-
Ion), utilizando una columna de intercambio aniónico IonPac AS11-HC con
supresor de conductividad AMMS III 4mm, NaOH 25 mM como fase móvil y
H2SO4 50 mN como regenerante. Además, fue determinado el pH utilizando un
microelectrodo Termo-Orion.
311
312
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Los resultados de pH, concentración de N, P y ácido oxálico son presentados en las
Figuras 2 y 3. La aplicación de N-NO3- no produjo cambios en el pH rizosférico en
los tres tratamientos. Sin embargo, en el tratamiento 100 N se encontró un leve
incremento en los valores de pH en el rango de distancias entre 3-5 mm desde la raíz
(Figura 2a). Las mayores concentraciones de NO3- ocurrieron a los días después de
la aplicación de N en el tratamiento 300 N (562 mg N L-1). Después de los 10 días
de aplicación, la concentración de NO3- alcanzó valores cercanos a 100 mg N L-1 en
los tres tratamientos (Figura 2b).
Las concentraciones de fosfato en solución fueron menores a 1 mg P L-1 en los tres
tratamientos. Además, se observó que la concentración de P incrementó en el
siguiente orden: 300N < 100 N < 0 N, en los tres rangos de distancias estudiados
(Figura 3a).
Se cuantificaron en la solución rizosférica ácidos orgánicos de bajo peso molecular,
como ácidos oxálico (AO), tartárico (AT), fórmico (AF), acético (AA), además de
ácidos succínico (AS) y málico (AM), a los cuales no fue posible cuantificar. Las
mayores concentraciones de ácidos encontradas fueron de AA y AF (< 10 mmol L-
1), mientras que para AT y AO fueron menores a 1 mmol L-1.
No se observó variación en la concentración de AF en los rangos de distancia
estudiados, sin embargo, la concentración en el tratamiento 300 N alcanzó los
valores más altos. A los 8 días AF presentó las máximas concentraciones entre 6 y
10 mmol L-1 disminuyendo hasta valores cercanos a 1 mmol L-1 alrededor de 12
días.
La concentración de AA disminuyó lentamente en función del tiempo, alcanzando
valores alrededor de 3 mmol L-1 a los 12 días en los tres tratamientos. En el rango de
distancias 0-2 mm y 3-5 mm las concentraciones de AA fueron mayores que a las
distancias 5-8 mm desde la raíz con 14 y 10 mmol L-1, respectivamente.
Al día 7 se alcanzó la mayor concentración de AA en todos los tratamientos (Figura
3b) ocurriendo las mayores concentraciones en el tratamiento 300 N con
aproximadamente 0.6 mmol L-1.
N0
5.00
5.50
6.00
6.50
7.00
7.50
4 6 8 10 12
Días
pH
De 0 a 2 mm De 3 a 5 mm De 6 a 8 mm
N100
5.00
5.50
6.00
6.50
7.00
7.50
4 6 8 10 12
Días
pH
De 0 a 2 mm De 3 a 5 mm De 6 a 8 mm
N300
5.00
5.50
6.00
6.50
7.00
7.50
4 6 8 10 12
Días
pH
De 0 a 2 mm De 3 a 5 mm De 6 a 8 mm
N0
0
100
200
300
400
500
600
700
4 6 8 10 12
Días
Nitr
ato
/ mg
N L
-1
Distancias 0-2 mm Distancias 3-5 mm Distancias 6 -8 mm
N100
0
100
200
300
400
500
600
700
4 6 8 10 12
Días
Nitr
ato
/ mg
N L
-1
Distancias 0-2 mm Distancias 3-5 mm Distancias 6 -8 mm
N300
0
100
200
300
400
500
600
700
4 6 8 10 12
Días
Nitr
ato
/ mg
N L
-1
Distancias 0-2 mm Distancias 3-5 mm Distancias 6 -8 mm
Figura 2: (a) pH y (b) Concentración de NO3- en solución de la rizosféra de Lolium perenne L.
(a)
(b)
313
N0
0.00
0.20
0.40
0.60
0.80
1.00
1.20
1.40
4 6 8 10 12
Días
Fosf
ato
/ mg
P L-1
Distancias 0-2 mm Distancias 3-5 mm Distancias 6 -8 mm
N100
0.00
0.20
0.40
0.60
0.80
1.00
1.20
1.40
4 6 8 10 12
Días
Fosf
ato
/ mg
P L
-1
Distancias 0-2 mm Distancias 3-5 mm Distancias 6 -8 mm
N300
0.00
0.20
0.40
0.60
0.80
1.00
1.20
1.40
4 6 8 10 12
Días
Fosf
ato
/ mg
P L
-1
Distancias 0-2 mm Distancias 3-5 mm Distancias 6 -8 mm
314
N0
0.00.10.20.30.40.50.60.70.8
4 6 8 10 12
Días
Ác.
Oxá
lico
(mm
ol L
-1)
Distancias 0-2 mm Distancias 3-5 mm Distancias 6 -8 mm
N100
0.00.10.20.30.40.50.60.70.8
4 6 8 10 12
Días
Ác.
Oxá
lico
(mm
ol L
-1)
Distancias 0-2 mm Distancias 3-5 mm Distancias 6 -8 mm
N300
0.00.10.20.30.40.50.60.70.8
4 6 8 10 12
Días
Ác.
Oxá
lico
(mm
ol L
-1)
Distancias 0-2 mm Distancias 3-5 mm Distancias 6 -8 mm
Figura 3: (a) Concentración de P y (b) Concentración de ácido oxálico en la rizosféra de Lolium perenne L.
(a)
(b)
315
De los ácidos evaluados, sólo el AT incrementó con el tiempo, desde 0.2 hasta 0.6 mmol
L-1 a los 10 días, ocurriendo las mayores concentraciones en el tratamiento 100N a las
distancias 0-2 mm y 3-5 mm.
Las concentraciones de ácidos orgánicos encontradas en la rizósfera de Lolium perenne
no necesariamente corresponden a exudados radicales, ya que reportes de exudados de
esta especie en medio acuoso fueron principalmente AO, AS, AM y AC (Rosas et al.,
2007). Por otro lado, ácidos orgánicos di y tri-carboxílicos tienden a hacer adsorbidos
fuertemente sobre los coloides del suelo (Jara et al., 2006), por lo cual la concentración
de estos ácidos en la solución de suelo debería mucho menor.
CONCLUSIONES
Los resultados mostraron que durante los primeros días post-aplicación de nitrato
incrementó la concentración de ácidos orgánicos, excepto de ácido tartárico.
En relación al pH, la aplicación de los diferentes niveles de nitrato no produjeron
cambios a nivel rizosférico. La concentración de P disminuyó con el incremento de la
dosis de aplicación de nitrógeno.
AGRADECIMIENTOS
Los autores agradecen al proyecto FONDECYT 1061262.
REFERENCIAS
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316
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317
ACTIVIDAD HIDROLÍTICA DE LA FLUORESCEÍNA
DIACETATO COMO INDICADOR DE BIOTA VIVA EN UN
ARIDISOL DEL DESIERTO DE ATACAMA
CULTIVADO CON Aloe vera L.
Marcia Astorga E. y Marysol Alvear Z.*
Departamento de Ciencias Químicas, Universidad de la Frontera, Chile. * Correspondencia: E-mail:[email protected]; [email protected].
RESUMEN
Se evaluó la actividad hidrolítica de la fluoresceína diacetato (FDA), en un Aridisol de la Región de Atacama, Chile, que está siendo cultivado por primera vez con Aloe vera L. Se comparó esta actividad en un cultivo de 4 años, de 2 años bajo malla sombreadora y al aire libre, contra un suelo control, sin historial de cultivo. Los resultados señalan que el suelo mantenido bajo cultivo, por 4 años (11,8 µg de F g-1), presenta una mayor actividad de la FDA, mientras que aquel cultivado bajo malla sombreadora, posee más biota activa (9,7 µg de F g-1), que aquel, con el mismo tiempo de cultivo, pero mantenido al aire libre (5,2 µg de F g-1). Estos resultados permiten tener una visión general del estado del suelo al cambiar su uso y manejo, y permiten generar antecedentes para un estudio más acabado de la dinámica de la biota del suelo en ambientes y ecosistemas áridos.
INTRODUCCIÓN
Chile se caracteriza por poseer una amplia gama de climas que le permiten ser un país en
donde existe una variada producción agrícola, la cual depende de las condiciones
edafoclimáticas existentes. Este fenómeno ha hecho que las zonas extremas del país no
hallan sido explotadas desde el punto de vista de la agricultura dada la limitante
disponibilidad de agua; ya sea la falta de ella en el norte o el exceso en el sur. Para
generar un nuevo polo productivo en la zona norte del país, se han comenzado a probar
cultivos nuevos, cuyos hábitos de crecimiento sean acordes con la escasez de agua, las
altas temperaturas y la gran radiación solar, propias de las zonas desérticas y
semidesérticas.
318
Una especie que ha presentado una gran adaptación, es el Aloe vera L. (syn. Aloe
barbadensis Mill), planta de la Familia Asphodelaceae, cuyas hojas almacenan agua en
el tejido parenquimatoso, más conocido como gel, el cual es utilizado por sus
reconocidas propiedades benéficas para la salud humana (O’Brien, 2005). Aún cuando
existen numerosos estudios que avalan las cualidades de esta planta, es poco lo que se
sabe de su impacto en la calidad y actividad microbiológica en un Aridisol, debido a lo
cual, este estudio tiene como objetivo evaluar, en este tipo de suelo, cultivado con Aloe
vera, la actividad hidrolítica de la fluoresceína diacetato (FDA), como indicador de la
biota viva del suelo.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se utilizaron muestras de un Aridisol, ubicado en la comuna de Diego de Almagro
(26º22’S y 70º03’O, Región de Atacama) que está siendo cultivado por primera vez con
Aloe vera. Las muestras se obtuvieron de plantaciones de 4 años mantenida al aire libre
(A4) y de dos años mantenida bajo malla sombreadora (AS) y al aire libre (AL). Para
una mejor comprensión de los resultados, se evaluó un tratamiento control (C; suelo
aledaño sin intervención humana). Las muestras se colectaron en Octubre de 2006, a una
profundidad de 0-10 cm. A todas las muestras se les determinó la actividad hidrolítica de
la FDA, para ello se utilizó la técnica descrita por Alvear et al. (2007).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En la Tabla 1 se observan los resultados para humedad, pH y materia orgánica (MO) de
los suelos. El contenido de humedad fue menor al 4%. El pH fue similar en los 4
tratamientos, siendo más alcalino en el control. El contenido de MO en los suelos fue del
orden de 0,9%, lo que se debe al escaso aporte de material y/o residuos orgánicos.
En lo que respecta a la disponibilidad de nutrientes en el suelo se puede apreciar un alto
contenido de sales, especialmente de calcio, y elementos como Cu y B (datos no
mostrados). Con respecto a la actividad hidrolítica de la FDA, esta fue mayor en el
tratamiento A4, que aquel no intervenido (Figura 1).
319
Tabla 1: Materia Orgánica, pH y Humedad del Aridisol, bajo cultivo de Aloe vera y
control.
% MO pH % Humedad
Control 0,89 b 8,32 a 1,1 c AL 1,03 a 7,42 c 1,8 b AS 0,91 a 7,54 b 2,2 b A4 0,98 a 7,47 c 3,0 a
Letras diferentes, indican diferencias estadísticamente significativas (p≤0,05) entre los distintos tratamientos
Estos resultados concuerdan con lo reportado por Lester et al. (2007), quienes al evaluar
la presencia de microorganismos en condiciones de extrema aridez, encontraron
bacterias en un Aridisol del Desierto de Atacama, específicamente en la Región de
Antofagasta. Por otra parte, al tener el suelo protegido por un cultivo y por una malla
sombreadora que evita el impacto directo de la radiación solar, y al ser el Aloe vera un
cultivo en el cual una vez establecidas las plantas el suelo no es removido, se está
generando un ambiente apropiado para que los microorganismos existentes puedan
aumentar su actividad al tener mejores condiciones de humedad y de suministro de
compuestos carbonados (ácidos carboxílicos de cadena corta u otros), al utilizar como
sustrato los residuos de las raíces, quedando así carbono disponible (Adam & Duncan,
2001).
Figura 1: Actividad hidrolítica de la FDA en los tratamientos evaluados.
Letras distintas indican diferencias estadísticamente significativas. (p≤0,05), entre los
distintos tratamientos.
b
0
2
4
6
8
10
12
Control A4 AL AS
ug d
e Fl
uore
sceí
na g
-1
c
a
d
320
Al comparar los resultados obtenidos en AL y AS (Figura 1), se observa la influencia de
la malla sombreadora en la actividad hidrolítica de la FDA, comprobándose que proteger
al suelo de la incidencia directa de la radiación solar y UV, mejoran los indicadores de
calidad del suelo, ya que en aquel suelo donde la radiación solar y UV es mayor, y el
contenido de humedad es bajo, la descomposición de la MO es más lenta (Gallo et al.,
2006), por lo tanto la actividad de los microorganismos es menor.
Esta es la primera vez que se evalúa la actividad hidrolítica de la FDA en un Aridisol
cultivado en el desierto de Atacama, Chile. En otros estudios realizados en suelos
desérticos se ha demostrado que a medida que la concentración de sales aumenta, se
produce una disminución de esta actividad (Yuan et al., 2007). Esto puede deberse a que
a pH neutros o levemente alcalinos, la presencia de bacterias es mayor a la de hongos
(Green et al., 2006), los cuales presentan valores altos de actividad.
Existe un bajo suministro de fuentes de energía para los microorganismos, lo que puede
observarse en el bajo contenido de MO (Tabla 1) originándose una deficiencia en el
suministro de carbono. Aun así, se ha determinado que los suelos áridos pertenecientes
al Desierto de Atacama presentan una variada presencia de sales, de las cuales, las
nitrogenadas, estarían siendo utilizadas por los microorganismos como fuente de energía
(Swing et al., 2006). Además es importante tener en cuenta que en las plantaciones de
Aloe vera el suelo no es removido lo que hace que la MO del suelo no sea rápidamente
mineralizada, reteniéndose por mayor tiempo, haciendo que la actividad microbiana sea
superior en aquel tratamiento donde el Aloe vera lleva más años establecido (A4).
Existen microelementos capaces de inhibir la actividad microbiana de los suelos
(Bending et al., 2004). En este caso la presencia de cobre y boro, aun cuando pudiesen
resultar perjudiciales para los microorganismos, no parecen ser limitantes para su
actividad, ya que al mejorar las condiciones de humedad y de suministro de nutrientes
estos aumentan su actividad en presencia de dichos elementos.
CONCLUSIONES
Al no remover el suelo, ya que se esta en presencia de un cultivo que exige solo una
preparación inicial (al momento de establecer el cultivo) y mantenerlo bajo una
321
condición constante de humedad (riego), aumenta la actividad de la biota viva del suelo.
Además, mantener el suelo protegido contra el impacto directo de la radiación solar y
UV, mejora las condiciones para la actividad de los microorganismos edáficos.
Los resultados obtenidos sugieren que la actividad hidrolítica de la FDA, es un
parámetro sensible a los distintos manejos a los que es sometido el suelo, sin importar el
origen y cultivo de este, permitiendo de esta manera obtener una visión general del
estado de calidad del suelo en un momento determinado y del efecto de las variaciones
que este sufre en el tiempo.
AGRADECIMIENTOS
A la Dirección de Investigación de la Universidad de La Frontera por haber financiado el
proyecto DIDUFRO Nº 120316 y a la Ilustre Municipalidad de Diego de Almagro,
Región de Atacama, Chile, por haber proporcionado las muestras de suelo.
REFERENCIAS Adam G, Duncan H. 2001. Soil Biology & Biochemistry, 33: 943-951
Alvear M, Reyes F, Morales A, Arriagada C, Reyes M. 2007. Ecología Austral, 17:113-
122,
Bending GD. Turner MK. Rayns F. Marx MC.Wood M. 2004. Soil Biology &
Biochemistrty, 36:1785–92.
Ewing S, Sutter B, Owen J, Nishiizumi K, Sharp W, Cliff S, Dietrich W, McKay C,
Amundson R. 2006. Geochemica et Cosmochimica Acta. 70: 5293-5322.
Gallo ME, Sisabaugh RL, Cabaniss SE. 2006. Applied Soil Ecology. 34: 82-91
Green VS, Stottb DE, Diack M. 2006. Soil Biology & Biochemistry. 38: 693–701.
Lester E, Satomi M, Ponce A. 2007. Soil Biology & Biochemistry. 39: 704-708.
Yuan BC, Li ZZ, Liu H, Gao M, Zhang YY. 2007. Applied Soil Ecology 35: 319-328.
O’Brien C. 2005. Thesis Magister Scientiae, University of Johannesburg. South Africa.
193p.
322
323
CUANTIFICACIÓN DE CARBONO EN SUELOS DEGRADADOS
DE LA PATAGONIA CHILENA
Neal Stolpe1, Erick Zagal1, Francis Dubé2 y Miguel Espinosa2
1 Universidad de Concepción, Facultad de Agronomía, Departamento de Suelos. 2 Universidad de Concepción, Facultad de Ciencias Forestales.
RESUMEN
El CO2 es uno de los gases con efecto invernadero de mayor importancia y es responsable de aproximadamente el 50% del efecto de estos gases (Bowman, 1990). El equilibrio de carbono en la tierra depende de tres reservorios, los océanos, el sistema terrestre (suelo y vegetación) y la atmósfera que normalmente se encuentran en equilibrio (Eswaran et al., 1993). Se ha estimado que entre los años 1850 y 1994 la concentración de CO2 aumentó en la atmósfera desde 280 a 350 ppm y en los últimos 20 años las emisiones de CO2 por combustión de petróleo ha aumentado 40% (Wofsy, 2001). Por otro lado, se ha determinado que durante la década de los 90 los ecosistemas terrestres secuestraron aproximadamente 2.3x109 toneladas de C año-1, lo que es 36% del total de carbono que fue liberado a la atmósfera por combustión de combustibles fósiles (IPCC, 2001). Por lo tanto, como consecuencia de preocupación por el efecto de elevados niveles de CO2 en la atmósfera y el calentamiento global, hay gran interés científico para investigar el potencial de secuestro de carbono en sistemas silvoagropecuarios. Este proyecto piloto de investigación tiene como objetivo principal investigar y modelar el potencial para secuestrar carbono en bosque nativo, plantación forestal y pradera natural de la Patagonia chilena, y en un sistema silvopastoral con manejo óptimo. El objetivo secundario es establecer parcelas representativas en bosque de lenga, plantación de pino y pradera de Lomaje Silvopastoral para ser usadas en el periodo de verificación de secuestro de carbono (2008 a 2012) como establecido en el Protocolo de Kyoto.
INTRODUCCIÓN
El carbono en la tierra normalmente está en equilibrio entre tres reservorios; la
atmósfera, los océanos y el sistema terrestre (suelo y vegetación). Se ha determinado que
durante la década de los 90 los ecosistemas terrestres secuestraron aproximadamente
36% del total de carbono que fue liberado a la atmósfera por combustión de
combustibles fósiles, lo que tendría que disminuir el efecto del calentamiento global
(IPCC, 2001). Por lo tanto, este proyecto piloto tiene como objetivo principal investigar
324
y modelar el potencial para secuestrar carbono en bosque nativo, plantación forestal y
pradera natural degradada (Figura 1) de la Patagonia chilena.
Figura 1: Sitios de bosque natural de lenga, plantación forestal de pino y pradera
degradada en la Patagonia chilena (XI Región).
MATERIALES Y MÉTODOS
Se describieron suelos representativos (medial, amorphic, mesic Typic Fulvudands) en
tres sitios de la Patagonia chilena (XI Región) con cobertura de lenga (Nothofagus
pumilio), pino (Pinus ponderosa) y pradera degradada (Dactylis, Holcus, Poa,
Trifolium), se tomaron muestras de suelo para su análisis en el laboratorio y se evaluó la
biomasa presente en cada sitio con el propósito de cuantificar el carbono en el suelo y la
vegetación. En la etapa preliminar de la investigación, se midieron los niveles del
carbono orgánico en los suelos y se los compararon con valores calculados por el
modelo CO2-FIX, previamente calibrado a condiciones de la zona. Para calibrar el
modelo se ingresaron variables de los sitios que incluyeron: 1) promedio mensual de la
temperatura; 2) la precipitación durante el periodo de crecimiento de arboles; 3) la tasa
de crecimiento de arboles; y 4) las proporciones de C en hojas, ramas y raíces de los
arboles (Schelhaas et al., 2004).
325
RESULTADOS
Los suelos de los distintos sitios presentaron propiedades morfológicas similares (Tabla
1) y los horizontes minerales tuvieron propiedades ándicas que incluyeron valores bajos
de densidad aparente (< 0.9 g cm3), altos valores de fijación de P (65 a 89%) y altas
razones de agua1500kPa a arcilla (2.0 a 3.8). También, los contenidos de carbono en los
suelos fueron altos y mayores de lo que el modelo predijo para los sitios (Figura 2).
020406080
100120140
Mg C/ha
Suelo CO2-FIX
LengaPinoPradera
Figura 2: Carbono orgá s (0 a 40 cm) de los sitios de
le a chilena.
nico medido y simulado en suelo
nga, pino y pradera en la Patagoni
326
Tabla 1: Descripciones de suelos de los sitios de lenga, pino y pradera.
Sitio Horizonte Prof. cm
Color Textura Estructura Consistencia
Lenga Oi A1 A2 Bw BC C1 C2
2-0 0-8 8-18
18-35 35-56 56-80
80-100
10YR 2/1 10YR 2/1 10YR 3/2 10YR 4/3 10YR 4/4 10YR 4/4 10YR 4/4
afF afF afF afF afF afF
granular granular granular granular maciza maciza
friable friable
muy friable muy friable
firme firme
Pino A1 A2 Bw BC C1 C2
0-15 15-35 35-60 60-75
75-100 100+
10YR 2/2 10YR 3/2 10YR 3/3 10YR 4/3 10YR 4/4 10YR 4/4
afF Faf Faf Faf Faf Faf
granular granular granular maciza maciza maciza
friable muy friable muy friable muy friable
firme firme
Pradera A1 A2 Bw BC C1
C2
0-15 15-24 24-38 38-69 69-98 98+
10YR 2/2 10YR 3/3 10YR 4/3 10YR 4/4 10YR 4/4 10YR 4/4
afF afF afF afF afF afF
granular granular granular maciza maciza maciza
friable friable
muy friable muy friable
firme firme
327
CONCLUSIONES
Los resultados preliminares mostraron que las cantidades de carbono orgánico en los
suelos están muy relacionadas con la génesis de los suelos, y que se necesita ajustar el
modelo CO2-FIX para que las simulaciones se acerquen más a los valores reales.
REFERENCIAS
International Panel on Climate Change (IPCC). 2001. IPCC Third Assessment Report.
Cambridge University Press.
Schelhaas, M.J., P.W. van Esch, T.A. Groen, B.H.J. de Jong, M. Kanninen, J. Liski, O.
Masera, G.M.J. Mohren, G.J. Naaburs, T. Palosuo, L. Pedroni, A. Vallejo y T. Vilen.
2004. CO2FIX V 3.1. – description of a model for quantifying carbon sequestration
in forest ecosystems and wood products. ALTERRA Report 1068. Wageningen, The
Netherlands.
328
329
PÉRDIDAS DE NITRÓGENO POR LIXIVIACIÓN Y EMISIONES
DE GASES EN SISTEMAS DE PASTOREO EN EL SUR DE
CHILE
Pedro Núñez1, Rolando Demanet2 y María de la Luz Mora1,3
1 Doctorado en Ciencias de Recursos Naturales, 2 Instituto de Agroindustrias, 3 Departamento de Ciencias Químicas, Universidad de La Frontera, Casilla 54-D,
Temuco, Chile. [email protected]
RESUMEN
La productividad y calidad de la pradera mejora con la aplicación de fertilizantes nitrogenados. Sin embargo, un manejo inadecuado de los sistemas de pastoreo puede incrementar las pérdidas de nitrógeno (N) por diferentes procesos, tales como lixiviación y pérdidas gaseosas. Los objetivos de esta investigación fueron evaluar la magnitud de las pérdidas de N por lixiviación (N-NO3
- y N-NH4+) y determinar las emisiones anuales
de amoniaco (NH3) y óxido nitroso (N2O) en una pradera permanente bajo diferentes frecuencias e intensidades de pastoreo del Sur de Chile. Cinco tratamientos fueron evaluados: i) frecuente intenso (FI), ii) frecuente suave (FS), iii) poco frecuente intenso (PFI) y iiii) poco frecuente suave (PFS) y un control sin pastoreo (C). Los resultados mostraron que las mayores pérdidas de N total lixiviado en el año ocurrieron en FI con 59 kg ha-1. En relación a las pérdidas de NH3, las emisiones anuales fueron superiores en los tratamientos con mayor frecuencia de pastoreo; con 40-41 kg ha-1 a-1 en FI y FS, respectivamente. Sin embargo, la mayor emisión de N2O se produjo en FI y PFI con un promedio anual de 3,2 kg N2O ha-1
.
INTRODUCCIÓN
La productividad y calidad de los sistemas de pastoreo mejora con la aplicación de
fertilizantes nitrogenados en la pradera y el reciclaje de nutrientes. Es por esto que, el
uso del N en la pradera requiere de una optimización, por lo cual se han implementado
nuevas prácticas de manejo de pastoreo en los sistemas ganaderos, mejorando la
eficiencia en la captación de N de las plantas y disminuyendo el que se escapa del
sistema, a través de pérdidas por lixiviación como nitrato (N-NO3-) y amonio (N-NH4
+),
y N gaseoso como NH3 y N2O (Oenema, 2006; Hutchings et al., 2007). Estas pérdidas de
N causan impactos negativos, ya que contribuyen al calentamiento global y efecto
invernadero, eutrofización del agua, acidificación del suelo y daños a la salud humana.
330
La magnitud de estas pérdidas varía de acuerdo a las condiciones ambientales y de
manejo de la pradera (Ledgard et al., 1999; Jarvis y Ledgard, 2002), así como del
manejo del pastoreo aplicado. En Chile no se dispone de este tipo de información, por lo
tanto, el propósito del experimento fue evaluar la magnitud de las pérdidas de N por
lixiviación (N-NO3- y N-NH4
+) y determinar las emisiones anuales de NH3 y N2O en una
pradera permanente bajo diferentes frecuencias e intensidades de pastoreo en el Sur de
Chile durante el período de primavera 2005 hasta la estación invernal 2006.
MATERIALES Y MÉTODOS
Localización y manejo del experimento: Se realizó en un Andisol de la Serie Freire de
la Estación Experimental Maquehue, Región de La Araucanía, en una pradera
permanente de Lolium perenne, Festuca arundinacea, Dactylis glomerata y Trifolium
repens, fertilizada con urea (230 kg N ha-1 a-1) en cinco dosis parcializadas y manejada
bajo riego. La temperatura media mensual del aire fluctuó entre los 8,7 y 16,5 °C y la
precipitación anual fue de 1607 mm. Se aplicaron dos intensidades de pastoreo (intenso
y suave) y dos frecuencias o tiempo entre pastoreos (frecuente y poco frecuente) de
acuerdo a la siguiente nomenclatura: frecuente intenso (FI), frecuente suave (FS), poco
frecuente intenso (PFI) y poco frecuente suave (PFS) y un control sin pastoreo (C). El
consumo promedio anual por pastoreo fue de 1040, 660, 1410 y 1020 kg materia seca ha-
1 para FI, FS, PFI y PFS respectivamente; y el control con 780 kg MS ha-1 por corte. El
pastoreo fue realizado con vacas secas Holsteins Friesian, con un promedio de 400 kg de
peso vivo y una carga animal de 2,1 unidades de animales (UA) ha-1.
Lixiviación de N y emisiones de gases nitrogenados (NH3 y N2O): El N lixiviado fue
determinado según el método descrito por Sadzawka et al. (2000) y las pérdidas anuales
(kg ha-1) fueron determinadas a partir de las concentraciones de N en el volumen
lixiviado y el área experimental. El NH3 volatilizado fue muestreado en cámara estática
de PVC de acuerdo a la metodología propuesta por Saggar et al. (2004) y determinado
por el método indofenol (Searle, 1984). La emisión de N2O se determinó por los
métodos propuestos por National Greenhouse Gas Inventory Committee (NGGIC, 2005)
331
e Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC, 1997). Los resultados que
presentaron diferencias significativas (P≤0,05) se analizaron mediante la Prueba de
Comparación Múltiple de Tukey.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Lixiviación de N: Las mayores pérdidas de N lixiviado en el año ocurrieron en el
tratamiento FI con 58,7 kg ha-1 (Tabla 1). En FI los animales pastorean más bajo, dejan
el suelo con menor cobertura vegetal y depositan gran cantidad de N vía fecas (23 kg N
ha-1 a-1) y orina (60 kg N ha-1 a-1), estos factores afectan la lixiviación en FI, siendo esta
entre 36-56 % superior a los demás tratamientos.
La lixiviación obtenida estuvo en el rango reportado en praderas templadas de 40-78 kg
ha-1 (Jarvis, 1993; Goss et al., 1998; Ledgard et al., 1999) y en el rango de 11-90 kg ha-1
reportados en praderas de Chile (Alfaro et al. 2005; Mora et al. (2007). La lixiviación
fue influenciada por las precipitaciones (datos no presentados), ya que la mayor pérdida
se registró en primavera e invierno, pudiendo atribuirse, además, al flujo de N, factores
edáficos e historial local del sitio. El N lixivió principalmente como N-NO3- en
comparación con el N-NH4+, siendo superior FI y PFI (Tabla 1). Debido a la naturaleza
de carga del N-NH4+, se produce una mayor fijación en los coloides del suelo y la MO.
Tabla 1: N lixiviado desde parcelas bajo diferente régimen de pastoreos y no pastoreo.
Nitrógeno lixiviado kg ha-1 a-1Tratamientos N-NO3
- N-NH4+ Nitrógeno total
C 23,7c 9,5ab 33,2c
FI 48,3a 10,4a 58,7a
FS 17,0d 8,8b 25,8d
PFI 27,4b 10,2a 37,6b
PFS 22,9c 9,3ab 32,1c
C = Control sin pastoreo; FI = frecuente intenso; FS = frecuente suave; PFI = poco frecuente intenso; PFS = poco frecuente suave. Diferentes letras entre filas indican diferencias significativas P≤0,05.
Emisiones de gases nitrogenados (NH3 y N2O): Las mayores pérdidas de NH3
ocurrieron en FI (39,9 kg ha-1 a-1) y FS (41,4 kg ha-1 a-1), resultando superiores a PFI,
332
PFS y el control (Tabla 2). Los resultados indican que una mayor frecuencia de pastoreo
produjo una mayor volatilización, independientemente de la intensidad (Tabla 2).
Tabla 2: Emisión anual de NH3 y N2O desde el suelo en una pradera bajo pastoreo.
Emisión anual de NH3 y N2O (kg N ha-1 a-1) Tratamientos
NH3 N2O
C 31,2c 2,88c
FI 39,9a 3,23a
FS 41,4a 3,17b
PFI 36,1b 3,24a
PFS 37,9b 3,11b
C = Control sin pastoreo; FI = frecuente intenso; FS = frecuente suave; PFI = poco
frecuente intenso; PFS = poco frecuente suave. Diferentes letras entre filas indican
diferencias significativas P≤0,05.
Otros factores que afectaron la volatilización fueron las condiciones climáticas del año,
siendo superior durante otoño y verano, además de la aplicación de fertilizante y
reciclaje animal. El pastoreo frecuente (FI y FS) fue en promedio un 9 % superior en las
emisiones de NH3 a los tratamientos poco frecuentes (PFI y PFS) y un 23 % superior al
control. El NH3 volatilizado fue entre 13 y 18 % del N aplicado según tratamiento, lo que
está de acuerdo con lo reportado por Bouwman et al. (2005).
En el caso de las emisiones de N2O, las mayores pérdidas anuales se produjeron en el
pastoreo FI y PFI, con un promedio de 3,24 kg N2O ha-1 a-1, reduciéndose la emisión en
el pastoreo FS y PFS y el control (Tabla 2). La emisión de N2O varía de acuerdo a la
localización de la pastura, nivel de compactación del suelo, cantidad de fecas y orina
depositadas en la pradera (van Groenigen et al., 2005), así como de factores ambientales,
condiciones del suelo y manejo de la pradera (Oenema y Sapek, 2000).
333
CONCLUSIONES
Los resultados mostraron que una mayor intensidad de pastoreo produce una mayor
lixiviación de N (59 kg ha-1 a-1) y una mayor emisión de N2O (3,24 kg ha-1 a-1). Sin
embargo, una mayor frecuencia de pastoreo produjo una mayor volatilización de NH3. El
pastoreo FI es el más recomendable desde el punto de vista productivo en términos de
cantidad (10,3 ton ha-1) y calidad de forraje producido, sin embargo desde una visión
ambiental no sería un sistema de pastoreo aplicable, ya que las pérdidas de N son
superiores en comparación a un pastoreo FS, PFS y PFI.
AGRADECIMIENTOS
Esta investigación fue financiada con fondos de los proyectos DIUFRO 160603,
FONDECYT 1020934 y FIA-PI-C-2003-1.
REFERENCIAS
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335
EFECTO DE LA VELOCIDAD Y σ SOBRE LA
CONDUCTIVIDAD HIDRÁULICA SATURADA DE UN
HAPLUDAND
José Cuevas Becerra1 ,2
1 Instituto de Ingeniería Agraria y Suelos, Universidad Austral de Chile. 2 Instituto de Investigaciones Agropecuarias. Intihuasi. La Serena. [email protected]
RESUMEN
La estructura es una propiedad del suelo fundamental, rige aspectos hidráulicos y mecánicos del suelo, y condiciona los comportamientos hidrológicos del suelo. En este trabajo se evaluó las variaciones que experimenta la estructura a partir de los cambios en la conductividad hidráulica saturada. Se tomaron muestras de suelo en dos praderas del mismo tipo de suelo pero con manejos diferentes. La pradera mas degradada mostró valores de Ksat menores que la pradera manejada con menor intensidad, esto esta asociado a la Velocidad con que se trafica un vehículo sobre el suelo, y también asociado a la Presión ejercida por la rueda del tractor o Presión media de contacto, estos cambios están asociados a la perdida de continuidad del sistema poroso y al aumento de la tortuosidad e incluso a la aparición de oclusiones en el sistema poroso. Se comprueba que Ksat es un buen descriptor de la funcionalidad y conectividad del sistema poroso.
INTRODUCCIÓN
La degradación de la estructura es un fenómeno de mucha importancia del punto de vista
del funcionamiento del suelo como parta de los agroecosistemas. Esta puede ser
determinada a través de los cambios en la capacidad transmisora de agua del sistema
poroso. Además la velocidad como la presión media de contacto σ en el momento del
laboreo, determina el monto de la deformación interna que sufre el suelo. Lo que incide
sobre el movimiento de agua en el suelo. Tanto la proporción y dirección de movimiento
de agua a través del suelo están determinadas por el potencial hidráulico y la
conductibilidad hidráulica. El agua se mueve desde zonas con alto potencial hidráulico
hacia zonas con bajo potencial, y la tasa de este movimiento dependerá del gradiente de
potencial hidráulico y conductividad hidráulica. La conductibilidad hidráulica o
permeabilidad del suelo esta determinada por el arreglo espacial de poros y sólidos. Los
336
modelos estadísticos para la permeabilidad y la conductibilidad hidráulica del suelo se
basan en la distribución de poros por tamaño, incluyendo otros parámetros como
conectividad y tortuosidad. (Vervoort, 2003). Los poros pueden tener forma aplanada,
completamente irregular, o cilíndrico. Un poro se puede ensanchar o estrechar a lo largo
de su recorrido. El punto del estrechamiento determina su funcionalidad en cuanto a
movimiento de agua, de aire exploración por raíces, microorganismos. Los poros pueden
finalizar sin conectar con otro poro o pobremente conectados. Un resultado de la
naturaleza jerárquica de estructura del suelo es que los micro-agregados son más densos
e incluyen poros más pequeños que los agregados. Así cualquier efecto sobre la
estructura puede producir un cambio en la distribución de tamaño de poro así como la
pérdida de porosidad total (Richard et al, 2001).
MATERIALES Y MÉTODOS
Las mediciones se realizaron en el predio Punahue de la Universidad Austral de Chile.
Se utilizaron dos praderas pertenecientes a la serie Malihue. La pradera 2 es un sitio que
se maneja con una alta carga animal. La pradera 1 fue regenerada 2 temporadas antes de
la realización de los ensayos, manejada con pastoreo directo con cargas animales de 0.8
a 1 U.A. por ha En ambas praderas se realizó una calicata, sobre la cual se hizo pasar un
tractor agrícola, se utilizaron las 4 paredes de la calicata y como control se definió un
sector cercano a la calicata con iguales condiciones de cobertura vegetal, en cada una de
las paredes se hizo transitar el tractor a diferentes velocidades y con diferentes presiones
de inflado de los neumáticos. Los tratamientos se indican en la siguiente tabla:
Tabla 1: Descripción de los tratamientos utilizados.
Velocidad (m/s) Presión media de contacto σ0 (KPa) Tratamiento 1 2.13 50.1 Tratamiento 2 0.391 50.1 Tratamiento 3 2.13 38.7 Tratamiento 4 0.391 38.7
337
Se tomaron muestras no disturbadas de suelo, siendo evaluadas en laboratorio a través de
medición de Ksat. Se realizó análisis estadístico con el software Satgraphic plus 5.1.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En las figuras 1 y 2 se presenta la situación original de Ksat para ambos sitios, y las
variaciones generadas por los diferentes tratamientos. Los menores montos de Ksat se
encuentran en la superficie del suelo y disminuyen en profundidad. Esta es una
característica particular de los Hapludand del sur de chile y esta dada por que no se
produce ningún secado intenso en profundidad, y por lo tanto no existe una
homogeneización de los valores de densidad aparente, existiendo diferencias entre los
montos de Dap de agregados y matriz de suelo lo que da un suelo suelto con baja
cohesión mecánica.
Pradera 1
0 1 2 3 4 5
0-13
13-38
38-48
Prof
undi
dad
horiz
onte
(cm
)
Ksat (m/día)
No TrafficTrat 1Trat 2Trat 3Trat 4
Figura 1: Conductividad hidráulica saturada para la pradera 1.
La evidencia indica que estos suelos al presentar altos montos de porosidad gruesa en la
superficie impiden que haya movimiento de agua por capilaridad desde estratas mas
profundas, lo que evita el secado intenso (Nissen et al, 2006). En el caso de la pradera 1,
no hay diferencias significativas entre los montos de Ksat entre la estrata 1 y 2, pero si
en la estrata 3. Aun así las variaciones generadas por los tratamientos se manifiestan con
338
mayor intensidad en esta primera estrata. Esto se explica por el pisoteo que ha
comprimido el suelo, esta compresión explica la disminución de los valores de Ksat en
esta pradera.
Site 2
0 1 2 3 4 5
0-13
13-38
38-48
Prof
undi
dad
horiz
onte
(cm
)
Ksat (m/día)
No TrafficTrat 1Trat 2Trat 3Trat 4
Figura 2: Conductividad hidráulica saturada para la pradera 2.
En la pradera 2, se observa diferencias entre las tres estratas, aunque no son
estadísticamente significativas, y disminución en los valores de Ksat en profundidad. En
los Hapludand la disminución de la capacidad conductora esta asociada a un traslado de
porosidad gruesa o de drenaje rápido a porosidad fina de drenaje lento (Cuevas y Ellies,
2001; Cuevas, 2002), mas que a una perdida de porosidad total, de hecho los valores de
densidad aparente usados para el cálculo de porosidad total no muestran diferencias
significativas. Cabe consignar que las disminuciones en los montos de Ksat medidos
muestran patrones diferentes para las diferentes estratas de suelo, en profundidad se
atenúan las tensiones transmitidas desde la superficie y generadas por el rodado, dado
por características de resistencia mecánicas particulares para cada estrata y en este caso
para cada sitio. Estas resistencias mecánicas están dadas por la máxima tasa de secado,
esto le otorga una capacidad de soporta particular para cada sitio, y por eso se explican
las diferencias en los cambios en los valores de Ksat, sin embargo las velocidades altas o
bajas muestran patrones de deformación diferentes, aparentemente las bajas velocidades
339
provocan una disminución mayor de los montos de Ksat. Las presiones de inflado
determinan el valor de la presión media de contacto σ, cuyo monto disminuye mientras
la rueda tenga una mayor área de sustentación, en este caso la interacción con la
velocidad del rodado determinará el grado de deformación del suelo.
CONCLUSIONES
1.- La conductividad hidráulica en fase saturada es un parámetro adecuado para describir
el adecuado o deficiente funcionamiento del sistema poroso de un suelo.
2.- La velocidad del rodado unido a la presión media de contacto, generan patrones de
deformación distintos, por lo tanto mas que la carga absoluta es como se mueve sobre el
suelo, asociado a características mecánicas de estos.
3.- A medida que el valor de la presión media de contacto es mayor, provoca una mayor
deformación de suelo, ya que las altas presiones migran a estratas mas profundas.
REFERENCIAS
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producidos por el tráfico en un Hapludand bajo distintas condiciones de
humedad. Ciencia del Suelo y Nutrición Vegetal 1 (2) 49 - 57.
CUEVAS, J. 2002 Cambios físicos y mecánicos en tres suelos bajo tránsito con
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NISSEN M, JUAN, QUIROZ S, CRISTIAN, SEGUEL S, OSCAR et al. Flujo Hídrico
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Vervoort, R.W. 2003. Linking hydraulic conductivity and tortuosity parameters to
porespace geometry and pore-size distribution. Cattle Journal of Hydrology 272:
36-4.
340
341
ZONIFICACIÓN DE APTITUD FRUTAL DE SEIS ESPECIES EN
LA CUARTA REGIÓN DE COQUIMBO
Rodrigo Cazanga S.1, Gerardo Reyes C., María Ilia Cárdenas D. y
Patricio Lara G. Centro de Información de Recursos Naturales, CIREN, Manuel Montt 1164,
Providencia, Santiago, Chile. 1 [email protected]
RESUMEN
CIREN realizó el Proyecto “Alternativas Productivas Frutícolas en la Cuarta Región”, en el cual se estimó la aptitud productiva de seis especies frutales. Es así, que para cada lugar geográfico de la región, donde se pudieron definir condiciones climáticas y edáficas, la aptitud para la producción frutal se estimó mediante el modelo de simulación FRUZON (Cazanga, 2006) el cual relacionó ciertos requerimientos ecológicos de las especies estudiadas, con las condiciones del agroecosistema, determinándose un índice de aptitud en función del grado de satisfacción de tales requerimientos. Este modelo esta conformado por dos submodelos, clima y suelo, los cuales cuantifican la aptitud frutal por clima (AFC), y la aptitud frutal por suelo (AFS), respectivamente. Posteriormente, éstas son cruzadas utilizando el concepto del factor más limitante (Jones y Kiniry, 1986), obteniéndose la aptitud frutal global (AF). El submodelo Clima (Ecuación 1) corresponde a la multiplicatoria de 5 funciones, que representan el grado de limitación al crecimiento de la planta por aspectos ligados a: suma de temperaturas (f(st)), acumulación de frío (f(frío)), ocurrencia de heladas (f(hel)), temperatura (f(ter)) y humedad relativa del aire (f(hum)).
Clima = f(st) * f(frio) * f(hel) * f(ter) * f(hur) Ecuación 1. El submodelo Suelo (Ecuación 2) es la multiplicatoria de 7 funciones, que representan el grado de limitación al crecimiento de la planta por aspectos ligados a: textura (f(text)), profundidad (f(prof)), drenaje (f(dren)), pedregosidad (f(pedr)), pendiente (f(pend)), pH (f(pH)) y salinidad (f(sal)).
Suelo=f(text)*f(prof)*f(dren)*f(pedr)*f(pend)*f(pH)*f(sal) Ecuación 2. Los resultados de la aplicación de FRUZON fueron espacializados mediante sistemas de información geográfica, generándose así la zonificación de la aptitud frutal para cada especie considerada.
342
REFERENCIAS
Cazanga R. 2006. Informe técnico. Proyecto Alternativas productivas frutícolas en la
Cuarta Región. CIREN- INNOVA CHILE.
Jones C. A., Kiniry J.R. 1986. CERES-Maize: A simulation model of maize growth and
development. Texas A. & M University Press, College Station, TX. 139 p.
343
EFECTO DEL APORTE DE NUTRIENTES (N-P-K) EN UN
CULTIVO DE Populus spp EN ALTA DENSIDAD EN EL PRIMER
PERIODO DE CRECIMIENTO
Javier Pérez1, Patricio Campos 2 y M. Pilar Ciria1
1 CIEMAT-CEDER, Ctra N-111, Km. 206. 42290 Lubia-Soria (España) Tel: +34975281013; Fax: +34975281051; e-mail: [email protected]
2 Universidad de Concepción. Chile. Pasantia CIEMAT-CEDER
RESUMEN
El objetivo del presente estudio es evaluar el efecto del aporte de nutrientes en un cultivo de Populus spp (chopo) en alta densidad para producción de biomasa con fines energéticos en su primer año de crecimiento. El ensayo se realizó en los campos de ensayo del Centro de Desarrollo de Energías Renovables (CEDER) en Soria (España). Se utilizaron 9 clones distintos, a una densidad de 33333 plantas/ha. La aplicación de fertilizantes fue: a) fertilización base con 600 kg/ha de N-P2O5-K2O (8-15-15); b) fertilización base con 600 kg/ha de N-P2O5-K2O (8-15-15) más fertilización adicional con 800 kg/ha de N-P2O5-K2O (12-12-7). El riego fue localizado. Los resultados del estudio indican un aumento en la producción de biomasa con fertilización adicional y diferente respuesta entre los clones. Solo se observa una reducción significativa en la biomasa producida por unidad de nitrógeno extraído al recibir fertilización adicional.
INTRODUCCION
Actualmente, existe una creciente preocupación por las consecuencias
medioambientales, sociales y económicas que el calentamiento global puede producir,
así como por la contribución que el uso de biomasa para energía, puede tener. El
gobierno español en su “Plan de Fomento de Energías Renovables” propone que el uso
de biomasa para la producción de calor y electricidad debería evitar la emisión de 22,6
Mt CO2/año. Este mismo Plan prevee un incremento en energía primaria de 1,9 Mtep
proveniente de cultivos energéticos durante el periodo 2005-2010 lo que supone un
incremento de alrededor de un 39% en el total de la energía primaria (IDAE, 2005).
El uso de una parte de la superficie agrícola para cultivos dedicados a la producción de
biomasa para energía puede ser, a nivel europeo, una buena alternativa para la
agricultura actual. Esto, podría disminuir la dependencia energética del exterior y
344
contribuir a la reducción de emisiones contaminantes, debido a la sustitución de
combustibles fósiles por la biomasa. El chopo es una de las especies forestales más
utilizadas para múltiples aplicaciones y, el interés de su cultivos es creciente en todo el
mundo, apuntando especialmente a la producción combinada de biomasa (para
bioenergía y pasta de papel) y la fitoremediación de aguas residuales ricas en diferentes
tipos de nutrientes (Weih, 2004).
En España el cultivo de chopos para usos energéticos en condiciones de alta densidad y
de corta rotación se empezaron a considerar en los años 80 y algunas de sus ventajas
son: elevadas producciones de biomasa y energía, un alto interés ecológico y,
comparativamente, bajos costes en la producción de biomasa (Kauter et al. 2003). La
fertilización eficiente es un medio eficaz para aumentar la producción de la biomasa de
la plantación sobre todo en terrenos con carencia de elementos nutritivos.
El objetivo del presente trabajo es analizar el efecto del aporte de nutrientes (N-P-K) en
la producción de biomasa con fines energéticos de un cultivo de chopos (Populus spp)
en alta densidad en su primer periodo vegetativo.
MATERIALES Y MÉTODOS
El estudio se realizó en Soria, región de Castilla y León (España). La temperatura media
anual en el periodo considerado fue 11,6ºC y la precipitación media de 554 mm. La zona
tiene un clima continental extremo con corto periodo libre de heladas (mayo a
septiembre).
La parcela de experimentación tiene una superficie de 0,50 ha, suelo con textura arenosa,
poca materia orgánica oxidable (0,5 %), poco fósforo asimilable (7 mg/kg) y 63,3 mg/kg
de potasio. El diseño experimental realizado fue de Split-Plot con 4 repeticiones (Steel y
Torrie, 1986). La plantación fue llevada a cabo de forma manual en abril, utilizando
estaquilla de unos 25 cm de longitud. Se usaron 9 clones de chopo: I-214 C, 2000
Verde, Guardi y AF2 (P.deltoides x P.nigra), Unal y USA 49-177 (P.deltoides x
P.trichocarpa), Monviso y Pegaso ((P. deltoides x P.trichocarpa) x P.nigra) a densidad
de 33333 plantas/ha (marco 1x0,30 m). La aplicación de fertilizantes fue: a) fertilización
base con 600 kg/ha de N-P2O5-K2O (8-15-15); b) fertilización base + fertilización
, I-M
345
adicional con 600 kg/ha de N-P2O5-K2O (8-15-15) más 800 kg/ha de N-P2O5-K2O (12-
12-7). El riego fue localizado con goteros autocompensantes y dosis de 230 l/m2
aportados de junio a septiembre. Respecto al control de plagas y enfermedades,
únicamente, fue necesario el control de pequeñas poblaciones de Melasoma populi.
Al finalizar el primer periodo vegetativo, después de la caída de las hojas, las plantas se
cortaron a 8 cm de la base. Se calculó el peso seco de la biomasa producida, tanto de
tallos como de hojas. Sobre la biomasa de cada clon se determinó la humedad en estufa a
60 ºC hasta peso constante, el nitrógeno mediante un analizador elemental FISONS
CHNS-1108 y el fósforo y potasio por espectrometría de emisión atómica (ICP) previa
digestión de la muestra en microondas.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En la tabla 1 se muestran las producciones de biomasa en función de las extracciones de
nitrógeno, fósforo y potasio realizadas por la planta.
Tabla 1: Relación entre la biomasa producida (materia seca) y la cantidad de N, P y K
extraída.
Biomasa producida /elemento extraído (g/g) Fertilización
N P K Base (a) 91,86 a 366,31 a 109,47 a
Base + Adicional (b) 73,48 b 340,04 a 107,39 a Letra diferente indica diferencias estadísticamente significativas (p ≤ 0.05)
La cantidad de biomasa producida por unidad de elemento fertilizante extraído no
presenta diferencia significativa para al fósforo y al potasio; sin embargo, hay una
disminución significativa de esta relación para el nitrógeno. Si bien el nitrógeno es el
elemento mineral más limitante en el crecimiento de las plantas (Mitchell et al, 1992), un
mayor aporte de nitrógeno, no parece incrementar la relación producción de
biomasa/unidad elemento extraído. Es posible que hayan existido pérdidas de este
elemento por lixiviación o por percolación del suelo bajo la zona de aprovechamiento de
las raíces o por lluvias intensas o riego excesivo (Legaz, 2006).
346
Las mayores concentraciones de macroelementos en la biomasa fueron encontradas en
las hojas, concordando con Garbaye (1972); Heilman (1985); McLenna (1990). Del total
de extracciones de nitrógeno, fósforo y potasio un 70, 63, 72% respectivamente se fija en
las hojas y, al ser una especie de hoja caduca, se incorpora al suelo en otoño.
En la Figura 1 se muestra el incremento de la producción de biomasa seca en función de
la cantidad de fertilizante adicional aportado para cada clon. Se observó diferencia
significativa entre las extracciones de fósforo, potasio y nitrógeno entre los distintos
clones ensayados. Se puede observar que la aplicación de fertilización adicional en pleno
desarrollo vegetativo (junio) ayuda a un incremento en la producción de biomasa en
todos los clones. Los clones con mayor respuesta a la fertilización adicional fueron
Monviso e I-214, mientras que la menor respuesta fue con los clones Pegaso y AF-2. Por
otra parte, el clon I-214 fue el menos productivo en las parcelas con fertilización base.
La gran variabilidad de la producción de biomasa aérea encontrada entre los clones se
puede atribuir a la condición genética y a su adaptabilidad al tipo de suelo y clima.
0.00
10.00
20.00
30.00
40.00
50.00
60.00
70.00
Cl one s
N
K2O
P205
Figura 1: Producción de biomasa (materia seca) de cada clon debida a la fertilización
adicional.
347
REFERENCIAS
Garbaye, J. 1972. Influence of date and height of sampling on the results of foliar
alalisys o two Poplar clones. Annaless des Sciences Forestieres 29(4): 451-463.
Heilman, P. 1985. Sampling and genetic variation of nitrigen in blck cottonwood and its
hybrids in short rotation. Canadian Journal of Forest Research 15: 1137-1141.
IDAE. 2005. Plan de fomento de Energías Renovables de España 2005-2010, 80 pp.
Kauter, D., Levandowski, and Clampein, W. 2003. Quantity and quality of harvestable
biomass from populus short rotation coppice for solid fuel use. A review of the
phisiological basis and management influences. Biomass and Bioenergy. 24: 411-
427.
Legaz, F. 2006. Pérdidas de nitrógeno por lixiviación. REUNA, Red de uso Mitchell,
CP. Ford-Robertson, J.B.; Hinckley, T.; Sennerby-Forsse, L. 1992. Ecophysiology of
short. rotation forest crops. Elsevier Science Publishers L.T.P: 308pp
McColl, J.G. 1980. Seasonal nutrient variation in thembling aspen. Plant and Soil 54:
323-328.
McLenna, D 1990. Spatial variation in black cottonwood (populus trichocarpa) foliar
nutrient. concentrations at seven alluvial sites in coastal British Columbia. Canada
journal of Forest Research (20): 1089-1097.
Steel ,R.y Torrie, J.H. (1986). Principles and Procedures of Statistics. A Biometrical
Approach. Ed. Mc Graw-Hill, México. 621 pp
Weih M. Intensive short rotation forestry in boreal climates: present and future
perspectives. Canadian Journal of Forest Research 34 (2004); 369-378.
348
349
ESTIMACIÓN DEL RÉGIMEN TÉRMICO EDÁFICO Y LA
RELACIÓN CON LA PRODUCCIÓN DE BIOMASA
A. Moyano1, P. Ciria 1,2, P. Campos3 y E. Charro4
1 Dpto. Producción Vegetal y Recursos Forestales. E.U. Ingenierías Agrarias. Universidad de Valladolid. Campus Universitario de Soria. 42004 Soria. España.
2 CIEMAT-CEDER.Ctra N-111, km 206. 42290 Lubia, Soria. España 3 Universidad de Concepción. Chile. Pasantía CIEMAT-CEDER
4 Dpto. Ciencias Agroforestales. Universidad de Valladolid. Campus Universitario de Palencia.34004 Palencia. España.
[email protected], [email protected], [email protected]
RESUMEN
La importancia del calor del suelo se debe a su papel como factor de control de la intensidad con la que tienen lugar, en su seno, los procesos físicos, químicos y biológicos. De este modo, procesos como la actividad microbiana (nitrificación, descomposición de la materia orgánica o degradación de pesticidas) se ven favorecidos o inhibidos por la temperatura. Por otro lado, el régimen térmico del suelo afecta considerablemente a la germinación y crecimiento de las plantas; además, es un criterio taxonómico reconocido por distintos sistemas de clasificación de suelos. En este trabajo se analiza la relación entre las temperaturas del aire y las edáficas y cómo afectan éstas, junto con otros factores meteorológicos como la pluviometría, a la producción de cereal en una zona semiárida. Se encuentra que los suelos estudiados se rigen por un régimen mésico y que la pluviometría es el factor que parece tener más influencia sobre los niveles de producción de biomasa.
INTRODUCCION
Las fluctuaciones diarias y mensuales en la temperatura del suelo son de vital
importancia, ya que gobiernan procesos biológicos y químicos. El régimen térmico del
suelo afecta al desarrollo de las cosechas, bosques, etc. De este modo, las velocidades de
descomposición y mineralización de la materia orgánica, así como las emisiones de CO2
se ven incrementadas o ralentizadas por la temperatura (Dalias et al 2003). Otros
procesos como la nitrificación o desnitrificación, que también se ven influenciados por la
temperatura, entran en competencia y determinan la emisión de óxidos de nitrógeno a la
atmósfera (Kamp et al. 1998). Tanto los óxidos de nitrógeno como los de carbono actúan
350
como gases con efecto invernadero, contribuyendo al proceso de calentamiento global de
la Tierra. La actividad microbiana que favorece la degradación de pesticidas, también se
ve favorecida o inhibida por la temperatura, a través de los factores que retardan y
atenúan el efecto de estos compuestos (Costa-Paraiba & Aparecido-Spadotto 2002). La
temperatura del suelo está influenciada por un número de factores: condiciones
meteorológicas como son la radiación solar y la temperatura del aire, la topografía del
lugar, la humedad y la textura del propio suelo, y el estado de la superficie del mismo
(existencia de mantillo u hojarasca, vegetación arbustiva o arbórea). Sin embargo, son
fundamentalmente, los mecanismos de transmisión de calor en el suelo los que están
íntimamente ligados a la temperatura del aire, siendo objeto de predicciones y
simulaciones mediante el uso de diferentes modelos (Plauborg 2002). Por otro lado,
conocer y medir la temperatura del suelo es también de interés taxonómico, pues
representa un criterio para clasificar los suelos (USDA 1999). Sin embargo, la falta de
medidas de campo supone una dificultad grande para su aplicación en taxonomía de
suelos, por lo que suele deducirse a partir de datos de temperatura del aire.
El trabajo que aquí se presenta, se centra en el estudio de un parámetro importante en la
producción agraria como es la temperatura. El análisis aborda la búsqueda de la relación
entre las temperaturas ambiente y edáfica y cómo afectan éstas a los cultivos de cereal en
las zonas semiáridas.
MATERIALES Y MÉTODOS
Los datos climáticos ambientales se han tomado en la estación meteorológica CIEMAT-
CEDER (en el término municipal de Cubo de la Solana, Soria, España). La estación
meteorológica se encuentra situada: sobre material aluvial cuaternario que han
desarrollado suelos desaturados, con acumulaciones de C orgánico en el horizonte
superficial y bajo un régimen de humedad xérico; pudiendo clasificarse como Humic
dystroxerepts (USDA 1999). La secuencia horizontal es del tipo Ah, AB Bw y C. Se ha
medido la temperatura del aire a 150 cm de altura por encima del suelo, mientras que en
el suelo se ha realizado un muestreo a diferentes profundidades: 0.05 m, 0.20 m y 0.50
m. Se dispone de medidas realizadas durante un período de una década (1984-1994).
351
Estos estudios se complementan con datos pluviométricos para contrastar la importancia
que tiene la temperatura como factor de producción de biomasa (MAPA, 1989, 1993,
1996).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Los distintos regimenes de temperatura (USDA, 1999) hacen referencia a la temperatura
media anual del suelo medida a una profundidad de 50 cm, que se ha escogido por
corresponder a la zona radicular y por no verse influenciada por los cambios diarios de
temperatura, sino únicamente por los cambios estacionales. La relación entre la
temperatura media mensual del suelo a 50 cm y la temperatura media mensual del aire es
muy similar en los meses de primavera y otoño; sin embargo, en invierno y verano hay
desfases.
La búsqueda de una expresión matemática que permita relacionar la temperatura del aire
con la del suelo permitiría obviar las medidas en campo, y con este fin se han realizado
diferentes tratamientos de los datos registrados. En primer lugar, se ha analizado la
correlación entre las temperaturas mensuales del aire a lo largo de estos años y la
temperatura edáfica, a diferentes profundidades. La temperatura del suelo (Ts) es
directamente proporcional a la temperatura del aire (Ta). Un ajuste por mínimos
cuadrados de ambas variables arroja los siguientes resultados:
Ts( -10cm) = 1.1.Ta +1.3 r2 = 0.967 (p<0.01)
Ts( -20cm) = 1.1 Ta +1.4 r2 = 0.944 (p<0.01)
Ts( -50cm) = 1.1.Ta +1.2 r2 = 0.961 (p<0.01)
Dado que las mayores diferencias se observan entre los meses de invierno y los de
verano, se considera interesante realizar un estudio con el valor promedio de las
temperaturas mínimas (min) y las máximas (max) de aire y suelo (a 50 cm de
profundidad), respectivamente.
Ts(min) = Ta(min) + 1.0 r2 = 0.942 (p<0.01)
Ts(max) = Ta(max) + 2.6 r2= 0.911 (p<0.01)
Estudios anteriores (Jarauta 1989) establecieron para los suelos calizos del Valle del
Ebro y también bajo un régimen de humedad xérico, valores para la ordenada en el
352
origen para el invierno (mínimas) de –1.60 ºC y para verano (máximas), de +1.58 ºC. En
el presente estudio se ve que los resultados son ligeramente difieren de los anteriores,
probablemente porque difieren las características edáficas. Por otro lado la Soil
Taxonomy (USDA 1999) propone que el régimen de temperaturas se aproxime
considerando las temperaturas medias anuales de suelo (Tmas) a 50 cm y la temperatura
media anual del aire (Tmaa) a siguiente ecuación:
Tmas = Tmaa + C
Para los suelos estadounidenses, USDA establece como criterio incrementar en una
unidad la temperatura del aire para tener un valor de la temperatura del suelo. Sin
embargo, también encuentran que para ciertas zonas de su extenso país, no es 1 sino 2 o
quizás 3 los grados centígrados a añadir a la temperatura ambiente para obtener
resultados realistas. Para los suelos estudiados, el valor de C encontrado es de +1.9.
Siguiendo las indicaciones de la Soil Taxonomy (USDA 1999) para establecer el
régimen térmico del suelo se puede concluir que pertenecen al tipo “mésico”, dado que
la amplitud térmica para cualquier año considerado es mayor de 6, y el valor de la
temperatura mensual del suelo se encuentra comprendido en todos los casos entre 8 y 15.
Cuando se establecen correlaciones entre las producciones medias de cereales (trigo +
cebada) y las temperaturas del suelo, del aire y la precipitación en la provincia de Soria
para la década considerada (1984-1994), se obtiene la siguiente expresión:
Biomasa (kg/ha)=-7899,41 + 8,50*precipitación (mm) + 771,57*Tmaa r2=0.648 p<0.05
Siendo la precipitación el factor que parece tener más influencia sobre los niveles de
producción de cereal.
REFERENCIAS
Costa-Paraiba C. and Aparecido-Spadotto 2002 Soil temperature effect in calculating
attenuation and retardation factors. Chemosphere 48:905-912
353
Dalias P., Kokkoris G.D. and Troumbis A.Y. 2003. Functional shift hypothesis and the
relationship between temperature and soil carbon accumulation Biol. Fert. Soils
37:90-95.
Jarauta E. 1989 Modelos matemáticos del régimen de humedad de los suelos Tesis
Doctoral ETSEI UPC 181 pp.
Kamp T., Steindl H., Hantschel R.E., Beese F. and Munch J.C. 1998 Nitrous oxide
emissions from a fallow and wheat field as affected by increased soil temperatures
Biol. Fert. Soils 27:307-314
M.A.P.A. 1988, 1993 y 1996. Anuario de Estadística Agraria. M.A.P.A.Madrid.
Plauborg F. 2002 Simple model for 10 cm soil temperature in different soils with short
grass European Journal of Agronomy 17:173-179.
USDA 1999. Soil Taxonomy. A basic systtem of soil Classification for making and
interprteing soil surveys. Agriculture Handbook 436.
354
355
ESTUDIO DE INTERCAMBIO CATIÓNICO HETEROVALENTE
K-Mg EN ARIDISOLES, I REGIÓN CHILE.
Mónica Antilén1, Manuel Gacitúa1 y Margarita Briceño2
1 Pontificia Universidad Católica de Chile, Facultad de Química. Vicuña Mackenna
4860, Macul 6904411, Santiago, Chile. Email: [email protected] 2Universidad Arturo Prat, Departamento de Química
RESUMEN
El estudio de equilibrios de intercambio catiónico heterovalente en suelos salinos de la I región fue realizado mediante el modelo fisicoquímico de Gaines y Thomas (G-T) para los cationes K y Mg. Los resultados muestran una alta reactividad en términos de Capacidad de Intercambio Catiónico (CIC) donde la preferencia observada fue K>Mg. Se determinó la existencia de distintos tipos de sitios de intercambio, mientras que los coeficientes de actividad de los iones adsorbidos, f, en conjunto con las constantes termodinámicas de equilibrio que gobiernan el proceso de intercambio, K, nos indicó la factibilidad termodinámica de los equilibrios. La gran presencia de sales y carbonatos en algunos suelos requirieron la realización de ensayos focalizados en este aspecto, evaluando la metodología propuesta para la aplicación del modelo G-T. Estos resultados revelaron que la metodología debe al menos considerar la eliminación de sales solubles para estos tipos de suelos, para así no tener presencia de cationes adicionales en la etapa de desplazamiento, tal como fue determinado en este estudio. INTRODUCCIÓN
En la I región de Chile, donde predominan climas desérticos y suelos salinos, la
ejecución de una exitosa agricultura que sustente las necesidades de la zona, requiere
una permanente y completa evaluación de las características del suelo. Estos suelos están
compuestos principalmente de arena, caliza, bajos contenidos de Materia Orgánica (MO)
y alta salinidad. El conocimiento del proceso de intercambio catiónico y la aplicación de
un modelo termodinámico, posibilitaría el acceso a información sobre las selectividad
catiónica en estos suelos, fortaleciendo futuros estudios sobre lixiviación y/o efecto de
fertilizantes. Por lo tanto, el objetivo de este estudio consistirá en la evaluación y
aplicación del modelo de G-T en suelos salinos, a través de la realización del equilibrio
K-Mg y ensayos vinculados a la conductividad eléctrica y salinidad.
356
MATERIALES Y MÉTODOS
Los suelos fueron obtenidos a 20 cm de profundidad y tamizados a un tamaño de
partícula < 2 mm, para las series La Tirana (LT), Matilla Lama (ML), Alto Hospicio
(AH), Pica (P), Salar Huasco (SH), Coposa (CO), Pampa Perdiz (PP) y Canchones (CA),
todos ubicados en el transecto longitudinal desde la zona costera hasta el altiplano. La
caracterización contempló la determinación de MO, pH, conductividad eléctrica (CE),
porcentaje de sodio intercambiable (PSI), %caliza (Sadzawka et al., 2004) y distribución
de tamaño partícula (Bouyoucous, 1962). El estudio de intercambio catiónico consideró
el equilibrio K-Mg, empleando disoluciones equilibrantes de fracción equivalente
variable, XK, desde 0,0 hasta 1,0 y fuerza iónica conocida igual a 0,050±0,005. La
metodología considera una primera etapa de homoionización con KCl 0,5mol/L, luego el
intercambio catiónico mediante el equilibrio de las disoluciones con el suelo y
finalmente el desplazamiento con NH4NO3 0,15 mol/L (Escudey et al., 1997).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Los resultados de la caracterización en la Tabla 1, corresponden a suelos clasificados
como Aridisoles, donde se observan bajos valores de MO y pH alcalino-neutro, lo que
evidencia el escaso desarrollo vegetal característico de la zona. Por otro lado, los altos
valores de PSI, CE y de caliza demuestran el alto contenido salino de algunas muestras
ya reflejados en su clasificación salina. La distribución de tamaño de partícula muestra
que todos los suelos poseen bajos porcentajes de arcilla y de textura mayoritariamente
arenosa, lo que podría mostrar una baja reactividad ante el proceso de intercambio.
En la tabla 2 se presentan los valores de CIC y los valores de los cationes Na y Ca en
cada una de las muestras. Los resultados presentan una alta reactividad ante el proceso
de intercambio en términos de CIC, mientras que las curvas de selectividad (ilustración
1) indican una preferencia de K por sobre Mg. Las curvas de –lnKc vs NK (ilustración 2)
presentan inflexiones en su curvatura, mostrando la existencia de distintos tipos de sitios
de intercambio, donde existirían sitios específicos y de libre competencia.
357
Tabla 2: Caracterización.
Suelo MO (%)
pH H2O
pH KCl
PSI (%)
CE (dS/m)
Clas.* Caliza %
Arena %
Limo %
A %
LT 0,18 8,39 8,27 88,6 86,45 Salino/ Sódico 4,44 68,78 22,10 9,13
ML 0,01 8,65 8,31 8,6 0,58 Normal 1,37 100 -- --
AH 0,03 8,27 8,11 63,5 12,35 Salino/ Sódico 6,53 68,68 26,32 5,0
P 0,01 8,53 8,13 4,3 0,53 Normal 2,77 92,88 3,04 4,08 SH 0,05 6,78 5,85 2,9 0,21 Normal 0,00 94,78 4,45 0,78 CO 0,02 7,88 8,28 5,7 0,58 Normal 6,02 65,60 26,15 6,25 PP 0,00 8,85 6,83 - 3,03 - 2,27 100 -- --
CA 0,15 8,55 8,51 95,2 64,7 Salino/ Sódico 11,99 89,97 5,03 5,0
Clas.=Clasificación; *Clasificación de salinidad de acuerdo a la americana, Soil
Taxonomy. A= Arcilla.
Los coeficientes de actividad de los iones adsorbidos determinados, f (ilustración 3) en
conjunto con las constantes termodinámicas de equilibrio (K) gobiernan el proceso de
intercambio, (Tabla 2) desde donde se determinó que la reacción de intercambio
propuesta es termodinámicamente factible. De los iones presentes existe una mayor
movilidad para el K sobre el Mg, debido a su menor radio iónico hidratado con un valor
de 5,3 Ǻ, por sobre el catión Mg con un valor de 10,8 Ǻ (Mitchell, 1993).
Tabla 3: Resultados de Equilibrios
Suelo CICK-Mg meq/100g pH EQ K Na*
meq/100g Ca*
meq/100g LT 11,9±1,0 8,89 ± 0,2 1,7x10-2 7,3±0,5 7,3±0,1 ML 4,9±0,6 8,24 ± 0,2 1,3x10-3 7,7±0,7 1,9±0,5 AH 2,7±0,3 8,24 ± 0,1 2,7x10-2 7,3±0,3 40,7±0,9 P 4,6±0,2 8,72 ± 0,1 1,5x10-3 7,4±0,9 6,7±0,4
SH 2,7±0,4 5,82 ± 0,1 7,0x10-2 6,8±0,5 0,3±0,0 CO 9,7±0,5 6,77 ± 0,1 8,8x10-1 7,9±0,6 0,7±0,0 PP 1,1±0,1 8,66 ± 0,1 3,5x10-3 6,6±0,7 2,0±0,3 CA 9,9±0,4 8,49 ± 0,2 1,7x10-3 7,5±0,5 7,3±0,2
*Cationes determinados durante la etapa de desplazamiento con NH4NO3
AHPNP
XK
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0
NK
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
LTML
(a)
XK
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0
SH CO
XK
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0
PPCANP
(b)
Ilustración 1: Curvas de Selectividad.
NK
-lnK
c
-5
0
5
10
15
20 LTML
NK
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0
PPCA
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0
COSH
Coeficiente de Selectividad
(a) (b)
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0
AH P
Ilustración 1: Coeficiente de Selectividad. La comparación de los resultados de CIC con los otros cationes detectados (Tabla 2)
revela la aún elevada salinidad de los suelos en estudio y su alto contenido de caliza
poco soluble, debido a la presencia de Na y Ca en términos de CIC. Por lo tanto,
ensayos conducentes a evaluar la aplicabilidad de la metodología para el modelo G-T,
fueron realizados, donde se midió la CE de las aguas de lavados consecutivos de los
suelos. De este modo cabe notar que para suelos como AH la conductividad tienen a un 358
359
valor constante en el tiempo, evidenciando la presencia de contenidos de sal poco
solubles.
f K
0
10
20
30
40
50LT ML
NK
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0
f K
0
2
4
6
8
10
12
14SH CO
Coeficiente de Actividad de K+ absorbido
(a) (b)
AH P
NK
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0
PP CA
Ilustración 3: Coeficiente de actividad de ion adsorbido
De este modo las fuentes naturales de sal estarían afectando directamente los equilibrios
de intercambio, al modificar la fuerza iónica esperada. Sin embargo, esto sería un
problema para suelos con carga variable, no para este tipo de muestras. Como
recomendación a este inconveniente se propone la previa eliminación de los carbonatos
y sucesivos lavados para eliminar sales de estos suelos, para luego aplicar la
metodología apropiada para la aplicación del modelo de G-T.
CONCLUSIÓN
A pesar del bajo contenido de arcilla se logró en algunas muestras de suelos la exitosa
aplicación del modelo fisicoquímico de G-T. El orden de preferencia del sistema fue de
K>Mg. De este modo se logró determinar tanto la existencia de distintos tipos de sitios
de intercambio, coeficientes de actividad de iones adsorbidos y constantes
termodinámicas de equilibrio. Sin embargo, el origen salino afecta la aplicación del
360
modelo en algunos suelos, para lo cual se aconseja la remoción de los contenidos
naturales de los carbonatos minerales y las sales solubles.
361
REFERENCIAS
Bouyoucous, 1962
McBride, M. Environmental Chemistry of Soils. New York, Oxford University
Press (1994)
Salazar, I. Escudey, M. Guajardo, J. Goulding, K. Com. Soil Sci. Plant Anal. Vol. 69
pp. 3663-3677 (2002)
Escudey, M. Diaz, P. Foerster, J. Galindo, G. Bol. Soc. Chi. Qca. Vol. 42 pp. 333-340
(1997)
Escudey, M. Diaz, P. Förster, F. Pizarro, C. Galindo, G. Com. in Soil Sci. and Plant
Anal. Vol. 32 pp. 3087-3097 (2001)
Pizarro, C. Equilibrio de Intercambio catiónico K-Ca-Mg en suelos y sus fracciones.
Universidad de Santiago de Chile, Facultad de Química y Biologia (1994).
Mitchell, J.K. Fundamentals of Soil Behavior, John Wiley & Sons, New York. 1993
AGRADECIMIENTOS
Los autores agradecen a DIPOG-2006 y Proyecto Limite 2007.
362
363
EFECTO DEL FÓSFORO Y CAL SOBRE LA ABSORCIÓN DEL
SELENIO Y SU INFLUENCIA EN EL SISTEMA
ANTIOXIDATIVO DE TRÉBOL BLANCO*
Analí Rosas, Ligia Pinilla, Paula Cartes y María de la Luz Mora Instituto de Agroindustria, Universidad de La Frontera, Casilla 54-D, Temuco, Chile,
E-mail: [email protected]
RESUMEN
Con el objetivo de evaluar el efecto de la aplicación de cal y P sobre concentración de P y Se, así como su efecto sobre el sistema antioxidativo de trébol blanco, se realizó un experimento de invernadero con Trifolium repens cv Nusiral. La aplicación de cal y P causaron una absorción diferencial de Se, el cual a concentraciones inferiores a 200 µg kg-1 ms actuó como antioxidante, disminuyendo el estrés oxidativo en las plantas.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se realizó un ensayo en macetas con Trifolium repens cv. Nusiral, aplicando dos niveles
de carbonato de calcio (0 y 2000 mg kg-1), tres niveles de P (0, 200 y 400 mg kg-1) y tres
niveles de Se (0, 20 y 40 g ha-1). Se determinó la concentración de P y Se foliar y
radical. Como indicador del estrés oxidativo se determinó la peroxidación lipídica
(TBARS) y se determinó la actividad de las enzimas antioxidantes peroxidasa (POD) y
ascorbato peroxidasa (APX).
CONCLUSIONES
La aplicación de cal y P al suelo afectaron indirectamente el sistema antioxidativo
causando cambios en la absorción de Se por las plantas, el cual a bajas concentraciones
contribuyó en disminuir el estrés oxidativo en trébol blanco.
La aplicación de cal y P, disminuyeron la acidificación del suelo generando un adecuado
balance nutricional y una disminución del estrés oxidativo en las plantas.
*Documento en extenso continua en página 437.
364
365
EFECTO DE LA ADICIÓN DE COMPOST EN LA AGREGACIÓN
DE UN ULTISOL BAJO UN SISTEMA DE ROTACIÓN DE
CULTIVOS
Valarini, P.J.1, G. Curaqueo 2, A. Seguel 3, K. Manzano 3, R. Rubio 3 y
F. Borie 3
1 Embrapa Meio Ambiente. Rod SP 340, Km 127,5. Cx Postal 69. Jaguariúna, São Paulo, Brasil. 2 Doctorado en Ciencias de Recursos Naturales. Universidad de La
Frontera. Casilla 54-D Temuco, Chile. 3 Departamento de Ciencias Químicas. Universidad de La Frontera. Casilla 54-D Temuco, Chile.
e-mail: [email protected] - [email protected]
RESUMEN
La aplicación de compost produce efectos positivos en las propiedades del suelo al mejorar su fertilidad y favorecer la presencia y actividad de los hongos micorrícicos arbusculares (HMA). Estos hongos forman simbiosis con las raíces de las plantas incidiendo en su nutrición y además producen una glicoproteína llamada glomalina, la cual se ha asociado a la estabilidad de los agregados de suelo. El objetivo de este estudio fue evaluar, en un Ultisol, el efecto de la aplicación de distintas dosis de compost, al tercer año de una rotación trigo-frejol-pradera, en el C orgánico del suelo, N° de esporas HMA remanentes, % de colonización de raíces, contenido de glomalina y la estabilidad de los agregados. Los resultados señalan que, en general, la aplicación de compost incrementó el % colonización radical, los niveles de glomalina y el % de agregados estables. Sin embargo, el % de C orgánico del suelo y número de esporas de HMA no presentó diferencias frente a la aplicación de compost. Los resultados entregan mayores antecedentes tendientes a establecer el beneficio de la utilización de compost como una alternativa viable de sustitución de insumos para los pequeños agricultores de La Araucanía, orientados a la agricultura orgánica INTRODUCCIÓN
El compostaje es un método alternativo de recuperación de recursos, cuya ventaja
principal radica en sus bajos costos operacionales, aspecto que estimula el reciclado y
reutilización de de los desechos prediales, lo que lleva a que este producto sea de fácil
acceso a pequeños y medianos agricultores. La aplicación de compost en los
agroecosistemas beneficia la producción de los cultivos y ayuda a mantener la calidad
366
del suelo, mejorando su fertilidad, su agregación y su capacidad de retención de agua
(Bulluck et al., 2002). La importancia de mantener niveles adecuados de materia
orgánica en el suelo, sumado a criterios medioambientales enfocados a la revalorización
de residuos, hace que en las últimas décadas la utilización de compost se haya
incrementado sustancialmente. El mejoramiento de las condiciones físicas y químicas
del suelo producto de la aplicación de compost y la rotación de los cultivos incrementa la
diversidad y actividad de los microorganismos del suelo y entre ellos el de los HMA
(Gosling et al., 2006). Dichos hongos forman asociaciones simbióticas con la mayoría de
las plantas de interés agrícola, participando en la captación de nutrientes (Jeffries et al.
2003) y produciendo una glicoproteína denominada glomalina, la cual incide en la
estabilización de los agregados de suelo debido a su adhesividad y recalcitrancia (Wright
y Upadhyaya, 1996; Rillig, 2004). El objetivo de este estudio fue evaluar el efecto de
distintas dosis de compost en el contenido de C del suelo, parámetros micorrícicos como
N° de esporas y % de colonización de HMA, parámetros microbiológicos como
contenido de glomalina y parámetros físicos como la estabilidad de los agregados de
suelo, en un Ultisol de la IX Región, bajo una rotación de cultivos compuesta por: Trigo-
Frejol-Pradera.
MATERIALES Y MÉTODOS
El ensayo se realizó durante tres años consecutivos, iniciándose en el año 2003 y
finalizando en Abril de 2007. A macetas de 5 L de capacidad conteniendo un Ultisol
serie Metrenco, procedente de una pradera natural, se agregaron dosis crecientes de
compost equivalentes a 8 y 20 Mg ha-1 (D8, D20) incluyendo un control, sin aplicación
(D0). El compost aplicado se preparó con desechos vegetales agrícolas y cama de
animales. Los cultivos utilizados fueron a) pradera mixta formada por la asociación
Lolium multiflorum y Trifolium pratense, b) frejol (Phaseolus vulgaris), y c) trigo
(Triticum aestivum). La densidad de plantas en frejol y trigo fue de 3 y 10 plantas
maceta-1 mientras que, en pradera, la densidad se asoció con el equivalente a una
siembra de campo realizada en forma manual.
367
En cada año, el ensayo de pradera mixta se mantuvo siete meses aproximadamente; en
frejol la cosecha se realizó en madurez fisiológica y en trigo en etapa de grano maduro
(Zadocks = 91). Los resultados entregados aquí corresponden al final del ciclo de
rotación de tres años. El número de esporas de HMA en el suelo se cuantificó de acuerdo
a Sieverding (1991). El C del suelo (COS) por Walkley y Black y el % de colonización
de HMA de acuerdo a Tennant (1975). La glomalina total (GRSP) se extrajo según
Wright y Upadhyaya (1996) y su cuantificación se realizó mediante Bradford. La
estabilidad de los agregados (WSA) se determinó por tamizado en húmedo (Kemper y
Rosenau, 1986). El diseño experimental corresponde a bloques completamente al azar
con cuatro repeticiones. Para el análisis estadístico se utilizó el software SPSS v.13. Se
realizó una prueba de normalidad, un ANDEVA, y según correspondiera, una prueba de
comparación múltiple de Tukey (P≤0,05) y un análisis de correlación r de Pearson.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
El efecto de las dosis de compost en el % de C orgánico, número de esporas de HMA y
% de colonización radical se aprecian en la Tabla 1. La aplicación de cantidades
crecientes de compost no produjo efectos significativos en el C orgánico, aunque se
observó una tendencia al aumento en las dosis D8 y D20 en relación a D0. De la misma
forma no se observaron diferencias significativas en el número de esporas, lo que
concuerda con Millaleo et al. (2006). El % de colonización radical aumentó un 34% en
trigo y 44% en frejol en la dosis D8 comparada a D0, concordando dichos resultados con
los obtenidos por Mäder et al. (2000); sin embargo, en pradera no se observaron
diferencias significativas entre las dosis aplicadas.
El contenido de glomalina total (GRSP) presentó, en general, un aumento con la
aplicación de compost, especialmente en trigo y frejol. En pradera no hubo diferencias
entre las dosis aplicadas. El aumento en los niveles de GRSP se relaciona con una mayor
cantidad y actividad de los HMA en sistemas con enmiendas orgánicas (Oehl et al.,
2004).
368
Se observó un aumento en la estabilidad de agregados de suelo con la aplicación de
compost, lo que concuerda con Annabi et al., (2007) y pudiera explicarse a las mayores
niveles de GRSP (Nichols y Wright, 2005). Se observó una carencia de correlación entre
algunas variables estudiadas: GRSPxWSA (r=0,171); COSxWSA (r=0,154); GRSPxCO
(r=-0,147); GRSPxESP (r=0,084) y GRSPxCOL (r=0,201).
Tabla 1: Efecto de la aplicación de compost en el C orgánico, número de esporas y % de
colonización radical de tres cultivos en rotación, al tercer año.
Dosis de Compost
C orgánico Esporas Colonización Cultivo
(Mg ha-1) % (N° gss-1) (%)
Trigo 0 8
20
3,663,694,21
a a a
136519251310
a a a
48,2047,1764,57
b b a
Frejol 0 8
20
3,443,513,54
a a a
279023902050
a a a
7,4518,2710,75
b a ab
Pradera 0 8
20
3,142,923,26
a a a
150220302285
a a a
42,6046,0051,6
a a a
Letras diferentes en un mismo cultivo indican diferencias significativas según prueba de Tukey (P≤0,05).
estabilidad de agregados (B) en tres cultivos en rotación al tercer año. Letras diferentes
en un mismo cultivo indican diferencias significativas según prueba de Tukey (P≤0,05).
Figura 1: Efecto de la aplicación de compost en la fracción de glomalina total (A) y Trigo Frejol Pradera
0
60
70
80
90 0 ton ha-1
8 ton ha-1
20 ton ha-1a
aa
b
aa
b
a a
Agre
gado
s es
tabl
es a
l agu
a (%
)
B
Trigo Frejol Pradera0
5
10
15
20
25
0 ton ha-1
8 ton ha-1
20 ton ha-1
a
a
a
bab
a
b
ab
GR
SP
(mg
gss-1
)
A
a
369
Los resultados obtenidos sugieren que la utilización de compost en los agroecosistemas
puede afectar positivamente los propágulos de HMA y los contenidos de GRSP, lo que
se traduce en un aumento en la estabilidad de los agregados de suelo, lo que constituye
una alternativa de manejo sustentable en predios bajo agricultura orgánica.
AGRADECIMIENTOS
A EMBRAPA por financiar estadía de postdoctorado de J.P.V. en la Universidad de La
Frontera y a Fondecyt 1060372.
REFERENCIAS
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370
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from soil and comparison with hyphal protein of arbuscular mycorrhizal fungi.
Soil Science 161: 575-586.
371
EFECTO DEL TIEMPO DE ESTABILIZACIÓN DE SUSTRATOS
SUELO-PURÍN SOBRE LA BIODEGRADACIÓN DE ATRAZINA
Paula Aguilera, Maribel Candia, Gabriela Briceño, María de la Luz
Mora, Rolando Demanet y Graciela Palma. Universidad de la Frontera, Casilla 54-D Temuco, Chile, [email protected]
RESUMEN
El objetivo de este estudio es determinar el periodo de tiempo que debe existir entre la última aplicación de purín al suelo y la aplicación del herbicida, de tal forma que la eficacia del herbicida no se vea alterada. Para ello se prepararon cuatros sustratos suelo-purín mezclando en bolsas plásticas el suelo con el purín en dosis equivalentes 100.000, 200.000 y 300.000 L ha-1. A los sustratos incubados a distintos tiempos se les aplicó atrazina en la dosis de campo (3 L ha-1). La degradación microbiana fue evaluada a través de la evolución de CO2 durante 60 días, en cada uno de los sustratos. En los sustratos no estabilizados se observaron niveles de respiración de 1600 µg C-CO2 g -1, siendo para el suelo de aproximadamente 400 µg C-CO2 g -1. Los sustratos se estabilizaron a los 20 días de incubación, siendo equivalentes al suelo en los niveles de respiración. En general, la aplicación de atrazina a los sustratos disminuye el CO2 liberado durante los primeros 10 días después de su aplicación lo que indicaría que después de este tiempo comenzaría la degradación de atrazina, siendo mayor en sustratos con mayor aplicación de purines.
INTRODUCCION.
La utilización de purines son acumulados de forma aeróbica en pozos purineros y luego
se aplican al suelo para aumentar los niveles de fertilidad y la materia orgánica de los
suelos (Demanet et al., 1999; Aguilera et al., 1995). Sin embargo la adición de una
enmienda orgánica influye en la biodisponibilidad de los herbicidas y en la invasión de
especies de malezas en los cultivos (Briceño et al., 2007). Considerando esta
problemática, el objetivo de este estudio fue evaluar la respiración microbiana de un
Andisol enmendado con purín y con aplicación de atrazina a diferentes tiempos de
incubación, lo cual permitirá determinar el tiempo de mayor estabilización después de
aplicado el purín, y de esta forma optimizar la acción del herbicida.
372
MATERIALES Y MÉTODOS.
Se utilizó un Andisol de la serie Los Lagos, Fundo Santa Isabel de Futrono, región de
Los Ríos. Fue muestreado en los primeros 20 cm del perfil del suelo, secado al aire y
tamizado a 2 mm de diámetro. El Purín se obtuvo del mismo lugar, se trasladó al
laboratorio y fue almacenado en un congelador. Se prepararon 4 bolsas plásticas
conteniendo 3 kg de suelo cada una, se ajustó la humedad a un 70% de la capacidad d
campo. Se aplicó el purín considerando las dosis de campo correspondientes a 0,
100.000, 200.000 y 300.000 L ha-1 (S-0, S-100, S-200, S-300, respectivamente). Estos
sustratos fueron incubados a 20ºC y humedad constante tomando muestras de cada
sustrato (50 g), en los días 1, 3, 5, 10, 20, 30, 45 y 60 de incubación. La atrazina se
aplicó en equivalencia a la dosis de campo (3 L ha-1). La medición del CO2 se realizó
mediante el método de Alef y Nannipieri (2005), ubicando los sustratos con aplicación
de atrazina (SA-0, SA-100, SA-200, SA-300), en frascos de 1 L que contenían una
trampa de gases con 10 mL de NaOH 0.5 M. Los frascos fueron cerrados
herméticamente y la evolución de CO2 se determinó a los días 1, 3, 5, 10, 20, 30, 45 y
60. El ensayo fue realizado en triplicado, con sus respectivos controles (S-0, S-100, S-
200, S-300).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En la Figura 1 se observa que en los sustratos sin estabilizar existe una alta actividad
microbiana, aumento la respiración conforme aumenta la dosis de enmienda. Los
sustratos S-200, S-300 y los sustratos con aplicación de atrazina SA-200 y SA-300 (Fig.
1 y 2), tienen niveles de respiración similares debido a un aumento en las poblaciones
microbianas, estimulando también la biodegradación de atrazina (Moorman et al., 2001).
En general, para los sustratos no estabilizados y con aplicación de atrazina se observa
una disminución en los niveles de respiración, esto nos indica que la exposición de la
biomasa microbiana a determinados compuestos xenobióticos puede inducir a los
microorganismos a ocupar gran parte de su energía en los procesos de mantención,
reduciendo la actividad de mineralización en las primera etapas de aplicación (Perucci et
373
al., 2000). A los 20 días de incubación los sustratos se encuentran estabilizados, siendo
la degradación de atrazina similar a la del suelo (Fig. 3).
0
400
800
1200
1600
2000
0 10 20 30 40 50 60Tiempo de respiración (días)
C-C
O 2 (u
g g
-1 d
e su
elo)
SA-0S-0SA-100S-100SA-200S-200SA-300S-300
Figura 1: Respiración Microbiana de los sustratos suelo-purín con un día de Incubación.
S-0: sustrato sin aplicación de purín, S-100: sustrato con 100 milL ha-1 de purín, S-200:
sustrato con 200 mil Lha-1, S-300: sustrato con 300 mil Lha-1. Sustratos con aplicación
de atrazina se indican con la letra A.
0
400
800
1200
1600
2000
0 10 20 30Tiempo de respiración (días)
C-C
O 2 (u
g g
-1 de
suel
o)
SA-0S-0SA-100S-100SA-200S-200SA-300S-300
Figura 2: Respiración Microbiana de los sustratos suelo-purín con 10 días de
Incubación.
374
S-0: sustrato sin aplicación de purín, S-100: sustrato con 100 mil Lha-1 de purín, S-200:
sustrato con 200 mil L ha-1, S-300: sustrato con 300 mil Lha-1. ustratos con aplicación de
atrazina se indican con la letra A.
0
400
800
1200
1600
2000
0 10 20 30Tiempo de respiración (días)
C-C
O 2 (u
g g
-1 d
e su
elo)
SA-0S-0SA-100S-100SA-200S-200SA-300S-300
Figura 3: Respiración Microbiana de los sustratos suelo-purín con 20 días de
Incubación. S-0: sustrato sin aplicación de purín, S-100: sustrato con 100 mil Lha-1 de
purín, S-200: sustrato con 200 mil Lha-1, S-300: sustrato con 300 mil Lha-1. Sustratos
con aplicación de atrazina se indican con la letra A.
CONCLUSIONES
Los sustratos se estabilizaron a los 20 días de incubación, siendo equivalentes al suelo en
los niveles de respiración. En general, la aplicación de atrazina disminuye la actividad
microbiana durante los primeros 10 días después de su aplicación. La degradación de
atrazina es mayor en sustratos con mayores dosis de aplicación de purines.
REFERENCIAS
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suelo. Frontera Agrícola 1: 36-42.
Alef, K. 1995. Estimation of soil respiration. In: K. Alef y P. Nannipieri (Eds). Methods
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467.
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Briceño, G. Palma, G. y Durán, N. 2007. Influence of organic amendment on the
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Demanet, R., Aguilera, M. y Mora, M. 1999. Efecto de la aplicación de purines sobre el
sistema suelo-planta. Frontera Agrícola. 5: 87-94.
Moorman, T.B., Cowan, J.K., Arthur , E.L., and Coats, J.R. 2001. Organic amendments
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amendment and herbicide treatment on soil microbial biomass. Biology and Fertility
of Soils 32: 17-23.
AGRADECIMIENTOS
Proyecto FONDECYT 1070568. Convenio de Desempeño II, DIUFRO 2007.
376
377
DISTRIBUCIÓN EN PROFUNDIDAD DE CU Y ZN CONTENIDOS
EN LODOS DE AGUAS SERVIDAS DOMICILIARIAS EN
COLUMNAS DE LIXIVIACIÓN DE SUELOS
Nicolás Arancibia, Karen Manquián y Mauricio Escudey. 1 Laboratorio de Físico Química de Suelos, Departamento de Química de los Materiales,
Facultad de Química y Biología, Universidad de Santiago de Chile. Email del autor: [email protected]
INTRODUCCIÓN La aplicación de lodos residuales provenientes de plantas de tratamiento de aguas
servidas a diferentes tipos de suelos, como agentes fertilizantes o restauradores del
material orgánico e inorgánico perdido por eventos antropogénicos o naturales, es una
alternativa práctica que permite la disposición final de este tipo de residuos de manera
sencilla (1). La adición de lodos mejora las propiedades físicas del suelo, aumentando la
porosidad, la capacidad de retención de agua, la permeabilidad y la estabilidad de los
agregados, aporta cantidades importantes de MO y nutrientes como P, K, N, etc. (2),
pero contienen altas concentraciones de metales pesados (MP), el cual es variable según
el tipo de aguas que los producen. Dada esta situación contradictoria, se hace necesario
conocer el comportamiento que tienen los suelos cuando son tratados con lodos
residuales (L) o con las cenizas de éste (LQ), determinando la concentración,
especiación y distribución en profundidad de los MP, mediante una extracción
secuencial y selectiva para cada fracción existente en el suelo (3).
Los objetivos planteados en este estudio fueron estudiar en columna el comportamiento
de Cu y Zn en un Ultisol (Collipulli) sometidos a tratamientos de L y LQ. Determinar
mediante una extracción secuencial y selectiva la distribución y especiación en
profundidad de estos MP en las diferentes columnas.
378
MATERIALES Y MÉTODOS
En el presente trabajo se estudió un suelo chileno, de origen volcánico, Collipulli,
representativo de la zona Sur de Chile, clasificado como Ultisol, por presentar cenizas
volcánicas antiguas. El estudio se llevó a cabo en columnas de suelo de 25 cm de
profundidad, a las cuales se les incorporó en la superficie 30 g de lodo (26 g seco),
equivalente a 30 Ton · ha-1año-1 y la ceniza obtenida de la calcinación de 30 g de lodo,
los tratamientos fueron denominados Collipulli Testigo (CT), Collipulli + Lodo (C+L) y
Collipulli + Lodo quemado (C+LQ). Se hizo pasar un volumen de poro de agua
bidestilada por semana, durante 12 semanas. Luego fueron seccionadas en 5 partes
iguales (fig.1). Cada sección fue caracterizada (pH, Materia Orgánica, Conductividad
eléctrica, Humedad) y sometida a un procedimiento de extracción secuencial, el cual se
encuentra asociados a 5 fracciones: intercambiable (KNO3) y la sorbida (H2O),
responden a lo disponibles para las plantas y lo que se encuentra adsorbido al suelo,
respectivamente, mientras que las fracciones restantes se encuentran asociadas a
porciones más insolubles del suelo como carbonatos (EDTA), materia orgánica (NaOH)
y óxidos (HNO3) para determinar la concentración de las formas químicas de Cu y Zn.
Los análisis se realizaron por emisión de plasma inductivamente acoplado (ICP-OES).
Figura 1: Esquema e imagen de las columnas de lixiviación empleadas en este estudio.
379
RESULTADOS
La tabla 1 muestra la caracterización del suelo Collipulli, el lodo y sus cenizas antes del
montaje de las columnas. La aplicación de los tratamientos (L y LQ) al suelo evidencia
cambios en las primeras secciones de las columnas, principalmente en el contenido de
materia orgánica, pH y conductividad eléctrica, en comparación al testigo.
Tabla 1: Caracterización de Collipulli, Metrenco, Lodo y cenizas de lodo, sin
tratamiento.
Tabla 2: Caracterización de las secciones correspondientes al suelo Collipulli
Collipulli Testigo
Sección fh % Corgánico pH conduct (µs/cm)
S1 1,22 ± 0,00 2,26 ± 0,06 5,82 ± 0,00 44,5 ± 0,85
S2 1,15 ± 0,01 2,32 ± 0,00 5,88 ± 0,03 33,5 ± 1,34
S3 1,18 ± 0,00 2,38 ± 0,13 5,55 ± 0,02 90,1 ± 0,92
Collipulli + Lodo
Sección fh % Corgánico pH conduct (µs)
S1 1,14 ± 0,01 2,85 ± 0,00 5,53 ± 0,02 120,70± 1,70
S2 1,08 ± 0,00 2,41 ± 0,20 5,48 ± 0,04 58,40 ± 1,48
S3 1,08 ± 0,03 2,34 ± 0,14 5,57 ± 0,01 59,01 ± 1,56
Collipulli + Lodo Quemado
Sección fh % Corgánico pH conduct (µs)
S1 1,15 ± 0,00 2,70 ± 0,06 6,33 ± 0,01 114,43 ± 0,14
S2 1,08 ± 0,05 2,43 ± 0,05 5,76 ± 0,04 42,52 ± 0,21
S3 1,10 ± 0,02 2,49 ± 0,02 5,66 ± 0,01 49,09 ± 5,73
380
La tabla 2 indica los valores de la caracterización de cada sección del suelo estudiado en
sus 3 casos, testigo, con lodo y cenizas de lodo.Mediante la extracción secuencial
aplicada las distintas secciones de cada columna, se determinaron bajas concentraciones
de casi todas las fracciones de Zn en el suelo testigo, exceptuando su forma más
insoluble o residual. Además se encontró una escasa fluctuación en profundidad de las
cantidades encontradas. Sin embargo, el efecto de la aplicación L y LQ, en la
especiación y distribución de Zn en los suelos tratados indicó un aumento en las
concentraciones de otras fracciones, especialmente aquella asociada a carbonatos,
quedando fuertemente retenida en las secciones superficiales de la columna.
Figura 2: Distribución de Zn en profundidad y por extracto en las columnas de
lixiviación para CT, CL y CLQ. Barras horizontales: KNO3+agua, NaOH, EDTA,
HNO3.
La especiación de Cu en el suelo determinó que aquellas ligadas a la materia orgánica y
óxidos son predominantes en todos los casos. La adición del lodo y/o sus cenizas, reveló
que estos aportan Cu como carbonatos y óxidos, ya sean porque los contienen de manera
inherentes, como el lodo o son generados por acción de la temperatura, en el caso de las
cenizas. El perfil de distribución de éste metal es similar al del cinc, queda retenido en la
superficie y se moviliza muy poco hacia zonas más profundas. Tanto los carbonatos
S1
S2
S3
S4
S5
CT C+L C+LQ
381
como los complejos de Cu con materia orgánica, presentan aumentos con respecto al
testigo.
mg / kg de suelo
Figura 3: Distribución en de Cu profundidad y por extracto en las columnas de
lixiviación para CT, CL y CLQ. Barras horizontales: KNO3+agua, NaOH, EDTA,
HNO3.
CONCLUSIONES
Los datos recogidos de la extracción secuencial realizada a los suelos en estudios,
revelaron que la adición de lodo o cenizas de lodo, tiene una influencia marcada en
estos, lo que se manifiesta en un aumento sustancial de los metales pesados, con respecto
al testigo empleado.
La acumulación de los Cu y Zn, se concentró en la superficie de las columnas, siendo
entre 2 a 5 veces mayor que encontrado en las secciones más profundas, lo que indica
que el proceso de lixiviación no es importante.
Los metales asociados a las fracciones residuales > materia orgánica >> a carbonatos son
las formas que predominan en los suelos testigos, mientras que los suelos tratados con
lodo y cenizas de lodo las fracciones predominantes son la residual >> a carbonatos > a
materia orgánica.
S1
S2
S3
S4
S5
CT C+L C+LQ
382
REFERENCIAS
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383
CARACTERIZACIÓN MICROBIANA DE UN SISTEMA SUELO-
PURIN A TRAVÉS DE TÉCNICAS TRADICIONALES Y
MOLECULARES (PCR-DGGE)
Gabriela Briceño, Milko Jorquera, María de la Luz Mora y Graciela
Palma Universidad de La Frontera, Av. Francisco Salazar 01145, Casilla 54-D, Temuco, Chile.
RESUMEN
Se evaluó el efecto de la aplicación de purines en un suelo de uso agrícola a través de las técnicas de respiración microbiana, actividad enzimática (FDA), recuento microbiano y la técnica molecular PCR-DGGE. Los resultados obtenidos mostraron que la actividad biológica del suelo aumentó posterior a la aplicación de purines, mientras que a partir del día 15 se observó una tendencia a alcanzar valores cercanos al control. Por otra parte aumentó el número de CFUs para bacterias. La realización del PCR-DGGE mostró que para los días 15 y 30 la aplicación de purines provocó una estimulación dentro de la comunidad microbiana la que se evidenció por la aparición de una nueva banda principalmente al aplicar la mayor dosis de purines.
INTRODUCCIÓN
La aplicación de enmiendas orgánicas en suelo modifica los procesos biológicos debido
a un efecto de bioestimulación provocada por los nutrientes y microorganismos que son
incorporados (Briceño et al., 2007). El efecto provocado sobre la actividad y estructura
microbiana del suelo en muchos casos se encuentra relacionada a un aumento de la
degradación de herbicidas que son aplicados como parte del manejo agronómico
(Moorman et al., 2001).
En el sur del país, el uso de purines como enmienda orgánica del suelo es una práctica
agrícola frecuente, debido a que se obtiene por una parte un efecto de fertilización, al
mismo tiempo que se elimina un residuo que presenta serios problemas de disposición en
los planteles lecheros donde se generan. La aplicación de purines se realiza durante casi
todo el año finalizando en primavera donde se inicia el proceso de siembra, con la
384
aplicación de atrazina, herbicida aplicado para el control de malezas de hoja ancha en los
cultivos de maíz forrajero. Sin embargo, a través de observaciones realizadas en el
campo se ha podido constatar la ineficiencia de atrazina, corroborada por la emergencia
de densas poblaciones de malezas que invaden los cultivos. Considerando lo anterior, se
plantea la necesidad de evaluar el efecto en el corto plazo de la aplicación de purines de
origen bovino sobre los microorganismos del suelo.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se utilizó un Andisol, Serie Los Lagos (región de Los Ríos, Sur de Chile), muestreado
de los primeros 20 cm del perfil, se tamizó y se ajustó la humedad al 70% c.c. A 1000 g
de suelo se agregó 0, 70, 140, y 200 mL de purín, equivalente a una dosis de: 0, 100, 200
y 300 mil L ha-1 (sustratos S-0, S-100, S-200 y S-300, respectivamente). Luego los
sustratos se incubaron bajo condiciones de oscuridad, temperatura (20 °C) y humedad
controlada por 30 días. Durante los 30 días de incubación se realizaron las siguientes
evaluaciones:
Respiración microbiana: en frascos herméticamente cerrados se puso 100 g de
sustratos, el CO2 liberado se atrapó en NaOH 0.5M.
Actividad FDA: fue evaluada a través de la liberación de fluoresceína, para ello se
utilizó la metodología descrita por Adam y Dungan (2001).
Recuento microbiano: se realizó para bacterias a través del uso del medio de cultivo
agar peptona-levadura y para hongos el agar rosa de bengala-estreptomicina.
Denaturante gradiente gel electroforesis (DGGE): se realizó posterior a la extracción
del ADN del suelo a través del kit de purificación Ultraclean Soil DNA Isolation
(MoBio, Laboratorio). El PCR se realizó con los cebadores o primers EUBF 933 GC y
EUBR 1387 para bacterias. Las condiciones de amplificación fueron de 94°C x 10 min,
94°C x 1 min, 65°C~55°C x 1 min-72°C x 3 min (20 ciclos), 44°C x 1 min- 55°C x 1
min- 72°C x 3 min (10 ciclos), 72°C x 7 min. El producto del PCR fue separado en
DGGE. El gel se corrió en Buffer TAE 1X a 55°C, 100 V por 12 horas. Posteriormente
el gel fue teñido con Sybr Gold y la visualización de las bandas se realizó a través de un
trans iluminador UV.
385
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En la tabla 1 se muestran las características químicas de los sustratos para el día 1 y 30
luego de la aplicación de purines.
Tabla 1. Propiedades químicas de los sustratos estudiados para el día 1 y 30 de aplicado
el purín.
En la fig. 1 se observa la evolución de la respiración microbiana para un periodo de 30
días. Luego de la aplicación de purines se observó un aumento de la respiración la que
alcanzó los niveles más altos durante los primeros 5 días, para luego a partir del día 15,
comenzar a descender hasta alcanzar niveles cercanos al control (S-0). Estos resultados
se confirmaron con los obtenidos en la evaluación de la actividad FDA (fig.2), donde la
mayor actividad se presentó en los sustratos con las dosis de purines más alta,
observándose para S-300 durante el día 10 una actividad de 700 ug de fluoresceína (g-1
peso seco de sustrato h-1), para posteriormente alcanzar una actividad en los diferentes
sustratos cercanos al control. El aumento de la actividad en los sustratos enmendados
estaría influencia por el aumento del contenido de macro y micro nutrientes a través de
la aplicación del purín en el suelo (Moorman et al., 2001).
mg kg-1DÍA 30 DE INCUBACIÓN
3.609.50.8041.01.05.433.050.018.65.3S-011.822.01.7457.71.77.590.0260.018.55.5S-10010.436.51.7856.21.77.5140.0360.017.55.5S-20030.646.02.4060.22.08.0178.0507.017.55.8S-300
4.231.00.7132.90.96.035.071.017.55.2S-3003.325.50.7233.61.05.338.040.018.35.3S-2002.720.00.6835.50.95.333.031.018.35.1S-1003.69.50.8041.71.05.433.050.018.65.3S-0
DÍA 1 DE INCUBACIÓNmg kg-1
MnSZnFeCuPNDOM M.O (%)pHSustrato
mg kg-1DÍA 30 DE INCUBACIÓN
3.609.50.8041.01.05.433.050.018.65.3S-011.822.01.7457.71.77.590.0260.018.55.5S-10010.436.51.7856.21.77.5140.0360.017.55.5S-20030.646.02.4060.22.08.0178.0507.017.55.8S-300
4.231.00.7132.90.96.035.071.017.55.2S-3003.325.50.7233.61.05.338.040.018.35.3S-2002.720.00.6835.50.95.333.031.018.35.1S-1003.69.50.8041.71.05.433.050.018.65.3S-0
DÍA 1 DE INCUBACIÓNmg kg-1
MnSZnFeCuPNDOM M.O (%)pHSustrato
386
Figura 1: Respiración microbiana de los sustratos estudiados durante 30 días posterior a
la aplicación de purines
Figura 2: Actividad FDA para los sustratos durante 30 días de incubación posterior a la aplicación de purines.
0 5 10 15 20 25 30
50
100
150
200
250
300
C-C
O2 (u
g g-1
sus
trat
o)
Días
S-0 S-100 S-200 S-300
1 5 10 15 20 300
200
400
600
800
aba
a a aa
aa
ba
c
b
a
c
aa
a
b
a
ab
aba
ab
ug fl
uoer
esce
ina
g-1 p
eso
seco
de
sust
rato
h-1
Tiempo (días)
S-0 S-100 S-200 S-300
b
387
El recuento microbiano obtenido para bacteria y hongos (Tabla 2) mostró un aumento
de CFUs para bacterias al aumentar las dosis de aplicación de purines. El mayor número
de CFUs se presentó en los días 15 y 30 para bacterias, mientras que para hongos sólo
los sustratos S-200 y S-300 mostraron una mayor diferencia. Considerando lo anterior se
podría predecir que los purines presentan un mayor efecto en bacterias.
Tabla 2: Recuento microbiano de CFUs para bacterias y hongos en los sustratos
estudiados para distintos días de incubación posterior a la aplicación de purines.
Finalmente, la realización del PCR-DGGE (Fig. 3) mostró para los días 1, 15 y 30 de
incubación una comunidad microbiana muy similar en todos los sustratos estudiados,
excepto por la aparición de una banda (banda 1) en el sustrato S-300 para los días 15 y
30 posterior a la aplicación de purines. Sin embargo, es necesario determinar la especie
que sería eventualmente estimulada. Considerando lo anterior se podría determinar que
el mayor efecto sobre la comunidad microbiana del suelo, estaría determinada por una
dosis de aplicación de purines de 300 mil L ha-1. Cambios en la comunidad microbiana
por la aplicación de enmiendas orgánicas ha sido a sido también reportado por Chu et
al., (2007) quien establece que modificaciones en la comunidad se pueden establecer por
la estimulación de bacterias presentes en el suelo y no necesariamente por la
incorporación a través de la enmienda.
2.33 ± 0.56
5.26 ± 0.00
1.79 ± 0.15
2.13 ± 0.43
15
2.93 ± 0.512.64 ± 0.916.94 ± 2.696.05 ± 2.082.07 ±0.21S-300
3.21 ± 1.742.50 ± 1.105.57 ±1.295.57 ± 1.291.72 ± 0.27S-200
1.11 ± 0.941.66 ± 0.093.38 ±0.253.38 ± 0.251.59 ± 0.43S-100
1.72 ± 0.341.65 ± 0.202.18 ± 0.502.73 ± 0.501.85 ± 0.34S-0
30130151
Día de incubaciónDía de incubación
Hongos CFU 10-4Bacterias CFU 10-6
Sustrato
2.33 ± 0.56
5.26 ± 0.00
1.79 ± 0.15
2.13 ± 0.43
15
2.93 ± 0.512.64 ± 0.916.94 ± 2.696.05 ± 2.082.07 ±0.21S-300
3.21 ± 1.742.50 ± 1.105.57 ±1.295.57 ± 1.291.72 ± 0.27S-200
1.11 ± 0.941.66 ± 0.093.38 ±0.253.38 ± 0.251.59 ± 0.43S-100
1.72 ± 0.341.65 ± 0.202.18 ± 0.502.73 ± 0.501.85 ± 0.34S-0
30130151
Día de incubaciónDía de incubación
Hongos CFU 10-4Bacterias CFU 10-6
Sustrato
388
Figura 3: Análisis de la comunidad de bacterias 16S rRNA a través de DGGE en suelo
sin enmienda y sustratos enmendados con distintas dosis de purines de origen bovino.
CONCLUSIONES
La aplicación de purines contribuye en el suelo al aumento de la actividad biológica
debido al aporte de nutrientes que son incorporados con la enmienda. Por otra parte hay
un aumento en el número de microorganismos principalmente de bacterias, debido a un
efecto de bioestimulación en la comunidad microbiana del suelo.
REFERENCIAS
Adam & Duncan. 2001.Development of a sensitive and rapid method for the
measurement of total microbial activity using fluorescein diacetate (FDA) in a range
of soils. Soil Biol. Biochem. 33, 943-951.
Chu. H., X. Lin, T. Fujii, S. Morimoto, K. Yagi, J. Hu, J. Zhang. 2007. Soil microbial
biomass, dehydrogenase activity, bacterial community structure in response to long-
term fertilizer management. Soil Biol. Biochem. 39: 2971–2976.
Moorman, T., Cowan, J., Arthur , E., & Coats, J. 2001. Organic amendments to enhance
herbicide biodegradation in contaminated soils. Biol. Fertil. Soils 33, 541–545.
S-0
S-1
00
S-2
00
S-3
00
S-0 S-1
00
S-2
00
S-3
00
S-0
S-1
00
S-2
00
S-3
00
Día 1 Día 15 Día 30
Banda 1
S-0
S-1
00
S-2
00
S-3
00
S-0 S-1
00
S-2
00
S-3
00
S-0
S-1
00
S-2
00
S-3
00
Día 1 Día 15 Día 30
Banda 1
389
EFECTO DE DIMETENAMIDA EN LA ACTIVIDAD
MICROBIOLÓGICA DE UN SUELO CON APLICACIÓN DE
PURINES DE ORIGEN BOVINO
Oscar Candia, Paula Aguilera, Gabriela Briceño, Carla Puccio,
María de la Luz Mora, Rolando Demanet y Graciela Palma Universidad de la Frontera, Casilla 54-D, Temuco, Chile. [email protected]
RESUMEN
Las propiedades físico-químicas y microbiológicas de un suelo con aplicación de purines disminuyen la eficacia de los herbicidas aplicados en presiembra. El objetivo de este estudio es determinar la velocidad mineralización de dimetenamida y su relación con la estabilización de los sustratos suelo-purín, con cargar crecientes de purín. Para ello se prepararon sustratos suelo-purín con dosis de purín equivalentes 100.000 y 200.000 L ha-1. A los sustratos incubados a distintos tiempos se les aplicó dimetenamida en la dosis de campo (2 L ha-1). La degradación microbiana fue evaluada a través de la evolución de CO2 durante 60 días. La estabilización de los sustratos se logra a los 20 días de incubación no existiendo diferencias significativas en los niveles de respiración respecto al suelo. La mineralización de dimetenamida pareciera ser poco significativa en todos los sustratos y no se establecieron diferencias significativas en los sustratos con aplicación y sus respectivos controles. En general, la mineralización de dimetenamida es menor que la obtenida para atrazina, la que se aplica en mezcla con dimetenamida en el control de malezas en cultivos de maíz forrajero.
INTRODUCCION
La biodisponibilidad de los herbicidas se ve afectada por la aplicación de enmiendas de
origen animal, disminuyendo su eficacia y requiriendo de una mayor carga de estos
productos debido a su rápida mineralización. Por otra parte, las propiedades químicas de
estas enmiendas indican una alta concentración de nutrientes que favorece el crecimiento
desmedido de malezas, lo que ha conducido a la búsqueda de productos y condiciones
de aplicación más eficaces (Briceño et al., 2007). Dimetenamida es un herbicida
perteneciente a las cloroacetamidas, relativamente nuevo en el mercado, siendo
caracterizado como un herbicida poco mineralizable, generando subproductos con altos
390
índices de lixiviación. El objetivo de este estudio es proporcionar antecedentes de
mineralización de dimetenamida, en los sustratos suelo- purín.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se utilizó un Andisol de la serie Los Lagos, Futrono, región de Los Ríos. El purín se
obtuvo del mismo lugar, se trasladó al laboratorio y fue almacenado a baja temperatura.
Se aplicó el purín considerando las dosis de campo correspondientes a 0, 100.000,
200.000L ha-1 (S-0, S-100, S-200). El proceso de incubación de los sustratos se realizó a
20ºC, en oscuridad y con control de humedad durante dos meses. Se tomaron muestras a
distintos tiempos de incubación agregando dimetenamida en la dosis de campo de 2 L
ha-1 (SD-0, SD-100, SD-200). La medición del CO2 se realizó en frascos de 1 L que
contenían una trampa de gases con 10 mL de NaOH 0.5 M. Los frascos fueron cerrados
herméticamente y la evolución de CO2 se determinó a los días 1, 3, 5, 10, 20, 30, 45 y
60. El ensayo fue realizado en triplicado, con sus respectivos controles (S-0, S-100, S-
200, S-300).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En la Figura 1 se observa que en los sustratos sin estabilizar existe una alta actividad
microbiana, aumentando la respiración conforme aumenta la dosis de enmienda.
Los sustratos S-100, S-200 se estabilizaron después de 20 días de incubación
disminuyendo los niveles de CO2 desde 1800 µg g-1 a valores menores que 400 µg g-1
(Fig. 3). Los resultados obtenidos están de acuerdo con antecedentes que indican una
baja mineralización de dimetenamida (Crawford et al., 2002, De Schrijver y De Mot,
1999).
0
400
800
1200
1600
2000
0 20 40 60
Tiempo de respiración (días)
CO
2 (u
g g
-1 d
e su
elo)
SD-0
S-0
SD-100
S-100
SD-200
S-200
Figura 1: Respiración microbiana de los sustratos suelo-purín con un día de incubación. S-0: sustrato sin aplicación de purín, S-100: sustrato con 100 mil L ha-1 de purín, S-200: sustrato con 200 mil L ha-1. Sustratos con aplicación de dimetenamida se indican con la letra D.
Para SD-O, SD-100 y SD-200 en todos lo tiempos de estabilización de los sustratos no
se encontró diferencias significativas en los niveles de respiración respecto a los
sustratos sin aplicación de herbicida (S-0, S-100, S-200, S-300).
0
400
800
1200
1600
2000
0 5 10 15 20 25 30Tiempo de respiración (días)
CO
2 (u
g g
-1 d
e su
elo)
SD-0
S-0
SD-100
S-100
SD-200
S-200
Figura 2: Respiración microbiana de los sustratos suelo-purín con 10 días de incubación. S-0: sustrato sin aplicación de purín, S-100: sustrato con 100 mil L ha-1 de purín, S-200: sustrato con 200 mil L ha-1. Sustratos con aplicación de dimetenamida se indican con la letra D.
391
0
400
800
1200
1600
2000
0 10 20 30Tiempo de respiración (días)
-CO
2 (u
g g
-1 d
e su
elo)
SD-0
S-0
SD-100
S-100
SD-200
S-200
Figura 3: Respiración microbiana de los sustratos suelo-purín con 20 días de incubación. S-0: sustrato sin aplicación de purín, S-100: sustrato con 100 mil L ha-1 de purín, S-200: sustrato con 200 mil L ha-1. Sustratos con aplicación de dimetenamida se indican con la letra D.
CONCLUSIONES
En los sustratos suelo-purín estudiados se observó una baja mineralización de
dimetenamida por lo que se requerirá identificar los productos de degradación y su
velocidad de mineralización.
AGRADECIMIENTOS
Proyecto FONDECYT 1070568. Convenio de Desempeño II, DIUFRO 2007.
REFERENCIAS
Briceño, G., Palma, G. y Durán, N. 2007. Influence of organic amendment on the
biodegradation and movement of pesticides. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 37: 1-
39.
Crawford, J., Sims, G., Simmons, F., Wax, L. and Freedman, D. 2002. Dissipation of the
herbicide [14C] dimethenamid under anaerobic conditions in flooded soil microcosms.
J. Agric. Food Chem. 50: 1483 -1491.
De Schrijver, A. and De Mot, R. 1999. Degradation of pesticides by actinomycetes. Crit.
Rev. Microbiol. 25: 85-119.
392
393
HONGOS AISLADOS DESDE SUELOS DE BOSQUES DE
ARAUCARIA-NOTHOFAGUS POST-INCENDIO
Oscar Martínez V.1,2, Eduardo Valenzuela F2. y Roberto Godoy B3. 1 Programa de Doctorado en Ciencias de Recursos Naturales, Universidad de La
Frontera, Temuco. 2 Instituto de Microbiología, 3 Instituto de Botánica, Facultad de Ciencias, Universidad Austral de Chile, Valdivia. [email protected]
RESUMEN
Después de dos años se determinó el efecto de un incendio natural sobre la diversidad de la población fúngica viable en un suelo (Andisol) del bosque templado prístino Araucaria-Nothofagus. Se establecieron tres sitios de muestreo, dos sitios afectados por el incendio y un sitio control. Se hicieron muestreos estaciónales a una profundidad de 0-20 cm. Se aislaron 600 cepas fúngicas (método de las diluciones seriadas) las que fueron identificadas por la metodología de la taxonomía clásica. Se identificaron 37 taxa. Los hongos pertenecientes a los géneros Penicillium, Mortierella y Trichoderma fueron los más abundantes, independiente de la época y del sitio de muestreo. Estos resultados sugieren que especies de estos géneros son los primeros en recolonizar los suelos de las áreas quemadas.
INTRODUCCIÓN
La actividad de los hongos en el suelo de bosques templados es importante en el
funcionamiento de los ciclos biogeoquímicos, particularmente en el ciclo del carbono.
Esta actividad es modificada por los incendios forestales, ya que provocan una reducción
de la biomasa y diversidad de las poblaciones fúngicas (Neary et al., 1999). Los hongos
son sensibles a las altas temperatura, en algunos casos han demorado hasta tres años en
alcanzar los niveles poblacionales iniciales (Vázquez et al, 1993).
En febrero del año 2002 en el Parque Nacional Tolhuaca ocurrió un incendio de origen
natural que devastó el 60 % de su superficie, afectando severamente al bosque de
Araucaria-Nothofagus. Esta catástrofe generó una oportunidad para estudiar el efecto del
fuego sobre las poblaciones fúngicas del suelo. El objetivo de este trabajo fue conocer y
comparan los hongos aislados desde suelos de áreas quemadas y no quemadas en
bosques de Araucaria-Nothofagus.
394
MATERIALES Y MÉTODOS
El zona de estudio está localizada en el Parque Nacional Tolhuaca (38ºS, 72ºO), Región
de La Araucanía. Se establecieron tres sitios de muestreo, dos afectados por el fuego (S1
y S2) y un sitio control (SC). El suelo del lugar es de origen volcánico (Andisol),
provenientes de erupciones antiguas provenientes de los volcanes Tolhuaca y
Lonquimay. El clima es templado frío, la temperatura promedio anual es de 8,6 ºC. Las
precipitaciones tienen un rango de 2500-3500 mm anuales concentrándose en los meses
de invierno. Se muestrearon los suelos de los sitios en cada estación del año 2004. Se
extrajeron muestras de suelo a una profundidad de 0-20 cm, las que fueron tamizadas a 2
mm y homogenizadas. Las muestras fueron procesadas por el método de las diluciones
seriadas y sembradas en agar extracto malta al 2%. La incubación se hizo a 23 ± 2 ºC por
5 a 7 días, tiempo en el que se aislaron los hongos. Se aislaron 600 cepas, las que se
identificaron por la metodología de la taxonomía clásica. Para la identificación de
hongos se siguió las claves de textos especializados (e.g. Domsch et al., 1980).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La primera columna de la Tabla 1, muestra el nombre de las taxa fúngicas aisladas. Las
siguientes columnas indican a si fueron aisladas desde el sitio control (SC) o de los sitios
quemados (S1 y S2). Las taxa pertenecientes a los géneros Penicillium, Mortierella y
Trichoderma fueron las más abundantes en todos los sitios en estudio. Estos resultados
concuerdan con Lucarotti (1981), quien reportó que en suelos de bosques quemados en
Canadá, hubo mayor frecuencia de especies pertenecientes a los géneros Trichoderma,
Penicillium, Mucor y Mortierella. Por otra parte, Lumbey et al. (2001), indicaron que las
especies más comunes aisladas desde el suelo después de un incendio en un bosques de
Populus y Picea, pertenecían a los géneros Trichoderma, Rhinocladiella, Penicillium y
Mortierella. Por su parte, Soderstrom & Baath (1978), quienes investigaron los hongos
presentes en suelos de bosques de Picea sp., en el sur de Suecia, encontrando que el 71
% del total de los aislados pertenecen a especies de los géneros Penicillium, Mortierella
y Trichoderma.
395
Tabla 1: Taxa fúngicas aisladas desde el suelo del bosque de Araucaria-Nothofagus post-incendio.
Taxa SC S1 S2 Absidia sp. + Acremonium aff. kiliensis + Acremonium sp. + Aspergillus niger Tiegh. + + + Aspergillus sp. + Beauveria bassiana (Bals.-Criv.) Vuill. + + Eupenicillium sección javanica + Eupenicillium sp. + Geotrichum candidum Link + + Mortierella isabellina Oudem. + + + Mortierella rammaniana var. angulispora (Naumov) Linnem. + + Mortierella vinacea Dixon-Stew. + + + Mortierella sp. + + Penicillium chrysogenum Thom + Penicillium decumbens Thom + Penicillium expansum Link + + + Penicillium implicatum Biourge + + + Penicillium janthinellum Biourge + + Penicillium jensenii Zalessky + Penicillium restrictum Gilman y Abbott + Penicillium simplicissimum (Oudem.) Thom + Penicillium serie brevi-compactum + Penicillium serie decumbens + + Penicillium serie implicatum + Penicillium serie frequentans + Penicillium serie implicatum + Penicillium serie janthinellum + Penicillium serie ramigena + + Penicillium sp. + + + Rhizopus stolonifer (Ehrenb.) Vuill. + Sclerotinia sclerotiorum (Lib.) de Bary + + Trichoderma harzianum Rifai + + + Trichoderma longibrachiatum Rifai + + + Trichoderma polysporum (Link) Rifai + + + Trichoderma sp. + + Micelio estéril + + + Micelio estéril basidiomicetes + +
396
CONCLUSIONES
Los hongos pertenecientes a los géneros Penicillium, Mortierella y Trichoderma fueron
los dominantes en casi todos los muestreos independientes del efecto del fuego y época
de muestreo. Estos hongos se caracterizan por una gran capacidad de producir conidias y
esporas, siendo los primeros en recolonizar los suelos de las áreas quemadas.
Las taxa aisladas solamente desde SC, podrían tener el potencial de ser bioindicadores
de la recuperación del ecosistema Araucaria-Nothofagus después de un incendio, ya que
tendrían que estar presentes en los sitios quemados una vez que el bosque recupere sus
características iniciales.
REFERENCIAS
Domsch, K. Gams, W. & Anderson, T. 1980. Compedium of soil fungi. Vol. I.
Academic Press. London.
Lucarotti, C. 1981. The effects of fire and forest regeneration on mesofauna population
and microfungal species in lichens. McGill Subarctic Research Paper 32: 7-26.
Lumley, T., Dennis Gignac, L. & Currah. R. 2001. Microfungus communities of white
spruce and trembling aspen logs at different stages of decay in disturbed and
undisturbed sites in the boreal mixedwood region of Alberta. Canadian Journal of
Botany. 79: 76-92.
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Vázquez, F., Acea, M. & Carballas, T. 1993. Soil microbial populations after wildfire.
FEMS Microbiology Ecolology
397
EFECTO DE LA ADICIÓN DE COMPOST EN UN ULTISOL
SOBRE PROPÁGULOS MICORRÍCICOS EN UNA ROTACIÓN
DE CORTO PLAZO.
Millaleo, R.1, Manzano, K.2, Lara, E.2, Rubio, R.2 y Borie, F.2
1Universidad de La Frontera, Programa de Doctorado en Ciencias de Recursos Naturales. Temuco-Chile. e-mail: [email protected]
2Universidad de La Frontera, Facultad de Ingeniería, Ciencias y Administración, Departamento de Ciencias Químicas. Av. Francisco Salazar 01145. Temuco-Chile.
RESUMEN
En suelos agrícolas, la adición de enmiendas orgánicas, se utiliza principalmente para mejorar la fertilidad y propiedades del suelo promoviendo la actividad de microorganismos benéficos como los hongos micorrícicos arbusculares (HMA), los cuales mejoran en el cultivo la captación de nutrientes poco móviles como P. El objetivo de este trabajo fue determinar en un ensayo en invernadero realizado durante tres años consecutivos el efecto de la aplicación de tres dosis de compost en un Ultisol sobre las esporas HMA y P disponible del suelo en una rotación pradera-poroto-trigo. El abono orgánico, como el cultivo en la rotación, afectaron la densidad de propágulos fúngicos y el P disponible, mejorando las condiciones químicas y biológicas del suelo.
INTRODUCCIÓN
La agricultura orgánica enfatiza la utilización de prácticas de gestión basadas
preferentemente en el manejo de los insumos internos del predio agrícola, lo que se
consigue aplicando en lo posible métodos agronómicos, biológicos y mecánicos, en
contraposición a la utilización de materiales sintéticos y externos de la agricultura
convencional (Shannon et al., 2002). En suelos cultivables, la adición de enmiendas
orgánicas se utiliza entre otras cosas, con el fin de mejorar la fertilidad y propiedades del
suelo, tales como agregación, capacidad de retención de agua y efecto residual de
herbicidas y productos fitosanitarios (Pagliai et al., 2004). Además, en este tipo de
manejo se promueve el desarrollo y actividad de microorganismos benéficos como los
HMA, los cuales forman asociaciones simbióticas con las raíces de la mayoría de las
plantas de interés agrícola. Esta simbiosis mejora en los suelos la captación de nutrientes
398
poco móviles como P, Cu, Zn, entre otros. De acuerdo a lo anterior, el objetivo de este
trabajo fue determinar, en un ensayo en invernadero realizado durante tres años
consecutivos, el efecto de la aplicación de compost en un Ultisol sobre las esporas HMA
y P disponible del suelo en una rotación pradera-poroto-trigo.
MATERIALES Y MÉTODOS
El ensayo se realizó durante tres años consecutivos en los Invernaderos y Laboratorios
del Departamento de Ciencias Químicas de la Universidad de La Frontera, iniciándose
en el año 2003 y finalizando a comienzos del 2007. En macetas de 5 kg de capacidad, se
agregó un Ultisol (Metrenco, 38º 41’ S; 72º 35’O) procedente de una pradera natural.
Los tratamientos consistieron en dosis crecientes de compost equivalentes a 8, 20 y 30
Mg ha-1 incluyendo un control, sin aplicación. Cada año, a la siembra, el compost
aplicado se preparó con desechos vegetales agrícolas y cama de animales. Los cultivos
utilizados fueron tres: a) pradera mixta formada por la asociación Lolium multiflorum y
Trifolium pratense, b) poroto (Phaseolus vulgaris), y c) trigo (Triticum aestivum), donde
las semillas utilizadas provenían de cosechas orgánicas. La densidad de plantas en
poroto y trigo fue de 3 y 10 plantas maceta-1 mientras que, en pradera la densidad se
asoció con el equivalente a una siembra de campo realizada en forma manual. Durante
todo el ensayo las plantas crecieron en invernadero bajo condiciones controladas de
humedad, luz y temperatura, con un valor promedio de 23ºC. En cada año, el ensayo de
pradera mixta se mantuvo siete meses aproximadamente; mientras en poroto las
cosechas se realizaron cuando se alcanzó la madurez fisiológica y en trigo se efectuaron
en la etapa de grano maduro (Zadocks = 91). El número de esporas de HMA en el suelo
se cuantificó mediante la técnica del tamizado y decantación húmeda, seguido por
centrifugación en gradiente de sacarosa. El P disponible se determinó mediante
espectrofotometría visible.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La adición de compost al Ultisol durante 3 años consecutivos indujo respuestas
diferentes en los cultivos relacionado con las esporas HMA.
II
399
I
Pr Po Tr0
500
1000
1500
2000
2500
3000
aa
aab
a
bc
a
c
aaa
Esp
oras
(100
g ss
-1)
0 8 20 30AAño 1
Pr Po Tr
0
4
8
12
16
20
24
a
bbb
aab
abb
aba
ab
b
0 8 20 3Año 1
P-O
lsen
(mg
kg-1
)
A
Po Tr Pr0
4
8
12
16
20
24
cccc
bb
bb
aaa
a
Año 2
P-O
lsen
(mg
kg-1
)
B
Po Tr Pr0
500
1000
1500
2000
2500
3000
a aaa
a
aaa
aaa
Esp
oras
(100
g ss
-1)
Año 2B
a
Tr Pr Po0
4
8
12
16
20
24 Año 3
P-O
lsen
(mg
kg-1
)
C
Tr Pr Po0
500
1000
1500
2000
2500
3000 Año 3
Esp
oras
(100
g ss
-1)
C
Figura 1: Efecto de la adición de compost (0, 8, 20, 30 Mg Ha-1) a un Ultisol sobre: I) número de esporas HMA y II) P disponible en una rotación pradera (Pr) – poroto (Po) – trigo (Tr).Valores con misma letra no difieren estadísticamente, test de Tukey (α=0,05). *Tercer año datos en proceso de análisis estadístico.
400
En la Figura 1I se observa, en general, un aumento en las esporas al tercer año de la
rotación con los tres cultivos, donde al finalizar la rotación Pr-Po-Tr, este último
presentó el mayor contenido de propágulos con la dosis más elevada de compost.
Sin embargo, al término del primer año de la rotación, Tr a la misma dosis, presentó una
cantidad relativamente baja en comparación con Pr. Al primer año, con la Pr, se obtuvo
mayor cantidad con D-8, al segundo año (después de Tr) la adición de compost hizo
descender la cantidad de propágulos fúngicos, mientras que al tercer año se exacerbaron
con D-20.
Con respecto a Po, al primer año, permaneció una gran cantidad de esporas en D-20,
pero al finalizar la rotación Tr-Pr-Po la cantidad fue menor con las tres dosis en relación
al testigo. En el primer año, Tr presentó la mayor cantidad de esporas con las dosis más
elevadas (D-20 y D-30); al segundo año, la dosis D-20 incrementó notablemente el
número de esporas con respecto a los otros tratamientos pero, al tercer año se vió un
aumento de propágulos directamente proporcional con las dosis aplicadas al cultivo. En
la Figura 2II los contenidos de P disponible en el suelo muestran, en general, un aumento
de P Olsen al tercer año para las rotaciones Po-Tr-Pr y Tr-Pr-Po, donde los contenidos
de P sobrepasaron los niveles más altos alcanzados en el primer y segundo año con las
dosis mayores, llegando a valores superiores a 12 mg kg-1, incluyendo los controles. Por
el contrario, la rotación Pr-Po-Tr al tercer año, registró valores menores a 4 mg kg-1.
Estos resultados concuerdan con la literatura sobre el efecto de la adición de compost
sobre la tasa de multiplicación de HMA evaluada por el número de esporas; así, en
agricultura orgánica se ha registrado que suelos manejados con bajos aportes de
nutrientes muestran mayores poblaciones de esporas que bajo manejo convencional con
fertilizantes sintéticos (Millaleo et al., 2006).
CONCLUSIONES
Al finalizar una rotación Pr-Po-Tr de tres años en un Ultisol del sur de Chile, se puede
concluir que la aplicación de compost favoreció la acumulación de esporas HMA y la
disponibilidad de P en el suelo. El abono orgánico, como el cultivo que se incluyó en la
401
rotación, afectaron la densidad de propágulos fúngicos y el P disponible, mejorando las
condiciones químicas y biológicas del suelo.
REFERENCIAS
Millaleo, R., Montecinos, C., Rubio, R., Contreras, A., Borie, F. 2006. Efecto de la
adición de compost sobre propágulos micorrícicos arbusculares en un suelo volcánico
del centro sur de Chile. Rev. Cien. Suelo Nutr. Veg. 6: 26-39.
Pagliai, M., Vignozzi, N., Pellegrini, S. 2004. Soil structure and the effect of
management practices. Soil Till. Res. 79: 131-143.
Shannon, D., Sen, A., Johnson, D. 2002. A comparative study of the microbiology of
soils managed under organic and conventional regimes. Soil Use Manage. 18: 274-
283.
402
403
MODELOS DE SIMULACIÓN EN LA AGRICULTURA:
PRESENTE Y FUTURO
Raúl Orrego y Francisco Matus Universidad de La Frontera, Dpto. de Ciencias Químicas
RESUMEN
Este trabajo pretende dar una visión resumida de la modelación de cultivos tanto en su funcionamiento como en sus aplicaciones presentes y futuras. La modelación ha tenido aplicaciones en la gestión agrícola y estudios sobre el cambio climático. En la práctica surgen varios problemas al intentar simular la compleja realidad de un agroecosistema con los datos existentes. Se deben mejorar las estimaciones de los balances energéticos en la superficie foliar y finalmente se deben incorporar los procesos genéticos a las simulaciones por cultivar.
INTRODUCCIÓN
El uso de modelos en la agricultura surge a comienzos de los años 70, con de De Witt
(Van Ittersum, et al., 2003). También contribuyeron los trabajos financiados por los
servicios de inteligencia de los EE.UU. para predecir la producción agrícola en la ex
URSS. (Villalobos et al., 2002). Dos escuelas destacan, Wageningen, basada en modelos
centrados en los balances de energía, y los modelos norteamericanos de la familia
CERES, con un enfoque específico en la fenología (Villalobos et al., 2002). Hoy existen
más de 4.416 publicaciones en la base de datos ‘Science Direct’ relacionadas con
modelos de simulación de cultivos. Entonces cabe preguntarse ¿cuáles han sido sus
aportes al desarrollo agrícola y cuales son los aspectos en que los modelos de simulación
deben de ser mejorados. Este trabajo presenta una discusión sobre la modelación
agrícola, en sus aspectos comunes, aplicaciones y su futuro desarrollo.
Rutinas comunes a los modelos de simulación de cultivos mecanísticos
Aunque el funcionamiento de cada modelo depende de su objetivo (simular procesos ó
aplicaciones prácticas), los modelos comparten aspectos comunes (e.g. van Ittersum,
2003; Timsina y Humphreys, 2006;).
404
La mayoría de estos modelos estiman la productividad. El potencial biológico se estima
a partir del carbono (C) fijado, que se calcula cómo la cantidad de radiación interceptada
por el área foliar (IPAR) relacionada con la asimilación potencial de CO2, considerando
la respiración.
Para calcular la tasa de crecimiento real, se restringe el potencial biológico con factores
derivados de las condiciones de humedad y nutrientes y temperatura. La restricción
hídrica se simula con la relación entre la evapotranspiración potencial y la
evapotranspiración real, que dependen de factores climáticos, de la planta y del balance
hídrico del suelo. La restricción por nutrientes se centra principalmente en el nitrógeno,
y su cálculo se basa en la relación entre los requerimientos de la planta y el balance de
este elemento en el suelo. Normalmente, el resto de los nutrientes y las restricciones
térmicas se calculan de la relación respecto del óptimo de desarrollo.
El carbono y el nitrógeno fijados se reparten en los distintos órganos según coeficientes
empíricos dependientes de la fenología. El desarrollo fenológico se calcula con la suma
de temperaturas superiores a un valor dado, corregido por la acumulación de
temperaturas bajo un cierto umbral (vernalización), y con la época del año, de manera
que exista una coincidencia entre la madurez y el aumento de las horas de sol.
Usos y aplicaciones actuales de los modelos de simulación de cultivos
Estos modelos han sido utilizados en diversas aplicaciones (e.g. Ewert et al., 2007,
Audsley et al., 2006), sin embargo se destacan dos áreas: a) Gestión agrícola: La
simulación ha permitido mejorar el manejo del riego y la fertilización nitrogenada,
generar información para la evaluación de proyectos, prever el efecto de condiciones
climáticas, evaluar medidas y planes de manejo sin necesidad de arriesgar producción,
entre otras aplicaciones. Con el fin de aumentar las potencialidades de los modelos, éstos
están incorporándose a paquetes informáticos de soportes de toma de decisiones, siendo
uno de los ejemplos el sistema (The Decision Support System for Agrotechnology
Transfer, DSSAT), b) Cambio climático: El efecto del cambio climático en la agricultura
es uno de los temas más trabajados en las aplicaciones de los modelos. Son dos los
405
efectos estudiados, el incremento en la concentración de CO2 y el efecto del cambio en
las precipitaciones y la temperatura.
Consideraciones generales y desarrollo futuro
Existen varias propuestas para mejorar la modelación (Radha, 2003; Poluektov y Topaj,
2001; Mavromatis, 2001):
Calidad de los datos: Los modelos son muy dependientes de la calidad de los datos que
se ingresan (input). Se requiere estudiar el efecto de la variación espacial y temporal de
estos en la calidad de los resultados, de manera de optimizar la predicción. Se enfatizan
dos líneas de trabajo: a) Mejoramiento de la obtención y estimación de los datos
climáticos. Algunos trabajos apuntan al desarrollo de métodos de observación más
precisos, capaces de obtener mayor cantidad de información y que minimicen la falla de
los sensores o en la comunicación de los datos. La estimación de datos climáticos es otro
aspecto que se está trabajando, el perfeccionamiento de modelos climáticos de micro
escala, la incorporación de sistemas de información geográfica y el desarrollo de
técnicas para aumentar la precisión de las interpolaciones espacial usando técnicas
geoestadísticas y topoclimáticas, se proponen como soluciones. Y b) La mejorar la
estimación de los coeficientes genéticos. Los coeficientes genéticos son los factores
específicos de un cultivar que se necesitan como parámetros para la modelación (e.g.
tiempo entre la primera floración y la primera semilla), si bien los modelos traen
coeficientes “genéricos”, los resultados obtenidos con mediciones in situ mejoras la
predicción local. El problema es que muchos de estos factores se estiman sobre la base
de relaciones empíricas, por lo que están sujetos a errores. Existen numerosos trabajos
que discuten el tema y proponen métodos basados en experimentos de campo y técnicas
de optimización numérica para mejorar las estimaciones.
Balance energético en superficie del follaje: La estimación del balance energético en las
hojas se correlaciona con la dinámica hídrica y con la fijación de carbono. El efecto de la
topografía y el sombreamiento entre las hojas son los principales problemas. El tema ha
406
sido tratado en numerosos trabajos, que proponen soluciones basadas en el uso de
sistemas de información geográfica, la inclusión de técnicas de teledetección y la
simulación del crecimiento y estructura de las siembras (modelos 3-D).
Simulación procesos genéticos: La mayor parte de los modelos no considera aspectos
genéticos, y los que lo hacen, se refieren sólo a unos pocos genes. Sin embargo, el auge
de las técnicas moleculares ofrece una alternativa para la mejorar la simulación de los
cultivos, además de que los modelos de simulación pueden convertirse en un apoyo para
el desarrollo de cultivos genéticamente modificados, guiando y evaluando los efectos de
los cambios en los genes, y explorando sus límites.
CONCLUSIONES
La simulación es una herramienta exitosa, que ha mostrado resultados importantes para
la agricultura, Sin embargo, aún quedan aspectos en que se necesitan mayores esfuerzos.
Mejorar la calidad de los datos, mejorar la estimación de los balances energéticos en la
superficie de las hojas y la modelación de los procesos genéticos aparecen como los
principales problemas a superar.
REFERENCIAS
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Audsley, E., Pearn, K., Simota, C., Cojocaru, G., E. Koutsidou, Rounsevell, M., Trnka,
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European scale agricultural land use, and what not? Environ. Sci. Policy.9:148 –
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Mavromatis, T., Boote, K., Jones, J., Irmak, A., Shinde, D., Hoogenboom, G. 2001.
Developing Genetic Coefficients for Crop Simulation Models with Data from Crop
Performance Trials. Crop Sci. 41:40–51.
408
409
EFECTO 2,4-D, MCPA Y METSULFURÓN- METIL SOBRE LA
PUDRICIÓN RADICAL PROVOCADA POR
GAEUMANNOMYCES GRAMINIS EN TRIGO
Graciela Palma1, Gabriela Briceño1, Paula Aguilera1, José Leiva1 y
Oscar Andrade2
1 Universidad de La Frontera, Casilla 54-D, Temuco, Chile. [email protected]. 2 Instituto de Investigaciones Agropecuarias, Carillanca, Casilla 58-D, Temuco, Chile.
RESUMEN
En este estudio se evaluó el efecto de la aplicación de los herbicidas MCPA, 2,4-D y Metsulfuron- metil sobre la severidad de la infección provocada por Gaeumannomyces graminis var tritici sobre la raíz y su efecto sobre el crecimiento de las plantas de trigo (cv. Dalcahue-INIA), bajo condiciones de invernadero. Las plantas fueron sembradas, inicialmente en macetas sobre suelo estéril, que luego fue inoculado con el hongo (0.5%). Los herbicidas fueron aplicados en la dosis de campo y el doble de ésta. La severidad de la enfermedad se evaluó mediante una escala visual de los síntomas más relevantes de la enfermedad. Se realizaron mediciones de altura de planta, largo de raíz y peso seco. La aplicación de los herbicidas en la dosis de campo no afectó el desarrollo de la plantas de trigo, evidenciándose sólo efecto fitotóxico al aplicar el doble de la dosis. Los resultados obtenidos indican que los herbicidas MCPA y 2,4-D aumentan la severidad de la enfermedad en los dos tiempos evaluados, y que la aplicación de metsulfuron- metil, en su dosis de campo, disminuye significativamente la severidad, atenuando la sintomatología de la enfermedad.
INTRODUCCIÓN
Uno de los factores que limitan fuertemente la producción de trigo es el tema sanitario
donde destacan las enfermedades producidas por hongos fitopatógenos que habitan el
suelo, siendo el hongo de pudrición radical Gaeumannomyces graminis quién provoca
la enfermedad denominada mal del pie. Por otra parte, existen antecedentes que indican
que los herbicidas afectan las poblaciones de hongos en el suelo y la fisiología y
desarrollo de los cultivos, predisponiendo principalmente a las raíces de las plantas al
ataque de hongos fitopatógenos (Altman y Rovira, 1989). Entre los herbicidas más
usados en el control de malezas en trigo destacan 2,4-D, MCPA y metsulfuron-metil. El
410
objetivo de este estudio fue evaluar el efecto de la aplicación de los herbicida MCPA,
2,4-D y metsulfuron-metil sobre el crecimiento de plantas de trigo y sobre la severidad
de la infección del patógeno Gaeumannomyces graminis.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se utilizó suelo alofánico, serie Vilcún, esterilizado en un autoclave. Se utilizaron
semillas de trigo cv.Dalcahue-INIA, previamente desinfectadas. El inóculo del hongo
Gaeumannomyces graminis var. tritici fue aplicado mezclando 5 g del preparado por 1
Kg de suelo (Andrade, 2004). Se aplicaron las formulaciones comerciales MCPA 750
SL, Arco 2,4-D 480 SL y Ally 60 WG. Cada herbicida fue aplicado en la dosis
equivalente a la de campo y el doble de ésta, después de 20 días de la siembra. Se
determinó largo de raíz, peso seco de raíz, altura de planta, peso seco del follaje.
Asimismo se evaluó la severidad de la enfermedad mediante escalas de daño.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Para los herbicidas 2,4-D y MCPA (Fig. 1 y 2), desde la emergencia de las plantas de
trigo se observaron síntomas visibles de la patología que produce el hongo lo que revela
la rápida y efectiva colonización del patógeno sobre el sistema radical observándose una
baja tasa de crecimiento, clorosis de hojas y manchas oscuras en la parte baja del tallo
(Cook, 2003; Geddens et al., 1990). En la figura 3 se muestra la respuesta al tratamiento
con metsulfuron-metil a los 10 días, para la dosis de campo, no observándose en forma
significativa los síntomas de la patología. El 60% de las plantas fueron clasificadas en la
categoría 1 (hasta 25% de infección) y un 20% en la categoría 0 y 1 respectivamente. Sin
embargo la dosis doble no tuvo diferencias con el control, presentando síntomas claros
de la enfermedad. En la evaluación correspondiente a los 20 días la dosis comercial
presentó una respuesta similar con un 60 % de las plantas en la categoría 1 y un 40 % en
la categoría 2, sin embargo no hubieron plantas en la categoría 0. La dosis doble no
presentó diferencias con respecto al control. A la vista de estos resultados se puede
señalar que metsulfuron-metil disminuyó los síntomas de la enfermedad, en tanto que
2,4-D y MCPA no mostraron diferencias respecto al control.
411
Figur graminis en la raíz de plantas de trigo. Letras distintas, para cada tiempo, indican diferencias significativas según la prueba de Conover-Inman (P<0,05).
Figura 2: Evaluación del efecto de 2,4-D en la severidad de Gaeumannomyces graminis en la raíz de plantas de trigo. Letras distintas para cada tiempo indican diferencias significativas según la prueba de Conover-Inman (P<0,05).
10 200,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
dosis 0 dosis1 dosis 2a aa
a
a
a
Tiempo (dias)
Indi
ce d
e se
verid
ad
Indi
ce d
e se
verid
ad
a 1: Evaluación del efecto de MCPA en la severidad de Gaeumannomyces
10 200,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
dosis 0 dosis1 dosis 2
Tiempo(dias)
aa
aaa
aa
Indi
ce d
e se
verid
ad
412
Figur dad de Gaeumannomyces graminis en la raíz de plantas de trigo. Letras distintas, para cada tiempo, indican diferencias significativas según la prueba de Conover-Inman (P<0,05).
CONCLUSIONES
La aplicación de metsulfuron-metil en su dosis de campo disminuyó significativamente
la severidad de la enfermedad, atenuando la sintomatología de ésta.
REFERENCIAS
Altman, J., and Rovira, A. 1989. Herbicide-pathogen interactions in soilborne root
disease. Canadian Journal of Plant Pathology 1: 166-172.
Andrade, O. 2004. Efectividad de diferentes desinfectantes de semilla sobre la pudrición
radical (Gaeumannomyces graminis var. tritici) del trigo en el sur de chile.
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Cook, R. 2003. Take all of wheat. Physiological and Molecular Pathology 62 (2): 73-86.
Geddens, R. Appleby, A. y Powelson, R. 1990. Effect of herbicides on Take all disease
(Gaeumannomyces graminis) in winter wheat (Triticum aestivum L.). Weed
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AGRADECIMIENTOS
Proyecto DIUFRO 120522, Convenio de desempeño II, DIUFRO 2007.
a 3: Evaluación del efecto de metsulfuron-metil en la severi
10 200,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
Indi
ce d
e se
verid
ad
dosis 0 dosis1 dosis 2
a
b
a a
b
a
Tiempo(dias)
11
413
SUELO ALOFÁNICO INOCULADO CON HONGOS DE
PUDRICIÓN BLANCA PARA LA REMOCIÓN DE
CONTAMINANTES DE EFLUENTE DE CELULOSA
Cecilia Paredes1 y María Cristina Diez2
1 Programa de Doctorado y Magíster en Ciencias de Recursos Naturales. 2 Departamento de Ingeniería Química
Universidad de La Frontera. Av. Francisco Salazar 01145. Temuco. Chile
RESUMEN
Se nas empacadas con suelo alofánico para evaluar el efecto de la aireación e inoculación con hongos de pudrición blanca (Phanerochaete chrysosporium y Stereum sp.), en la biorremediación de efluente de celulosa pretratado en columnas de adsorción. La aireación del efluente favorece la adsorción de la materia orgánica, compuestos fenólicos y del color del efluente. La remoción de DQO en las columnas inoculadas con P. chrysosporium y Stereum sp. fueron 56% y 51%, respectivamente. Los remoción de compuestos fenólicos, fue mayor en la columna inoculada con Stereum sp, alcanzando en promedio una remoción del 48% y la remoción de color fue elevada (>90%) en las columnas inoculadas con P. chrysosporium y Stereum sp,
INTRODUCCIÓN
El efluente proveniente del tratamiento de efluentes de la industria de celulosa contiene
un amplio espectro de compuestos orgánicos e inorgánicos, que provienen de la madera y
su procesamiento, presentando en la fase de blanqueo de la pulpa el mayor problema
debido a la utilización de cloro para eliminar el remanente de lignina. Se ha comprobado
que los tratamientos aerobios y anaerobios remueven eficazmente DBO y sólidos
suspendidos totales (SST), pero no se obtienen importantes remociones en compuestos
fenólicos y ligninas (Diez et al., 2002). Sin embargo la utilización de tratamientos
terciarios como el carbón activado y suelo alofánico permite reducir por adsorción la
concentración de esos compuestos tóxicos (Diez et al., 1999) encontrando remociones
superiores a 80%. Para una completa eliminación de estos contaminantes, se plantea
utilizar el suelo alofánico (0-20 cm) inoculado con hongos de pudrición blanca
utilizó colum
414
(Phanerochaete chrysosporium y Stereum sp.), debido a que estos hongos poseen
enzimas ligninolíticas que propician la degradación de estos contaminantes.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se utilizaron columnas, empacadas con suelo alofánico (300 g), profundidad 0-20 cm,
(pH de 5,8 y 13% de materia orgánica). columnas fueron alimentadas (0,1 mL/min)
con efluente (aireado y no aireado) pretratado en columnas de adsorción empacadas con
suelo alofánico (20-40cm)/arena en relación 1:4. Posteriormente se inoculalaron con los
hongos Phanerochaete chrysosporium y Stereum sp. Se evaluó la remoción de demanda
química de oxígeno (DQO), compuestos fenólicos totales (UV 215 nm) y color (APHA,
1992).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Se observa (Figura 1) un mayor porcentaje de remoción de DQO, para la columna
inoculada con Stereum sp, luego de 24 horas de funcionamiento, con un porcentaje de
remoción del 70%, seguido de la columna inoculada con Phanerochaete chrysosporium,
quien alcanza un porcentaje de remoción de 62 %. Se aprecia además, que conforme pasa
el tiempo, las columnas comienzan a disminuir su capacidad de remoción, debido a la
saturación de las columnas. El efluente aireado favorece la remoción de la DQO.
Las
0
10
20
30
40
50
60
70
80
24 36 48Tiempo (h)
Rem
oció
n D
QO
(%)
Efluente aireado Efluente no aireado
Efluente aireado + P. chrysosporium Efluente aireado + Stereum sp.
Figura 1: Remoción de DQO (%) del efluente aireado y no aireado en las columnas
inoculadas y no inoculadas con hongos de pudrición blanca.
Se obtiene un mayor porcentaje de remoción de compuestos fenólicos, para la columna
inoculada con Phanerochaete chrysosporium, (Figura 2), obteniendo remociones
cercanas al 60%. Lo anterior confirma la capacidad del hongo P. chrysosporium para
degradar compuestos recalcitrantes, ya que se ha demostrado que hongos de pudrición
blanca poseen un sistema enzimático extracelular de carácter no específico, capaz de
romper una gran cantidad de enlaces diferentes y, por lo tanto, de degradar una gran
variedad de compuestos orgánicos (Pointing, 2001), Para el caso de la columna inoculada
con Stereum sp. se observa un aumento de la remoción de compuestos fenólicos a
medida que transcurre el tiempo de funcionamiento, alcanzando valores de remoción
cercanos al 60% luego de 48 horas, quedando demostrada la capacidad de estos hongos
para adaptarse a estos contaminantes.
415
0102030405060708090
100
24 36 48
Tiempo (h)
R
emoc
ión
Feno
les U
V (%
)
Efluente aireado Efluente no aireado
Efluente aireado+ P. chrysosporium Efluente aireado + Stereum sp.
Figura 2: Remoción (%) de compuestos fenólicos del efluente aireado y no aireado en
las columnas inoculadas y no inoculadas con hongos de pudrición blanca.
El porcentaje de remoción de color, fue sobre 90% (Figura 3), durante todo el período de
funcionamiento para las columnas que presentaban inoculo, al contrario de lo ocurrido
con las columnas sin inocular, que sólo alcanzaron remociones cercanas al 50%. No se
observó perdida de eficiencia en las columnas durante su funcionamiento por 48 horas.
Lo anterior se debe a que la macromolécula de lignina (> 30.000 Da), se va degradando
por efecto de las enzimas ligninolíticas secretadas por estos hongos perdiendo la lignina
la capacidad de formar el cromóforo que le da el color característico a estos efluentes.
416
0102030405060708090
100
24 36 48
Tiempo (h)
Rem
oció
n C
olor
(%)
Efluente aireado Efluente no aireado
Efluente aireado + P. chrysosporium Efluente aireado + Stereum sp.
Figura 3: Remoción del color del efluente aireado y no aireado en las columnas
inoculadas y no inoculadas con hongos de pudrición blanca.
CONCLUSIONES
La inoculación del suelo con los hongos Phanerochaete Chrysosporium y Stereum sp.
Incrementaron la remoción de DQO, compuestos fenólicos totales y color en efluentes de
celulosa pretratado en columnas de adsorción empacadas con suelo alofánico La
aireación del efluente favorece el proceso de remoción de los contaminantes.
AGRADECIMIENTOS
Trabajo financiado por el proyecto Fondecyt 1050614.
REFERENCIAS
APHA, AWWA, WPCP. (1992). “Métodos normalizados para el análisis de aguas
potables y residuals.” Ediciones Díaz de Santos S.A. España.
417
418
Diez, M. C., Mora, M. L., and Videla, S. (1999). Adsorption of phenolic compounds and
color from bleached Kraft mill effluent using allophonic compounds. Water
Research, 33 (1): 125-130.
Diez, M.C., Castillo, G., Aguilar, L., Vidal, G., and Mora, M.L. (2002). Operational
factors and nutrients effect on activated sludge treatment for phenolic compounds
degradation from Pinus radiata kraft mill effluent. Bioresource Technology 83(2):
131-138.
Pointing, S. B. (2001). Feasibility of bioremediation by white-rot fungi. Applied
Microbiology and Biotechnology 57: 20-3
419
ADSORCIÓN DE TRICLOROFENOL Y PENTACLOROFENOL
EN COLUMNAS EMPACADAS CON SUELO ANDISOL Y
ARENA DE CUARZO
R. Rodríguez1, O. Rubilar 2, M. Cea2 y M.C. Diez1
1 Departamento de Ingeniería Química, 2 Instituto de Agroindustria, Universidad de La Frontera, Temuco, Chile. e-mail: [email protected]
RESUMEN
Se evaluó el efecto de la activación de un suelo Andisol (calcinación, acidificación) para ser utilizado en la remoción de 2,4,6-triclorofenol y pentaclorofenol en columnas de adsorción. Se preparó un sistema de columnas para realizar la adsorción de los clorofenoles en base a suelo natural, suelo acidificado con H2SO4 0,1 M y suelo calcinado (digestión en mufla a 550º C). De acuerdo a los resultados obtenidos se puede concluir que el uso de columnas empacadas con suelo Andisol acidificado, como material adsorbente es la mejor alternativa para la remoción de compuestos fenólicos clorados en relación al proceso de calcinación.
INTRODUCCIÓN
Los clorofenoles son compuestos ampliamente distribuidos en el medio ambiente
acuático y terrestre. Estos compuestos se encuentran presentes en aguas residuales de
industrias químicas, petroquímicas, textiles, papeleras y varias más. En comparación con
otras clases de compuestos orgánicos, presentan grados de toxicidad variable,
dependiendo de la cantidad de cloros presentes en el anillo aromático. Los clorofenoles
son compuestos bioacumulables y persistentes en el ambiente (Rauzy et al., 1993). Esta
característica representa una de las mayores dificultades en el tratamiento biológico de
efluentes, resultando ineficiente para su degradación.
Una alternativa para la eliminación de estos compuestos es la utilización de procesos
físico químicos tales como la micro filtración y la adsorción en carbono activado. El
carbón activado de elevada eficiencia presenta limitación para su uso por su elevado
costo, por ello algunos investigadores proponen la utilización de materiales de bajo costo
como suelos alofánicos (Diez et al., 1999). Este tipo de suelo actúa típicamente como un
adsorbente dual, en el cual la materia orgánica del mismo cumple el papel de medio de
420
partición y las superficies minerales del adsorbente convencional es comparable a la
eficiencia del carbón activado r el efecto de la
activación de un suelo Andisol (calcinación, acidificación) para ser utilizado en la
remoción de 2,4,6-triclorofenol y pentaclorofenol en columnas de adsorción.
MATERIALES Y MÉTODOS
Compuestos orgánicos: Se utilizó como compuestos modelo: Pentaclorofenol (PCF) y
2,4,6 Triclorofenol (2,4,6-TCF) Sigma Chemical Co., con un grado de pureza >95%, a
una concentración de 100 mg/L.
Suelo utilizado: Se utilizó suelo Andisol derivado de cenizas volcánicas de perfil 0-20
cm, extraído de la “Estación Experimental Las Encinas” de la Universidad de La
Frontera, con un contenido de materia orgánica (M.O) de 14% y pH de 6,10.
Experimentos de adsorción: Se preparó un sistema de columnas para realizar la
adsorción de los clorofenoles (Figura 1).
Figura 1: Sistema de columnas utilizado en la adsorción de clorofenoles.
Se utilizó suelo natural, suelo acidificado (se empacó suelo en una columna se realizaron
lavados con H2SO4 0,1 M hasta obtener suelo a un pH 4,5 y suelo calcinado (digestión
en mufla a 550º C durante 8 horas).Cada columna fue empacada con 300 g de material
de relleno en las siguientes relaciones: (a) suelo natural/ arena de cuarzo (1:1), (b) suelo
. El objetivo de este trabajo fue evalua
Figura 1. Esquema del sistema de columnas
4 1 3
Salida concentración Clorofenol
Alimentación Concentración 100ppm
Material de relleno
2
421
acidificado / arena de cuarzo (1:1), (c) 100% suelo calcinado y (d) suelo calcinado /
arena de cuarzo (1:1). El flujo de alimentación de cada columna fue de 1,5 mL min-1.
Posteriormente, se operaron las columnas en continuo. En períodos determinados se
evaluó el contenido de Fenoles UV a la salida del sistema.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En la Figura 2 se muestra la Adsorción de 2,4,6 TCF y PCF en columnas empacadas con
50% suelo Andisol (natural o acidificado) y 50% arena de cuarzo. Se observó en suelo
natural el punto de saturación para 2,4,6-TCF se obtuvo a las 48 horas de operación,
mientras que en el suelo acidificado se obtuvo a las 165 horas (Figura 2a). Similar
tendencia se mostró en la adsorción de PCF con un punto de saturación de 63 y 257
horas, para suelo natural y acidificado, respectivamente (Figura 2b).
(a) (b)(a)
Tiempo (min)
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000
C/C
o
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Tiempo (min)
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000 18000
(a) (b)
Figura 2: Adsorción de 2,4,6 TCF (a) y PCF (b). Utilizando suelo natural ( )
y suelo acidificado ( )
Una característica de estos suelos derivados de materiales volcánicos, es que están
dominados por minerales no cristalinos entre los que se incluye alofán el cual, presenta
una alta área específica (310-672 m2g-1), posee una gran área superficial, tiene la
capacidad para desarrollar carga variable dependiente del pH (Wada, 1980). A valores
de pH elevado presentan una alta capacidad de intercambio catiónica y a pH ácidos, una
alta capacidad de retención y fijación de aniones (Mora et al., 1994). Lo cual se
demostró con la acidificación del suelo (pH 4,5) en comparación con el suelo natural
422
(pH 6,01), donde se produjo una mayor retención de ambos compuestos. Si bien se
obtuvo una alta remoción del clorofenoles en el suelo acidificado, se observó diferencias
entre ambos compuestos orgánicos, siendo mayor la retención del PCF que de 2,4.6
TCF, ya que principalmente PCF (pKa = 4,75) se presenta principalmente en forma
aniónica en comparación a 2,4,6-TCF (pKa = 5,99), con un mayor porcentaje de su
forma molecular, desfavoreciendo las interacciones electroestáticas (Figura 3).
Tiempo (min)
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000 18000
C/C
o
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2(a)
Tiempo (min)
0 100 200 300 400 500 600
C/C
o
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
(a)
(b)
Figura 3: Adsorción de (a) 2,4,6 TCF y PCF en columnas empacadas con 50% suelo acidificado ( ) y 50% arena de cuarzo y (b) PCF y 2,4,6 TCF en columnas empacadas c elo calcinado (on 50% de su ) y 50% arena de cuarzo.
423
La remoción de compuestos fenólicos es dependiente del tipo de activación del suelo. Se
observó que para la columna operada con suelo natural acidificado se obtienen mayores
retenciones tanto para 2,4,6 TCF como para PCF, por otra parte, también se observa que
la ausencia de materia orgánica en el suelo disminuye la adsorción de los compuestos lo
que se ve reflejado en los tiempos de saturación del suelo calcinado (Tabla 1) y la Figura
3b se observa que la columna operada para la retención de PCF se saturó a las 3,5 horas
mientras que para 2,4,6 TCF el tiempo de saturación fue a las 7,5 horas.
Tabla 1: Tiempo de saturación de columnas empacadas con 50 % suelo Andisol (natural, acidificado o calcinado) y 50 % arena de cuarzo utilizadas en la remoción de 2,4,6 TCF y PCF (100mg/L), operadas con un flujo de 1,5 mL/min.
Tiempo de saturación (h)
Suelos 2,4,6 TCF PCF
Suelo Natural 48,0 63,4
Suelo natural Acidificado 167,5 257,5
Suelo Calcinado 7,5 3,5
CONCLUSIONES
En base a los resultados obtenidos se puede concluir que el uso de columnas empacadas
con suelo Andisol acidificado, como material adsorbente es la mejor alternativa para la
remoción de compuestos fenólicos clorados en relación al proceso de calcinación.
AGRADECIMIENTOS
Investigación financiada por proyecto FONDECYT Nº 1050614.
REFERENCIAS
Diez, M.C., Mora, M.L and Videla S. (1999). Adsorption of phenolic compounds and
color from bleached kraft mill effluent using allophanic compounds. Wat. Res. 33:
125-130.
424
Mora, M.L., Castro, V. and Canales, J. (1994). Role of humic-clay interactions on
surface reactivity in Chilean Andisols. 15th World Congress of Soil Science. 10-16
July. Acapulco, México.
Rauzy, S. and Danjou, J. (1993). Description of chlorophenol traces present in water of
consumption after chlorination. J. Fr. Hydrol. 24: 233-257.
Wada, K. (1980). In: Soils with variable charge. B.K.G. Theng, (Ed). New Zealand Soc.
Soil. Sci., Lower Hutt, New Zealand, 87.
425
EVALUACIÓN AL POST-TRASPLANTE DEL EFECTO DE LA
INOCULACIÓN CON HONGOS MICORRÍCICOS
ARBUSCULARES EN UN ULTISOL SOBRE EL RENDIMIENTO
DEL AJÍ (Capsicum annuum L.) cv. “CACHO DE CABRA”
Sotomayor, L.1, Ortiz, C.1, Castillo, C.G.1, Leonelli, G.1, Borie, F.2 y
Rubio, R.2
1Universidad Católica de Temuco, Facultad de Recursos Naturales, Escuela de Agronomía. Av. Rudecindo Ortega 02950. Temuco-Chile. e-mail: [email protected].
2Universidad de La Frontera, Facultad de Ingeniería, Ciencias y Administración, Departamento de Ciencias Químicas. Av. Francisco Salazar 01145.Temuco-Chile.
RESUMEN
En un Ultisol estéril se comparó el efecto de dos inóculos conteniendo hongos micorrícicos arbusculares (HMA) uno comercial, Glomus intraradices y otro nativo, Glomus etunicatum, con un testigo no inoculado, sobre la respuesta al estrés del trasplante en plantines de ají (Capsicum annuum L.) cv. Cacho de Cabra. A los 90 y 205 días después de la siembra (DDS) se evaluaron parámetros fúngicos, del hospedero y edáficos concluyéndose que la inoculación del Ultisol con HMA nativos produjo plantas con mayor área foliar y relación tallo/raíz que soportaron mejor el trasplante, en comparación con el inóculo comercial.
INTRODUCCIÓN
La micorriza es una simbiosis mutualística entre ciertos hongos del suelo y las raíces de
la mayoría de los cultivos agrícolas de interés comercial. Los hongos llamados hongos
micorrícicos arbusculares (HMA) mediante extensas redes hifales aumentan la zona de
captación de nutrientes y agua, mejorando la nutrición y crecimiento del hospedero. Así,
hortalizas que requieren una etapa previa en almácigo pueden beneficiarse grandemente
con la inoculación HMA, entre ellas, el ají que ocupa una superficie aproximada de 5000
ha cultivadas anualmente, concentradas desde la región norte hasta el centro-sur del país.
La Región de la Araucanía posee condiciones muy favorables para su producción, en
especial de ecotipos locales, que pequeños agricultores llevan cultivando durante
426
décadas destinados principalmente a la elaboración de merkén, un producto típico de la
cultura mapuche. Por lo tanto, debido a la importancia económica y cultural que tiene en
nuestra región el cultivo de ají, el objetivo de este estudio fue comparar el efecto al post-
trasplante de la inoculación con dos HMA, uno comercial y otro nativo, con un testigo
no inoculado, en un Ultisol sobre el rendimiento de ají.
MATERIALES Y MÉTODOS
En macetas de 250 mL de capacidad conteniendo el sustrato correspondiente, se
sembraron 2 semillas pre-germinadas de ají (Capsicum annuum L.) cv. “Cacho de
Cabra”, manteniéndose durante todo el ensayo condiciones controladas de luz,
temperatura y humedad. Se utilizaron 3 tratamientos, cada uno con 40 repeticiones, con
un total de 120 unidades experimentales.
(-)I: Sustrato estéril, Ultisol de la localidad de Purén (73º 00´11,4´´; 38º 40´12,5´´)
IC: Sustrato estéril inoculado con HMA comercial (Glomus intraradices)
IN: Sustrato estéril inoculado con HMA nativo (Glomus etunicatum)
A los 45 días después de la siembra (DDS), 4 plantines provenientes de cada
tratamiento, se trasplantaron a raíz cubierta a bandejas de 8 L de capacidad conteniendo
sustrato estéril, donde para cada tratamiento se incluyeron 4 repeticiones, lo que hace un
total de 16 plantas tratamiento-1. A los 90 DDS, es decir, 45 días después del trasplante
(DDT), se cocecharon 2 plantas bandeja-1, con un total de 8 plantas tratamiento-1
determinándose los siguientes parámetros: a) del hospedero, área foliar y peso total de
la planta para determinar la relación peso aéreo/peso raíz; b) fúngicos, porcentaje de
colonización HMA en las raíces y número de esporas HMA mediante el método de la
gradiente en sacarosa (Sieverding 1991), y c) edáficos, pH en relación suelo: agua
(1:2,5), % MO y P disponible mediante extracción con NaHCO3 0,5 M a pH 8,5. El resto
de las 8 plantas, provenientes de cada tratamiento, se trasladaron individualmente a
bolsas de 5 L conteniendo suelo natural, donde crecieron hasta la madurez fisiológica.
La cosecha se realizó escalonada entre los 170-205 DDS y se realizaron las mismas
determinaciones que a los 90 DDS, excepto que no se determinó área foliar, debido a
que la planta en madurez consume sus reservas en el fruto.
427
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En la Figura 1, se puede observar que a los 90 DDS la inoculación del Ultisol con HMA
aumentó el área foliar del ají, incrementando IN en un 55 % en relación a IC.
La relación tallo/raíz fue mayor a los 90 DDS que a los 205 DDS, probablemente por
una detención del crecimiento foliar ocasionado por la producción de frutos. A los 90
DDS los tratamientos inoculados tuvieron una mayor relación T/R que el testigo, siendo
significativamente superior IN; mientras que, a los 205 DDS se siguió la tendencia IC >
(-)I > IN.
0
100
200
300
400
500
600
INIC-I
Áre
a fo
liar
(cm
2 )
A
0
2
4
6
8
10 -I IC IN
Rel
ació
n T
/R
B
205 DDS90 DDS
Figura 1: Respuesta del ají a la inoculación del Ultisol con HMA comercial (IC), nativo
(IN) y exento de inóculo (-I): a) área foliar, a los 90 días después de la siembra (DDS) y
b) relación tallo/raíz a los 90 DDS y 205 DDS.
En la Figura 2, se observa que en el tratamiento (-I), el número de esporas HMA que
permanecieron en el Ultisol aumentó a la cosecha probablemente debido a que fueron
exacerbados los propágulos nativos que contenía el suelo no estéril. n embargo, ya sea
a los 90 DDS o 205 DDS, el mayor número de esporas HMA lo presentó IN,
encontrándose diferencias significativas respecto a IC y el testigo. Así, a la cosecha, en
IN la densidad de esporas aumentó en un 113% respecto a los 90 DDS.
Si
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
205 DDSN
º esp
oras
100
mL
-1
-I IC IN
90 DDS
Figura 2. Parámetros fúngicos en el Ultisol inoculado con HMA comercial (IC), nativo
(IN) y exento de inóculo (-I) a los 90 y 205 días después de la siembra (DDS).
De los resultados obtenidos nuevamente se pone en evidencia el efecto positivo de los
HMA en el crecimiento y desarrollo de cultivos de importancia económica, así como en
la calidad del fruto ya que al seleccionar correctamente el hongo a emplear según el
suelo utilizado (Llonín & Medina, 2002) se evitan problemas de “parasitismo” en el
desarrollo de la simbiosis (Rodríguez et al., 2004).
Tabla 1: Parámetros edáficos en un Ultisol inoculado con HMA comercial (IC), nativo
(IN) y exento de inóculo (-I) a los 90 y 205 días después de la siembra (DDS)
(-)I IC IN 90 205 90 205 90 205
Parámetros edáficos
DDS DDS DDS
pH 5,7±0,1 5,3±0,0 6,2±0,0 5,3±0,2 6,4± 0,0 5,34 ± 0,04
MO (%) 8,3±0,2 8,5±0,8 9,7±0,6 7,4± 2,0 8,9± 0,9 10,16 ± 1,14
P disponible (mg kg-1)
3,1±0,5 n.d. 4,7± 0,3 n.d. 6,3± 0,6 n.d.
En la Tabla 1, se observa que el pH disminuyó levemente en todos los tratamientos entre
los 90 DDS a los 205 DDS mientras que, el %MO a través del tiempo, aumentó
levemente en IN y en el testigo, disminuyendo en IC.
428
429
CONCLUSIONES
El Ultisol inoculado con HMA nativos produjo plantas de ají con mayor área foliar y
relación tallo/raíz, permaneciendo simultáneamente una gran cantidad de propágulos
fúngicos en el suelo en comparación con el inóculo comercial.
AGRADECIMIENTOS
Financiamiento otorgado por Proyecto Fondecyt Nº 1070283 y DGIUCT Nº 2006-3-02.
REFERENCIAS
Llonín, D., Medina, N. (2002). Cultivos Tropicales 23:83-88.
Rodríguez, Y. et al. (2004). Ecología aplicada 3:162-171.
Siverding, E. (1991). Vesicular-arbuscular mycorrhiza management in tropical
agrosystems. Deustche Gesellschaft Technische Zusammenarbeit (GTZ) GmbH,
Eschborn. 371 p.
430
431
MICROBIAL DIVERSITY AND RESISTANCE TO COPPER IN
AGRICULTURAL SOILS OF CENTRAL CHILE
Carolina Yáñez*, Myriam González and Michael Seeger Laboratorio de Microbiología Molecular y Biotecnología Ambiental, Departamento de
Química and Millennium Nucleus of Microbial Ecology and Environmental Microbiology and Biotechnology, Universidad Técnica Federico Santa María,
Valparaíso, Chile *Corresponding author: E-mail: [email protected], Phone: 56-32-2654685,
Fax: 56-32-2654782 ABSTRACT
In this report, soils with high copper content collected from an agricultural field located near a copper smelter were studied. Bacterial populations were analyzed using both molecular culture-independent and culture-dependent methods. Our results showed the presence of copper resistant bacteria as well as changes in microbial community fingerprinting induced by copper. The results of this research provide information about the adaptation and response of soil microorganisms to the exposure to high metal concentrations and their potential application in bioremediation strategies. Key words: agriculture, copper, mining, microbial ecology, bacterial diversity INTRODUCTION
Chile is a main copper producer in the world. Important increases in copper soil levels
have been reported in areas located in the vicinity of mining activities, affecting both soil
quality and biology (Aguilar et al., 2007; Ávila et al., 2007; De Gregori et al., 2003;
Ginocchio, 2000).
Copper is described as an essential micronutrient to all organisms. At high
concentrations copper is also a toxic element, leading to detrimental effects on the
metabolism of the cell. Microorganisms are generally described as more sensitive to
metals than other organisms in soils (Giller et al., 1998). Copper contamination is known
to have a deleterious effect in the microbial community in terms of number, biomass,
activity, and diversity (Dumestre et al., 1999; Ellis et al., 2003; Ranjard et al., 2006).
432
The aim of this study was to explore bacterial communities in soils affected by high
concentrations of copper. In addition, we have isolated from this community and
partially characterized bacterial strains with resistance to high levels of copper and other
metals. The results of this study increase our understanding of microbial responses to
elevated metal concentrations in contaminated soils and provide information on
microbial adaptation at highly contaminated sites, which could be useful for
bioremediation strategies.
MATERIALS AND METHODS
Composite samples were taken from four sampling points from a field located near a
copper smelter in Chagres (degree of longitude, 32°47” 49,25” S, latitude 70°56” 43,69”
E). Six surface soil samples (0 - 10 cm) in each sampling point were collected and mixed
as one composite sample. Soil properties are presented in Table 1.
Table 1: Physico-chemical characteristics of the studied soil.
Soil Texture Gravimetric
water content
Organic
matter
total Cu
Clay
(%)
Silt
(%)
Sand
(%)
pH % % (µg g -1)
Chagres 4 18 78 7.94 14.2 2.12 475
For bacterial enumerations, soil slurries were prepared in NaCl 0.85 % and plated onto
R2A and R2A supplemented with copper (200 mg/L CuSO4*5H2O) media in triplicate.
Plates were incubated at 30ºC and counted after 72 h. Diversity of colony morphology
was used to select copper-resistant strains.
Soil DNA was extracted from soil subsamples (~0.5 g) with MoBio PowerSoil™ DNA
Isolation Kit (Solano Beach, California) according to the manufacturer’s instructions.
Soil microbial communities were studied by amplifying the intergenic spacer region
between the 16S and 23S ribosomal RNA genes (Ribosomal RNA Intergenic Spacer
Analysis, RISA). The bacterial primers used were 16S-1406f (5'-
433
TGYACACACCGCCCGT-3') and 23S-115r (5'-GGGTTBCCCCATTCGG-3') (Lane,
1996). PCR amplification conditions were described previously (Martínez et al., 2007).
RISA fingerprints were visualized by staining gels with SYBR-green I and digital
photography under UV transillumination.
RESULTS AND DISCUSSION
Analysis of total copper content indicated that these soils contain elevated copper
concentrations, exceeding the levels normally found in soils (McBride, 1994). These
high concentrations are probable related to mining activities (Aguilar et al., 2007).
In metal-polluted soil environments, the frequency of tolerant bacteria increases with an
increase of heavy metal concentrations (Angle et al., 1993; Díaz-Raviña & Bååth, 1996).
In this study, heterotrophic bacterial counts showed that a high percentage of copper
resistant bacteria are present in these soils. Predominant Cu-resistant bacteria on the
R2A agar plates supplemented with Cu2+ were isolated by observing the color and shape
of the colonies. Thirty colonies were selected and showed resistance ≥ 100 ppm Cu2+.
Some isolates produced green colonies when grown with CuSO4, suggesting copper
sequestration as a mechanism of resistance (Brown et al., 1994; Cooksey, 1993;
Konstantinidis et al., 2003). Bacterial resistance to copper has been reported and it has
been frequently associated to extrachromosomal determinants (Cooksey, 1993; Cooksey,
1994; Kim et al., 1996; Nies, 2000). However, chromosomal copper resistance genes
have also been described (Lee et al., 1994; Lim & Cooksey, 1993; Voloudakis et al.,
1993). Additional studies are necessary to determine the origin of the genetic
determinants involved in copper resistance in these newly isolated bacteria.
The contamination of heavy metals can negatively affect microbial activity and function
(Bååth et al., 1998; Giller et al., 1998). The impact of copper in soil microbial
community structure has been reported by diverse studies using DNA-based approaches
(Demanou et al., 2006; Li et al., 2006; Ranjard et al., 2006; Smit et al., 1997; Tobor-
Kaplon et al., 2005). In our study, another culture-independent technique was used to
assess microbial diversity in these soils. By using bacterial primers and RISA
fingerprinting, bands ranging in size from 500 bases to 1500 bases were observed.
434
Analysis of the bacterial communities indicated the presence of predominant bands,
probably related to bacterial groups selected by their resistance to the metal. It has been
described that Gram-positive bacteria seemed to be more directly affected by the Cu2+
than Gram-negative bacteria (Ekelund et al., 2003).
Our preliminary results suggest that the microbial community responds to long-term Cu
contamination through changes in microbial community structure and a selection of
copper resistant strains. Further studies involving microcosm experiments are needed to
evaluate the potential of these novel copper resistant strains for copper bioremediation of
contaminated soils.
ACKNOWLEDGMENTS
This work was supported by MILLENIUM P04/007-F, USM 130522 and
MECEUCV0206 grants.
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437
EFECTO DEL FOSFORO Y CAL SOBRE LA ABSORCION DEL
SELENIO Y SU INFLUENCIA EN EL SISTEMA
ANTIOXIDATIVO DE TREBOL BLANCO
Analí Rosas, Ligia Pinilla, Paula Cartes y María de la Luz Mora. Instituto de Agroindustria, Universidad de La Frontera, Casilla 54-D, Temuco, Chile,
e-mail: [email protected]
RESUMEN
Con el objetivo de evaluar el efecto de la aplicación de cal y P sobre concentración de P y Se, así como su efecto sobre el sistema antioxidante de trébol blanco, se realizó un experimento de invernadero con Trifolium repens cv Nusiral. La aplicación de cal y P causaron una absorción diferencial de Se, el cual a concentración inferiores a 200 µg kg-1 ms actuó como antioxidante, disminuyendo el estrés oxidativo en las plantas. INTRODUCCIÓN
La baja fertilidad de los suelos ácidos ha generado condiciones de desbalance
nutricional en el suelo y las plantas (Mora et al., 2005) cuyo principal efecto es la
pérdida de persistencia, productividad y calidad de las pasturas. El Se es un
micronutriente que al actuar como antioxidante puede disminuir la senescencia de las
plantas (Cartes et al., 2005, 2006). En suelos ácidos es necesario aplicar grandes
cantidades de fertilizantes fosfatados y cal, sin embargo, no se conocen sus efectos
sobre la dinámica de Se en praderas. El objetivo de este estudio fue determinar el efecto
de la aplicación de cal y P sobre el sistema antioxidante de trébol blanco.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se realizó un ensayo en macetas con Trifolium repens cv. Nusiral, aplicando dos
niveles de carbonato de calcio (0 y 2000 mg kg-1), tres niveles de P (0, 200 y 400 mg kg-
1) y tres niveles de Se (0, 20 y 40 g ha-1). Se determinó la concentración de P y Se foliar
y radical. Como indicador del estrés oxidativo se determinó la peroxidación lipídica
438
(TBARS) y se determinó la acitividad de enzimas antioxidantes como peroxidasa (POD)
y ascorbato peroxidasa (APX).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La concentración de Se en la parte aérea aumentó significativamente por efecto de la
aplicación de Se, observándose las mayores concentraciones en la plantas desarrolladas
en el suelo en que aplicó cal. La mayor absorción de Se en los suelos con cal puede ser
explicada por un aumento en la disponibilidad de Se en el suelo debido a un aumento en
el pH del suelo desde 5,41 a 5,64, ya que la disponibilidad de Se disminuye bajo
condiciones de acidez (Cartes et al., 2005) La aplicación de P en los suelos encalados
causó una disminución en la concentración de Se foliar, lo que podría deberse a un
efecto de dilución del contenido de Se en las plantas por un mayor desarrollo de las
plantas por efecto del P. La adición de P y cal al suelo ejercieron un efecto indirecto
sobre el sistema antioxidante en las plantas tratadas con Se, debido a que influenciaron la
disponibilidad del Se para las plantas. La peroxidación lipídica, como indicador del
estrés oxidativo, mostró una directa relación con la concentración de Se, disminuyendo
en un 30% cuando la concentración de Se aumentó desde 25 a 200 µg kg-1 ms, sobre este
valor se observó un significativo aumento, indicando que concentraciones de Se
superiores causan estrés oxidativo en las plantas (Figura 1).
La actividad POD mostró una tendencia al aumentó al incrementar en la concentración
de Se foliar. En suelos encalados la actividad POD fue mayor en las plantas
desarrolladas en suelos sin aplicación de P. En los suelos en que no se aplicó P, las
plantas mostraron una activación de la POD, posiblemente debido el estrés causado por
deficiencia de P en la planta. Mientras que, en los suelos sin cal, no se observaron
diferencias en la actividad POD por efecto del P cuando las concentraciones de Se foliar
fueron inferiores a 200 µg kg-1, pero por sobre esta concentración la aplicación de P
causó una pequeña disminución de la actividad (Figura 2).
40
50
60
70
80
90
100
0 200 400 600 800 1000
Concentración Se foliar (µg kg-1 ms)
TBA
RS
(nm
ol M
DA
g-1
P.F
)
Sin cal Con cal
Figura 1: Peroxidación lipídica (T-BARS) en Trifolium repens cv Nusiral desarrollado
en suelos con diferentes niveles de de cal, P y Se.
En general, se observó un aumento en la actividad APX hasta concentraciones de Se
foliar de 450 µg kg-1 y una disminución de la actividad con concentraciones de Se
superiores (Figura 2). Tanto para suelos con y sin cal, la actividad APX de trébol blanco
fue más alta en suelos en los que se aplicó P. La menor actividad de APX en las plantas
con deficiencia de P puede deberse a una disminución del contenido de acido ascórbico,
que es donador de electrones en la catálisis realizada por APX. Se ha demostrado que el
ácido ascórbico es el principal precursor de ácido oxálico en varias especies de plantas
(Smirnoff, 2000). También se ha observado un incremento en la exudación de oxalato en
condiciones de deficiencia de P en plantas de trébol blanco (Rosas, 2006) como una
estrategia de adquisición de P desde el suelo. Entonces, en nuestro experimento
posiblemente los niveles de acido ascórbico disminuyeron en las plantas como
consecuencia de un incremento en la exudación de oxalato en respuesta a la deficiencia
de P.
439
Con cal
0
100
200
300
0 200 400 600 800 1000
Concentración de Se foliar (µg kg-1 ms)
- P + P
Sin cal
0
100
200
300
0 100 200 300 400 500
Concentración de Se foliar (µg kg-1 ms)
Act
ivid
ad P
OD
( µ
mol
mg-1
pro
teín
a m
in-1
)
- P + P
Sin Cal
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
4.0
0 100 200 300 400 500
Concentración Se ifoliar (µg kg-1 ms)
Act
ivid
ad A
PX
(µm
ol m
g-1
pro
teín
a m
in-1
)- P + P
Con cal
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
4.0
0 200 400 600 800 1000Concentración Se foliar (µg kg-1 ms)
- P + P
440
Figura 2: Actividad peroxidasa (POD) ascorbato peroxidasa (APX) en Trifolium repens
cv Nusiral desarrollado en suelos con diferentes niveles de cal, P y Se.
CONCLUSIONES
La aplicación de cal y P al suelo afectaron indirectamente el sistema antioxidativo en la
medida en que causaron cambios en la absorción de Se por las plantas, el cual a bajas
concentraciones contribuyó en disminuir el estrés oxidativo en trébol blanco. La
aplicación de cal y P, disminuyeron la acidificación del suelo generando un adecuado
balance nutricional y una disminución del estrés oxidativo en las plantas.
441
AGRADECIMIENTOS
Proyectos FONDECYT 1061262 y CONICYT-UFRO PSD 26.
REFERENCIAS
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