RELACIÓN ENTRE LA VEGETACIÓN ARBUSTIVA, EL MEZQUITE Y EL SUELO DE UN ECOSISTEMA SEMIÁRIDO EN MÉXICO

TERRA Latinoamericana ABRIL – JUNIO DE 2006 · VOLUMEN 24 · NÚMERO 2

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es una publicación trimestral, de la Sociedad Mexicana de la Ciencia del Suelo, A.C. Tiene como finalidad difundir la investigación edafológica generada en el ámbito latinoamericano

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DIVISIONES Y DISCIPLINAS División I: Diagnóstico, Metodología y Evaluación del Recurso Suelo a) Génesis, Morfología y Clasificación de Suelos b) Física de Suelos c) Química de Suelos d) Contaminación División II: Relación Suelo - Clima - Biota a) Nutrición Vegetal b) Relación Agua - Suelo - Planta - Atmósfera c) Biología del Suelo d) Tecnología y Uso de Fertilizantes e) Uso y Manejo del Agua División III: Aprovechamiento del Recurso Suelo a) Conservación del Suelo b) Drenaje y Recuperación c) Fertilidad d) Productividad de Agrosistemas División IV: Educación y Asistencia Técnica a) Educación b) Crédito y Asistencia Técnica

TERRA Latinoamericana registro en trámite. Organo Científico de la Sociedad Mexicana de la Ciencia del Suelo A.C. Abril - Junio de 2006 Volumen 24 Número 2 ISSN 0187 - 5779 Los artículos publicados son responsabilidad absoluta de los autores. Se autoriza la reproducción parcial o total de esta revista, citándola como fuente de información. Las contribuciones a esta revista deben enviarse, en original y dos copias, redactadas conforme a las Normas para Publicación en la Revista TERRA Latinoamericana a: Editor de la Revista TERRA Latinoamericana. Sociedad Mexicana de la Ciencia del Suelo A.C. Apartado Postal 45, 56230 Chapingo, estado de México. México. Oficinas: Edificio del Departamento de Suelos Universidad Autónoma Chapingo 56230 Chapingo, estado de México. Teléfono y Fax +01(595) 952 17 21 e-mail: [email protected]

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TERRA Latinoamericana Registration pending Scientific publication of the Mexican Society of Soil Science April - Jun, 2006 Volume 24 Num. 2 ISSN 0187 - 5779 The authors take full responsability for the articles published. Partial or total reproduction of the content of this journal is authorized, as long as this publication is cited as the information source. When submitting articles to this journal, an original and two copies must be sent to: Editor de la Revista TERRA Latinoamericana, Sociedad Mexicana de la Ciencia del Suelo A.C. Apartado Postal 45, 56230 Chapingo, estado de México, México. Office address: Edificio del Departamento de Suelos Universidad Autónoma Chapingo 56230 Chapingo, estado de México. Telephone - Fax: +52 (595) 952 17 21 e-mail: [email protected]

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ABRIL - JUNIO DE 2006 • VOLUMEN 24 • NÚMERO 2 APRIL- JUNE, 2006 • VOLUME 24 • NUMBER 2

DIVISIÓN I

151

Paleosuelos: índices del paleoambiente y de la estabilidad del paisaje del Nevado de Toluca. Paleosols: evidence of paleoenvironment and landscape stability of the Nevado de Toluca volcano. C. Jasso-Castañeda, Sergey Sedov, J. E. Gama-Castro y E. Solleiro-Rebolledo

163

Estabilidad de estructura en Andisoles de uso forestal y cultivados. Structure stability in forested and cultivated Andisols. Enrique Meza-Pérez y Daniel Geissert-Kientz

171

Contaminación por metales pesados en la Rambla de El Gorguel (SE Península Ibérica). Contamination by heavy metals in El Gorguel "Rambla" (SE Iberian Peninsula). Federico G. Pavetti, Héctor M. Conesa-Alcaraz, Ángel Faz-Cano, Raquel Arnaldos y Gregorio García

DIVISION II

179

Modelo para estimar el rendimiento de maíz en función de la humedad del suelo. Model to estimate maize grain yield as a function of soil moisture. Marco A. Inzunza-Ibarra, Magdalena Villa-Castorena, Ernesto A. Catalán-Valencia y S. Felipe Mendoza-Moreno

187

Germinación y crecimiento de frijolillo Rhynchosia minima (L.) DC. con diferentes potenciales osmóticos. Germination and growth of frijolillo Rhynchosia minima (L.) DC. with different osmotic potentials. A. Madueño-Molina, J. D. García-Paredes, J. Martínez-Hernández y C. Rubio-Torres

TERRA Latinoamericana

193

Relación entre la vegetación arbustiva, el mezquite y el suelo de un ecosistema semiárido en México. Relationship between shrub vegetation, mesquite and soil of a semiarid ecosystem in Mexico. Noé Manuel Montaño-Arias, Rosalva García-Sánchez, Genaro Ochoa-de la Rosa y Arcadio Monroy-Ata

207

Coconut fiber as casing material for mushroom production. Fibra de coco como material de cobertura en la producción de champiñón. J.I. Rangel, H. Leal, S. Palacios-Mayorga, S. Sánchez, R. Ramirez, and T. Méndez-García

215

Diversidad genética de Azospirillum brasilense en suelos cultivados con maíz con labranza convencional y de conservación. Genetic diversity of Azospirillum brasilense from maize grown under conventional and conservation tillage. D. Espinosa-Victoria, L. Hernández-Flores y L. López-Reyes NOTA DE INVESTIGACIÓN / Research Note

225

Prototipo de sensor cuántico UIC-01 para mediciones de radiación fotosintéticamente activa en el dosel vegetal. Quantum sensor prototype UIC-01 to measure photosynthetic active radiation in plant canopy. Víctor L. Barradas, Luis Mario Tapia-Vargas, Arturo Torrecillas-Melendreras, Emilio Nicolás-Nicolás y Juan José Alarcón-Cabañero

DIVISIÓN III

233

Manejo silvícola, capacidad de infiltración, escurrimiento superficial y erosión. Silvicultural treatments, infiltration capacity, runoff, and soil erosion. José Dueñez-Alanís, Julián Gutiérrez†, Luis Pérez y José Návar

TERRA

Latinoamericana

241

Reservas de carbono orgánico y de fracciones húmicas en un Vertisol sometido a siembra directa. Soil organic carbon and humic fraction stocks in a Vertisol under non-tillage management. R. García-Silva, D. Espinosa-Victoria, B. Figueroa-Sandoval, N.E. García-Calderón y J.F. Gallardo-Lancho

253

Pérdida de suelo y relación erosión-productividad en cuatro sistemas de manejo del suelo. Soil loss and erosion-productivity relationships in four soil management systems. Néstor Francisco-Nicolás, Antonio Turrent-Fernández, José Luis Oropeza-Mota, Mario Roberto Martínez-Menes y José Isabel Cortés-Flores

261

Efectividad biológica de abonos orgánicos en el crecimiento de trigo. Biological effectiveness of organic amendments in wheat growth. E. Álvarez-Sánchez, A. Vázquez-Alarcón, J. Z. Castellanos y J. Cueto-Wong

269

Distribución del fósforo en suelo, raíces y materia seca de tubérculos de papa cultivada con fertirriego. Phosphorus distribution of soil, roots and potato tuber dry matter harvested in fertigation conditions. José Luis Aguilar-Acuña, Jesús Martínez-Hernández, Víctor Volke-Haller, Jorge Etchevers-Barra, Horacio Mata-Vázquez y Miguel Hernández-Martínez

277

Eficiencia de recuperación de N y K de tres fertilizantes de lenta liberación. N and K recovery efficiency of slow release fertilizers. I. Castro-Luna, F. Gavi-Reyes, J.J. Peña-Cabriales, R. Núñez-Escobar y J.D. Etchevers-Barra

TERRA

Latinoamericana

283

Uso del modelo EPIC para estimar rendimientos de maíz con base en variables fisiotécnicas en el oriente del estado de México. Use of the EPIC model for estimating corn yield based upon crop-physiological variables in East Region of State of Mexico. Justina Licona-Santana, Mario R. Martínez-Menes, Leopoldo E. Mendoza-Onofre, Benjamín Figueroa-Sandoval y Demetrio S. Fernández-Reynoso NOTA DE INVESTIGACIÓN / Research Note

293

Inoculación en duraznero con productos micorrízicos comerciales. Inoculation of peach with commercial mycorrhizal products. Ana Ma. Castillo-González, Edilberto Avitia-García y Tarsicio Corona-Torres CARTA AL EDITOR / Letter to the Editor

299

Comentario: actualización de los hongos micorrízicos arbusculares: (Glomeromicetos). A. Franco-Ramírez, A. Alarcón y R. Ferrera-Cerrato Revisores y Editores Técnicos de este número Reviewers and Technical Editors of this number

301

PALEOSUELOS: ÍNDICES DEL PALEOAMBIENTE Y DE LA ESTABILIDAD DEL PAISAJE DEL NEVADO DE TOLUCA Paleosols: Evidence of Paleoenvironment and Landscape Stability of the Nevado de Toluca Volcano C. Jasso-Castañeda1‡, Sergey Sedov1, J. E Gama-Castro1 y E. Solleiro-Rebolledo1 RESUMEN

consideration in evaluating the paleoenvironment and landscape stability. Chemical, physical, micromorphological, and mineralogical properties of paleosols were considered as soil memory carriers. C14 dating of paleosols humus and volcanic sediments also supported the paleosol memory. The obtained results were 1) the presence of paleosols that were dated as PleistoceneHolocene units; 2) three paleosol groups identified by their diagnostic horizons (vitric, cambic, and argic); and 3) occurrence of climatic and landscape fluctuations of variable length. These results suggest that the stability level of the studied landscape and the climatic fluctuations can be recognized according to the evolutionary age reached by the soils and also by the information contained in pedogenic characteristics that are part of its memory.

La secuencia pedoestratigráfica constituida por depósitos volcánicos y paleosuelos que se localiza en el volcán Nevado de Toluca, representa una valiosa herramienta para la reconstrucción paleoambiental. En este estudio, la memoria de los paleosuelos fue esencial para generar datos relativos al paleoambiente y la estabilidad del paisaje. Su interpretación se realizó con base en los horizontes de diagnóstico y en las propiedades distintivas más perdurables de los paleosuelos. La escala cronológica se integró con fechamientos de 14C. Éstos se efectuaron tanto en paleosuelos, como en sedimentos volcánicos. Los resultados obtenidos indicaron: 1) la existencia de paleosuelos cuyas edades fluctuaron del Pleistoceno Tardío al Holoceno; 2) la presencia de tres conjuntos de paleosuelos diferenciados entre sí, por presentar, respectivamente, horizonte vítrico, horizonte cámbico y horizonte árgico; y 3) la ocurrencia de fluctuaciones en el clima y en la estabilidad del paisaje que originaron estas diferencias. El grado de estabilidad del paisaje y las fluctuaciones climáticas que ocurrieron en el área de estudio durante el Pleistoceno TardíoHoloceno son viables de inferir en función del tipo de horizontalización alcanzada por los paleosuelos, así como por la información contenida en los rasgos pedogénicos que integran su memoria. Palabras clave: pedoestratigrafìa.

memoria

del

Index words: soil memory, pedostratigraphy. INTRODUCCIÓN Los paleosuelos, de modo similar a los sedimentos, también pueden utilizarse como herramientas eficientes para la reconstrucción paleoambiental y la evaluación de los periodos de estabilidad-inestabilidad del paisaje (Jasso-Castañeda et al., 2002; García y Muñoz, 2002). Hasta reciente, las investigaciones realizadas para establecer el registro paleopedológico de cambio ambiental y estabilidad del paisaje durante el Cuaternario se habían basado sólo en las secuencias de loesspaleosuelos. Sin embargo, en la actualidad, el estudio de los paleosuelos en regiones volcánicas se ha incrementado de modo notable (Sedov et al., 2001, 2003a,b; Solleiro-Rebolledo et al., 2004). El estudio se realizó en una secuencia de paleosuelos localizada en áreas aledañas al volcán Nevado de Toluca. La importancia del sitio de estudio radica en la atención significativa que se le ha dado en los últimos años, debido a que se le considera como área de alto riesgo volcánico (Macías et al., 1997). Además, esta área se conceptúa como un modelo de la dinámica de un paisaje volcánico (García-Palomo et al., 2002) y de la evolución

suelo,

SUMMARY Pleistocene-Holocene sequence of volcanic deposits and paleosols located in the Nevado de Toluca volcano, is a valuable tool for paleoenvironmental reconstruction. In this research, the paleosol memory was an important 1

Instituto de Geología, Universidad Autónoma de México. Ciudad Universitaria, 04510 México, D.F. ‡ Autor responsable (carolina@geología.unam.mx) Recibido: abril de 2003. Aceptado: enero de 2006. Publicado en Terra Latinoamericana 24: 151-161.

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TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

del ambiente que prevaleció durante el Cuaternario Tardío (Caballero et al., 2001). El objetivo del presente trabajo es proponer con base en la información registrada en la memoria de los paleosuelos: 1) el tipo de paleoambiente en que se formaron los paleosuelos y 2) establecer los periodos de estabilidad-inestabilidad del paisaje ocurr idos localmente. MATERIALES Y MÉTODOS El área de estudio comprende tres localidades: 1) Arroyo la Ciervita, situada en las coordenadas 19° 13’ 28.4” N y 99° 47’ 05.1” O; 2) Zacango (19° 11’ 34” N y 99°39’ 02” O) 3) San Pedro Tlanisco (19°04’18” N y 99° 39’ 34” O) (Figura 1). Desde un punto de vista geológico, García-Palomo et al. (2002) señalaron que todos los sitios se ubican en las laderas de flujos piroclásticos del Volcán Nevado de Toluca.

El clima actual en estas localidades es templado húmedo, con una temperatura anual que oscila entre 4 y 12 °C y una precipitación anual de 1100 mm (García, 1988). La vegetación presente incluye pinos, oyameles, ailes, cedros, encinos y algunos pastos. De acuerdo con la WRB (FAO-ISRIC-SICS, 1999) los suelos modernos que predominan son Andosoles y Cambisoles. Los paleosuelos se describieron en campo de acuerdo con la metodología propuesta por el US Department of Agriculture (USDA, 1992). En esta etapa, se obtuvieron muestras alteradas e inalteradas de horizontes, capas y rocas para su análisis y fechamiento. La clasificación de los paleosuelos así como la designación de sus horizontes, sólo se aproximaron, debido a que, con frecuencia, varias de sus propiedades diagnósticas fueron modificadas por la erosión y el sepultamiento. En el presente estudio, los análisis realizados incluyeron: 1. Color en húmedo, (Munsell, 1975); 2) pH en NaF, relación 1:50 (Fieldes y Perrott, 1966); 3) carbono

Figura 1. Localización del área de estudio.

JASSO ET AL. PALEOSUELOS: ÍNDICES DEL PALEOAMBIENTE Y DE LA ESTABILIDAD DEL PAISAJE

orgánico total (USDA, 1990); 4) porcentaje de arcilla (USDA, 1990); 5) mineralogía de la fracción arcilla (USDA, 1990); 6) porcentaje de vidrio volcánico por conteo de granos (USDA, 1990); 7) porcentaje de hierro y aluminio extraídos con ditionito-citrato-bicarbonato (Mehra y Jackson, 1960) y oxalato de amonio (Parfitt, 1989). Con base en los resultados de estos análisis, se establecieron los índices: a) grado de cristalinidad del hierro (Feo/Fed) y b) propiedades ándicas: Alo+1/2 Feo (USDA, 1988). De modo colateral, esta investigación también se apoyó en los estudios micromorfológicos realizados en paleosuelos del área por Sedov et al. (2001; 2003b). Finalmente, las muestras de horizontes inalterados se enviaron para su fechamiento por 14C al Instituto de Academias de Ciencia Rusa de Moscú. Todos los fechamientos se obtuvieron a partir de la materia orgánica. Este marco cronológico se complementó con otras edades publicadas por Bloomfield y Valastro (1974), Macías et al. (1997), García-Palomo et al. (2002), Arce et al. (2003) y Solleiro-Rebolledo et al. (2004). RESULTADOS Y DISCUSIÓN Distribución Pedoestratigráfica de los Paleosuelos Con base en los datos de campo, se elaboró una columna pedoestratigráfica compuesta (Figura 2). La columna subyace a un suelo moderno (SM) fechado en 3,435± 50 años a.P. (Macías et al., 1997) y está constituida por ocho unidades paleopedológicas, denominadas y numeradas como PT0 a PT7. Asimismo, esta columna también muestra, intercalados entre los paleosuelos, cinco materiales geológicos de diferente edad, denominados respectivamente: 1) Pómez Toluca Superior (UTP), fechado por Arce et al. (2003) en 10,445±90 años a.P.; 2) Flujo de Pómez Blanca (WPF) con una edad estimada por García-Palomo et al. (2002) en 12,040±90 años a.P.; 3) Pómez Toluca Inferior (LPT) fechado por Bloomfield y Valastro (1974) en 24,260±670 años a.P.; 4) Depósito de flujos de cenizas y bloques grises (GBAF) fechado por Macías et al. (1997) en 37,000±1125 años a.P. y 5) Flujo de pómez de color rosa (PPF) originado por un colapso de la columna del volcán que ocurrió hace 42,030± 350/-2445 años a.P (Macías et al., 1997)

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La importancia geocientífica de estos materiales y de los paleosuelos presentes en la columna, radica en que establecen cronológicamente, tanto las interrupciones en la pedogénesis de los paleosuelos, como los periodos de estabilidad-inestabilidad del paisaje que ocurrieron durante el Pleistoceno TardíoHoloceno. Propiedades Distintivas de los Paleosuelos Las principales características morfológicas de los paleosuelos estudiados, su edad absoluta y sus propiedades físicas, químicas y mineralógicas se encuentran contenidas en los Cuadros 1 y 2. Los paleosuelos presentes en PT0, PT1, PT2, PT3 y PT4 muestran un desarrollo que fluctúa de escaso a moderado, representado por perfiles de tipo A/C, A/AB, Bw/BC y A/Bw. En contraste, PT5, PT6 y PT7 resultan ser las unidades que presentan los paleosuelos con la mayor evolución pedogenética, ya que éstos muestran en su perfil un horizonte álbico y un horizonte B árgico, caracterizado por su riqueza en rasgos iluviales y oximórficos (Cuadro 1). El horizonte álbico es de color pardo grisáceo oscuro y carece de estructura, así como de revestimientos de arcilla. De acuerdo con la WRB (FAO-ISRIC-SICS, 1999), estas características son diagnósticas para horizontes álbicos. Sin embargo, presenta, de modo atípico, contenidos significativos de arcilla (Cuadro 1). Es posible que esta característica textural resultó del transporte y de la acumulación de arcilla en este horizonte, debido a un efecto mecánico del agua de percolación (lessivage). Este fenómeno, probablemente, se presentó después de que los paleosuelos fueron sepultados. Otras características morfológicas importantes, observadas en los paleosuelos, consisten en que algunos de ellos carecen de horizonte A (e.g. PT1, PT5, PT6 y PT7) y otros de horizonte C (e.g. PT1, PT2 y PT3). La ausencia de horizonte A se considera como un resultado de los ciclos de inestabilidad del paisaje, propiciados por eventos erosivos que ocurrieron, de modo multitemporal, en el área de estudio (Macías et al., 1997). La ausencia de horizonte C (Figura 3) se explica como resultado de la formación de suelos policíclicos que constituyeron pedocomplejos (Jasso-Castañeda et al., 2002).

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TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

Figura 2. Columna pedoestratigráfica compuesta.

JASSO ET AL. PALEOSUELOS: ÍNDICES DEL PALEOAMBIENTE Y DE LA ESTABILIDAD DEL PAISAJE

Propiedades Selectas que Conforman la Memoria de los Paleosuelos Los Cuadros 1 y 2 muestran los datos obtenidos para varias propiedades distintivas de la memoria de los paleosuelos. Al respecto, destacan: Mineralogía de las arcillas cristalinas. En los paleosuelos PT1, PT2, PT3 y PT4, la haloisita 7Å y la haloisita 10 Å están presentes en cantidades significativas, aunque asociadas con porcentajes pequeños de caolinita (Cuadro 2). Se propone que la coexistencia de estas arcillas en los paleosuelos de evolución moderada o ligera es indicativa de cambios en las condiciones macro y microambientales durante la pedogénesis (Velde, 1995). Esta propuesta se apoya con las observaciones micromorfológicas realizadas por Sedov et al. (2001; 2003b). Con respecto a la presencia de la caolinita, es probable que ésta se formó en etapas tempranas de intemperismo debido a la desestabilización de algún mineral primario que contenía aluminio, como lo son las plagioclasas (Velde, 1995). En PT5, PT6 y PT7, la caolinita se encuentra entre los principales componentes minerales junto con la haloisita 10 Å (Cuadro 2) lo cual es atribuible, según USDA (1988), a un mayor intemperismo en un ambiente húmedo, pero con un periodo de sequía y un lapso considerable de estabilidad del paisaje. Carbono orgánico (CO). El contenido más alto de CO en los paleosuelos resultó diagnóstico para los horizontes A (Cuadro 2). Sin embargo, se observa una tendencia a disminuir su porcentaje conforme se incrementa la edad del paleosuelo. Es probable que fluctuaciones en el clima, principalmente en la humedad y temperatura y la diagénesis ocurridas a través del tiempo, así como la erosión que se presentó reiteradamente en el área (Arce et al., 2003) fueron mecanismos trascendentales en la pérdida de CO en estos paleosuelos. pH en NaF. Con excepción del horizonte A12 presente en PT4, todos los demás horizontes tuvieron valores menores que 9.5. Con base en WRB (FAO-ISRIC-SICS, 1999) es posible considerar que, en general, los paleosuelos carecen de productos alofánicos en cantidad suficiente para ser considerados como horizontes ándicos. Propiedades ándicas Alo+1/2Feo. Con excepción de PT1 y PT2, ninguno de los otros paleosuelos muestra propiedades ándicas. Esto significa, en el caso de PT3 y PT4, que el grado de intemperismo alcanzado no propició la presencia de amorfos de alófano o de complejos

155

humus-Al en cantidades significativas o que éstos cristalizaron hacia arcillas (Shoji et al., 1993). Grado de cristalización del hierro (Feo/Fed). Los paleosuelos, en general mostraron valores medios (> 0.40) para esta relación (Cuadro 2). Este grado de cristalinidad del hierro también está relacionado con las condiciones de sitio donde se desarrollaron los paleosuelos, indicando lo siguiente: 1) presencia de ecosistemas forestales con vegetación acidificante (Caballero et al., 2001); 2) porcentajes altos de materia orgánica en el epipedón de los paleosuelos, los cuales estabilizaron a los amorfos de hierro a través de su actividad electrostática (Sedov et al., 2001); 3) condiciones óxido-reductoras que aún son evidentes en algunos paleosuelos (e.g. PT2 y PT3); y 4) un clima pedológico suficientemente húmedo para impedir su cristalización (Shoji et al., 1993). Análisis Micromorfológico El análisis evidenció que, en la mayoría de los epipedones que caracterizan a los paleosuelos, se desarrolló una estructura granular fina o migajosa ultrafina muy estable. Estos agregados, según señalaron Sedov et al. (2003b), muestran una distribución en la matriz del horizonte, similar a la que presentan los Andosoles modernos (Figura 4a). Se estima que este arreglo estructural le confirió a los horizontes A una densidad aparente baja, gran porosidad y una buena permeabilidad, lo cual facilitó el crecimiento radicular. También se observó que, en estos horizontes, el material orgánico que aún se conserva está ampliamente distribuido en la matriz proporcionándole una coloración uniforme. Con excepción del horizonte A, presente en la unidad PT4, todos los demás horizontes A carecen de rasgos de iluviación de arcillas. De acuerdo con USDA (1988), esta carencia se debe a que, en la zona de actividad radicular, la formación, transformación y destrucción de los agregados, requiere de menos tiempo para llevarse a cabo que el proceso de iluviación. De modo particular, el hor izonte A de PT2 (profundidad de 0 a 15 cm), así como el horizonte A de PT3 (profundidad de 20 a 40 cm) muestran la coexistencia de dos tipos de agregados (granulares y bloques subangulares). Las áreas que muestran estructura subangular presentan compactación y menor porosidad (Figura 4b). Los horizontes A de PT2 y PT3 se caracterizan, además, porque su matriz muestra

156

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

Cuadro 1. Macromorfología de los paleosuelos presentes en la columna pedoestratigráfica. Unidad

Horizonte. Profundidad

Color en húmedo

Estructura†

Clase textura‡

cm

Arcilla

Edad 14C años a.P.

% §

PT0

A C

0a7 7 a 30

10YR 2/1 10YR 7/1

Gr, F-2 L

Ma n.d.

n.d. n.d.

11,595 ± 180 (Arce et al ., 2003)

PT1

Bw BC

0 a 35 35 a 60

10YR 3/4 10YR 3/4

Bsa, M- 2 Bsa, M-2

Ra C

38.2 24.9

13,480 ± 40 (Solleiro et al ., 2004)

PT2

A11 A12 AB

0 a 15 15 a 45 45 a 80

10YR 2/2 10YR 2/1 10YR 3/2

Gr-Ba, F-G, 2-3 Gr, F-2 Gr, M-2

Ma Ma Mra

16.7 16.2 24.3

27,900±500 (Sedov et al ., 2001)

A AB

80 a 95 95 a 120

10YR 2/1 10YR 3/2

Gr, F-2 Gr, M-2-3

C C

26.2 24.3

A Bw BCg

120 a 160 160 a 200 > 200

10YR 2/2 10YR3/4 10YR 3/4

Gr, F-2 Bsa, M-2 Bsa, M-2

C C Ma

21.9 23.8 13.3

A AC

0 a 6/10 10 a 15/20

10YR 2/1 10YR 4/4

Gr, F-2 Gr, F-1

Ma Ma

19.7 12.9

A AB Bw BC

20 a 40 40 a 70 70 a 110/120 120 a 182

10YR 2/1 10YR 2/1 10YR3/4 10YR 3/2

Gr-Ba, F-G, 2-3 Gr, M-2 Bsa, M-2 Bsa, M-1,2

Ma Ma Mra Ma

11.3 15.3 21.2 19.4

PT4

A11 A12 B1 B2 BC C

0a8 8 a 33 33 a 60 60 a 90 90 a 120 > 120

10YR 3/4 10YR 3/2 10YR 3/2 10YR 3/4 10YR 4/6 10YR 5/6

Gr, M-3 Gr, M-3 Ba, G-2,3 Ba, G-3 Bsa, M-2 L

Ma Mra Mra Ma Ma Ma

17.6 24.8 24.5 17.9 13.3 12.8

PT5

Bt BC

0 a 30 30 a 50

7.5YR 4/6 7.5YR 4/6

Ba, G-3 Ba, G-2,3

Mra Mra

27.2 21.4

E Bt1 Bt2 Bt3 BC C

0 a 30 30 a 45 45 a 70 70 a 180 180 a 220 220 a 255

10YR 4/2 7.5YR 4/6 7.5YR 4/6 7.5YR 3/4 10YR 4/4 10YR 3/4

L Ba, M-3 Ba, M-3 Ba, M-3 Ba, M-2,3 L

Ra Mra Mr R R Ma

36.5 34.1 35.9 40.5 48.2 14.1

E Bt1 Bt2 BC C

0 a 15 15 a 45 45 a 75 75 a 135 135 a 195

10YR 3/4 10YR 3/2 10YR 3/4 10YR 3/6 10YR 2/1

L Ba, G-1 Ba, M-2,3 Ba, M-2 Bsa, M-2

PT3

PT6

PT7

†

Mra Mr Mra C Ma

27.4 32.1 27.6 21 11.6

29,000 ± 1,200 (Sedov et al ., 2001) 31,300 ± 900 (Sedov et al ., 2001)

38,700±600 (Solleiro et al ., 2004) 39,600±1,000 (Sedov et al ., 2001)

45,300 ± 900

>50,000

>50,000

>50,000

Forma de la estructura: L = sin estructura, Gr = granular, Ba = bloques angulares y Bsa = bloques subangulares. Tamaño: F = fino, M = medio, G = grueso. Desarrollo: 1 = débil, 2 = moderado, 3 = fuerte. ‡ Textura: Ma = migajón arenoso, Mra = migajón arcillo-arenoso, Mr = migajón arcilloso, R = arcilla, Ra = arcilla arenosa, C = franco. § nd = no determinado.

JASSO ET AL. PALEOSUELOS: ÍNDICES DEL PALEOAMBIENTE Y DE LA ESTABILIDAD DEL PAISAJE

157

Cuadro 2. Características químicas y mineralógicas de la memoria de los paleosuelos.

Unidad

Horizonte

CO†

pH NaF 1:50

Alo+1/2Feo

Feo/Fed

%

Vidrio volcánico %

§

9.4

n.d.

n.d.

Mineralogía de la fracción arcilla‡ Ha 7 Å

Ha 10 Å

Ka

n.d.

n.d.

n.d.

n.d

PT0

A C

n.d.

PT1

Bw BC

0.24 0.29

9.1 9.1

0.87 0.99

0.3 0.47

33.4 48.3

X XX

XX X

PT2

Ah1 Ah2 AB

2.21 2.82 1.75

9.4 9.4 9.4

1.31 2 1.49

0.57 0.95 0.87

23.7 22.7 24.7

XX XX X

X XX X

Ah AB

2.67 1.59

9.4 9.4

1.5 1.23

0.79 0.64

23.7 30.8

XX XX

X

Ah Bw

1.44 0.88

9.4 9.4

1.11 1.76

0.47 0.79

28.5 21.7

XX XX

XX

BCg

0.02

9.3

0.74

0.97

34.4

XX

Ah AC

1.75 1

9.3 9.4

0.9 0.73

0.63 0.37

16.1 21.6

XX XX

X

X X

Ah AB Bw BC

2.97 0.98 0.83 0.25

9.4 9.4 9.4 9.3

1.28 1.22 0.94 0.6

0.58 0.51 0.25 0.19

18.1 12.7 11.6 13.5

XX

X

X

Ah1 Ah2 B1 B2 BC C

0.21 0.37 0.21 0.16 0.03 0.03

8.9 9.8 9.1 8.7 8.6 8.5

0.69 0.52 0.61 0.57 0.56 0.28

0.75 0.63 0.6 0.6 0.68 0.41

15.2 19.7 15.5 15.4 24.4 21.8

X X

XX XX X

XX XX XX

XX XX XX XX X

PT5

Bt BC

0.24 0.24

8.5 8.4

0.3 0.36

0.23 0.21

6.8 17.5

X X

XX XX

PT6

E Bt1 Bt2 Bt3 BC C

0.02 0.02 0.02 0.05 0.02 0.03

7.9 8.3 8.5 8.5 8.6 8.5

0.21 0.3 0.28 0.33 0.3 0.29

0.25 0.18 0.29 0.29 0.23 0.32

4.4 10.5 15.5 9 11 8

X X X XX XX

XX XX XX XX XX XX

E Bt1 Bt2 BC C

0.03 0.03 0.05 0.03 0.02

7.9 8.1 8.2 8.1 7.9

0.22 0.44 0.49 0.28 0.23

0.29 0.4 0.31 0.23 0.15

14.6 16 16.5 16.1 6.3

XX XX XX XX XX

PT3

PT4

PT7

†

CO = carbono orgánico;

‡

Ha= haloisita; Ka = caolinita. § n.d. = no determinado.

X X X X

XX XX

XX XX XX XX XX

158

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

Figura 3. Pedocomplejo del paleosuelo PT2.

un evidente empobrecimiento de humus, el cual se acumula preferentemente cerca de los poros. También es común observar, en PT2 y PT3, revestimientos arcillosos delgados, en su mayoría no laminados, isotrópicos y de color amarillento pardo sobre algunos canales (Figura 4c). En PT4, se reconocieron algunos revestimientos de arcilla, tanto en el horizonte A, como en el horizonte B. Se estima que estos revestimientos son producto de translocación. Respecto a las características micromorfológicas que presentan los horizontes B de los paleosuelos estudiados, destacan: 1) La microestructura del horizonte Bw de PT1 es compleja en su arreglo. Esto, debido a que presenta agregados granulares asociados con bloques subangulares. El material fino que ocupa el espacio entre estos agregados es isotrópico, de color pardo claro y consiste de arcilla y óxidos de hierro. En este horizonte, los revestimientos de arcilla iluvial son muy escasos (< 1%) delgados y sólo se localizaron en poros. 2) En los horizontes BC y C, se observaron numerosos fragmentos de andesitas con textura porfirítica, constituidos principalmente por plagioclasas, hornblendas, piroxenos y vidrio volcánico. Además, se identificaron en ellos evidencias claras de intemperismo, como son el agrietamiento en la superficie de los minerales primarios, su relleno con arcilla y con óxidos

de hierro. 3) Con respecto a los horizontes Bt, presentes en las unidades PT5, PT6 y PT7, resulta distintiva la abundancia de revestimientos gruesos de arcilla iluvial (> 10% del área de la lámina) y rellenos, muchos de ellos microlaminados (Figura 4d). Estos revestimientos son indicativos de múltiples eventos de iluviación de arcilla, la cual consiste principalmente de minerales cristalinos 1:1. Esto último fue evidenciado por el anisotropismo que presentan bajo polarizadores cruzados. También son frecuentes los revestimientos arcillosos fragmentados, lo cual, según señalaron Sedov et al. (2003b), es típico en un horizonte paleo-argílico sometido a efectos de pedoturbación. Cabe destacar que, en estos horizontes, son abundantes los moteados de hierro y manganeso, los cuales se concentran sobre la superficie de los agregados, poros y canales de raíces. Estas estructuras son rasgos oximórficos que reflejan condiciones alternantes de humedad y sequía. De modo particular, se observó que, en el horizonte Bt de PT7, la masa basal del suelo forma agregados granulares delimitados por revestimientos arcillosos (Figura 4e) y, además, presenta numerosos fitolitos (Figura 4f). Esto último no es común encontrarlo en una zona iluvial de un horizonte árgico. Normalmente, el ópalo biogénico decrece debajo del horizonte eluvial (Sedov et al., 2003b). De acuerdo con Vallejo-Gómez

JASSO ET AL. PALEOSUELOS: ÍNDICES DEL PALEOAMBIENTE Y DE LA ESTABILIDAD DEL PAISAJE

Figura 4. Micromorfología de los suelos estudiados.

159

160

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

(2002), los fitolitos presentes corresponden a plantas C3 (formas crenadas, de quilla, piramidales y cónicos) indicadoras de pedogénesis húmeda (Figura 4f). Clasificación de los Perfiles Estudiados Los paleosuelos en PT0, PT2, PT3 y PT4, se caracterizan por presentar, en su perfil, un contenido de vidrio volcánico mayor que 10%, una suma del Alo+1/ 2Feo mayor que 0.4% (Cuadros 1 y 2). De acuerdo con WRB (FAO-ISRIC-SICS, 1999), estos horizontes reúnen las características de un vítrico, el cual es diagnóstico del Grupo de Andosoles. Con respecto a PT1, éste se caracteriza por presentar un horizonte B arcilloso que muestra escasos rasgos de iluviación de arcilla. Esta característica, sugiere que no debe incluirse dentro de los árgicos. En consecuencia, se optó por considerarlo como un B cámbico. Es importante destacar que, de acuerdo con Velde (1995), la ausencia de amorfos alofánicos, en un suelo de origen volcánico, así como la presencia de arcillas haloisíticas en cantidad significativa, pueden, en muchos casos, representar una condición de baja humedad que coadyuva a la cristalización de los amorfos. Los paleosuelos más antiguos (PT5, PT6 y PT7) exhiben horizontes B árgicos iluviales bien desarrollados y ricos en rasgos pedológicos. Estos horizontes, según USDA (1988), son indicativos de superficies estables, donde el periodo de estabilidad fue suficiente para desarrollar un equilibrio entre la formación y descomposición de la materia orgánica, fenómeno frecuentemente asociado con un ambiente forestal. CONCLUSIONES - El área de estudio se caracterizó durante el Pleistoceno Tardío-Holoceno por una dinámica que comprendió periodos de inestabilidad de paisaje y periodos de estabilidad. Cada paleosuelo representa un ciclo dinámico de estabilidad del paisaje y pedogénesis, en tanto que cada capa geológica atestigua un periodo de inestabilidad. El conjunto de paleosuelos presentes en la columna pedoestratigráfica conserva una memoria multitemporal de estos eventos. - El grado de desarrollo pedológico y la duración de cada ciclo coadyuvaron a la reconstrucción paleoambiental. De acuerdo con la memoria de estos paleosuelos, los ciclos de estabilidad cortos están caracterizados por la formación de pedocomplejos con horizontes vítricos,

los de duración moderada por horizontes B cámbico, en tanto que la presencia de horizontes árgicos es indicativa de ciclos largos de estabilidad del paisaje. - Por otra parte, la presencia de horizontes árgicos, así como de propiedades oximórficas, también denota periodos con mayor humedad que el actual, ya que en ningún suelo moderno que se localiza en el área se presentan estos horizontes. La unidad PT4 establece el límite entre los ciclos largos y húmedos que le anteceden cronológicamente y los ciclos de duración corta o moderada, menos húmeda, que le preceden. - En el caso de PT1, éste representa una de las fases finales del Último Máximo Glacial y también uno de los periodos más secos de los ciclos estudiados, pero en el cual se conservó un ambiente forestal, según el estudio de fitolitos. Esta deficiencia de humedad permitió la cristalización de los amorfos alofánicos y la formación en cantidad significativa de arcillas cristalinas 1:1 con excepción de la caolinita. AGRADECIMIENTOS Esta investigación fue financiada por CONACYT (proyecto 32337-T) y DGAPA (proyectos INI04600, IN112205). A la Dra. E. Vallejo y a la M. en C. Kumiko Shimada por su valiosa ayuda en la elaboración de los análisis. LITERATURA CITADA Arce, J. L., J. L. Macías y L. Vázquez-Selem. 2003. The 10.5 Ka Plinian eruption of Nevado de Toluca volcano, Mexico: stratigraphy and hazard implications. Geol. Soc. Am. Bull. 115: 230-248. Bloomfield, K. y S. Valastro. 1974. Late Pleistocene eruptive history of Nevado de Toluca volcano, Central Mexico. Geol. Soc. Am. Bull. 85: 901-906. Caballero, M., J. L. Macías, S. Lozano-García, J. Urrutia-Fucugauchi y R. Castañeda-Bernal. 2001. Late Pleistocene-Holocene volcanic stratigraphy and paleoenvironments of the upper Lerma basin, Mexico pp. 247-261. In: Special Publication 30. International Association of Sedimentologists. Oxford, UK. FAO-ISRIC-SICS (Food and Agriculture Organization-International Soil Reference and Information Centre-Sociedad Internacional de la Ciencia del Suelo). 1999. World Reference Base (WRB). Base Referencial Mundial del Recurso Suelo. Boletín 84. Roma, Italy. Fieldes, M. y K. W. Perrott. 1966. The nature of allophane soils: 3. Rapid field and laboratory test for allophane. N. Z.. J. Sci. 9: 623-629. García, E. 1988. Modificaciones al sistema de clasificación climática de Köppen. Universidad Nacional Autónoma de México. México, D. F.

JASSO ET AL. PALEOSUELOS: ÍNDICES DEL PALEOAMBIENTE Y DE LA ESTABILIDAD DEL PAISAJE García, R. A. y J. J. Muñoz. 2002. El paisaje en el ámbito de la Geografía III.2. Temas selectos de geografía de México. Instituto de Geografía, Universidad Nacional Autónoma de México. México, D. F. García-Palomo, A., J. L. Macías, J. L. Arce, L. Capra, V. H. Garduño y J. M. Espíndola. 2002. Geology of Nevado de Toluca volcano and surrounding areas, central Mexico. Map Series, MCH089. Geological Society of America. Boulder, CO, USA. Jasso-Castañeda, C., S. Sedov, E. Solleiro-Rebolledo y J. E. GamaCastro. 2002. El desarrollo de los paleosuelos como índice de la estabilidad del paisaje. Un ejemplo del centro de México. pp. 20-35. In: Investigaciones Geográficas. Boletín 47. Instituto de Geografía, Universidad Nacional Autónoma de México. México, D. F. Macías, J. L, A. García-Palomo, J. L. Arce, C. Siebe, J. M. Espíndola, J. C. Komorowski y K. Scott. 1997. Late Pleistocene-Holocene cataclysmic eruptions at Nevado de Toluca and Jocotitlán volcanoes, Central Mexico”. Bringham Young University, Geology Studies 42: 493-528. Mehra, O. P. y M. L. Jackson. 1960. Iron oxide removal from soils and clays by a dithionite-citrate system buffered with sodium bicarbonate. Clays Clay Miner. 7: 317-327. Munsell. 1975. Soil Color Charts. Macbeth Division of Kollmorgen Corporation. Baltimore, MD, USA. Parfitt, R. L. 1989. Optimum conditions for extraction of Al, Fe, and Si from soils with acid oxalate. Commun. Soil Sci. Plant Anal. 20: 801-816. Sedov, S., E. Solleiro-Rebolledo, J. E. Gama-Castro, E. VallejoGómez y A. González-Velázquez. 2001. Buried palaeosols of the Nevado de Toluca: an alternative record of Late Quaternary environmental change in central Mexico. J. Quaternary Sci. 16: 375-389.

161

Sedov, S., E. Solleiro-Rebolledo, P. Morales-Puente, A. AriasHerrería, E. Vallejo-Gómez y C. Jasso-Castañeda. 2003a. Mineral and organic components of the buried paleosols of the Nevado de Toluca/central Mexico as indicators of paleoenvironments and soil evolution. Quaternary Int. 106-107: 169-184. Sedov, S., E. Solleiro-Rebolledo y J. E. Gama-Castro. 2003b. Andosol to Luvisol evolution in central Mexico: timing, mechanisms and environmental setting. Catena 54: 495-513. Shoji, S., M. Nanzyo y R. Dahlgren. 1993. Volcanic ash soils. Genesis properties and utilization. Elsevier. Amsterdam, The Netherlands. Solleiro-Rebolledo, E., J. L. Macías, J. E. Gama-Castro, S. Sedov y L. D. Sulerzhitsky 2004. Quaternary pedostratigraphy of the Nevado de Toluca volcano. Rev. Mex. Ciencias Geol. 21: 101-109. USDA (United States Department of Agriculture). 1988. Soil Taxonomy. A basic system of soil classification for making and interpreting soil surveys. Soil Conservation Service. Washington, DC, USA. USDA (United States Department of Agriculture). 1990. Soil Survey Laboratory Methods Manual. Soil Survey Investigations Report 42. National Resources Conservation Services, Natural Soil Survey Center. Washington, DC, USA. USDA (United States Department of Agriculture). 1992. Soil Survey Manual. Agriculture Handbook 18. Soil Survey Division Staff. Washington, DC, USA. Vallejo-Gómez, E. 2002. Morfología e intemperismo de fitolitos, en suelos modernos y paleosuelos de la parte Central del Eje Neovolcánico. Tesis Doctoral. Facultad de Ciencias. Universidad Nacional Autónoma de México. México, D. F. Velde, B. 1995. Origin and mineralogy of clays. Springer-Verlag. Berlin-Heidelberg, Germany.

ESTABILIDAD DE ESTRUCTURA EN ANDISOLES DE USO FORESTAL Y CULTIVADOS Structure Stability in Forested and Cultivated Andisols Enrique Meza-Pérez1 y Daniel Geissert-Kientz2‡ RESUMEN

SUMMARY

La estructura del suelo de los terrenos forestales o de pastizal convertidos a cultivo sufre una significativa modificación. En México, los suelos de origen volcánico de zonas sub-húmedas, deforestados y sometidos a un uso agrícola continuo, padecen a menudo procesos de degradación. El objetivo de este estudio fue determinar la agregación del suelo en Andisoles de uso forestal y cultivados del Cofre de Perote (Veracruz), a fin de establecer la vulnerabilidad de su estructura al impacto de los cambios de uso del suelo. La distribución por tamaño y la estabilidad de agregados en agua se obtuvieron en horizontes en seis Udivitrands, mediante el método de tamizado en húmedo. Los horizontes superficiales forestales presentan una estructura más estable que los cultivados. La pérdida de la estabilidad de los agregados en suelos cultivados se correlacionó con la disminución de la materia orgánica y con el aumento de los microagregados (< 0 25 mm) respecto a los macroagregados (> 2.0 mm); sin embargo, la disminución de la estabilidad estructural después de 50 años de cultivo es sólo moderada. Las principales consecuencias de la degradación de la estructura fueron la pérdida de nitrógeno y la reducción de la retención en agua a capacidad de campo y al punto de marchitez permanente. La distribución por tamaño y la estabilidad de los agregados en agua son parámetros útiles para evaluar la calidad de la estructura en Andisoles forestales convertidos a cultivo.

A significant decline in soil structure occurs on conversion from forest or pasture to conventional cropping, especially after medium- and long-term cropping. In Mexico, continuous cultivation of volcanic ash soils in sub-humid highlands often leads to soil degradation. The objective of this study was to determine soil aggregation in forested and cultivated Andisols in the region of Cofre de Perote (Veracruz), in order to establish how vulnerable its structure is to the impact of land-use changes. Aggregate-size distribution and waterstable aggregates were determined in each horizon of six Udivitrands using the wet-sieving method. Forest topsoil structure appeared to be more stable than cultivated topsoil. Decline in aggregate stability in cropland was correlated with organic matter loss and increases of microaggregates (< 0.25 mm) with respect to macroaggregates (> 2.0 mm). However, the reduction of structural stability after 50 years of cropping is only moderate. The main consequences of structural degradation are the loss of nitrogen and the reduction of water retention at field capacity and permanent wilting point. Aggregate-size distribution and water-stable aggregates were helpful parameters for assessing soil structure quality after conversion of Andisols from forest to cropland.

Palabras clave: estabilidad de agregados en agua, distribución de agregados por tamaño, Vitrand, cambios de uso del suelo.

INTRODUCCIÓN

Index words: water-stable aggregates, aggregatesize distribution, Vitrand, land-use changes.

El agrupamiento natural de las partículas primarias del suelo (arcilla, limo, arena) resulta de procesos físicos que forman los agregados y de procesos químicos y biológicos que los estabilizan (Allison, 1968; Lynch y Bragg, 1985). Esta estabilización se debe esencialmente a la acción cementante de las sustancias inorgánicas y orgánicas. Aun cuando las arcillas, el carbonato de calcio y los sesquióxidos participan en la agregación, el principal agente de unión es la materia orgánica (Koorevaar et al., 1983).

1

Laboratorio de Edafología Nicolás Aguilera, Facultad de Ciencias, Universidad Nacional Autónoma de México. México, D. F. 2 Instituto de Ecología. Apdo. Postal 63, 91000 Xalapa, Veracruz, México. ‡ Autor responsable ([email protected]) Recibido: septiembre de 2004. Aceptado: diciembre de 2005. Publicado en Terra Latinoamericana 24: 163-170.

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TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

Tisdall y Oades (1982) propusieron un modelo de agregación en el cual los agentes de unión varían según el tamaño de los agregados. En suelos con alto contenido de carbono orgánico (> 2%), los agregados > 2000 mm están unidos por una fina red de raíces e hifas; los de 20 a 250 mm se forman, en gran parte, por partículas de 2 a 20 mm unidas por materia orgánica persistente, óxidos cristalinos y aluminosilicatos amorfos y, finalmente, los de 2 a 20 mm consisten en partículas < 2 mm fuertemente unidas por enlaces orgánicos persistentes y asociadas a células bacterianas. La estabilidad de los agregados en agua y su distribución por tamaño son indicadores de la susceptibilidad del suelo a la degradación estructural (Boix-Fayos et al., 2001). El uso agrícola a mediano y largo plazo altera la estructura, manifestándose en la disminución de la estabilidad (Shepherd et al., 2001) y del diámetro medio ponderado de los agregados (Dexter, 1988). Ambos parámetros también permiten evaluar el efecto particular de algún sistema de labranza sobre la estructura del suelo (Navarro-Bravo et al., 2000). Los horizontes superficiales (horizontes A) de los Andisoles forestales tienen comúnmente una estructura granular de desarrollo moderado a fuerte y, a veces, de bloques subangulares (Shoji et al., 1993). En los horizontes cultivados, la estructura tiende a degradarse principalmente por compactación y disminución de la materia orgánica, formando bloques subangulares y angulares. En los horizontes subsuperficiales (horizontes Bw), la estructura es típicamente de bloques subangulares, de mayor tamaño y menor resistencia que en los horizontes superficiales. La estructura de los Andisoles refleja la abundancia de sustancias no cristalinas (alófano, imogolita, ferrihidrita) y orgánicas. Se caracteriza sobre todo por la gran cantidad de microagregados, en particular resistentes a la dispersión (Shoji et al., 1993). Su desarrollo se relaciona estrechamente con algunas de las propiedades más notorias de estos suelos, como la alta retención de agua (40 a 60% a 33 kPa), la elevada porosidad total (60 a 80%) y el buen drenaje interno. Sin embargo, aunque los Andisoles tengan excelentes propiedades físicas, se tornan frágiles cuando éstas se alteran fuertemente y algunas, como la retención de agua y la porosidad, cambian en forma irreversible (Quantin, 1972; Vidal et al., 1981). En la región sotavento del Cofre de Perote (Veracruz, México), la intensa deforestación de la primera mitad del siglo XX, el pastoreo nómada y

el cultivo de la papa durante las últimas tres décadas, ocasionaron en los Andisoles un incremento de la densidad aparente, una disminución de la porosidad y la pérdida parcial de la materia orgánica y de los nutrimentos (Geissert y Ramírez, 2000). Tales cambios son presuntamente consecuencia de la alteración de la estructura, por lo cual se propone estudiar en suelos forestales y cultivados, la distribución y la estabilidad de los agregados en húmedo, y evaluar los efectos de la inestabilidad estructural ocasionada por el cambio de uso forestal a agrícola, sobre algunas propiedades de los Andisoles de zona sub-húmeda. MATERIALES Y MÉTODOS El área de estudio se localiza en la ladera noroccidental del volcán Cofre de Perote, entre 3000 y 3300 msnm, perteneciendo a los ejidos de El Conejo (19º 31’ N y 97º 10’ O) y Los Pescados (19º 32’ N y 97º 08’ O) del municipio de Perote (Veracruz, México) (Figura 1). El clima es templado semifrío y subhúmedo, con régimen de lluvias de verano. La temperatura media anual oscila de 7 a 9 ºC y la precipitación anual, de 900 a 1000 mm (Medina y Angulo, 1990). El régimen de temperatura del suelo es isomésico y el régimen de humedad es ústico (Soil Survey Staff, 1998). En una zonificación geomorfo-edafológica previa, los suelos de la región se identificaron como Andosoles úmbricos y Andoles háplicos de clima subhúmedo, desarrollados sobre cenizas de composición andesíticadacítica de espesor variable, del Pleistoceno superior (Geissert et al., 1994). Dentro del área de estudio, CruzHuerta y Geissert-Kientz (2000) establecieron que dichos suelos se caracterizan por un % Al +1/2Fe (por oxalato de amonio ácido) comprendido entre 2 y 3%, que la relación Al extraíble con pirofosfato/Al extraíble con oxalato ácido varía entre 0.3 y 0.5, y que el contenido de alofano es de 5 a 7%. De acuerdo con la nueva definición de los horizontes ándicos (Poulenard y Herbillon, 2000), los horizontes superficiales de estos suelos pertenecen a la categoría de "sialuándicos", en los cuales los complejos Al-humus llegan a ser los constituyentes secundarios dominantes, asociados, a menudo, a contenidos importantes y variables de alófano. El muestreo del suelo se realizó en forma aleatoria simple en tres sitios forestales y tres agrícolas, por pares distanciados a menos de 50 m entre sí, en condiciones equivalentes de relieve (laderas con p en dient e < 1 5 % ) y de s u elo ( Udiv it r a n d) .

MEZA Y GEISSERT. ESTABILIDAD DE ESTRUCTURA EN ANDISOLES DE USO FORESTAL Y CULTIVADOS

165

húmedo con el método estándar de tamizado en húmedo de Yoder (1936). Se usaron 500 g de suelo y tamices con malla de 4.76 mm, 2.0 mm, 1.0 mm, 0.5 mm, 0.25 mm y 0.149 mm. La distribución de los agregados por tamaño se expresó con el diámetro medio ponderado (DMP), correspondiente a la suma del porcentaje de suelo que permanece en cada tamiz después del tamizado, multiplicado por el diámetro medio de malla de los tamices adyacentes. La estabilidad de agregados en agua (EAA) se calculó con la fórmula: EAA(%) = Peso (agregado + arena) * 100/Peso inicialPeso de arena. Fuente: INEGI (1998). Figura 1. Mapa de localización.

Los sitios elegidos son representativos de la frontera agrícola de las laderas altas del Cofre de Perote, único lugar donde cultivos y bosques están todavía espacialmente mezclados. El uso forestal es de pino (Pinus hartwegii) y abeto (Abies religiosa), con pasto natural de Muhlembergia macroura, en condiciones mínimas de alteración. El bosque ha sufrido un intenso proceso de fragmentación y se presenta, en la actualidad, en forma de parches y corredores diseminados en el paisaje. El sistema agrícola del área se caracteriza por el cultivo de papa, como monocultivo o en rotación con trigo y haba, durante 50 años. La labranza es tradicional con inversión del suelo a una profundidad de 20 cm, mediante tracción animal. La fertilización es química, pero también se incorporan al suelo los residuos de los cultivos después de la cosecha. Se aplican fungicidas y herbicidas al cultivo de la papa. Los suelos fueron descritos y muestreados por horizonte y clasificados de acuerdo con la Soil Taxonomy (Soil Survey Staff, 1998). Los análisis de laboratorio se realizaron sobre muestras simples con dos repeticiones por determinación y se promediaron los valores obtenidos. Las pruebas de Al y Fe extractables en oxalato de amonio ácido, la retención de fósforo y el contenido de vidrio volcánico, utilizados para la determinación de las propiedades ándicas, no se realizaron, ya que se había establecido, con anterioridad, que los suelos son Andisoles (Geissert et al., 1994; Cruz-Huerta y GeissertKientz, 2000). La distribución por tamaño de los agregados estables en agua se determinó en muestras conservadas en

La retención de agua se determinó sobre muestras secadas al aire con uso de la olla y membranas de presión, a 33 kPa para la capacidad de campo (CC) y 1500 kPa para el punto de marchitez permanente (PMP). Los análisis físicos y químicos se realizaron siguiendo la metodología de la NOM-021-RECNAT-2000 (SEMARNAT, 2002). La densidad aparente se determinó por el método del cilindro, la granulometría por el de la pipeta con destrucción de materia orgánica y dispersión con hexametafosfato de sodio, y los pH en H20, en KCl y en NaF por potenciometría en una relación 1:2.5. El calcio, magnesio y aluminio intercambiables se determinaron con un espectrofotómetro de absorción atómica Shimadzu (Shimadzu Corporation, Kyoto, Japón) y el potasio intercambiable, con un fotómetro de llama Corning (Corning Incorporated, New York, USA). Los datos se analizaron con el paquete Statistica (StatSoft, 2000). Se realizaron análisis de correlación y análisis de regresión lineal con el método de los "mínimos cuadrados" para establecer la relación entre la estabilidad de agregados en agua y otras variables del suelo. El nivel de confianza es P = 0.05. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Características Generales de los Suelos Los pedones PE1 (sitio forestal) y PE2 (sitio agrícola) son Typic Udivitrands; los PE5 (forestal), PE6 (agrícola), CON13 (forestal) y CON14 (agrícola) son Humic Udivitrands. En general, los suelos son moderadamente profundos (alrededor de 100 cm) con un horizonte superficial (A1 o Ap) de 3 a 30 cm de espesor. Los suelos con bosque presentan, en el horizonte superficial, una estructura granular, de tamaño pequeño

166

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

Cuadro 1. Características físicas selectas de los horizontes superficiales y subsuperficiales.

Horizonte

Profundidad cm

PE1 A1 A2 PE2 Ap A2 PE5 A1 C PE6 Ap A2 CON13 A1 A2 CON14 Ap A2

Granulometría Limo Arena fina Arena grueso gruesa - - - - - - - - - - - - - -%- - - - - - - - - - - - - Arcilla

Limo fino

Densidad aparente

Porosidad total

Retención de agua 33 kPa 1500 kPa

Mg m3

%

- - - - -%- - - - -

0a3 3 a 23

14 16

26 31

48 39

9 9

3 5

0.70 0.90

65 59

46.4 42.0

23.5 25.1

0a7 7 a 27

10 12

27 25

34 33

18 15

11 15

0.20 0.30

91 87

35.3 43.1

14.5 24.7

0 a 23 23 a 60

12 7

23 13

46 59

11 12

9 9

0.80 1.00

62 52

49.4 41.6

21.7 22.9

0 a 22 22 a 55

8 7

14 16

58 63

11 9

10 6

1.20 1.00

48 52

35.4 46.9

14.9 23.9

0 a 30 30 a 60

10 9

20 17

43 39

19 22

8 13

0.60 1.20

67 50

33.9 23.5

16.6 13.8

0 a 30 30 a 45

9 9

16 19

42 31

21 25

12 16

0.80 1.30

62 44

30.6 25.3

11.3 15.0

a mediano y de desarrollo débil a moderado, en tanto que en el suelo cultivado la estructura no está definida, salvo en el PE6-Ap, donde se observaron bloques subangulares pequeños y de desarrollo débil. En los horizontes subsuperficiales, la estructura es de bloques subangulares de tamaño mediano y desarrollo moderado. Todos los pedones tenían una textura de tipo migajónlimoso (Cuadro 1), con predominio de los limos gruesos (26% a 63%). Los horizontes superficiales cultivados contenían mayor proporción de arena que los forestales (respectivamente, 28% y 20% en promedio), y menor proporción de arcilla (6.7% y 14.1%, respectivamente). Estos cambios granulométricos relacionados con la cubierta vegetal coinciden con los datos de MartínezMena et al. (1999) y podrían deberse a un empobrecimiento de las partículas más finas de la matriz del suelo (con un enriquecimiento concomitante de partículas gruesas), producidos por el transporte selectivo de material por erosión hídrica en la época lluviosa o por erosión eólica en la época seca (Wilson y Cooke, 1980). La densidad aparente fue inferior a 0.9 Mg m-3 (valor límite superior de propiedad ándica) en los horizontes superficiales, excepto en PE6; en los sitios agrícolas fue más elevada que en los forestales, con

la excepción del PE2. En los horizontes subsuperficiales, los valores fueron mayores que 0.9 Mg m-3 (valor límite superior de propiedad ándica) en los horizontes superficiales, excepto en PE6; en los sitios agrícolas fue más elevada que en los forestales, con la excepción del PE2. En los horizontes subsuperficiales los valores fueron mayores que 0.9 Mg m-3, pero no así en PE2 donde se mantuvieron bajos. La porosidad total osciló en los horizontes superficiales entre 48 y 91%, siendo más elevada en los horizontes de bosque, salvo en el pedón PE2. La porosidad disminuyó con la profundidad en todos los pedones, excepto en PE6. La retención de agua a 33 kPa varió, en promedio, de 35 a 49%, siendo mayor en los horizontes superficiales de bosque (43.2%) que en los de cultivo (33.8%). La retención de agua disminuyó con la profundidad en los suelos forestales; esta tendencia no se mostró siempre en los suelos cultivados. La retención de agua a 1500 kPa varió de 11 a 23% y fue más elevada en los horizontes superficiales de bosque (20.6%, en promedio) que en los de cultivo (13.6%). Se presentó un leve aumento de la retención con la profundidad, excepto en el perfil CON13. Todos los suelos eran moderadamente ácidos (pH = 4.8 a 5.7); los horizontes superficiales fueron más

MEZA Y GEISSERT. ESTABILIDAD DE ESTRUCTURA EN ANDISOLES DE USO FORESTAL Y CULTIVADOS

ácidos que los subsuperficiales (Cuadro 2). El pHNaF fue siempre igual o superior a 10, lo que indica que el suelo contiene grandes cantidades de constituyentes amorfos y/o de complejos Al-humus (Parfitt y Saigusa, 1985). Los valores positivos a ligeramente negativos de la diferencia entre pHKCl y pHH2O indican la presencia de arcillas alofánicas con carga variable, características de los Andisoles (Nanzyo et al., 1993). El contenido de carbono orgánico (CO) varió entre 0.4 y 8.0%; se encontraron los valores más elevados en los horizontes superficiales (5%, en promedio) en relación con los subsuperficiales (1.6%, en promedio), y más altos en los horizontes forestales (6.7%) que en los cultivados (3.4%). El contenido de nitrógeno total resultó elevado en los horizontes superficiales (0.30%, en promedio), con tendencia a disminuir en el subsuelo. Este nutrimento era más abundante en los horizontes superficiales forestales (0.34%, en promedio) y su cantidad disminuyó en los cultivados (0.27%). Los valores de K variaron de alto a bajo, en general más elevados en el subsuelo y en los horizontes superficiales forestales. Las otras bases intercambiables (Ca, Mg) se encontraron en valores bajos. El Al intercambiable presentó valores £ 2 cmolc kg-1, confirmando así el predominio de los minerales amorfos (alófano, imogolita, etc.) sobre los complejos de Al-humus (Quantin, 1994).

167

Distribución de Agregados por Tamaño La cantidad de microagregados estables en agua (£ 0.25 mm) resultó elevada (49%, en promedio) y predominó sobre los meso y macroagregados en todos los horizontes, excepto en PE2-A2 (Cuadro 3). La diferencia de valores entre horizontes superficiales y subsuperficiales no mantuvo un patrón definido, pero hubo una tendencia al aumento de microagregados en los horizontes superficiales cultivados respecto a los forestales. La distribución de los macroagregados estables en agua (> 2.0 mm) estuvo bien definida, tanto en los suelos forestales, como en los cultivados. En los primeros, el porcentaje de macroagregados fue más alto en los horizontes superficiales (22%) que en los subsuperficiales (16%); en los segundos, fue más bajo en los superficiales (13%) que en los subsuperficiales (21%). La disminución de los macroagregados en los horizontes cultivados fue equivalente al aumento de los microagregados, por lo que se concluye que, al cultivar la tierra, los macroagregados son casi integralmente reducidos a microagregados. Nuevamente, PE5 y PE6 constituyeron la excepción, porque el horizonte cultivado de PE6 es parte de un horizonte A2 presentando una estructura de bloques subangulares con mayor cantidad de macroagregados. Debido a que la cantidad de

Cuadro 2. Características químicas selectas de los horizontes superficiales y subsuperficiales.

Horizonte

Profundidad

H2O

pH KCl

NaF

Nitrógeno total

- - - - % - - - -

cm PE1 A1 A2 PE2 Ap A2 PE5 A1 C PE6 Ap A2 CON13 A1 A2 CON14 Ap A2

Carbono orgánico

K

Cationes intercambiables Ca Mg -1

- - - - - - - cmolc kg

Al

- - - - - - -

0a3 3 a 23

5.3 5.3

4.9 4.9

10.7 10.1

7.3 0.4

0.36 0.04

0.85 1.50

6.10 5.73

1.47 1.62

1.30 1.70

0a7 7 a 27

4.8 5.1

5.1 5.2

10.8 10.8

2.4 1.5

0.30 0.13

0.14 0.45

3.60 4.00

0.20 0.30

0.85 0.60

0 a 23 23 a 60

4.9 5.2

4.8 5.7

10.6 10.9

8 2.3

0.36 0.17

0.40 0.03

4.67 3.59

0.96 0.53

2.10 0.47

0 a 22 22 a 55

4.5 4.8

4.6 5

10.6 11.2

5.1 6.6

0.32 0.42

0.21 0.14

3.26 3.70

0.07 0.04

1.34 1.50

0 a 30 30 a 60

5.5 5.6

5.4 5.8

10.2 10.7

4.9 1.4

0.29 0.12

0.32 0.58

5.97 4.33

0.35 0.20

0.60 0.48

0 a 30 30 a 45

5.4 5.4

5.3 5.4

10.2 10,4

2.6 1.7

0.20 0.16

0.50 1.07

6.30 6.06

0.15 0.47

0.34 0.34

168

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

Cuadro 3. Distribución y estabilidad de agregados en agua de los horizontes superficiales y subsuperficicales.

Horizonte

Profundidad cm

PE1 A1 A2 PE2 Ap A2 PE5 A1 C PE6 Ap A2 CON13 A1 A2 CON14 Ap A2

Macroagregados > 2.00 mm

Mesoagregados 0.25 a 2.00 mm

Microagregados < 0.25 mm

Ma/Mi

- - - - - - - - - - % - - - - - - - - - -

DMP

EAA

mm

%

0a3 3 a 23

25 14

29 34

46 52

0.54 0.27

1.34 0.90

79 80

0a7 7 a 27

11 28

28 39

56 33

0.20 0.85

0.97 1.55

63 68

0 a 23 23 a 60

16 14

39 35

53 52

0.30 0.27

0.98 0.91

87 61

0 a 22 22 a 55

19 28

27 35

53 36

0.36 0.78

1.07 1.53

74 78

0 a 30 30 a 60

25 19

33 34

42 47

0.59 0.40

1.32 1.12

75 45

0 a 30 30 a 45

9 8

32 36

58 56

0.15 0.14

0.66 0.73

49 51

microagregados nunca disminuyó en los horizontes superficiales cultivados, incluido PE6, se considera que son más estables que los macroagregados. El diámetro medio ponderado (DMP) fue, en promedio, de 1.09 mm. En los suelos forestales, más elevado en los horizontes superficiales (1.21 mm) que en los subsuperficiales (0.98 mm), pero en los horizontes cultivados ocurrió lo contrario, excepto en CON14 donde los valores fueron equivalentes. Asimismo, el DMP de los horizontes superficiales forestales (1.21 mm) resultó mayor que en los cultivados (0.90 mm). Debido a que DMP aumentó con la cantidad de macroagregados estables > 2 mm y con la relación macroagregados/ microagregados (Ma/Mi), se deduce que el DMP más elevado de los horizontes superficiales forestales no sólo se debió a un mayor número de macroagregados, sino también a una proporción más alta de éstos respecto a los microagregados (Ma/Mi = 0.48 en bosque y 0.24 en cultivo). Estabilidad de Agregados en Agua La estabilidad de los agregados en agua (EAA) de todos los suelos y horizontes alcanzó, en promedio, 67%, pero existió una variabilidad importante (Cuadro 3). Las diferencias se manifestaron sobre todo entre

los horizontes superficiales de los suelos forestales y cultivados. Los primeros alcanzaron, en promedio, un valor de 80% y, los segundos, de 62%. La pérdida de estabilidad debido al uso agrícola se situó, en promedio, en 18%, pero pudo alcanzar hasta 26% (entre CON13 y CON14). De todas las correlaciones obtenidas, el contenido de CO es el que más influyó en la estabilidad de los agregados en los horizontes superficiales (EAA = 5.2154 (CO) + 44.83, r2 = 0.82, n = 6). La materia orgánica constituye un fuerte agente de unión entre las partículas minerales del suelo y asegura su estabilidad estructural (Tisdall y Oades, 1982), en especial en suelos alofánicos (Churchman y Tate, 1987); tiene también un efecto hidrofóbico en la superficie de las partículas minerales, disminuyendo la velocidad de humectación de los agregados y reduciendo el riesgo de colapción (Jouany et al., 1992). Esta correlación no se encontró en los horizontes subsuperficiales, cuyo comportamiento es distinto al de los superficiales. Otras de las variables estudiadas que, en general, influyen en la estabilidad de la estructura en forma individual o en combinación (cantidad de arcillas, calcio intercambiable y pH), no se correlacionaron con EAA. Esto confirma que la estabilidad de agregados en Andisoles depende, en gran medida, de los fuertes enlaces del CO con las formas

MEZA Y GEISSERT. ESTABILIDAD DE ESTRUCTURA EN ANDISOLES DE USO FORESTAL Y CULTIVADOS

amorfas de Al y Fe (alófano, imogolita, ferrihidrita), mismos que fomentan el desar rollo de una microestructura resistente (Shepherd et al., 2001). De acuerdo con la clasificación de la inestabilidad de agregados de Le Bissonnais y Le Souder (1995), basada en los valores de DMP (intervalo de 0.025 a 4.0 mm), los horizontes PE1-A1 y CON13-A1 son estables (DMP entre 1.3 y 2.0 mm), los PE2-Ap, PE5-A1 y PE6-Ap moderadamente estables (DMP entre 0.8 y 1.3 mm), y el CON14-Ap inestable (DMP entre 0.4 y 0.8 mm). El DMP presentó una correlación con la EAA sólo en los horizontes superficiales (r = 0.68, P £ 0.05; n = 6). Con base en esta relación y en la propuesta de Le Bissonnais y Le Souder (1995) sobre la estabilidad de agregados, los Andisoles estudiados se clasificaron en: muy estables (EAA > 80%), estables (EAA de 65 a 80%), moderadamente estables (EAA de 50 a 65%) e inestables (EAA < 50%). Los horizontes con contenido de CO inferior a 1% resultaron altamente susceptibles a la inestabilidad estructural. Efectos de la Inestabilidad Estructural Los cambios de estabilidad de la estructura tuvieron consecuencias directas sobre algunas propiedades edáficas importantes, por ejemplo el nitrógeno total (Nt). En los horizontes superficiales, la disminución de la EAA, provocada por la destrucción de los macroagregados durante la labranza, favorece la descomposición acelerada de la materia orgánica particulada (fragmentos de raíces parcialmente descompuestos) contenida en ellos y, en consecuencia, la pérdida del nitrógeno fácilmente mineralizable (Elliott, 1986; Cambardella y Elliott, 1993) (Figura 2).

169

Sin embargo y debido a que el contenido de Nt permaneció elevado en los terrenos cultivados, se presume que una cantidad importante de N orgánico menos lábil se encuentra estabilizada en los complejos Al-humus y en los microagregados (Shoji et al., 1993). La pérdida de estabilidad de los agregados influyó también en la retención de agua (Figura 3). En los Andisoles, esta retención se debe esencialmente al gran volumen de meso y microporos de los agregados estables, favorecido por los materiales no cristalinos y por la materia orgánica (Shoji et al., 1993). Al perder los agregados su estabilidad, se reducen hasta en 38% el contenido de agua a capacidad de campo (33 kPa) y hasta en 52% al punto de marchitez permanente (1500 kPa), provocando disminución del agua aprovechable. El efecto sobre la retención de agua se observó también en los horizontes subsuperficiales. CONCLUSIONES - Los microagregados (< 0.25 mm) dominan en todos los suelos (49%). La proporción de macroagregados (> 2.0 mm) disminuye sensiblemente en los suelos cultivados, mientras que los microagregados aumentan. - La estabilidad de los agregados es de 80% (muy estable) en los suelos forestales y de 62% (moderadamente estable) en los cultivados. Esta pérdida de estabilidad se debe a la destrucción de los macroagregados y su reducción a microagregados. - El principal efecto de la pérdida de la estabilidad de los agregados es la disminución de la materia orgánica del suelo, debido a la rápida mineralización de la fracción orgánica contenida en los macroagregados. - Las consecuencias de la disminución de la materia orgánica son la pérdida del nitrógeno orgánico y

0.35

60

0.3

50

0.25 0.2 0.15 0.1

y = 0.0041x + 0.0137 R2 = 0.8526

0.05

% retención agua

% N total

0.4

40 y = 0.4584x + 5.8752 R2 = 0.6592

30 20 10

y = 0.2964x - 4.0089 R2 = 0.7288

0

0 0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

% EAA

Figura 2. Variación del contenido de Nt en función de EAA en el horizonte superficial.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

% EAA

Figura 3. Variación de la retención de agua a 33kPa (·) y a 1500 kPa ( ) en función de EAA, en el horizonte superficial.

170

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la reducción del contenido de agua a capacidad de campo y punto de marchitez permanente. AGRADECIMIENTOS Los autores agradecen a Estela Enríquez Fernández su colaboración en la revisión del manuscrito y a Lourdes Cruz Huerta y Ninfa Portilla Loeza por la realización de los análisis de laboratorio. LITERATURA CITADA Allison, F. E. 1968. Soil aggregation – some facts and fallacies as seen by microbiologist. Soil Sci. 106: 136-143. Boix-Fayos, C., A. Calvos-Cases, A. C. Imeson y M. D. SorianoSoto. 2001. Influence of soil properties on the aggregation of some Mediterranean soils and the use of aggregate size and stability as land degradation indicators. Catena 44: 47-67. Cambardella, C. A. y E. T. Elliott. 1993. Carbon and nitrogen distribution in aggregates from cultivated and native grassland soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 57: 1071-1076. Churchman, G. J. y K. R. Tate. 1987. Stability of aggregates of different size grades in allophanic soils from volcanic ash in New Zealand. J. Soil Sci. 38: 19-27. Cruz-Huerta, L. y D. Geissert-Kientz. 2000. Carga eléctrica de los Andosoles del Cofre de Perote, Veracruz, México. Terra 18: 115-124. Dexter, A. R. 1988. Advances in the characterization of soil structure. Soil Tillage Res. 11: 199-238. Elliott, E. T. 1986. Aggregate structure and carbon, nitrogen, and phosphorus in native and cultivated soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 50: 627-633. Geissert, D. y S. M. Ramírez. 2000. Propiedades físicas y químicas de un suelo volcánico bajo bosque y cultivo en Veracruz, México. Foresta Veracruzana 2: 31-34. Geissert, D., D. Dubroeucq, A. Campos y E Meza. 1994. Carta de unidades geomorfo-edafológicas de la región natural Cofre de Perote, Veracruz, México. Escala 1:75000. Instituto de EcologíaORSTOM-CONACYT. Jalapa, Veracruz, México. INEGI (Instituto Nacional de Estadística, Geografía e Informática). 1998. Datos vectoriales en escala 1:50 000 de la carta topográfica E14B26. Proyección UTM, NAD 1927. Aguascalientes, México. Jouany, C., C. Chenu y P. Chassin. 1992. Determination de la mouillabilité des constituants du sol à partir de mesures d’angles de contact: revue bibliographique. Sciences du Sol 30: 33-47. Koorevaar, P., G. Menelik, y C. Dirksen. 1983. Elements of soil physics. Developments in Soil Science 13, Elsevier. New York, NY, USA. Le Bissonnais, Y. y C. Le Souder. 1995. Mesurer la stabilité structurale des sols pour évaluer leur sensibilité à la battance et à l’érosion. Etudes et Gestion des Sols 2: 43-56. Lynch, J. M. y E. Bragg. 1985. Microorganisms and soil aggregate stability. Adv. Soil Sci. 2: 133-171.

Martínez-Mena, M., J. Alvarez Rogel, J. Albaladejo y V. M. Castillo. 1999. Influence of vegetal cover on sediment particle size distribution in natural rainfall conditions in a semi-arid environment. Catena 38:175-190. Medina A., M. E. y M. J. Angulo R. 1990. Atlas climático del municipio de Perote. Instituto de Ecología. Xalapa, Veracruz, México. Nanzyo, M., R Dahlgren y S. Shoji. 1993. Chemical characteristics of volcanic ash soils. pp.145-187. In: Shoji, Nanzyo, y Dahlgren. Volcanic ash soils: genesis, properties and utilization. Developments in Soil Science 21. Elsevier. Amsterdam, The Netherlands. Navarro-Bravo A., B. Figueroa-Sandoval, V. M. Ordaz-Chaparro y F. V. González-Cossío. 2000. Efecto de la labranza sobre la estructura del suelo, la germinación y el desarrollo del maíz y frijol. Terra 18: 61-69. Parfitt, R. L. y M. Saigusa. 1985. Allophane and humus aluminium in Spodosols and Andepts formed from the same volcanic rock beds in New Zealand. Soil Sci. 138: 360-364. Poulenard, J. y A. J. Herbillon. 2000. Sur l’existence de trois catégories d’horizons de référence dans les andosols. Sciences de la Terre et des Planètes 331: 651-657. Quantin, P. 1972. Les andosols. Revue bibliographique des connaissances actuelles. Cah. ORSTOM, sér. Pédol. 10: 273-301. Quantin, P. 1994. The Andosols. pp. 848-859. In: Transactions 15 th World Congress of Soil Science. Vol. 6a. Sociedad Mexicana de la Ciencia del Suelo. Acapulco, México. SEMARNAT (Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales). 2002. Norma Oficial Mexicana NOM-021RECNAT-2000. Diario Oficial de la Federación, 31 de diciembre de 2002. Segunda Sección. Shepherd, T. G., S. Saggar, R. H. Newman, C. W. Ross y J. L. Dando. 2001. Tillage-induced changes to soil structure and organic carbon fractions in New Zealand soils. Aust. J. Soil Res. 39: 465-489. Shoji, S., M. Nanzyo y R. Dahlgren. 1993. Volcanic ash soils:genesis, properties and utilization. Developments in Soil Science 21. Elsevier. Amsterdam, The Netherlands. Soil Survey Staff. 1998. Keys to Soil Taxonomy, 8th Edition. USDANatural Resources Conservation Service. Washington DC, USA. StatSoft. 2000. Statistica for Windows. Tulsa, OK, USA Tisdall, J. M. y J. M. Oades. 1982. Organic matter and water-stable aggregates in soils. J. Soil Sci. 33:141-163. Vidal, I., B. Fernández y N. Duarte, 1981. Influencia de cuatro métodos de labranza sobre la velocidad de infiltración y estabilidad de los agregados del suelo. Rev. Agric. Téc. 41:83-88. Wilson, S. J. y R. U. Cooke. 1980. Wind erosion. pp. 312 In: Kirkby y Morgan (eds.). Soil erosion. John Wiley. Chichester, UK. Yoder, R. E. 1936. A direct method of aggregate analysis of soils and a study of the physical nature of erosion losses. J. Am. Soc. Agron. 28: 337-351.

CONTAMINACIÓN POR METALES PESADOS EN LA RAMBLA DE EL GORGUEL (SE PENÍNSULA IBÉRICA) Contamination by Heavy Metals in El Gorguel “Rambla” (SE Iberian Peninsula) Federico G. Pavetti1, Héctor M. Conesa-Alcaraz, Ángel Faz-Cano2‡, Raquel Arnaldos y Gregorio García 20th century, has had important consequences for local environment. Among these, the presence of heavy metals in high concentrations can be highlighted. These mining wastes, located in pyramidal structures called "balsas", are unprotected against erosion processes. Important amounts of material from "balsas" are transported to other zones through fluvial intermittent characteristic Mediterranean riverbeds called "ramblas", taking the pollution problem to a higher level. The "Gorguel Rambla" is a representative example of this problem due to the fact that its headwater presents six sterile mine "balsas". The goal of this study was to determine the heavy metal levels in the riverbed, using soil samples taken from headwater to mouth. After analysing some samples we can assume that the Gorguel Rambla is highly affected by an elevated presence of heavy metals.

RESUMEN La intensa actividad minera que tuvo lugar en el distrito minero de Cartagena-La Unión (SE de la Península Ibérica) durante más de 2500 años hasta finales del siglo XX ha tenido consecuencias importantes en el medio ambiente de la zona. Entre las mismas cabría resaltar la presencia de residuos con elevadas concentraciones en metales pesados. Estos residuos, dispuestos en forma de unas estructuras piramidales truncadas denominadas pantanos de estériles, son susceptibles de ser arrastrados por los agentes erosivos a través de las ramblas que desaguan la Sierra Minera hacia otras zonas más alejadas. La rambla de El Gorguel es un ejemplo característico de este tipo de fenómenos, ya que presenta en su cabecera seis balsas de estériles mineros. Este estudio tiene como objetivo conocer el contenido de metales pesados existentes en el cauce de la rambla de El Gorguel, a partir de muestras de suelo recogidas a lo largo del mismo. Tras los análisis edáficos realizados puede afirmarse que el cauce de la rambla es afectado por una elevada presencia de metales pesados.

Index words: mining activity, wastes, dragging, environment. INTRODUCCIÓN El distrito minero de Cartagena-La Unión, situado en el Sureste de la Península Ibérica, ha sido, durante siglos, uno de los enclaves mineros más importantes de la misma. Ocupa aproximadamente 50 km2 dentro de la Sierra Minera de Cartagena-La Unión. Ésta, se trata de una sierra costera que se encuentra situada en el extremo suroriental de las Cordilleras Béticas (sureste de la Región de Murcia) y forma una alineación casi paralela al Mar Mediterráneo, encontrándose las mayores altitudes comprendidas entre 300 y 400 m. Al Norte limita con la depresión del Campo de Cartagena y al Sur con el Mar Mediterráneo. La pluviometría es inferior a 400 mm siendo bastante frecuentes las lluvias de carácter torrencial. La temperatura media anual es de 17.5 ºC. En el distrito minero de Cartagena-La Unión, a lo largo de más de 2500 años de historia, fenicios, cartagineses o romanos, entre otros, han explotado sus minas buscando plata, plomo, zinc, cobre, estaño, hierro o manganeso, en un área de 50 km2 (Oen et al., 1975).

Palabras clave: minería, residuos, arrastre, medio ambiente. SUMMARY The intensive mining activity that has taken place in the mining district of Cartagena-La Unión (SE Iberian Peninsula) for more than 2500 years, until the end of the 1

Facultad de Ciencias Agropecuarias, Universidad Nacional de Córdoba. Pasaje Rio IV 866, 2400 San Francisco, Córdoba, Argentina ([email protected]) 2 Departamento de Ciencia y Tecnología Agraria, Universidad Politécnica de Cartagena. Paseo Alfonso XIII, 52, 30203 Cartagena, España. Fax: +34 968 32 54 35. ‡ Autor responsable ([email protected]) Recibido: julio de 2003. Aceptado: octubre de 2005. Publicado en Terra Latinoamericana 24: 171-178.

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No obstante, fue a partir de mediados del siglo XIX cuando la actividad extractiva alcanzó una mayor intensidad, manteniéndose dicho auge casi de manera continua hasta finales del siglo XX. Como resultado de la actividad extractiva, y sobre todo de las operaciones de lavado y beneficio de minerales, se generaron ingentes cantidades de residuos que aún en la actualidad son patentes en el paisaje de la zona. Estos residuos, con elevado contenido en metales pesados, como plomo, cobre o zinc: - se virtieron directamente al mar (caso de la bahía de Portmán, colmatada en la actualidad por más de 30 millones de toneladas procedentes del cercano lavadero “Roberto”); - en otros casos, se acumularon en estructuras denominadas pantanos o “balsas” de estériles, que suponen en total 160 ha en toda la sierra, acumulando algunas de ellas volúmenes de hasta 800 000 m3. Muchos de estos pantanos presentan gravísimos problemas de estabilidad estructural y de pérdida de materiales debido a la erosión. Finalmente, se encuentra un elemento característico de la hidrología de la zona: las ramblas. Éstas se tratan de cauces temporales o intermitentes que sólo presentan agua de manera circunstancial y eventual tras las lluvias. La red de ramblas es de carácter irregular, dendrítica y formada por numerosos cursos secos de diferentes dimensiones, que definen un paisaje erosivo particular. La Sierra Minera, cadena montañosa de dirección esteoeste, constituye la línea divisoria de las aguas de lluvia, haciendo que éstas desemboquen en el Mar Menor, por el Norte, y en el Mar Mediterráneo, por el Sur. Muchas de estas ramblas fueron receptoras directas de los vertidos mineros, o bien, de manera indirecta al producirse la erosión sobre las estructuras mineras. En la desembocadura de numerosas ramblas puede encontrarse un abanico aluvial de baja pendiente formado por gravas y arenas procedentes, en su mayoría, del arrastre de las escombreras y balsas de residuos de lavaderos situados en las cabeceras y tramos altos de dichas ramblas (Fundación Sierra Minera, 2001). Hoy día, y tras más de 10 años de cese de la actividad minera, muchas de estas ramblas siguen arrastrando residuos mineros. Este hecho se favorece por tres factores: la elevada torrencialidad de las lluvias, elemento clave para facilitar el arrastre de materiales, las elevadas pendientes en cabecera y la presencia de gran cantidad de residuos mineros desprotegidos frente a los fenómenos erosivos. Algunos estudios que se han realizado con anterioridad

advierten de la presencia de metales pesados en los cauces y desembocaduras de estas ramblas, muchas de las cuales discurren cercanas a campos de cultivo y zonas de recreo (playas, humedales, etc.) (Álvarez-Rogel et al., 2002; Ramos-Aparicio et al., 2002). La contaminación por metales pesados presenta unos efectos muy nocivos, no sólo para el suelo y las plantas que viven en el, sino que también se convierte en un grave peligro de salud pública para las personas que viven en áreas cercanas al foco contaminante. Este hecho pone de manifiesto la necesidad de acometer labores para mitigar los efectos erosivos. El objetivo del presente trabajo es estudiar la dinámica de contaminantes metálicos en una rambla del distrito minero de Cartagena–La Unión. Para ello, se ha seleccionado la rambla de El Gorguel (también llamada de “El Avenque”). Ésta se sitúa en plena Sierra Minera de Cartagena-La Unión, al Sur del término municipal de La Unión (37º 37' 0" N, 0º 52' 35" O). La cabecera se encuentra situada a 200 m de altitud y discurre durante algo menos de 3 km hasta desembocar en el Mar Mediterráneo. En el cauce de la rambla pueden diferenciarse dos partes: un primer tramo desde la cabecera hasta aproximadamente la mitad del recorrido, en el que la rambla se encuentra circundada por seis balsas –también denominados pantanos– de estériles mineros, que le aportan al cauce gran cantidad de materiales. En este primer tramo, las pendientes, sobre todo en cabecera, son muy elevadas, existiendo diversos escalones o saltos de agua. El segundo tramo, de pendientes más suavizadas, discurre desde el final del anterior hasta la desembocadura y se encuentra rodeado por una vegetación natural de gran valor botánico y paisajístico –de carácter endémico–, no existiendo vestigios de explotaciones mineras en los márgenes. La desembocadura de la rambla se encuadra en una cala natural que se encuentra parcialmente colmatada por los estériles mineros procedentes de la propia rambla y de los vertidos procedentes del antiguo lavadero “Roberto”, situado en la cercana bahía de Portmán. Tras haber sido expuesto todo lo anterior, se ha planteado como objetivo conocer la distribución de los metales pesados a lo largo del cauce de la rambla con miras a determinar cuales son los puntos que presentan un mayor grado de contaminación y dilucidar si, como consecuencia de los procesos de arrastre, el grado de contaminación en la playa es similar al del foco contaminante, situado en la cabecera de la rambla. Para ello, se ha procedido a cumplir el siguiente plan de trabajo:

PAVETTI ET AL. CONTAMINACIÓN POR METALES PESADOS EN LA RAMBLA DE EL GORGUEL

- toma de muestras de suelo superficial regularmente espaciadas sobre el cauce de la rambla; - toma de muestras edáficas de los pantanos mineros; - muestreo de agua del cauce de rambla y de los pantanos mineros, tras lluvia; - realizar, en todas las muestras, los análisis de elementos metálicos en sus diferentes formas, y también, de los parámetros y características físico-químicas que influyen en su movilización. MATERIALES Y MÉTODOS El distrito minero de Cartagena-La Unión se sitúa en el Sureste de la Península Ibérica, 37º 37' 20" N, 0º 50' 55" O – 37º 40' 03" N, 0º 48' 12" O) a una altitud de 110 – 0 m. Métodos de Laboratorio Previamente a la realización de los análisis de laboratorio, las muestras de suelo se secaron al aire y, posteriormente, se separaron mediante un tamiz de 2 mm. La tierra fina fue la utilizada como base para las determinaciones analíticas cuyos métodos son los que a continuación se resumen. No obstante, para determinar el contenido de carbono orgánico, de carbonato cálcico y de nitrógeno total, se llevó a cabo la molienda de esa tierra fina. - Carbono orgánico (CO). Método de Anne, modificado por Duchaufour (1970), basado en la oxidación con K2Cr2O7 en medio sulfúrico y valoración del exceso de oxidante con solución de (SO4)2Fe(NH4)2×6H2O (Sal de Mohr) de normalidad conocida en presencia de NaF y con difenilamina como indicador - Nitrógeno total. Método de Kjeldahl, tal como lo describe Duchaufour (1970), con alguna modificación que no afecta a la esencia del método, como la destilación de NH3, en un equipo Büchi 315 en corriente de vapor recogido en ácido bórico saturado, con indicador rojo de metilo/verde de bromocresol y su posterior valoración con ácido clorhídrico, de concentración conocida y previamente factorado. - Carbonato cálcico equivalente. Método volumétrico del calcímetro de Bernard previamente calibrado con Na2CO3 R.A., y partiendo del peso adecuado de tierra molida, según su contenido estimativo en carbonatos. - Valores de pH. Método de Peech (1965), realizando la medida en suspensión 1:1 de suelo en agua con

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un potenciómetro Crison. Con el mismo equipo se determinó el valor de pH en las muestras de agua. - Conductividad eléctrica del extracto de saturación. Ésta se ha obtenido siguiendo el método descrito por Bower y Wilcox (1965) basado en la preparación de una pasta saturada con agua destilada y tierra fina. Tras 4 h de reposo, necesarias para el equilibrio, se obtiene el extracto acuoso mediante filtración a vacío utilizando embudos Büchner. Las medidas de conductividad eléctrica se realizaron en el extracto acuoso con un puente de conductividad Crison. - Sales solubles. En el extracto obtenido para la determinación de la conductividad eléctrica en pasta saturada se determinaron sulfatos y cloruros por cromatografía iónica con un equipo Dionex LC20 con detector electroquímico ED40. - Capacidad de intercambio catónico (CIC). Método de Chapman (1965), basado en la saturación del suelo con catión amonio y su destilación tras su desplazamiento en un equipo Büchi 315 en corriente de vapor, recogiendo el NH3 en ácido bórico saturado, con indicador rojo de metilo/verde de bromocresol y su posterior valoración con ácido clorhídrico, de concentración conocida y previamente factorado. - Textura. Tras una adecuada dispersión de la tierra fina utilizando hexametafosfato sódico, se han determinado, combinando la extracción con la pipeta de Robinson y la tamización, los porcentajes de arcilla (< 2 mm), limo fino (2 a 20 mm), limo grueso (20 a 50 mm) y la fracción de arena de 50 a 2000 mm. A partir de estos porcentajes obtenidos tras el análisis granulométrico y del triángulo de texturas propuesto por la Guía de descripción de suelos de FAO-ISRIC-ISSS (1990) fue posible determinar la clase textural para cada muestra. - Contenido de Pb, Cu y Zn soluble y total. Para la extracción de los metales en su fracción soluble se utilizó una mezcla de suelo con agua destilada en relación 1:5 a la que, posteriormente, se sometió a agitación durante 2 h. Para determinar metales totales, se empleó una digestión ácida usando una relación 1:1 de nítricoperclórico. En todos los casos, inclusive en muestras de agua, las mediciones se r ealizar on mediante espectrometría de absorción atómica (UNICAM 969 AA spectrometer). Método de Campo Tras un estudio previo de la zona a analizar (interpretación de fotos aéreas, análisis de mapas

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topográficos y recopilación de estudios anteriores sobre el área) se realizaron muestreos de suelo sobre la rambla de El Gorguel (Figura 1), aproximadamente cada 250 m de recorrido, tomando tres submuestras al azar por cada punto hasta una pr ofundidad de 30 cm. En la desembocadura al Mar Mediterráneo, las muestras se tomaron en el punto central de la playa donde vierte la rambla y a ambos lados de éste. Asimismo, se tomó una muestra de suelo superficial 30 cm bajo el nivel del mar. Además, se recogieron muestras de los pantanos mineros, tanto en su meseta, como en su talud. Por otro lado, y tras unas lluvias caídas, se tomaron muestras de agua en circulación sobre la rambla en distintas posiciones coincidentes con los puntos R1, R4 y R7, además de las muestras recogidas en las mesetas deprimidas de los pantanos 1, 2 y 6.

Figura 1. Esquema longitudinal de la rambla de El Gorguel donde pueden observarse los puntos de muestro.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN En la rambla, los resultados muestran, en forma general, texturas de arenosa a arenosa-franca, mientras que el pH, el contenido de carbonatos, la conductividad eléctrica y el carbono orgánico disminuyen hacia los focos de contaminación. Tendencia contraria presenta la CIC, ya que se incrementa en dicho sentido (Cuadro 1). Es interesante observar como, desde el Punto 6 (R6) hasta la desembocadura (R0), donde ya no existen residuos mineros en derredor, los pHs son superiores a 6. En el Cuadro 2, se observa que, aunque en los pantanos predominan texturas arenosas, existe una mayor componente fina que en la rambla. Hay una gran heterogeneidad entre sus pHs, contenido de CO, CE y CIC. Esto se debe, posiblemente, tanto a la utilización de diferentes técnicas de extracción de minerales a lo largo del tiempo, como a la influencia de ciclos económicos alternantes que determinó el tipo de mineral a extraer o desechar, siendo este último acumulado en los pantanos de estériles, acentuando así dicha heterogeneidad. Igualmente influye en dichas características tanto la procedencia de la mena a beneficiar (que podía proceder de diferentes minas), como el sustrato utilizado para recubrimiento y/o estabilización del pantano. Asimismo, se observa que los puntos de la rambla con mayor acidez se encuentran en torno a los pantanos de cabecera [Pantanos 5 y 6 (P5 y P6)]. Al comparar los Cuadros 1 y 2, se observa como la presencia de los pantanos influye directamente en las características del cauce de la rambla. Así, en las cercanías del talud del Pantano 5 (P5) donde el pH es de 2.28, existe el punto de la rambla donde también se obtienen los menores valores de pH (4.22). También puede afirmarse que el aporte de materiales al cauce procede fundamentalmente de los taludes de los pantanos (Cuadro 3) y que las mesetas están exentas de procesos erosivos en la mayor parte de los casos. En el Cuadro 4, se presentan los valores obtenidos a partir de muestras de agua recogidas durante una breve precipitación. Los valores de pH en el agua recogida aumentan hacia la desembocadura de la rambla. El contenido de sales y cationes solubles es variable, debido, posiblemente, tanto a la particular dinámica de sales en las vías de escurrimiento, como al aporte de agua de escorrentía de laderas constituidas por rocas dolomíticas localizadas en la parte baja de la cuenca. Como puede apreciarse en los Cuadros 5 y 6, las concentraciones de metales totales son muy elevadas en

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Cuadro 1. Carbono orgánico (CO), nitrógeno total (N total), carbonato cálcico equivalente (CaCO3), pH, conductividad eléctrica del extracto de saturación (CE), capacidad de intercambio catiónico (CIC), cloruros, sulfatos, textura. Los datos se refieren al cauce de la rambla (R). Muestra

CO

CaCO3

N total

pH

-1

- - - - - - - % - - - - - - RW R0 R 0d R 0i R1 R2 R3 R4 R5 R6 R7 R8 R9 R 10 R 11 R 11s

0.81 3.01 1.56 2.03 1.08 0.45 0.65 0.40 0.44 0.89 0.96 0.24 0.06 0.24 0.12 0.37

14.42 3.41 8.96 5.87 1.79 3.02 3.52 3.15 3.25 1.66 1.78 0.00 1.80 1.53 0.98 2.03

0.019 0.013 0.014 0.012 0.020 0.013 0.024 0.031 0.015 0.014 0.015 0.024 0.010 0.024 0.022 0.025

CE

7.87 7.22 7.85 7.23 6.75 6.80 7.07 6.96 6.70 6.23 5.97 4.97 5.45 5.21 4.22 7.10

CIC

Cloruros

dS m

cmolc kg

18.95 25.30 13.39 5.29 3.93 8.45 5.50 3.14 2.54 3.63 6.41 3.32 5.47 4.36 3.46 2.01

3.93 1.95 3.17 3.26 5.09 4.06 4.13 4.70 4.54 4.88 5.66 6.02 6.26 6.69 6.58 5.01

-1

Sulfatos

- - - mg L 1660.0 7575.8 3537.0 796.6 210.7 1428.8 703.4 73.4 49.1 90.9 70.9 55.3 98.7 47.1 57.1 16.1

-1

Textura

- - 2530.0 1706.4 583.1 835.9 917.4 1226.5 937.9 988.0 836.3 1235.1 1187.1 1123.9 2111.2 1524.2 1321.5 607.9

Arena Arena Arena Arena Arena Arena Arena Arena Arena Arena Arena Arena Arenoso franco Arenoso franco Arenoso franco Arenoso franco

Cuadro 2. Carbono orgánico (CO), nitrógeno total (N total), carbonato cálcico equivalente (CaCO3), pH, conductividad eléctrica del extracto de saturación (CE), capacidad de intercambio catiónica (CIC), cloruros, sulfatos, textura. Los datos se refieren a los pantanos (P), tanto en talud (T), como en meseta (M). Muestra

CO

N total

CaCO3

pH

-1

- - - - - - - % - - - - - - P1 T P1 M P2 T P2 M P3 T P3 M P4 T P4 M P5 T P5 M P6 T P6 M

1.47 0.4 1.77 0.55 0.37 0.52 0 0.86 0.08 0.24 0.91 0.47

0.015 0.040 0.024 0.026 0.073 0.019 0.021 0.025 0.022 0.001 0.014 0.029

CIC

CE

14.89 0.00 18.58 1.83 0.84 3.10 1.78 1.59 1.02 1.49 1.77 0.00

7.54 6.21 7.17 7.49 2.72 6.33 3.03 5.73 2.28 4.66 7.16 1.97

dS m

cmolc kg

2.84 32.5 3.19 2.22 31.8 8.66 38.3 3.33 34.2 2.74 3.08 17.05

2.99 3.79 4.98 6.20 7.48 5.88 5.27 3.15 7.37 8.88 4.51 10.37

-1

Cloruros '

- - - mg L 40.9 8620.5 181.5 34.1 111.5 134.5 365.5 38.2 321.0 25.8 34.6 131.0

Sulfatos -1

Textura

- - -

1136.1 3225.3 823.6 686.6 30875.3 3950.3 41962.5 1205.0 43379.8 927.4 840.7 13722.5

Arenoso franco Franco limoso Arenoso franco Arenoso franco Franco arenoso Franco arenoso Franco arenoso Franco arenoso Franco arenoso Franco arenoso Arenoso franco Arenoso franco

Cuadro 3. Coeficientes de correlación para las variables estudiadas entre las muestras de los pantanos en talud (P1T, P2T, P3T, P4T, P5T, P6T) y meseta (P1M, P2M, P3M, P4M, P5M, P6M) y las correspondientes muestras del cauce de rambla más cercanas aguas abajo de los mismos (R7, R8, R9, R10, R11, R11s). Muestra

CO†

N total‡

CaCO3§

pH

CE¶

CIC#

Cloruros

Sulfatos

T M

0.56 -0.16

-0.75 -0.10

-0.57 -0.31

0.62 -0.58

0.15 0.46

0.60 -0.45

-0.03 0.24

0.63 -0.55

† #

CO = carbono orgánico, ‡ N total = nitrógeno total, § CaCO3 = carbonato cálcico equivalente, ¶ CE = conductividad eléctrica del extracto de saturación, CIC = capacidad de intercambio catiónico.

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Cuadro 4. Valores de pH, conductividad eléctrica (CE), cobre, zinc, plomo, cloruros y sulfatos en las muestras de agua. Agua de la rambla (AR) y agua de pantanos (AP). Muestra

pH

CE dS m

AR1 AR4 AR7 AP1 AP2 AP6

4.76 4.14 3.25 4.61 6.53 3.31

Cu -1

Zn

Pb -1

- - - - - - - - - - - - - - - - mg L

7.83 6.38 6.81 1.92 10.02 1.14

1.1 4.1 8.5 0.8 0 0.1

ambos casos. Así, por ejemplo, el cobre total sobrepasa 310 mg kg-1, valor admitido por el Gobierno Vasco para suelos en áreas de protección de ecosistemas (SeoánezCalvo et al., 1999) y 190 mg kg-1 que constituyen el valor de intervención en Holanda (NMHPE, 1991). El plomo total presenta un valor medio que supera en 3962% al promedio del vertido de Doñana (Cabrera et al., 1999). La concentración de plomo también excede el valor de 530 mg kg-1 que propone Holanda para su intervención (NMHPE, 1991). El zinc total es ampliamente superior a 600 mg kg-1 que es el de intervención para parques y jardines en Bélgica (Prost, 1997) y el de suelos agrícolas en Canadá (Sheppard et al., 1992); también supera el límite de 720 mg kg-1, señalado como el de intervención

212.5 680.0 1010.0 28.0 26.0 8.5

Cloruros

Sulfatos

- - - - - - - - - - - - - - - -

1.7 1.7 1.8 0.9 0 0

931.7 251.5 114.9 117.8 1793.5 20.3

2203.8 2623.6 3286.8 421.4 946.7 285.8

en Holanda (NMHPE, 1991), al igual que los máximos umbrales obtenidos en Doñana por Aguilar et al. (1999) (2230 mg kg-1) y los máximos citados por Collado et al. (2000) en zonas mineras (2660 mg kg-1). Hay que destacar la gran diferencia que existe entre la concentración total de metales y la extraída con agua destilada, por lo que, a pesar de las elevadas concentraciones, la mayor parte de los metales no se encuentra en forma soluble. Al comparar los valores obtenidos en los taludes y mesetas de los pantanos con los puntos de muestreo del cauce de la rambla más cercanos aguas abajo, se obtienen correlaciones positivas en todos los metales para la fracción soluble, tanto en pantanos, como en mesetas y

Cuadro 5. Concentración de cobre, plomo y zinc totales y solubles que se obtienen en el cauce de la rambla. ²R² son los puntos de muestreo en el cauce de la rambla.

Muestra

Cobre Total

Plomo Soluble

- - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - mg kg RW R0 R 0d R 0i R1 R2 R3 R4 R5 R6 R7 R8 R9 R 10 R 11 R 11s

350.7 1049.5 155.1 539.0 275.9 1059.7 1433.8 241.2 949.7 793.3 1072.1 239.8 218.8 1690.9 1066.5 1284.8

0.2 0.2 0.1 0.2 0.5 0 0 0.2 0.2 0 0 0.1 0.4 0.4 0.3 0.4

1923.5 1949.0 2262.6 2063.4 7997.6 7580.3 6932.0 7939.7 7047.9 10263.8 15807.3 9093.6 9891.1 18102.2 10763.9 3941.7

Zinc Soluble

Total -1

Total

Soluble

- - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - 1.5 1.3 0.6 1.2 1.2 1.2 0.9 2.0 1.0 2.2 5.5 7.3 4.7 10.3 12.4 0.2

7993.6 6746.6 20387.9 8949.9 10496.9 10722.1 10472.8 14390.6 12496.3 9668.8 11219.7 11242.1 10740.3 10194.9 10912.7 9480.1

0.8 1.1 0.2 0.3 6.6 2.6 3.0 2.6 7.5 17.4 45.0 194.1 219.5 199.7 390.0 1.9

PAVETTI ET AL. CONTAMINACIÓN POR METALES PESADOS EN LA RAMBLA DE EL GORGUEL

177

Cuadro 6. Concentración de metales pesados (cobre, plomo y zinc) totales y solubles que se obtienen en los pantanos (P), en taludes (T) y en meseta (M).

Muestra

Cobre Total

Plomo Total

Soluble

- - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - mg kg P1 T P1 M P2 T P2 M P3 T P3 M P4 T P4 M P5 T P5 M P6 T P6 M

310.3 340.2 268.1 145.6 192.7 596.8 148.0 195.4 195.3 143.2 152.6 58.9

0.0 0.0 0.0 0.0 3.8 0.0 2.6 0.2 3.5 0.3 0.0 1.3

Zinc Soluble

2544.1 9799.0 3574.3 3839.3 24341.8 12293.1 14949.8 12012.8 13797.6 16754.5 15405.3 4091.0

-1

Total

Soluble

- - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - 2.0 1.0 1.5 2.7 13.6 1.7 21.1 12.8 12.4 12.7 3.7 2.9

5986.2 13927.6 10424.9 9473.5 18628.9 22305.9 15893.5 20685.9 14196.1 9694.7 14707.3 1995.6

0.6 154.9 0.8 2.3 7988.3 1774.4 5940.5 329.8 5164.3 811.3 25.0 949.7

Cuadro 7. Correlación que existe para las concentraciones de metales pesados entre las muestras de los pantanos en talud (P1T, P2T, P3T, P4T, P5T, P6T) y meseta (P1M, P2M, P3M, P4M, P5M, P6M), y las correspondientes muestras del cauce de rambla más cercanas aguas abajo de los mismos (R7, R8, R9, R10, R11, R11s).

Muestra T M

Cobre

Plomo

Zinc

Total

Soluble

Total

Soluble

Total

Soluble

-0.44 -0.50

0.60 0.41

-0.23 0.49

0.54 0.80

-0.52 0.30

0.64 0.17

para las concentraciones totales sólo en las mesetas, excepto para el cobre. En general, los metales tienden a fijarse en los suelos cuando el pH es básico, con lo cual su grado de lixiviación es bajo. El riesgo, sin embargo, es mucho mayor en los suelos estudiados, por ser predominantemente ácidos, de textura gruesa y pobres en materia orgánica. Además de esto, la oxidación de pirita, que transforma los sulfuros en sulfatos, provoca la solubilización de los elementos contaminantes, los cuales son susceptibles de lavarse con las aguas de lluvia e incrementar la contaminación en los suelos de la cuenca. Este hecho quedó reflejado en el Cuadro 4, en el cual se observan elevadas concentraciones de zinc presentes en el agua. También es importante destacar la variación en la concentración con respecto a la distancia recorrida sobre la rambla, donde tiene lugar una gran disminución en la concentración de cobre y plomo a medida que avanza el agua hacia la desembocadura, dado que éstos son los menos solubles y tenderán a precipitar. Las cantidades

solubles de Pb nunca superan 10 mg L-1, mientras que las de Cu son siempre inferiores a 1 mg L-1. Conviene observar también, que el Pantano 6, situado en un ramal secundario, no aporta metales solubles a la rambla (Cuadros 5, 6 y 7). Este hecho confirma lo expresado anteriormente, ya que el pH del punto R11 y el talud de dicho pantano están próximos a la neutralidad. Por ende, las concentraciones que el punto R10 presenta provienen de la rambla principal ya que, al tener un pH cercano a 4, la solubilidad en ella es mayor. CONCLUSIONES - La rambla de El Gorguel se encuentra profundamente afectada por la presencia de residuos mineros. Estos residuos son aportados por los pantanos de estériles presentes en su cabecera y son transportados por el agua de escorrentía hasta la desembocadura de dicha rambla. - La concentración de todos los metales estudiados (cobre, plomo y zinc) es mayor que los valores críticos

178

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recogidos en diversas legislaciones nacionales, como la holandesa, la belga o la canadiense. Asimismo, se sobrepasan ampliamente los valores obtenidos por diversos autores para episodios de contaminación tan significativos como el ocurrido en Aznalcóllar (España) en el año 1998, tras la rotura de una presa de aguas ácidas. - La presencia de elevados valores de metales pesados, sobre todo en la desembocadura de la rambla, donde se sitúa una playa de baño y una zona de recreo, supone un peligro claro y evidente para la salud pública. - Es necesario establecer un plan de limpieza del cauce y de la desembocadura de la rambla y conseguir la estabilización de los pantanos de estériles situados en la cabecera, pues son los responsables de la contaminación existente en el cauce. Las condiciones extremas de acidez que se dan en algunos de estos pantanos impiden el desarrollo de una cubierta vegetal estable que pueda paliar, en parte, los fenómenos erosivos que sufren, por lo que es necesario acometer labores de estabilización mecánica, o bien, de adición de enmiendas que puedan facilitar el establecimiento de dicha cubierta vegetal. - La inexistencia de residuos mineros en el segundo tramo de la rambla, donde los aportes materiales a la misma son de origen natural, calcárico y no contaminado, permite un aumento en el pH del cauce que se traduce en una disminución de la fracción metálica soluble. No obstante, la concentración total de metales pesados sigue siendo muy elevada. AGRADECIMIENTO A la Fundación Séneca, perteneciente a la Comunidad Autónoma de la Región de Murcia, por su apoyo económico. LITERATURA CITADA Aguilar, J., C. Dorronsoro, E. Fernández, J. Fernández, I. García, F. Martín, I. Ortiz y M. Simón. 1999. Contaminación de los suelos por rotura de la presa minera de Aznalcóllar (Sevilla). pp. 13-24. In: Navarro, A., J.A. Sánchez y D.M. Collado (eds.). Minería industria y medio ambiente en la cuenca del Mediterráneo. Universidad de Almería. Almería, España. Álvarez-Rogel, J., M. J. Ramos-Aparicio y M. J. Delgado-Iniesta. 2002. Quantification of Zn and Pb in the top soil and aerial

biomass in a salt marsh polluted by metal mine wastes in SE Spain. pp. 469-472. In: Faz, Á., R. Ortiz y A. R. Mermut (eds.). Sustainable use and management of soils in arid and semiarid regions. Universidad Politécnica de Cartagena. Cartagena, España. Bower, C. A. y L. V. Wilcox. 1965. Soluble salts. pp. 933-940. In: Black, C.A. (ed.). Methods of soil analysis. American Society of Agronomy. Madison, WI, USA. Cabrera, F., L. Clemente, E. Diaz-Barrientos, R. López y J. M. Murillo. 1999. Heavy metal pollution of soils affected by Guadiamar toxic flood. The Science of the Total Environment 242: 117-129. Collado, D., A. Navarro y X. Cisteró. 2000. Evaluación de la movilidad de los metales pesados en el acuífero deltaico del río Almanzora (Almería). pp. 55-66. In: Navarro, A., J. A. Sánchez y D. M. Collado (eds.). Minería industria y medio ambiente en la cuenca del Mediterráneo. Universidad de Almería. Almería, España. Chapman, H. D. 1965. Cation exchange capacity. pp. 891-900. In: Black, C. A. (ed.). Methods of soil analysis. American Society of Agronomy. Madison, WI, USA. Duchaufour, Ph. 1970. Précis de Pédologie. Masson. Paris, France. FAO-ISRIC-ISSS (Food and Agriculture Organization-International Soil Reference and Information Centre-International Society of Soil Science). 1990. Guidelines for soil description. 3ª edition (revised). Roma, Italy. Fundación Sierra Minera. 2001. Medio ambiente y empleo en la Sierra Minera de Cartagena-La Unión. Murcia, España. NMHPE (Netherlands Ministry of Housing, Physical Planning and Environment). 1991. Leidschendam, The Netherlands. Oen, I. S., J. C. Fernandez y J. I. Manteca. 1975. The lead-zinc and associated ores of La Union, Sierra de Cartagena, Spain. Econ. Geol. 70: 1259-1278. Peech, M. 1965. Hydrogen-ion activity. pp. 914-916. In: Black, C. A. (ed.). Methods of soil analysis. American Society of Agronomy. Madison, WI, USA. Prost, R. 1997. Contaminated soils. 3rd International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements. INRA Editions. Paris, Francia. Ramos-Aparicio, M. J., M. J. Delgado-Iniesta y J. Álvarez-Rogel. 2002. Distribución de la vegetación y movilización de metales pesados en suelos contaminados de un saladar costero de la Región de Murcia. pp. 493-498. In: Ramos-Castellanos, P. y M. C. Márquez-Moreno (eds.). Avances en calidad ambiental. Universidad de Salamanca. Salamanca, España. Seoánez-Calvo, M., A. J. Chacón, A. Gutiérrez e I. Angulo. 1999. Contaminación del suelo: estudios, tratamiento y gestión. Colección Ingeniería del Medio Ambiente. Mundi-Prensa. Madrid, España. Sheppard, S. C., C. Gaudet, M. I. Sheppard, P. M. Cureton y M. P. Wong. 1992. The development of assessment and remediation guidelines for contaminated soils - a review of the science. Can. J. Soil Sci. 72: 359-394.

MODELO PARA ESTIMAR EL RENDIMIENTO DE MAÍZ EN FUNCIÓN DE LA HUMEDAD DEL SUELO Model to Estimate Maize Grain Yield as a Function of Soil Moisture Marco A. Inzunza-Ibarra1‡, Magdalena Villa-Castorena1, Ernesto A. Catalán-Valencia1 y S. Felipe Mendoza-Moreno1 RESUMEN

SUMMARY

El objetivo de este estudio fue obtener un modelo matemático para estimar el rendimiento de grano del maíz en función del contenido de humedad del suelo en el momento del riego, expresado como la tensión de humedad o potencial mátrico del agua del suelo, en dos períodos de desarrollo del cultivo: desde la siembra hasta el inicio de la floración, y desde el inicio de la floración hasta la madurez fisiológica. La metodología consistió en inducir diferentes grados de abatimiento de la humedad disponible en el suelo durante cada uno de los periodos de desarrollo considerados. Los grados de abatimiento de la humedad del suelo para cada tratamiento se definieron con base en un diseño factorial incompleto de tratamientos utilizando la matriz cuadrado doble. Los resultados mostraron que el modelo lineal de segundo orden, o modelo cuadrático, fue el que mejor representó la relación entre el rendimiento de grano de maíz y la tensión de humedad en el momento del riego. De este modelo se dedujo que es posible obtener una producción de grano máxima de 8.1 t ha-1 cuando se riega el cultivo a una tensión de humedad del suelo de -0.66 MPa desde la siembra hasta el inicio de la floración, y a una tensión de humedad de -0.23 MPa desde el inicio de la floración hasta la madurez fisiológica. También se dedujo que se requiere de una lámina de agua de 79.4 cm en su ciclo vegetativo para obtener el rendimiento de grano máximo.

The goal of this study was to obtain a mathematical model to estimate maize corn yield as a function of soil water content at irrigation time, expressed as the soil water tension or matric potential, at two crop development periods: from sowing to beginning of flowering, and from beginning of flowering to physiological maturity. The methodology consisted of inducing different available soil water depletion levels during each crop development period. The soil water depletion levels for each treatment were defined from an incomplete factorial design of treatments using the double square matrix. Results showed that the second order linear model or quadratic model was the best model explaining the relationship between maize crop yield and soil water tension at the irrigation time. From this model it was deduced that it is possible to obtain a maximum grain yield of 8.1 t ha-1 when the crop is irrigated at a soil water tension of -0.66 MPa from sowing to beginning of flowering, and at a soil water tension of -0.23 MPa from beginning of flowering to physiological maturity. It was also deduced that a water depth of 79.4 cm for the whole crop growing cycle is required to obtain the maximum grain yield.

Palabras clave: Zea mays L., consumo de agua, evapotranspiración relativa, períodos de crecimiento.

El maíz para grano es el cultivo más importante en México, ya que representa la base de la alimentación y cubre, en forma aproximada, 59 por ciento del área total cultivada. Sin embargo, se tiene una producción deficitaria porque de las 8.5 millones hectáreas sembradas en México, 7.5 millones se establecen en condiciones de temporal con un rendimiento medio de 1.5 t ha-1 y únicamente un millón en condiciones de riego, con un rendimiento promedio de 3.5 t ha-1 (SAGARPA,

Index words: Zea mays L., water consumption, relative evapotranspiration, growth stages. INTRODUCCIÓN

1

Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias, CENID-RASPA. km 6.5 margen derecha canal Sacramento, 35140 Gómez Palacio, Durango, México. ‡ Autor responsable ([email protected]). Recibido: julio de 2003. Aceptado: agosto de 2005. Publicado en Terra Latinoamericana 24: 179-185.

179

180

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

2003). Esta productividad se considera inferior a su potencial, ya que, de acuerdo con resultados de investigación, las variedades de maíz actuales son capaces de producir más de 10 t ha-1 de grano (Steele et al., 1994; O’Brien et al., 2001; Bergez et al., 2002). En la Comarca Lagunera, la superficie promedio sembrada con maíz en los últimos diez años fue de 35 400 ha, con un rendimiento medio de 2.32 t ha-1 y un valor de la producción de 98 140 millones de pesos (SAGAR, 1999). Considerando el potencial del cultivo, así como la tecnología disponible, el maíz puede representar una alternativa rentable para el productor regional y contribuir para disminuir la dependencia alimentaria del extranjero. Para lograr esto, se requiere optimizar las diversas prácticas de manejo de los sistemas productivos entre las que destaca el riego, el cual debe ser aplicado en el momento oportuno y con la cantidad de agua necesaria para satisfacer el requerimiento para un rendimiento óptimo. Uno de los enfoques clásicos para optimizar el riego consiste en analizar la respuesta del cultivo a diferentes grados de estrés hídrico cuantificados indirectamente mediante indicadores edáficos, como el contenido de humedad y el potencial mátrico del agua del suelo. De este análisis se obtienen relaciones funcionales que permiten maximizar el rendimiento por unidad de agua usada, así como estimar la producción del cultivo cuando este recurso es restringido (Reck y Overman, 1996; Llewelyn y Featherstone, 1997; Reca et al., 2001). Estudios con este enfoque han sido reportados por Liang et al. (1991) quienes obtuvieron un modelo para estimar el rendimiento de grano del maíz en función de su consumo de agua para altas densidades de plantas. Dicha relación fue explicada por un modelo lineal con un R2 = 0.71. De manera similar, Howell et al. (1995) reportaron un modelo lineal con R2 = 0.88 para explicar la relación entre el rendimiento de grano y el consumo de agua del maíz, con un rendimiento máximo mayor que 10 t ha-1 y un consumo de agua de 97 cm. Por otro lado, en Turquía, la misma relación se explicó con un modelo lineal (R2 = 0.99), pero sin incluir todo el intervalo de la humedad aprovechable del suelo (Irmak et al., 2000). En este estudio se reportó un rendimiento máximo de 6.6 t h-1, con un consumo de agua de 44.1 cm y un contenido de humedad aprovechable en el suelo de 50% en el momento de aplicar el riego. Calviño et al. (2003) obtuvieron un modelo para estimar el rendimiento de grano del maíz en función del consumo de agua en diferentes etapas de desarrollo de este cultivo. Se reportó

que el rendimiento varió de 4.2 a 10 t ha-1 y que dicha relación fue explicada con un modelo polinomial cuadrático (R2 = 0.84), siendo la etapa de floración la más sensible al déficit de humedad en el suelo. Como puede notarse, la mayoría de los trabajos aquí referidos hacen énfasis en la relación entre el rendimiento y el consumo de agua. Sin embargo, es más importante enfatizar la relación entre el rendimiento con algún índice edáfico del estrés hídrico para determinar no sólo el cuánto, sino el cuándo regar de manera más precisa. Es también importante utilizar indicadores edáficos del estrés hídrico que tengan una mayor generalización o extrapolabilidad, al menos a escala regional, como el potencial mátrico del agua del suelo. Con base en lo anterior, el objetivo de este estudio fue obtener un modelo para estimar el rendimiento del maíz en función de la tensión de humedad del suelo en dos períodos de desarrollo de este cultivo. MATERIALES Y MÉTODOS El estudio se realizó en Gómez Palacio, Durango, a 25.58º N, 103.45º O y a 1138 m de altitud. El clima es seco, desértico y cálido, con una temperatura media anual de 21.1 ºC, precipitación media anual de 230 mm y período libre de heladas de abril a octubre. El suelo del lote experimental se clasifica como Xerosol háplico de acuerdo con la FAO/UNESCO modificada por INEGI (1990) y per tenece a la serie Coyote, de gran representatividad regional por la superficie que domina. Las características físico-químicas más importantes del suelo se muestran en el Cuadro 1. El agua utilizada en el estudio se clasifica como C1S1 (Richards et al., 1977), bajo en contenido de sales y sodio. De acuerdo con el objetivo planteado, la metodología consistió en inducir al cultivo a diferentes grados de estrés hídrico con base en el abatimiento controlado de la humedad disponible del suelo en dos períodos de desarrollo del maíz: etapa uno o etapa vegetativa, E1, que comprende del establecimiento del cultivo al inicio de la floración; y etapa dos o etapa reproductiva, E2, que comprende del inicio de la floración a la madurez fisiológica. Se seleccionaron los siguientes valores de humedad del suelo, expresados como potencial mátrico o la tensión de humedad que el suelo debe de alcanzar antes de la aplicación del riego: -0.05, -0.35, -0.65, -0.95 y -1.25 MPa. Estos valores de humedad cubren la mayor parte del intervalo de la humedad disponible o humedad aprovechable del suelo. Los tratamientos ensayados en

INZUNZA ET AL. MODELO PARA ESTIMAR EL RENDIMIENTO DE MAÍZ EN FUNCIÓN DE HUMEDAD DEL SUELO 181

Cuadro 1. Principales características físicas-químicas del suelo experimental. Profundidad cm 0 a 30 30 a 60 60 a 90

Arena

Limo

Arcilla

Textura†

- - - - - - % - - - - - 41.4 39.0 41.4

29.4 31.8 35.4

29.2 29.2 23.2

CC

PMP

- - - % - - F M F

30.6 30.0 29.3

15.9 14.7 14.4

Da g cm 1.3 1.2 1.3

pH -3

CE

PSI -1

7.7 7.7 7.7

dS m 2.7 2.0 2.4

MO

- - - % - - 0.9 1.2 1.7

1.1 0.8 0.5

†

F = franco, M = franco arcilloso. ‡ CC = capacidad de campo; PMP = punto de marchitez permanente; Da = densidad aparente; CE = conductividad eléctrica; PSI = porcentaje de sodio intercambiable; MO = materia orgánica.

campo se derivaron de la aplicación de un diseño factorial incompleto matriz cuadrado doble, donde el factor A son las etapas fenológicas y el factor B los grados de abatimiento de la humedad disponible en el suelo. La matriz cuadrado doble hace una selección estratégica de 13 combinaciones de un total de 25 que resultarían de un diseño factorial completo 52 (Cuadro 2). Se usaron la olla y la membrana de presión para determinar la función de retención de humedad del suelo, la cual describe la relación entre el potencial mátrico o tensión de humedad T (MPa) con el contenido de humedad del suelo Ps (kg agua kg-1 suelo). Se utilizó una ecuación potencial para describir esta relación dentro del rango de la humedad disponible o humedad aprovechable del suelo. Las ecuaciones resultantes para tres profundidades del suelo se presentan en el Cuadro 3. Durante la estación de crecimiento del cultivo se realizaron muestreos continuos de la humedad en el perfil de suelo explorado por las raíces para conocer la dinámica o régimen de la humedad del suelo a través el tiempo. Estos muestreos se hicieron con una barrena tipo Veihmeyer y un aspersor de neutrones marca Troxler Modelo 3222 previamente calibrado. A partir de esta información se determinó el momento de aplicación de los riegos y el consumo de agua por tratamiento. El consumo de agua para cada tratamiento se determinó mediante un balance hídrico en el perfil del suelo y el momento de aplicación de los riegos con base en la estimación del potencial mátrico o tensión de humedad representativa de todo el perfil del suelo. Esto último se hizo de acuerdo con el método de Fereres et al. (1978), el cual involucra la ponderación del potencial mátrico del suelo por el consumo relativo de agua en cada estrato de suelo según la ecuación: n C Tp = å Ti i j=1 C t

(1)

donde: Tp = potencial mátrico ponderado en el perfil de suelo explorado por las raíces (MPa); Ti = potencial

Cuadro 2. Tratamientos de riego ensayados en campo. Tratamiento

Tensión de humedad del suelo Siembra a inicio de Inicio de floración a floración (E1) madurez fisiológica (E2) - - - - - - - - - MPa - - - - - - - - - -

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13

-0.05 -0.05 -0.05 -0.35 -0.35 -0.65 -0.65 -0.65 -0.95 -0.95 -1.25 -1.25 -1.25

-0.05 -0.65 -1.25 -0.35 -0.95 -0.05 -0.65 -1.25 -0.35 -0.95 -0.05 -0.65 -1.25

Cuadro 3. Ecuaciones de retención de humedad del suelo. Profundidad

R2

Ecuación

cm 0-30 30-60 60-90

-6.104

T = -0.000183142 Ps T = -0.000456315 Ps-5.56 -5.68 T = -0.000424874 Ps

0.98 0.98 0.98

mátrico en el estrato i (MPa); Ci = consumo de agua en el estrato i (cm); Ct = consumo de agua total en el perfil de suelo explorado por las raíces (cm); n = número de estratos donde ocurre consumo de agua. La unidad experimental consistió de una parcela de 5 m de ancho por 10 m de largo; la parcela útil se ubicó en la parte central de la parcela experimental con el fin de eliminar el efecto de orilla. Se utilizó el híbrido de maíz H-419 y la siembra se efectuó en húmedo con una densidad de siembra de 66 mil plantas ha-1. Este híbrido de maíz inicia la floración a 55 días, el llenado del grano a 85 días y logra su madurez fisiológica a 115 días

182

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

después de la siembra (DDS), aproximadamente. Se fertilizó de acuerdo con la formula 120-40-00 de NPK y los productos comerciales usados fueron urea y superfosfato triple de calcio. Las variables evaluadas fueron rendimiento de grano, consumo de agua o evapotranspiración y tensión de humedad del suelo ponderada por consumo de agua. Para describir la respuesta del cultivo a los distintos grados de abatimiento de la humedad disponible en el suelo se utilizó un modelo polinomial de segundo orden cuya expresión es: 2 2 R = b 0 + b1T1 + b 2T2 + b 3T1 + b 4T2 + b5T1T2

(2)

donde: R = rendimiento de grano (t ha-1); T1, T2 = tensión de humedad del suelo para las etapas vegetativa y reproductiva del maíz, respectivamente (MPa); b0 = ordenada al origen, b1 a b5 = coeficientes de la regresión. Además del modelo polinomial de segundo orden, también se utilizó el modelo lineal propuesto por Doorenbos y Kassam (1996) para describir el efecto del déficit hídrico sobre el rendimiento del cultivo. Dicho modelo relaciona el déficit del rendimiento relativo (1-Y/Ym) con el déficit de la evapotranspiración relativa (1-ET/ETm):

é Y ù ê1 ú ë Ym û

é

= K Y ê1 -

ë

ù ú ETm û ET

(3)

donde: Y = rendimiento (t ha-1); Ym = rendimiento máximo (t ha -1 ); K y = coeficiente de ajuste del cultivo; ET = evapotranspiración o consumo de agua (cm); ETm = evapotranspiración máxima (cm). RESULTADOS Y DISCUSIÓN Evapotranspiración o Consumo de Agua por Etapa de Desarrollo El número de riegos aplicados al cultivo varió de 2 a 5 para la etapa vegetativa, de 0 a 3 para la etapa reproductiva, y de 3 a 8 para todo el ciclo del cultivo (Cuadro 4). Como era de esperarse, el mayor y el menor número de riegos aplicados correspondieron al tratamiento más húmedo (-0.5, -0.5) y al tratamiento más seco (-1.25, -1.25), respectivamente. La evapotranspiración varió de 15.3 a 53.4 cm para la etapa

vegetativa, de 12.1 a 39.2 cm para la etapa reproductiva, y de 32.4 a 92.6 cm para todo el ciclo del cultivo (Cuadro 4). También los valores extremos de evapotranspiración se observaron en los dos tratamientos mencionados anteriormente. Rendimiento de Grano El rendimiento de grano por tratamiento se presenta en el Cuadro 5. El análisis de varianza mostró diferencias altamente significativas entre los tratamientos (a = 0.01). Los Tratamientos 2, 4, 6 y 7 tuvieron el rendimiento de grano más alto, el cual fluctuó entre 7.36 y 8.77 t ha-1. Estos valores de rendimiento resultaron estadísticamente iguales entre sí (a = 0.05) y se obtuvieron al aplicar el riego a niveles de tensión de humedad mayores que o iguales a -0.65 MPa durante los dos períodos de desarrollo del cultivo considerados. Al grupo anterior de tratamientos le sigue en orden descendente el Tratamiento 11, con un rendimiento de 6.67 t ha-1. En este tratamiento, el cultivo se desarrolló con una severa restricción de humedad desde la siembra hasta el inicio de la floración (-1.25 MPa), y prácticamente sin restricción de humedad desde el inicio de la floración hasta la madurez fisiológica. El rendimiento de los Tratamientos 3, 5, 9 y 10 varió de 5.77 a 6.14 t ha-1, y éstos son los tratamientos que siguen por su magnitud en el rendimiento a los anteriores. En estos tratamientos, el cultivo se desarrolló con tensiones de humedad mayores que -0.95 MPa hasta el inicio de la floración y tensiones de humedad que variaron de -0.35 a -1.25 MPa después de la floración hasta la madurez fisiológica. Los rendimientos más bajos se obtuvieron con los Tratamientos 8 y 13 (4.46 y 0.92 t ha-1), los cuales sometieron al cultivo a tensiones de humedad de -0.65 y -1.25 MPa durante el primer período de desarrollo, respectivamente, y a -1.25 MPa durante el segundo período de desarrollo en ambos tratamientos. Los resultados anteriores muestran una respuesta no lineal del rendimiento de grano de maíz a la tensión de humedad del suelo en el momento del riego en los dos períodos de desarrollo analizados. Es decir, un efecto negativo sobre el rendimiento debido tanto al riego frecuente a alta tensión de humedad, como al riego menos frecuente a baja tensión de humedad. En la siguiente sección se analiza dicha relación de manera continua, con base en el modelo de regresión ajustado.

INZUNZA ET AL. MODELO PARA ESTIMAR EL RENDIMIENTO DE MAÍZ EN FUNCIÓN DE HUMEDAD DEL SUELO 183 Cuadro 4. Número de riegos aplicados y evapotranspiración o consumo de agua por tratamiento. Tensión de humedad E1 E2

Tratamiento

E1

Número de riegos E2

- - - - - MPa - - - - 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13

-0.05 -0.05 -0.05 -0.35 -0.35 -0.65 -0.65 -0.65 -0.95 -0.95 -1.25 -1.25 -1.25

-0.05 -0.65 -1.25 -0.35 -0.95 -0.05 -0.65 -1.25 -0.35 -0.95 -0.05 -0.65 -1.25

Tensión de humedad Etapa 1 Etapa 2

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13

-0.05 -0.05 -0.05 -0.35 -0.35 -0.65 -0.65 -0.65 -0.95 -0.95 -1.25 -1.25 -1.25

t ha-1 5.92 cde† 7.51 abc 5.77 cde 8.22 ab 6.05 cde 8.77 a 7.36 abc 4.46 e 5.94 cde 6.14 cde 6.67 bcd 5.1 de 0.92 f

-0.05 -0.65 -1.25 -0.35 -0.95 -0.05 -0.65 -1.25 -0.35 -0.95 -0.05 -0.65 -1.25

†

Medias seguidas por la misma letra son estadísticamente iguales según Tukey (α = 0.05, n = 3).

Rendimiento de Grano de Maíz en Función del Régimen de Humedad del Suelo El modelo polinomial de segundo grado explicó de manera satisfactoria la relación entre el rendimiento de grano y la tensión de humedad del suelo. La función obtenida mediante análisis de regresión es mostrada en la ecuación: R = 4.747 - 9.14 T1 - 3.37 T2 - 6.5 T1

2

- 2.8 T2

2

- 3.17 T1 T2

3 1 0 2 2 3 2 1 2 2 3 2 1

5 5 5 4 4 3 3 3 2 2 2 2 2

Rendimiento promedio de grano

- - - - MPa - - - -

Evapotranspiración E2

- - - - - cm - - - - -

Cuadro 5. Rendimiento de grano de maíz promedio por tratamiento. Tratamiento

E1

( 4)

R2 = 0.84

53.4 53.4 53.4 49.4 49.4 44.2 44.2 44.2 25.6 25.6 15.3 15.3 15.3

39.2 30.6 12.1 32.9 25.0 36.3 29.0 14.1 33.9 25.0 37.2 27.8 17.1

CV = 13.8%

donde: R es el rendimiento en t ha-1 ; T1 y T 2 son la tensión de humedad del suelo promedio durante las etapas vegetativa y reproductiva respectivamente; R2 es el coeficiente de determinación de la regresión; y CV es el coeficiente de variación. El análisis de varianza de la regresión mostró que tanto el modelo seleccionado, como los coeficientes de la regresión fueron altamente significativos, lo que indica que los cambios de la tensión de humedad del suelo en las dos etapas fenológicas consideradas explicaron en 84% los cambios en el rendimiento de grano del maíz. También la prueba de falta de ajuste del modelo resultó no significativa, lo que permite decir que el modelo usado es el adecuado para explicar la relación referida. El análisis de la Ecuación 4 mostró que el rendimiento de grano se maximiza cuando el riego se aplica a T1= -0.66 MPa durante la etapa vegetativa y a T2 = -0.23 MPa durante la etapa reproductiva; la sustitución de estos valores en la Ecuación 4 produce un rendimiento de grano máximo de 8.1 t ha-1. El modelo de regresión ajustado confirma la respuesta no lineal del rendimiento de grano a la tensión de humedad del suelo en el momento del riego en los dos períodos de desarrollo analizados. Para la etapa vegetativa, la tensión óptima de humedad de -0.66 MPa resultó considerablemente menor que la tensión máxima ensayada de -0.05 MPa, el cual pudiera ser considerado como un grado de humedad adecuado para la mayoría

184

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

de los cultivos desde el punto de vista del manejo del riego. Una probable explicación de esto pudiera ser que el riego frecuente durante la etapa vegetativa favoreció una disminución de la disponibilidad de nutrimentos en el suelo en el momento de la fructificación y del llenado del grano durante la etapa reproductiva. Una pérdida de nutrimentos por lixiviación pudo haber ocurrido, ya que todo el fertilizante se aplicó en el momento de la siembra. Para la etapa reproductiva, la tensión óptima resultó más próxima a la tensión máxima ensayada, indicando una mayor sensibilidad del rendimiento al déficit de la humedad en al suelo en el momento del riego durante esta etapa del cultivo. Rendimiento de Grano en Función de la Lámina de Agua Consumida La relación entre la producción de grano y la evapotranspiración del cultivo (ET) se ajustó a un modelo del tipo cuadrático resultando la ecuación: R = -8.923 + 0.413 ET - 0.0026 ET

2

(5) R2 = 0.66

CV = 19.5%

Tanto el modelo como los coeficientes de ajuste resultaron altamente significativos según el análisis de varianza de la regresión. Sin embargo, los cambios en el consumo de agua explicaron sólo 66% de la variación del rendimiento observada, el cual es un valor bajo en relación con el valor de 84% explicado por la variación de la tensión de humedad en el momento del riego. En la Figura 1 se ilustra la Ecuación 5, donde se observa que una ET de 79.4 cm produce un rendimiento máximo de 7.5 t ha-1 .

del modelo se observa que para un valor de déficit evapotranspirativo igual a cero, el déficit de rendimiento relativo observado es diferente de cero, distinto a lo esperado en cultivos que presentan una respuesta completamente lineal. En este caso, en vez de cero se observaron valores del déficit de rendimiento relativo de 0.32, 0.35 y 0.45 debido a la respuesta no lineal del rendimiento al consumo de agua, puesto que el valor máximo de ET no correspondió al rendimiento máximo observado. Una respuesta no lineal o cuadrática entre el rendimiento de grano y el consumo de agua es común encontrarla, no así para el rendimiento de forraje el cual responde de manera lineal al consumo de agua (Calviño et al., 2003). Esto generó una mayor variabilidad en los datos observados, lo que se reflejó en un coeficiente de variación más alto (45.2%) que el del modelo cuadrático. CONCLUSIONES - Un modelo lineal de segundo orden o modelo cuadrático fue el que mejor representó la relación entre el rendimiento de grano de maíz y el contenido de humedad en el momento del riego expresado como tensión de humedad en dos períodos de desarrollo del cultivo. De acuerdo con este modelo, es posible obtener una producción de grano máxima de 8.1 t ha-1 cuando se riega el cultivo a una tensión de humedad del suelo de -0.66 MPa desde la siembra hasta el inicio de la floración, y a una tensión de humedad de -0.23 MPa desde el inicio de la floración hasta la madurez fisiológica, con un consumo total de agua de 79.4 cm. Este modelo constituye una herramienta útil para optimizar

Relación entre el Déficit del Rendimiento Relativo y el Déficit de la Evapotranspiración Relativa El ajuste de la relación lineal entre el déficit del rendimiento relativo como variable dependiente y el déficit de la evapotranspiración relativa como variable independiente (Ecuación 3) produjo un valor de Ky de 1.09, con un R2 de 0.85 y un CV de 45.2% (Figura 2). El análisis de varianza de la regresión señaló que tanto el modelo, como el coeficiente Ky fueron altamente significativos. Sin embargo, al analizar la gráfica

Figura 1. Rendimiento de grano (R) en funciòn de la evapotranspiración [E (lámina de agua consumida)].

Déficit de rendimiento relativo

INZUNZA ET AL. MODELO PARA ESTIMAR EL RENDIMIENTO DE MAÍZ EN FUNCIÓN DE HUMEDAD DEL SUELO 185

Déficit de evapotranspiración relativa

Figura 2. Relación entre el déficit de rendimiento relativo y el déficit de la evapotranspiración relativa.

la producción de grano de maíz con base en la aplicación oportuna y en cantidad suficiente del agua de riego, lo cual es fundamental para lograr un uso más racional de este recurso en las zonas áridas del norte del país donde se practica el riego y el agua es escasa.

LITERATURA CITADA Bergez, J. E., J. M. Deumier, B. Lacroix, P. Leroy y D. Wallach. 2002. Improving irrigation schedules by using a biophysical and a decisional model. Eur. J. Agron. 16: 123-135. Calviño, P. A., F. H. Andrade y V. O. Sadras. 2003. Maize yield as affected by water availability, soil depth, and crop management. Agron. J. 95: 275-281. Doorenbos, J. y A. H. Kassam. 1996. Yield response water. Irrigation and Drainage paper 33. Food and Agriculture Organization. Rome, Italy.

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GERMINACIÓN Y CRECIMIENTO DE FRIJOLILLO Rhynchosia minima (L.) DC CON DIFERENTES POTENCIALES OSMÓTICOS Germination and Growth of Frijolillo Rhynchosia minima (L.) DC with Different Osmotic Potentials A. Madueño-Molina1, J. D. García-Paredes1‡, J. Martínez-Hernández2 y C. Rubio-Torres1 RESUMEN

Palabras clave: sequía, manitol, germinación de semilla.

La deficiencia de agua o estrés hídrico es un factor que limita la germinación y el crecimiento de las plantas. Algunas especies, como el frijolillo [Rhynchosia minima (L.) DC], demuestran cierta tolerancia a condiciones limitativas de humedad en el suelo. Hay interés por esta especie silvestre, en particular por su potencial como planta forrajera para amortiguar la escasez de alimento de los rumiantes durante el período seco del año. El objetivo del trabajo fue evaluar la influencia de diferentes potenciales osmóticos sobre la germinación de semilla y sobre el crecimiento de plántulas de tres poblaciones de frijolillo. El trabajo se desarrolló en condiciones de laboratorio. Se utilizó semilla de frijolillo colectada en tres localidades de la Llanura Costera de Nayarit. Se utilizó un diseño completamente al azar con un arreglo factorial A x B; el factor A fueron las colectas y el factor B nueve soluciones osmóticas de manitol. La unidad experimental se formó con 100 semillas colocadas en una caja “Petri”, misma que se depositó en una cámara de germinación a 25 ºC. Las variables evaluadas fueron: porcentaje de germinación, longitud de raíz y longitud de vástago. Las colectas de Villa Juárez y El Limón mostraron tener capacidad para germinar en condiciones de bajo potencial osmótico con más de 50% de semillas germinadas, aunque, en general, esta condición afectó la velocidad de germinación. Por otra parte, esto mismo disminuyó el crecimiento de vástago y la raíz. El porcentaje de germinación de semillas de frijolillo y el desarrollo de plántulas, con bajos potenciales osmóticos, podría indicar que esta especie tiene tolerancia a la sequía en las primeras etapas de su crecimiento.

SUMMARY Water stress affects both germination and development of plants. Some species, such as ‘frijolillo’ [Rhynchosia minima (L.) DC], show some tolerance to drought conditions. This wild legume is of particular interest because its potential as a forage plant that reduces the shortage of food for ruminants during the dry season. The objective of this work was to evaluate the effect of different osmotic potentials on seed germination and seedling growth of three populations of ‘frijolillo’. The experiment was conducted in laboratory. Seeds of ‘frijolillo’ were collected in three locations from the coastal plain of Nayarit. A completely randomized design was used, with a factorial arrangement where factor A was represented by the collections and factor B by nine osmotic mannitol solutions. The experimental unit consisted of one Petri dish containing 100 seeds of ‘frijolillo’. The Petri dishes were deposited in a germination chamber at 25 ºC. The variables evaluated were percentage of germination, root length and stem length. Fifty percent of the seeds collected in Villa Juarez and El Limón were germinated under low osmotic potential. However, the conditions of low osmotic potential affected the time of germination. In general, low osmotic potentials decreased stem and root length. The percentage of germination and growth of ‘frijolillo’, under low osmotic potentials, might indicate that this species has characteristics that favor drought resistance at least during the first growth stages. Index words: drought, mannitol, seed germination.

1

Centro Multidisciplinario de Investigación Científica, Universidad Autónoma de Nayarit. Apdo. Postal 243, 63190 Tepic, Nayarit, México. ‡ Autor responsable ([email protected]) 2 Colegio de Postgraduados, Campus Montecillo. 56230 Montecillo, estado de México.

INTRODUCCIÓN Entre las variables ambientales que afectan el crecimiento y el desarrollo de las plantas, la deficiencia de agua o tensión hídrica es una de las más importantes, ya que en alguna parte de su ciclo están expuestas a

Recibido: febrero de 2004. Aceptado: noviembre de 2005. Publicado en Terra Latinoamericana 24: 187-192.

187

188

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la desecación, debido, entre otras causas, a: cantidad inadecuada de humedad en el suelo por períodos cortos o largos, escasa o errática precipitación, retraso en el inicio de la precipitación, lluvias muy tempranas con períodos cortos, temperaturas altas del suelo y aire, o bien, a que la tasa de transpiración sea mayor que la tasa de absorción del agua (Kuruvadi y Cortinas, 1987). Quizenberry (1987) definió a la sequía como cualquier periodo durante el cual las deficiencias de agua del suelo afectan la germinación, el crecimiento y el desarrollo de las plantas. Estas deficiencias pueden ser consecuencia de un suministro escaso de humedad o de una demanda elevada de la misma. Blum (1979) señaló que existe una estrecha asociación entre la fase de sequía y un mecanismo dado de resistencia, siempre y cuando la prueba de respuesta a la sequía esté relacionada en realidad a un evento de escasez de humedad; por ejemplo, la emergencia de la semilla en una solución de manitol puede revelar tolerancia al estrés osmótico en semillas y plántulas, sin embargo, una correlación con el rendimiento podría ser una coincidencia, a menos que se coloque éste como un factor en las pruebas realizadas en plantas adultas. Las características que contribuyen a la adaptación de las especies vegetales a regiones con deficiencias de humedad deben estudiarse en tres niveles: semilla, plántula y planta adulta. A nivel de semilla, una de las mejores pruebas para identificar variedades tolerantes a sequía es determinar el porcentaje de germinación a diferentes potenciales osmóticos con manitol, ya que esta sustancia química, al igual que otras, como sacarosa y polietilen-glicol, han mostrado simular satisfactoriamente un efecto de sequía durante la germinación y emergencia de la semilla (Wiggins y Gardner, 1959; Jackson, 1962; Parmar y Moore, 1968; Espinoza y Kuruvadi, 1985). También se ha demostrado que existe una correlación alta y positiva entre la tasa de germinación en soluciones osmóticas y la tasa de emergencia en el campo, indicando que estas pruebas tienen valor predictivo (Kuruvadi, 1988). Al respecto, de acuerdo con Blum (1979), existe una estrecha asociación entre la fase de sequía y un mecanismo dado de resistencia a sequía, puesto que una prueba de respuesta a sequía estuvo relacionada en realidad a un evento de sequía. Por ejemplo, la emergencia de la semilla en una solución de manitol puede revelar tolerancia al estrés osmótico en semillas y plántulas; aún así una correlación con el rendimiento podría ser una coincidencia, a menos que se coloque éste como factor en ensayos de rendimiento.

El objetivo del presente trabajo fue evaluar la influencia de diferentes potenciales osmóticos sobre la germinación de semillas y el crecimiento de plántulas de tres poblaciones de frijolillo. Esta especie tiene interés particular por su potencial uso como planta forrajera para satisfacer la escasez de alimento de los rumiantes durante el período más seco del año, que inicia en el mes de noviembre y termina con las lluvias en el mes de julio. MATERIALES Y MÉTODOS Este experimento se desarrolló en condiciones de laboratorio. Se evaluó la respuesta a la germinación y sobrevivencia de frijolillo [Rhynchosia minima (L) DC] colectado en la zona de Villa Juárez (CVJ), Pimientillo (CPIM) y El Limón (CEL), localizadas en la llanura costera de Nayarit. La semilla de frijolillo se escarificó, durante 30 minutos, en ácido sulfúrico concentrado. Se utilizó un diseño experimental completamente al azar con un arreglo factorial A x B, donde el factor A fueron las tres colectas y el factor B nueve soluciones osmóticas de manitol. La unidad experimental se formó por una caja Petri la cual contenía 100 semillas. Las concentraciones de manitol evaluadas fueron: 0, 15.94, 31.88, 47.82, 63.76, 79.20, 95.64, 111.58, y 127.52 g L-1. Estas corresponden a potenciales hídricos en el suelo desde saturación hasta el punto de marchitez permanente. Las equivalencias correspondientes en potencial osmótico del manitol son: 0.00, -0.125, -0.431, -0.646, -0.862, -1.077, -1.293, -1.508, y -1.724 MPa, y se estimaron de acuerdo con su peso molecular mediante la relación: Solución 1.0 M de manitol = -2.463 MPa. En cajas Petri se colocaron hojas de papel filtro saturadas con las soluciones osmóticas antes descritas y el control se preparó con agua corriente. Sobre el papel saturado, se depositaron 100 semillas de frijolillo previamente escarificadas, se cubrieron con la tapa transparente y se colocaron en una cámar a de germinación a 25 ºC. Se consideró como semilla germinada cuando la raíz medía 2 mm aproximadamente. Las variables evaluadas fueron, el porcentaje de germinación, la longitud de raíz y la longitud del vástago. El porcentaje de germinación se obtuvo cuantificando las semillas germinadas respecto al total, durante siete días. La longitud de raíz y la longitud de vástago fueron

MADUEÑO ET AL. GERMINACIÓN Y CRECIMIENTO DE FRIJOLILLO CON DIFERENTES POTENCIALES OSMÓTICOS 189

el promedio alcanzado a los siete días desde el inicio de la germinación. A las variables evaluadas se les realizó un análisis de varianza y una comparación de medias con la prueba de Tukey, 5%.

Cuadro 1. Comparación de medias para la germinación, la longitud de raíz y vástago en tres colectas de frijolillo con un gradiente de potencial osmótico con manitol. Factor

Germinación %

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Longitud de raíz

Longitud de vástago

- - - - - mm - - - - -

†

El análisis de varianza mostró diferencias estadísticas altamente significativas (P < 0.01) entre colectas (A), potenciales osmóticos (B) y la interacción (A x B), para el porcentaje de germinación, la longitud de raíz y la longitud de vástago. Lo anterior significa que en el análisis de los resultados se deben considerar cada uno de estos factores. Con respecto a colectas, se observa, en el Cuadro 1, que CVJ fue estadísticamente superior, seguida por CEL y CPIM con promedios de 80.61, 68.97 y 55.83% de germinación, respectivamente. Por otra parte, la longitud de raíz fue similar en CVJ y CEL, pero superior a la de CPIM. Finalmente, la longitud de vástago fue diferente en cada colecta en el orden CVJ > CEL > CPIM, con 22.39, 20.67 y 16.94 mm, respectivamente. Con relación al potencial osmótico, se observa que, a partir de –1.293 MPa, la germinación promedio de las tres colectas disminuyó en más de 50% (Cuadro 1). El análisis del comportamiento individual de la germinación, de cada una de las colectas en el gradiente osmótico, permite observar que CVJ fue estadísticamente superior a las otras, logrando una germinación de 29.00% en el nivel de –1.724 MPa, mientras que CEL y CPIM tan sólo alcanzaron 8.75% y 0.0%, respectivamente (Cuadro 2). Es notorio que, en CVJ, el porcentaje de germinación fue similar hasta el

Colectas : CVJ CEL CPIM

80.611 a§ 68.972 b 55.833 c

22.556 a 22.417 a 17.806 b

22.389 a 20.667 b 16.944 c

48.250 a 46.167 a 35.917 b 25.333 c 15.083 d 8.250 e 4.838 f 3.167 fg 1.333 g

42.000 a 34.833 b 29.167 c 22.667 d 16.167 e 12.750 f 9.500 g 7.000 h 5.917 h

‡

Potencial osmótico en MPa : 0 99.083 a -0.215 99.333 a -0.431 94.750 b -0.646 91.917 b -0.862 86.000 c -1.077 62.917 d -1.293 44.833 e -1.508 24.833 f -1.724 12.583 g

† n = 36; ‡ n = 12. § Medias con letras iguales en columnas son iguales entre sí (Tukey, 5%).

nivel de –0.646 MPa, en contraste con las otras dos colectas que disminuyeron en forma significativa esta variable a partir del nivel de –0.431 MPa. El resultado de la CVJ es similar a lo reportado por Promila y Kumer (2000), quienes señalaron que aun con 180 mM de NaCl no hubo reducción en germinación y emergencia de semillas de frijol mungo (Vigna radiata). Wang y Shannon (1999) encontraron similar tasa de emergencia en semilla de soya (variedad Manokin) cuando la conductividad eléctrica del extracto de suelo (CEe) fue menor que 3 dS m-1 . Sin embargo, la emergencia

Cuadro 2. Efecto del potencial osmótico (PO) sobre la germinación y el crecimiento de raíz y vástago en tres colectas de frijolillo [Villa Juárez (CVJ), El Limón (CEL) y Pimientillo (CPIM)]. PO MPa 0 -0.215 -0.431 -0.646 -0.862 -1.077 -1.293 -1.508 -1.724 †

CVJ

CEL

CPIM

- - - - % de germinación - - - - †

99.25 a 99.50 a 99.00 a 99.25 a 91.50 b 80.50 c 74.50 c 53.00 d 29.00 e

99.25 a 99.50 a 92.50 b 93.50 b 88.25 b 69.75 c 49.25 d 20.25 e 8.75 f

98.75 a 99.00 a 93.00 b 83.00 c 78.25 c 38.50 d 10.75 e 1.25 f 0.00 f

CVJ

CEL

CPIM

CVJ

CEL

CPIM

- - - - longitud de raíz (mm) - - - -

- - - - longitud de vástago (mm) - - - -

48.75 a 46.75 a 39.25 b 26.75 c 16.75 d 11.25 e 7.00 f 4.50 fg 2.00 g

41.75 a 34.25 b 30.50 c 25.50 d 19.75 e 15.25 f 13.75 fg 11.00 gh 9.75 h

Medias con letras iguales en columnas son iguales entre sí (Tukey, 5%).

50.50 a 47.75 a 38.25 b 31.25 c 16.00 d 8.00 e 5.25 ef 2.75 f 2.00 f

50.50 a 44.00 a 30.25 b 18.00 c 12.50 d 5.50 e 2.25 ef 2.25 ef 0.00 f

41.75 a 37.25 b 31.75 c 22.75 d 15.00 e 12.50 e 9.25 f 7.75 f 8.00 f

42.5 a 33.00 b 25.25 c 19.75 d 13.75 e 10.50 f 5.50 g 2.25 h 0.00 h

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disminuyó significativamente con valores de CEe de 11 dS m-1 . Los resultados del presente estudio concuerdan con lo encontrado por investigadores que trabajaron con diversos cultivos como Hurd (1974), quien estudió el porcentaje de germinación de semilla de trigo en diferentes potenciales osmóticos, encontró que algunas variedades germinaron desde 3 hasta 49% en soluciones de manitol de -20 atmósferas (-2.027 MPa); Dowling (1996), quien evaluó tres niveles de potencial osmótico sobre la emergencia de canola, encontró valores de emergencia de 90% para el potencial osmótico de 0 MPa, mientras que con el nivel de –1.2 MPa no hubo emergencia de canola; Espinoza y Kuruvadi (1985), quienes evaluaron el porcentaje de germinación en pasto gigante en potenciales osmóticos de 0, -3, -6, -9, -12 y -15 atmósferas (0, -0.304, -0.608, -0.912, -1.216 y -1.520 MPa) y éste varió de 1.4 (Zacatecas 7) a 17.7% (Chihuahua 30) en 15 atmósferas. El efecto del potencial osmótico sobre la longitud de raíz, en cada una de las colectas, fue similar en los dos primeros niveles evaluados (0 y –0.215 MPa). Sin embargo, a partir del nivel de –0.431 MPa existen diferencias significativas para cada uno de los niveles probados. A partir de un potencial osmótico de -1.077 MPa se inhibe fuertemente la elongación de la raíz. Estos resultados concuerdan con lo señalado por Cachorro et al. (1993) quienes encontraron que tanto el tallo de plántulas, como las raíces de frijol común disminuyeron significativamente su crecimiento después de 13 días bajo tratamiento salino con cloruro de sodio. Similares resultados reportaron Preciado-Rangel et al. (2003), quienes obtuvieron un menor crecimiento de la raíz de plántulas de melón y una disminución en la absorción de agua y nutrimentos. El comportamiento individual de cada una de las tres colectas en el gradiente del potencial osmótico permite observar que CVJ y CEL produjeron raíces de tamaño similar en todo el gradiente evaluado, mientras que CPIM resultó más afectada por el menor potencial osmótico. La respuesta de la longitud de vástago fue similar en CVJ y CEL, con una disminución gradual de crecimiento, hasta el nivel de –0.862 MPa (Cuadro 2). A partir de este potencial osmótico, el crecimiento disminuyó en más de 50% en estas dos colectas. El comportamiento de la CPIM fue diferente, ya que, a partir de una presión de – 0.646 MPa, el crecimiento se redujo a una tasa mayor que 50%, mientras que con el nivel de –1.724 no hubo crecimiento. Estos resultados concuerdan con lo señalado por Schildwacht (1989)

quien encontró que una baja presión osmótica induce un estrés hídrico en las plántulas, el cual resulta en inhibición del crecimiento. Lo anterior es consecuencia de un ajuste osmótico de la planta para mantener un gradiente favorable para la absorción de agua y nutrimentos, mecanismo que ocasiona una disminución en el crecimiento. Boutraa y Sanders (2001) evaluaron dos variedades de frijol común, en condiciones de estrés de agua, y encontraron una disminución en el número de hojas y nudos del tallo principal, así como en el número de ramas principales y la altura del tallo. En este mismo contexto, en la Figura 1, se analiza el comportamiento de la germinación de acuerdo con la ecuación de Maas y Hoffman (1977): Y = 100 - p(POe - POi), donde: Y = rendimiento relativo, pero en este estudio representa las semillas germinadas; P = pendiente; porcentaje de reducción de respuesta por unidad de disminución de presión osmótica; POe = potencial osmótico esperado; POi = potencial osmótico hasta el cual se espera se mantenga la máxima respuesta. Así, el mínimo potencial osmótico en el que las colectas manifestaron una germinación de 100% fue de -0.3375 MPa para CPIM, -0.4235 MPa para CEL y -0.7324 MPa para CVJ, mientras que el potencial osmótico para el que se espera la germinación de cada una de las colectas sea igual a cero fue de -1.6167, -1.9961 y -2.3156 MPa, respectivamente. Se observó que la tolerancia de la colecta CVJ fue superior, seguida por CEL, y que la tolerancia de CPIM fue siempre menor. Por su parte, el comportamiento individual de cada una de las tres colectas en el gradiente osmótico permitió observar que, a partir de -0.646 MPa, CVJ produjo las plántulas de mayor tamaño, seguida por CEL, mientras que CPIM resultó más afectada a medida que disminuyó el potencial osmótico (Figura 2). En general, a medida que disminuyó el potencial, decayó la respuesta para esta variable, con una tendencia de tipo cuadrático. Es notable que la elongación de la raíz fue más afectada que la del vástago a partir de -0.862 MPa. En lo que respecta al daño causado por los bajos potenciales osmóticos en las plántulas, se observó que los meristemos del vástago y de la raíz se tornaron de color café a partir de -1.293 MPa y no se recuperaron después de extraerlas del medio osmótico y trasladarlas a otro medio normal. En forma general, los altos

MADUEÑO ET AL. GERMINACIÓN Y CRECIMIENTO DE FRIJOLILLO CON DIFERENTES POTENCIALES OSMÓTICOS 191

120 CVJ i = -0.7324 y = 146.26 - 6.162x

CPIM CEL

100

Semillas germinadas

CVJ

80 60

CEL i = -0.4235 y = 126.93 - 63.59x

CPIM i = -0.3375 y = 126.38 - 78.17x

40 20 0

-2,75

-2,25

-1,75

-1,25

-0,75

-0,25

0,25

Potencial osmótico en MPa Figura 1. Germinación de semillas de frijolillo en un gradiente osmótico de Figura 1. Germinación de semillas de frijolillo en un gradiente osmótico de acuerdo con la ecuación de Maas y Hoffman (1977).

el establecimiento de una mejor población en el campo, ya que esto indica resistencia a sequía. Este autor señaló que las características que contribuyen a una mejor adaptación a la sequía deben estudiarse en tres niveles: nivel de semilla, plántula y planta adulta. Agregó, que en nivel de semilla, una de las mejores pruebas para identificar variedades resistentes a sequía es determinar el porcentaje de germinación a diferentes potenciales osmóticos con manitol.

porcentajes de germinación manifestados por la semilla de frijolillo, así como el excelente comportamiento de sus plántulas a bajos potenciales osmóticos, indican que en las poblaciones nativas de esta especie, que se desarrollan en la Llanura Costera de Nayarit, existe tolerancia a sequía en las primeras etapas de su desarrollo. Esto concuerda con Kuruvadi (1988), quien señaló que en regiones con escasez de humedad deben utilizarse variedades con alto porcentaje de germinación en bajos potenciales osmóticos para garantizar

50 45 y = 11.21x2 + 40.882x + 44.101 R2 = 0.98

40

longitud en mm

35 30

CVJ CPIM

25

CEL

2

y = 7.3916x + 31.418x + 41.686 R2 = 0.99

20 15 y = 9.3615x2 + 40.189x + 41.728 R2 = 0.99

10 5 0

-1,8

-1,6

-1,4

-1,2

-1

-0,8

-0,6

-0,4

-0,2

Potencial osmótico en MPa Figura 2. Efecto del potencial osmótico sobre la elongación del vástago de

0

Figura 2. Efecto del potencial osmótico sobre la elongación del vástago de plántulas de frijolillo.

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CONCLUSIONES - Las colectas Juárez (CVJ) y El Limón (CEL) mostraron tener capacidad para germinar en condiciones de bajos potenciales osmóticos. - El bajo potencial osmótico afectó la velocidad de germinación. - En forma general, el bajo potencial osmótico inhibió el crecimiento del vástago a partir de -1.293 MPa y el de la raíz a partir de -0.862 MPa. - La germinación de las semillas de frijolillo y el crecimiento de las plántulas, en bajos potenciales osmóticos, indican que esta especie tiene tolerancia a sequía en las primeras etapas de su crecimiento. AGRADECIMIENTOS Al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología por el apoyo mediante la beca otorgada (Registro No. 55116) y el financiamiento del proyecto CONACYT 0707-B. LITERATURA CITADA Blum, A. 1979. Genetic improvement of drought resistance in crop plants: a case for sorghum. pp. 429-445. In: Mussel, H. (ed.). Stress physiology in crop plants. John Wiley. New York, NY, USA. Boutraa, T. y F. E. Sanders. 2001. Influence of water stress on grain yield and vegetative growth of two cultivars of bean (Phaseolus vulgaris L.) J. Agron. Crop Sci. 187: 251-257. Cachorro, P., A. Ortiz y A. Cerda. 1993. Growth, water relations and solute composition of Phaseolus vulgaris L. under saline conditions. Plant Sci. 95: 23-29. Dowling, C. W. 1996. The effect of soil ammonium concentration and osmotic pressure on seedling emergence. Proc. 8 th Australian Agronomy Conference. Toowoomba. Queenland. ht tp:// ww w.region al.org. au/ au /asa/ 199 6/ con tribu ted/ 219dowling.htm (30 enero 2004).

Espinoza, Z. R. y S. Kuruvadi. 1985. Clasificación de colecciones de zacate gigante (Leptochloa dubia HBK, Ness) por su grado de resistencia a sequía en manitol. Agraria Revista Científica UAAAN 1(2): 142-152. Hurd, E. A. 1974. Phenotype and drought tolerance in wheat. Agric. Meteorology 14: 34-55. Jackson, W. T. 1962. Use of carbowaxes (polyethylene glycol) as osmotic agents. Plant Physiol. 37: 513-518. Kuruvadi, S. 1988. Características de planta que contribuyen a la mejor adaptación de los cultivos a regiones semidesérticas. Agraria Revista Científica UAAAN 11-4. Kuruvadi, S. y H. M. Cortinas. 1987. Papel de componentes del rendimiento, correlaciones y sus implicaciones en el mejoramiento genético del frijol (Phaseolus vulgaris L.). Agraria Revista Científica UAAAN 3(1): 1-15. Maas, E. V. y G. J. Hoffman. 1977. Crop salt tolerance: current assessment. J. Irrigation Drainage Div. 103: 115-134. Parmar, M. T. y R. P. Moore. 1968. Carbowax 6000, mannitol and sodium chloride for simulating drought conditions in germination studies of corn (Zea mays L.) of strong and weak vigor. Agron. J. 60: 192-195. Preciado-Rangel, P., G. A. Baca-Castillo, J. L. Tirado-Torres, J. Kohashi-Shibata, L. Tijerina-Chávez y A. Martínez-Garza. 2003. Presión osmótica de la solución nutritiva y la producción de plántulas de melón. Terra 21: 461-470. Promila, K. y S. Kumar. 2000. Vigna radiata seed germination under salinity. Biologia Plantarum 43: 423-426. Quizenberry, J. E. 1987. Mejoramiento de la planta para la resistencia a la sequía y el aprovechamiento del agua. pp. 233-256. In: Christiansen, M. N y C. F. Lewis (eds.). Mejoramiento de plantas en ambientes poco favorables. Limusa. México, D.F. Schildwacht, P. M. 1989. Changes in the osmotic potential of the root as a factor in the decrease in the root-shoot ratio of Zea mays plants under water stress. pp. 235-239. In: Loughman, B. C. (ed.). Structural and functional aspects of transport in root. Kluwer Academic Publishers. Boston, MA, USA. Wang, D. y M. C. Shannon. 1999. Emergence and seedling growth of soybean cultivars and maturity groups under salinity. Plant Soil 214: 117-124. Wiggins, S. C. y F. P. Gardner. 1959. Effectiveness of various solutions for simulating drought conditions as measured by germination and seedling growth. Agron. J. 51: 315-318.

RELACIÓN ENTRE LA VEGETACIÓN ARBUSTIVA, EL MEZQUITE Y EL SUELO DE UN ECOSISTEMA SEMIÁRIDO EN MÉXICO Relationship between Shrub Vegetation, Mesquite and Soil of a Semiarid Ecosystem in Mexico Noé Manuel Montaño-Arias1‡, Rosalva García-Sánchez2, Genaro Ochoa-de la Rosa2 y Arcadio Monroy-Ata2 la vegetación arbustiva, la MO, el COS, el N y P del suelo, mientras que el mezquite favorece la fertilidad del suelo de estos matorrales semiáridos.

RESUMEN Este estudio examinó la relación entre la vegetación arbustiva, el mezquite y las propiedades del suelo de dos matorrales semiáridos del Valle del Mezquital, México. En cada matorral (Santiago de Anaya = SA, año 2000 y González-Ortega = GO, años 2000 y 1990), se determinaron la estructura, la importancia de las especies (VI) y la diversidad (índice H’) de la vegetación arbustiva. Para cada matorral, el suelo colectado bajo y fuera del dosel del mezquite se analizó física y químicamente. Se registraron un total de 36 especies, 23 géneros y ocho familias. La familia con más especies fue la Cactaceae (15 spp.) y la Leguminosae la más importante. En los tres matorrales, el mezquite tuvo mayor VI (23.7%) y cobertura. La cobertura vegetal arbustiva y la densidad de arbustos fueron mayores en SA, 2000, intermedia en GO, 1990 y se reducen considerablemente en GO 2000. La riqueza de especies en SA, 2000 y GO, 1990 fue de 29 y 27, y sólo de 11 en GO, 2000. La diversidad de especies en SA, 2000 fue mayor y no diferente de GO, 1990 (H’ = 2.5 y 2.3, respectivamente), pero sí de GO, 2000 (H’ = 1.3). La similitud de especies entre matorrales sugiere que GO, 2000 perdió 66% de sus especies. En el suelo, la materia orgánica (MO) y el COS fueron mayores en los matorrales con más cobertura vegetal (SA, 2000 y GO, 1990) y menores en el de baja cobertura (GO, 2000). El mezquite aumenta el P y N, pero disminuye las concentraciones de Ca, Mg y CO 3 del suelo. Las perturbaciones en GO después de 10 años reducen

Palabras clave: fertilidad del suelo, vegetación semiárida, perturbación, Valle del Mezquital SUMMARY Our study examines the relationship between shrub vegetation, mesquite plants and soil properties of two tropical semiarid scrubs in the Mesquital Valley, Mexico. In each scrub population (Santiago de Anaya = SA, year 2000; Gonzalez-Ortega = GO, years 2000 and 1990) the species diversity (index H’), shrub vegetation structure, and importance value (IV) for species were determined. Soil under the mesquite canopy and outside the canopy area was sampled in the three tropical scrubs populations, and subjected to physical and chemical analyses. A total of 36 species, 23 genera, and eight families were registered. The family with more species was Cactaceae (15 spp.), while the Leguminosae was the most important. For the tropical scrubs, mesquite had the highest IV (23.7%) and cover. Shrub vegetation foliage cover and density of shrubs were high in SA, 2000, intermediate in GO, 1990, and very low in GO, 2000. The number of species in SA, 2000 y GO, 1990 was 29 and 27, and only 11 in GO, 2000. Species diversity in SA, 2000 was higher and not different from GO, 1990 (H’= 2.5 and 2.3, respectively) but different from GO, 2000 (H’= 1.3). The similarity of species suggests that GO, 2000 has lost 66% of its species. In soil, organic matter (OM) and organic carbon (OC), levels were higher in the populations with the greater plant cover (SA, 2000 and GO, 1990) and lower in that with less vegetation (GO, 2000). Mesquite increases soil P and N levels and decreases Ca, Mg, and CO 3 concentrations. Disturbance, such as logging for 10 years in GO, 2000, reduce shrub vegetation, soil OM, OC, N, and P, while the mesquite favors soil fertility of these semiarid scrub populations.

1

Centro de Investigaciones en Ecosistemas, Universidad Nacional Autónoma de México, Campus Morelia. Antigua Carretera a Pátzcuaro 8701, Col. Ex-Hda. de San José de la Huerta. 58190 Morelia, Michoacán, México. ‡ Autor responsable ([email protected]) 2 Facultad de Estudios Superiores-Zaragoza, Universidad Nacional Autónoma de México. 09230 Iztapalapa, México D. F. Recibido: junio de 2004. Aceptado: mayo de 2005. Publicado en Terra Latinoamericana 24: 193-205.

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Index words: soil fertility, semiarid plants, disturbance, Mesquital Valley. INTRODUCCIÓN La vegetación tropical desaparece a velocidades alarmantes y México ocupa el tercer lugar entre los países donde ocurren las mayores tasas de deforestación (Velázquez et al., 2001). En México, los ecosistemas áridos y semiáridos cubren más de 50% de la superficie (Toledo y Ordóñez, 1998) y su vegetación es continuamente eliminada y fragmentada. En ellos, el sobre-pastoreo, la expansión de la frontera agrícola, la ganadería y la extracción de especies útiles son las causas principales de la perturbación de la cobertura vegetal (Cavazos, 1997). Al respecto, se estima que se transforman alrededor de 50 000 ha de vegetación semiárida por año (Challenger, 1998). Sin embargo, el efecto de la perturbación sobre la diversidad y composición de especies vegetales se ha documentado poco en estos ecosistemas. Entre las principales consecuencias de perturbar la vegetación está la degradación del suelo. Ésta se define como la pérdida de su fertilidad, resultado de un deterioro de sus propiedades físicas, químicas y biológicas, producto de la desarticulación del binomio planta-suelo (Astier et al., 2002). Como consecuencia, la degradación afecta el funcionamiento del ecosistema al alterar la circulación de nutrimentos, la productividad primaria y el flujo y retención de agua, entre otros (Maass, 1998). La degradación del suelo en los ecosistemas semiáridos es drástica cuando se elimina la cobertura vegetal, ya que por sus características ambientales (e.g. prolongada sequía, alta temperatura, poca humedad y baja cobertura vegetal) son sistemas vulnerables, con un suelo sensible a perder su fertilidad y con baja posibilidad de recuperar su cubierta vegetal de forma natural. En regiones semiáridas se señala que la eliminación de la vegetación para crear zonas agrícolas incrementa la erosión y la pérdida de nutrimentos del suelo (Burke et al., 1995), sin embargo, en México, los trabajos al respecto son escasos. En ecosistemas áridos y semiáridos (Huenneke, 2001), los trabajos dirigidos a explorar el efecto de la diversidad vegetal sobre las propiedades edáficas se han realizado en países como Argentina (Buschiazzo et al., 2001), China (Wang et al., 2001), Israel (Ward et al., 2001) y España (Martínez-Mena et al., 2002). En cambio, en las zonas semiáridas de México, el efecto de

la vegetación sobre el suelo se ha abordado sólo a nivel de especies vegetales, como: en mezquites, Prosopis glandulosa (García-Espino et al., 1989) y P. laevigata (Frías-Hernández et al., 1999); en huizache, Acacia tortuosa (Luna-Suárez et al., 2000); y en uña de gato, Mimosa buincifera (Reyes-Reyes et al., 2002). En México, la mayoría de los trabajos se han realizado bajo el contexto de islas de fertilidad (García-Moya y McKell, 1970). Sin embargo, ninguno de ellos explora el efecto de las especies de plantas sobre el suelo en función de los cambios que se dan en la diversidad vegetal, lo que no permite a estos trabajos discernir el papel de la especie que forma la isla de fertilidad sobre las propiedades edáficas, en relación con otras especies y en condiciones de perturbación de las comunidades vegetales. En el Valle del Mezquital en México, el mezquite era una de las plantas con mayor presencia en el pasado; sin embargo, a pesar de su importancia ecológica y económica, en la actualidad sus poblaciones han disminuido en los ecosistemas semiáridos (Galindo y García-Moya, 1986; Golubov et al., 2001). Por su riqueza florística y endemismos, la vegetación semiárida de este valle es la más importante del desierto queretanohidalguense pero, al mismo tiempo, es fuertemente destruida por las actividades humanas de la región (Challenger, 1998). No obstante, la vegetación del valle es una de las menos estudiadas y no hay registros que detallen cambios temporales en la composición y diversidad vegetal (INEGI, 1993) y, mucho menos, que documenten el impacto de la perturbación de la vegetación sobre las propiedades del suelo. Comprender los procesos que sostienen o pueden revertir la degradación del suelo de los ecosistemas semiáridos del Valle del Mezquital es crucial en la investigación ecológica dirigida a proponer alternativas para la recuperación de los mismos. Para ello, es necesario comprender cómo la composición vegetal o las especies clave afectan las propiedades del suelo. En el contexto antes descrito, los objetivos de este trabajo fueron: (1) documentar los cambios en la composición de la vegetación arbustiva, con especial interés en una especie dominante: el mezquite; y (2) examinar el efecto del mezquite y de la pérdida de vegetación arbustiva sobre las propiedades físicas y químicas del suelo. En ambos casos, se comparó el estado de conservación de la vegetación de dos matorrales y el estado actual de la vegetación de uno de ellos con respecto a 10 años antes, correspondiente a un estadio inicial o de menos perturbación.

MONTAÑO ET AL. RELACIÓN ENTRE VEGETACIÓN ARBUSTIVA, MEZQUITE Y SUELO DE UN ECOSISTEMA

MATERIALES Y MÉTODOS Este estudio se llevó a cabo en un ecosistema semiárido del Valle del Mezquital, estado de Hidalgo, México. En él se ubican los matorrales: Santiago de Anaya (SA = 20° 23.84’ N y 98° 58.15 O y altitud de 2103 m; GPS Magellan) y González-Ortega (GO = 20° 22.30’ N y 98° 58.66’ O y altitud de 2026 m), utilizados en esta investigación. Ambos matorrales no varían en pendiente ni en posición topográfica, están separados 1.2 km y se desarrollan sobre un suelo clasificado como Leptosol de acuerdo con la Base referencial mundial del recurso suelo (FAO, 1999). El clima de la región, en la clasificación de Köppen, es seco semi-cálido con régimen de lluvias en verano (García, 1978). La temperatura anual varía de 16 a 24 °C y la precipitación media anual es de 520 mm, concentrada en los meses de junio y septiembre. La vegetación, tanto en SA, como en GO, corresponde a un matorral espinoso, en el cual el mezquite arbóreo y arbustivo es dominante (Rzedowski, 1994). Las principales actividades de los pobladores son el aprovechamiento selectivo de especies útiles (agave, nopal, mezquite y otras leñosas), la transformación de los matorrales en áreas de cultivo y la ganadería caprina extensiva que somete a la vegetación a un drástico y continuo sobre-pastoreo. Los dos matorrales seleccionados (SA y GO) presentan vegetación arbustiva similar pero con diferente grado de perturbación. En ambos, la especie dominante es el mezquite (Prosopis laevigata (Humb. & Bonpl. Ex. Wild) M.C. Johnst). Estos matorrales son usados por los pobladores aledaños por lo que el impacto tiende a ser aleatorio en cada sitio. En el año 2000, en ambos matorrales se muestreó la vegetación arbustiva y el suelo. Diez años antes (año 1990) en el matorral de GO la vegetación arbustiva y el suelo se muestrearon con las mismas restricciones y métodos. Esto permitió comparar, en el tiempo, el efecto de los cambios en la vegetación sobre el suelo para uno de los matorrales: GO 1990 y GO 2000, comparando, además, estos cambios con un tercer matorral: SA 2000 en un estado aparentemente mejor conservado. Para el muestreo de la vegetación se aplicó la técnica de transectos. Los transectos, seis por matorral, tuvieron una longitud igual a 225 m2 de área cubierta; se trazaron de forma equidistante (norte-sur y este-oeste) y transversal para asegurar la independencia entre ellos (Brower y Zar, 1990). Esta técnica permitió cuantificar las variables de la vegetación que sugieren el estadio de

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perturbación en una comunidad vegetal de zona áridas y semiáridas (Raina y Sen, 1991). En cada matorral, el área aproximada de muestreo fue de 2304 m2 (0.23 ha) y, en ésta, se marcaron y consideraron todas las plantas que estuvieran dentro del área trazada o cuyo dosel tocara la línea con la que se marcó cada transecto. Los ejemplares recolectados se determinaron con base en los ejemplares depositados en el herbario FEZA-UNAM y en el listado florístico de Hidalgo (Villavicencio et al., 1998). Se consideró como estrato arbustivo a las plantas leñosas, semi-leñosas y cactáceas, todas ellas con una altura mínima de 1 m hasta una máxima de 4 m, además de que su ramificación iniciara a no más de 5 cm del suelo. La diversidad y estructura de la vegetación arbustiva de los matorrales, incluida la población de mezquite, se describieron con base en la identidad de las especies, la altura, la cobertura del dosel (diámetro mayor y menor) y la distancia planta a planta. Las variables estructurales se determinaron directamente con una cinta métrica. La densidad (D), la cobertura (C), las frecuencias (F) y las distancias planta a planta de las especies se calcularon según Brower y Zar (1990). Con los valores relativos de D, C y F se estimó el índice de valor de importancia (IVI) por especie (Brower y Zar, 1990). La diversidad de especies se estimó por el índice de Shannon-Wiener (H’) y al igual que la riqueza de especies (S); los cálculos se realizaron según lo establecido por Magurran (1988) y Krebs (1995). Los cambios en la diversidad de la vegetación arbustiva entre los matorrales y en la cronosecuencia del matorral GO fueron determinados por el índice de similitud especifica de Jaccard (Magurran, 1988). La colecta de suelo se realizó en los mismos matorrales cuya vegetación arbustiva fue previamente muestreada. El traslape de ambos muestreos permitió correlacionar los cambios en la vegetación y el suelo. Para ello, en cada matorral, los mismos transectos trazados para el muestreo de vegetación se usaron para seleccionar 10 mezquites arbustivos (con características homogéneas en altura, dosel y su no interacción con otras plantas). Se colectó el suelo bajo el dosel de los mezquites (cuatro al azar de los 10 elegidos), condición denominada: dentro de la isla de fertilidad (DIF) y suelo sin el efecto de mezquite, pero sí de otras arbustivas; condición: fuera de la isla de fertilidad (FIF), siguiendo los cuatro puntos cardinales alrededor de cada mezquite. El muestreo se realizó por el método de cuadrantes centrados en un punto (el tronco del mezquite). Para sitios DIF, el suelo se colectó a tres distancias en cada

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cuadrante, esto es, cerca del tronco, al borde de la isla y en un punto intermedio entre estos dos, mientras que el suelo del sitio FIF se colectó en cuatro puntos alrededor del mezquite. El suelo colectado de cada cuadrante y alrededor de cada mezquite se mezcló para formar muestras compuestas. Las muestras totales fueron cuatro de suelo DIF y cuatro de FIF por cada matorral. La colecta se realizó en la época seca y, en todos los casos, el suelo se obtuvo de una profundidad de 0 a 10 cm (eliminando manualmente el mantillo), se almacenó en bolsas negras para llevarse al laboratorio y se refrigeró a 4 °C hasta su procesamiento. En laboratorio, las muestras de suelo se sometieron a análisis físicos y químicos de acuerdo con el manual IRENAT (1996). Previo a los análisis, el suelo se secó al aire y se tamizó (malla de 2 mm). Las técnicas empleadas fueron: textura por el método del hidrómetro de Bouyoucos; pH, con un potenciómetro en relación suelo-agua de 1:2.5 (p/v); materia orgánica (MO), por el método de Walkley y Black; y el carbono orgánico total del suelo (COS) por oxidación húmeda con dicromato de potasio seguido de su cuantificación en un fotómetro a 578 nm. Los cationes Ca 2+ y Mg2+ se extrajeron con una solución de acetato de amonio 1N a un pH = 7 y fueron cuantificados por espectrofotometría de absorción atómica. Los carbonatos (CO 3 -) se extrajeron con agua destilada y su concentración se determinó por titulación ácida. Para el nitrógeno total (Nt), se usó el método kjeldahl; para ello, una muestra de suelo se digirió con ácido sulfúrico-salicílico y el Nt se determinó por destilación en ácido bórico y titulación con ácido sulfúrico 0.05 N. La fracción de fósforo disponible (Pi) se obtuvo con el método Olsen, usando una solución extractora de NaHCO3 0.5 N (pH = 8.5) y una medición colorimétrica en un espectrofotómetro a 660 nm. Para el análisis de los datos de vegetación y de suelo, los tres matorrales: SA 2000, GO 2000 y GO 1990 se trataron como localidades independientes y las condiciones DIF y FIF como sitios anidados dentro de cada localidad. Las variables asociadas a la estructura y diversidad de la vegetación se calcularon en el programa computacional denominado EstimateS Versión 6.1 (Colwell, 2000). Estos datos se sometieron posteriormente a un análisis de varianza (ANOVA) con n = 6, seguido de una prueba de comparación múltiple Tukey (HSD; Sokal y Rohlf 1995). Previo a este análisis, los datos se transformaron mediante el uso de logaritmos base 10 (Log10) para ajustarlos a la distribución normal,

sin embargo, los promedios se reportan retransformados. Por otra parte, las diferencias entre las propiedades de los suelos de cada matorral y entre el suelo DIF del mezquite y el FIF se detectaron con la prueba de KruskalWallis (K-W) para muestras independientes con n = 4, seguido de una comparación de medias Rank-Tests. Se usó esta prueba estadística no paramétrica debido al bajo número de réplicas y a que los datos no cumplieron los supuestos de la distribución normal, ante esta situación la prueba de K-W es más robusta (Potvin y Roff 1993; Sokal y Rohlf, 1995). En cada matorral, la relación entre las variables edáficas y las asociadas a la vegetación se exploró mediante correlaciones de Pearson (r) después de transformar los datos con Log10. Todos los análisis estadísticos se realizaron en el programa Statistica, Versión 6.0 (StatSoft, 2000) y los promedios se consideraron diferentes con una P £ 0.05. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Estructura de la Vegetación Arbustiva, Composición y Diversidad La vegetación arbustiva de los matorrales estudiados consiste de ocho familias, 23 géneros y 36 especies de plantas (Cuadro 1). La familia Cactaceae fue la más común con 15 especies, mientras que la más rara con una sola especie fue la familia Rubiaceae. El mayor valor de importancia fue para la familia Leguminosae, que representa 41.6% del total de las especies y 36.1% de importancia relativa. La mayoría de las especies registradas (78%) se distr ibuyen exclusiva o preferentemente en las zonas áridas y semiáridas de México (Rzedowski, 1994; Dávila et al., 2002). En el año 2000, el matorral de SA presentó mayor riqueza y diversidad de especies arbustivas que el de GO. Sin embargo, en 1990, la riqueza de especies de este último fue similar a la de SA en el año 2000, con 27 y 29 especies arbustivas, respectivamente. En contraste, en el matorral GO 2000, la riqueza se redujo a sólo 11 especies (Cuadro 1; Figura 1A). Al comparar la diversidad de especies en cada matorral en relación con la diversidad máxima, se encontró que, en GO (1990), la diversidad arbustiva no fue diferente al máximo valor esperado, mismo patrón que ocurre para SA (2000); pero que contrasta con el de GO (2000), ya que su diversidad se redujo en 48% con respecto a la diversidad máxima (Figura 1A).

MONTAÑO ET AL. RELACIÓN ENTRE VEGETACIÓN ARBUSTIVA, MEZQUITE Y SUELO DE UN ECOSISTEMA

197

Cuadro 1. Índice del valor de importancia (%) de las especies arbustivas que componen la vegetación de dos matorrales semiáridos del Valle del Mezquital: Santiago de Anaya (SA) y González-Ortega (GO) en los años 2000 y 1990.

Especies por familia Agavaceae Agave atrovirens Karw. Agave lechuguilla Torr. Yucca filifera Chab. Asteraceae Zaluzania augusta (Lag.) Sch.Bip. Haplopappus venetus (H.B.K.)Blake Eupatorium espinosarum Gray Flourensia resinosa (Brandegee) Blake Verbesina parviflora (H.B.K) Blake. Cactaceae Cylindropuntia kleine D.C. Cylindropuntia imbricata (Haw.) D .C. Ferocactus latispinus (Haw.) Br.&Rose Mammilaria magnimama Haw. Myrtillocactus geometrizans (Mart.) Console. Opuntia cartabrigiensis Linch. Opuntia imbricata (Haworth) D.C. Opuntia joconostle Weber in Diguet Opuntia leptocaulis D.C. Opuntia lindheimeri Engim. Opuntia megacantha Salm-Dyck Opuntia robusta Wendland. Opuntia stenopetala Engelm. Opuntia streptacantha Lemaire. Stenocereus marginatus (D.C.) Berger ex Buxb. Euphorbiaceae Acalypha indica Benth. Jatropha dioica Sessé ex Cerv. Leguminosae Acacia farnesiana (L.) Willd. Acacia shaffneri (S. Watson.) F.J. Herm. Dalea bicolor Humb. & Bonpl. ex Willd Mimosa biuncifera Benth. Mimosa depauperata Benth. Mimosa sp. Prosopis laevigata Humb. & Bonpl. Ex. Wild M.C. Johnst Rhamnaceae Condalia mexicana Schlechter Karwinskia humboldtiana (Roemet. et Schult) Succ. Rubiaceae Bouvardia ternifolia (Cav.) Schlecht Verbenaceae Citharexylum brachyanthum A. Gray Número total de especies

SA, 2000

Matorrales GO, 1990

GO, 2000

1.44 10.98

1.15 11.95

-

1.20 11.67 21.65 6.10

1.32 4.61 9.71 16.40 5.00

3.12 -

3.40 7.32 9.37 7.64 0.10 5.77 5.86 7.91 3.13 8.95 5.34 -

14.52 21.12 4.52 3.12 12.31 9.12 3.01 7.02 16.85 6.75 4.26 9.35

32.38 39.18 9.61 8.72 12.47 18.50 48.10 -

4.30 1.10

4.95 3.30

-

12.46 16.06 0.31 14.77 9.73 37.12

1.14 17.07 18.81 6.50 71.11

7.63 104.58

17.64 38.53

21.81 -

16.91 -

21.17

-

-

10.18 29

27

11

198

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

H'

H' máx.

Matorrales en el tiempo

(A) GO, 2000

b*

GO, 1990

a

SA, 2000

a 0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

Indice de diversi dad (H')

(B)

Entre matorrales

GO,1990 vs. GO, 2000

b

GO, 2000 vs.SA, 2000

b

SA, 2000 vs. GO,1990

0.00

a 0.10

0.20

0.30

0.40

0.50

0.60

0.70

Indice de semejanza de especies (J') Figura 1. Cambios en la diversidad (A) y semejanza (B) de especies arbustivas de dos matorrales (SA = Santiago de Anaya año 2000 y GO = González-Ortega: año 2000 vs. 1990) semiáridos del Valle del Mezquital. Letras iguales muestran no diferencias estadísticas significativas con Tukey (HSD) P > 0.05, mientras que el * indica diferencias (P = 0.002) entre los índices de diversidad (H’) y los de diversidad máxima (H’máx).

La composición de especies arbustivas de GO en 1990 fue en 58% semejante a la de SA en 2000. Sin embargo, para el año 2000, la semejanza entre estos dos matorrales fue de sólo 27%, lo que sugiere que, para este año, la composición de GO disminuyó 31% en relación con la de SA (2000) y que el matorral de GO perdió en 66% sus especies originales (Figura 1B). Las especies compartidas por los matorrales y las exclusivas de cada uno se presentan en el Cuadro 1.

Al analizar la estructura de la vegetación del matorral GO en el año 2000, se encontró que la cobertura y la densidad de la vegetación arbustiva fueron significativamente menores que las que presentaba en 1990. Éstas disminuyeron 53% y 38%, respectivamente. El mismo patrón ocurre al comparar la estructura vegetal de GO en el 2000 con la de SA para el mismo año; en este caso, la cobertura disminuyó 61% y la densidad de individuos 48% (Cuadro 2). No obstante que la altura

MONTAÑO ET AL. RELACIÓN ENTRE VEGETACIÓN ARBUSTIVA, MEZQUITE Y SUELO DE UN ECOSISTEMA

199

Cuadro 2. Atributos estructurales de la vegetación arbustiva de dos matorrales semiáridos del Valle del Mezquital y cambios estructurales para uno de ellos (GO) después de 10 años.

Matorrales / tiempo

Características estructurales 2

SA, 2000†

-1

§

Cobertura (m ha ) -1 Densidad (ind. ha ) Altura (m) Distancia planta-planta (m) † §

GO, 1990‡ 371 (38) b 410 (39) a 2.6 (0.3) a 3.6 (0.4) b

438 (22) a 480 (33) a 2.3 (0.3) a 1.6 (0.8) c

GO, 2000 175 (17) c 246 (34) c 2.0 (0.2) a 5.9 (1.1) a

SA = Santiago de Anaya, ‡ GO = González-Ortega. Letras distintas indican diferencias estadísticas significativas entre los promedios ( ± error estándar) con P £ 0.05 (Tukey HSD).

(Golubov et al., 2001) P. laevigata es conservada selectivamente por las poblaciones humanas aledañas que manejan estos matorrales. No obstante, ambas hipótesis requieren de investigación en esta región del Mezquital. En relación con SA (2000) y GO (1990), la estructura de la población de mezquite en el matorral GO (2000) presentó diferencias considerables. En SA, los individuos de mezquite son más altos y con un dosel más amplio que cubre el doble de área de suelo que los mezquites de GO. Los mezquites en GO tienen menor tamaño, cubren 41% menos área de suelo, tienen 28.6% menos individuos y la distancia entre un mezquite y otro es 1.6 veces mayor, separándose hasta 19 m en promedio (Cuadro 3). Estos datos indican que el matorral de GO tiene más suelo descubierto, cuya protección depende del resto del estrato arbustivo que es más disperso y menos diverso. Además, los parámetros estructurales de mezquite detectados después de una década en GO sugieren a esta especie como indicadora de los cambios en la cubierta vegetal en matorrales espinosos similares. Por ejemplo, con respecto a GO 1990, el matorral de GO 2000 presentó una significativa disminución de la cobertura y densidad de mezquites y un incremento de la distancia entre plantas (Cuadro 3), lo que sugiere la posibilidad de que los procesos de perturbación dirijan a los matorrales como

de las plantas no presentó cambios, la cobertura total de las especies sí fue diferente, lo que indica mayor área de suelo sin el efecto de una planta arbustiva y expuesta a erosión y evaporación, lo que podría afectar la disponibilidad de nutrimentos y agua en el suelo. Esto se apoya, además, en que la distancia entre una y otra planta fue cinco veces mayor en GO para el año 2000 que la que presentaba este mismo matorral en 1990 y el matorral de referencia (SA, año 2000), sugiriendo que la fragmentación de la cubierta vegetal incrementó (Cuadro 2). Estructura de la Población Arbustiva de Mezquite (Prosopis laevigata) En los matorrales estudiados, el mezquite es la especie dominante (Cuadro 3) y de mayor valor de importancia, valor que aumenta cuando hay menos riqueza de especies (Cuadro 1). El alto valor de importancia del mezquite, aun en el matorral más perturbado, apoya dos hipótesis: (1) P. laevigata debió ser la especie dominante en el Valle del Mezquital (Cruz et al., 1997; Challenger, 1998), una posible especie clave en el funcionamiento de los matorrales con menos cobertura vegetal y, probablemente, la más resistente a efectos de perturbación; y (2) por sus múltiples usos

Cuadro 3. Atributos estructurales de la población arbustiva de mezquite (Prosopis laevigata) de dos matorrales semiáridos del Valle del Mezquital y cambios estructurales de la población de uno de ellos (GO) después de 10 años. Matorrales† / tiempo

Cobertura 2

m ha SA, 2000 GO, 1990 GO, 2000 † ‡

Densidad

-1

-1

‡

262 (18) a 274 (24) a 127 (14) b

ind. ha 325 (21) a 242 (35) b 122 (43) c

Mezquite Altura

Distancia mezquite-mezquite

- - - - - - - - - m - - - - - - - - 2.9 (0.1) a 2.1(0.2) b 2.4 (0.2) b

SA= Santiago de Anaya, GO= González-Ortega. Letras distintas indican diferencias estadísticas significativas entre los promedios ( ± error estándar) con P £ 0.05 (Tukey HSD).

11.1 (3) a 8.4 (3) a 19.3 (2) b

200

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

el de SA hacia la condición que prevalece en el matorral de GO. Las diferencias en estructura y diversidad de la vegetación arbustiva entre matorrales revela un gradiente de perturbación de menor a mayor, que indica a los matorrales en el siguiente orden: SA 2000- GO 1990GO 2000. Esta situación contrastante permitió comparar el efecto de la perturbación de la vegetación y destacar el papel del mezquite sobre las propiedades del suelo, lo cual se analiza a continuación. Propiedades del Suelo Bajo Distinta Cobertura Vegetal y Bajo el Efecto del Mezquite Las propiedades de los suelos bajo el dosel del mezquite (DIF) fueron diferentes de las del suelo sin la influencia de este arbusto (FIF), lo que indica, en ambos matorrales y en ambas fechas, un efecto importante del mezquite sobre las propiedades del suelo (Figura 2). Por su parte, los cambios en las propiedades del suelo FIF están asociados a la vegetación arbustiva distinta al mezquite (Cuadro 1), ya que este suelo se colectó al azar sin considerar la presencia o no de una arbustiva. La textura franco-arcillosa no cambió en 10 años y fue la misma en ambos matorrales, aunque presentó una tendencia ligeramente arenosa en los suelos FIF (arenas (%): DIF = 27 vs. FIF = 34; promedio para ambos matorrales). Esta tendencia es apoyada por GarcíaEspino et al. (1989) quienes sí encontraron un efecto del mezquite sobre la textura del suelo. La tendencia no significativa encontrada en este trabajo puede estar asociada al tipo de plantas arbustivas que existen en el suelo FIF o al tiempo en que ocurrió la perturbación. Al respecto, se documenta que la textura del suelo puede modificarse en función del régimen de perturbación acelerando los cambios que pueden ocurrir de manera

natural en 50 ó 100 años (Brady y Weil, 2002). Para el año 2000, la materia orgánica (MO) y el carbono orgánico (COS) en el suelo del matorral GO disminuyeron con relación a los valores que había en 1990 y a los del suelo del matorral SA, cuyos valores son más cercanos a los que presentaba GO en 1990 (Figuras 2A y 2B). La baja cantidad de MO y COS en GO 2000 es el resultado de la limitada presencia de vegetación arbustiva. No obstante, tanto en losmatorrales más conservados, como en el perturbado, el mezquite favorece la MO y el COS e indica la trascendencia del dosel deesta especieen mantener la cantidad decarbono en el suelo (Figuras 2A y 2B). En los matorrales,

el mezquite y las condiciones favorables para otras plantas bajo su dosel (Cruz et al., 1997) aumentan la MO (53%) y el COS (77%) en el suelo. Este efecto del mezquite sobre la MO y el COS fue documentado antes por Barth y Klemmedson (1982), cuyo trabajo apoya estos resultados. Las concentraciones de nutrimentos en el suelo responden también a los cambios en la vegetación y a la presencia del mezquite. El P disponible (Pi) y el N total (Nt) son tres y ocho veces mayores, respectivamente, en el suelo asociado al mezquite. Este resultado puede deberse al aporte de estos nutrimentos a partir de la descomposición de la MO y, en el caso del N, a la posible fijación biológica de N2 por parte de esta leguminosa. Sin la presencia del mezquite, el Pi y el Nt en el suelo del matorral GO (1990) no cambiaron con relación a los de GO (2000); sin embargo, éstos son menores con respecto a los de SA. El mismo patrón ocurre para el Pi del suelo asociado al mezquite, pero la cantidad es mayor en el suelo de SA. En contraste, el valor de Nt en el suelo de GO 1990 era similar al de SA en el 2000, pero para el año 2000, el Nt disminuyó ocho veces en el suelo de GO (Figuras 2C y 2D). La concentración de Ca2+, Mg2+ y de CO32- en el suelo es afectada por el mezquite de forma contraria al patrón descrito para el P i y el Nt; aunque es ligeramente favorecida por el mezquite en el matorral con menos diversidad y cobertura vegetal (GO 2000; Figuras 2E, 2F y 2G). Las cantidades de Ca2+, Mg2+ y de CO32- en el suelo bajo o fuera del dosel del mezquite en el matorral GO (1990) no difieren de los del suelo de SA (2000), pero sí de los presentes en el suelo de GO en el 2000. En el suelo sin mezquite, las concentraciones aumentaron 42% para Ca2+, 16% para Mg2+ y 56% para CO32-, con relación al suelo bajo el mezquite. Asimismo, el pH del suelo sin mezquite, con más cationes y carbonatos, fue más básico en el matorral de GO en el año 2000 (Figura 2H). Por otra parte, el mezquite parece reducir las concentraciones de Ca2+, Mg2+ y CO32-, y mantener un pH menos básico, ya que sugiere valores de pH en el intervalo de 7.0 £ pH £ 7.4, lo que podría repercutir sobre los procesos microbianos y el sistema geoquímico, cuya consecuencia se relaciona con la disponibilidad de nutrimentos en el suelo, entre ellos la del Pi (Paul y Clark, 1989). Por lo anterior, el suelo de los matorrales con el estrato arbustivo más conservado (SA y GO, 1990) y con la presencia de mezquite, estaría dominado por procesos microbianos y por una mayor disponibilidad

MONTAÑO ET AL. RELACIÓN ENTRE VEGETACIÓN ARBUSTIVA, MEZQUITE Y SUELO DE UN ECOSISTEMA

20

(A)

18

C orgánico (%)

Aa

6 5

Ab 4

Ba 3

Bb

2

Cb

12 10 8

2 0

(D)

Ba Ab Bb

0.2

Ba Ab

Bb

4

0.1

Bb

2 0

Ba

12

(F)

-1

Ba

6 4

50 40

Ab Ab a

30 20

2

Ba

60

+

Bb

70

Ca (cmol kg )

Ab Bb a

Aa

80

14

+

-1

Mg (cmol kg )

90

(E)

Aa Ba

16

8

Bb

0

20

10

Aa

0.3

8

18

Ab Bb

Aa

Ba

6

Ab

0.4

(C)

14

10

Ba

6

0

12

(B) Ba

14

4

Aa

Aa

16

1

16

Pi-disp.-Olsen (ppm)

Aa

N total (%)

Materia orgánica (%)

7

201

Ab

10

0

0

1 .6

Aa

(G)

9

(H) 8.5

1 .2

0 .6 0 .4

Bb Ab Bb

0 .2

Ab DIF FIF

pH (activo)

0 .8

8

Aa

7.5 7

Ab

6.5

GO , 1990

GO , 2000

M ato rrales en el tiempo

Ab

Ab DIF FIF

0

SA, 2000

Aa

Aa

Ba

1

-

-1

CO3 (cmol kg )

1 .4

6

SA, 2000

GO, 1990

GO, 2000

Matorrales en el tiempo Figura 2. Materia orgánica y nutrimentos en el suelo asociado al mezquite (DIF) y no asociado (FIF) de dos matorrales semiáridos del Valle del Mezquital con diferente cobertura y composición de especies. Letras distintas indican diferencias significativas a P £ 0.05 (Comparación de medias Rank-Test); las letras mayúsculas las indican entre matorrales en el tiempo y las minúsculas entre suelos DIF y FIF.

202

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

de nutrimentos, como el P i. No obstante, las altas concentraciones de Mg2+ y de Ca2+ en el suelo fuera del dosel del mezquite en ambos matorrales, sobre todo en el menos diverso, reducirán, de forma importante, el contenido de Pi, debido a que estos cationes reaccionan con los PO4- en suelos con pH básico (Agbenin y Tiessen, 1994). Esto sugiere que, en un suelo con poca cobertura arbustiva, el Pi podría ser un recurso limitativo para las plantas y que el mezquite favorece el Pi al disminuir la concentración de cationes básicos. Asimismo, se sugiere que el COS asociado al mezquite explica la presencia de grupos micr obianos como bacterias, hongos y actinomicetos (Carrillo-García et al., 1999; FríasHernández et al., 1999; Purohit et al., 2002), que se benefician de energía orgánica y podrían favorecer la mineralización microbana y el P i en este suelo. Por ejemplo, Tiedemann y Klemmedson (1973b), al no encontrar diferencias en P total entre un suelo bajo el mezquite y otro fuera del dosel, atribuyeron a la microbiota edáfica la mayor disponibilidad de P en el suelo bajo el dosel del mezquite. El mezquite, al favorecer la MO, el COS y los nutrimentos, controla la fertilidad del suelo de los matorrales en estudio. Los resultados del presente trabajo indican que, en los matorrales estudiados, el mezquite forma islas de fertilidad bajo su dosel y amortigua los efectos de perturbación sobre la calidad del sitio. Esto podría, además, beneficiar a los demás elementos arbustivos, como lo advirtieron Cruz et al. (1997) en el caso de las especies vegetales asociadas, en particular, al dosel del mezquite. En efecto, en ambos matorrales, el suelo bajo el mezquite tiene hasta tres y ocho veces más MO y nutrimentos que el no asociado a su dosel, como documentaron Tiedemann y Klemmedson (1973a,b), Virginia y Jarrell (1983), García-Espino et al. (1989), Frías-Hernández et al. (1999), Reynolds et al. (1999) y Reyes-Reyes et al. (2002). En términos de la dinámica de este ecosistema semiárido, los cambios en las propiedades del suelo asociado o no al mezquite son lentos. Se documenta que la dinámica de MO, nutrimentos, pH y las propiedades hidráulicas del suelo pueden cambiar de 10 a 50 años con un proceso natural. Sin embargo, la dinámica de los procesos edáficos puede aumentarse en función del tipo y de la intensidad del manejo o perturbación sobre el ecosistema (Brady y Weil, 2002). En este sentido, la perturbación explica porque la fertilidad del suelo FIF cambió significativamente después de una década en GO. Por ejemplo, las concentraciones de COS, MO y nutrimentos fueron más

parecidas entre SA 2000 y GO 1990, y cambian a niveles más bajos en el matorral de GO 2000 que presentó menos cobertura y diversidad arbustiva. En estas situaciones, el mantenimiento de la fertilidad del suelo depende de las especies que persisten a la perturbación como en este caso el mezquite. Estado de Perturbación de la Vegetación Arbustiva y del Suelo La información de los efectos de las plantas sobre el funcionamiento de los ecosistemas es crucial para predecir las consecuencias de las perturbaciones sobre la vegetación (Eviner y Chapin, 2003). El análisis de correlación sugiere un efecto de la vegetación arbustiva sobre las propiedades del suelo en los matorrales. No obstante, el análisis es significativo para algunas variables edáficas de los matorrales de SA 2000 y GO 1990, y la relación se pierde para otras en el matorral de GO 2000, sugiriendo que a mayor perturbación son otros los factores determinantes de la fertilidad del suelo. En SA 2000, el COS y el Pi correlacionan con la densidad (r = 0.67, P = 0.01 y r = 0.27, P = 0.03) y con la cobertura (r = 0.51, P = 0.05 y r = 0.57, P = 0.02), mientras que la cobertura y la densidad del mezquite no correlacionan con ninguna variable, lo que indica que la influencia del mezquite no puede diferenciarse del efecto del resto de la vegetación. Este resultado destaca el papel funcional de las otras especies arbustivas que componen la vegetación de estos matorrales. En contraste, en GO, el COS, el N y el Pi están correlacionados sólo con la cobertura (r = 0.31, P = 0.01; r = 0.44, P = 0.04 y r = 0.62, P = 0.05), pero la densidad y la cobertura del mezquite correlacionaron con el COS, el Pi y el Nt (r = 0.79, P = 0.01; r = -0.54, P = 0.01 y r = 0.65, P = 0.002), resaltando que el efecto del mezquite es mayor en el matorral más perturbado y que el suelo FIF es menos afectado por las plantas arbustivas distintas al mezquite que no fueron eliminadas del matorral. Las especies vegetales arbustivas son componentes estructurales y funcionales de los ecosistemas semiáridos (Schlesinger y Pilmanis, 1998). Las correlaciones entre la vegetación arbustiva y el suelo indican que disminuir el estrato arbustivo, en particular el mezquite, reduce la fertilidad del suelo, lo que podría afectar el establecimiento de otras plantas y la circulación de nutrimentos en estos matorrales semiáridos. De acuerdo con Raina y Sen (1991), este estudio revela que el matorral de SA (2000) tiene una vegetación

MONTAÑO ET AL. RELACIÓN ENTRE VEGETACIÓN ARBUSTIVA, MEZQUITE Y SUELO DE UN ECOSISTEMA

arbustiva más conservada que la de GO (2000). En SA, especies como Prosopis laevigata, Kaarwinskia humboldiana, Cylindropuntia imbricata, Mimosa biuncifera y Bouvardia ternifolia son características de los matorrales espinosos más conservados en el Valle del Mezquital (Villavicencio et al., 1998). En cambio, en el matorral de GO (1990) existen algunas especies, como Cylindropuntia kleine, y Opuntia lindhelmeri, que son indicadoras de perturbación (Cuadro 1). Esto indica que el matorral de SA (2000) tiene un mejor estado de conservación. Además, los cambios registrados para el matorral de GO entre los años 1990 y 2000 sugieren severas perturbaciones que fragmentaron la vegetación y redujeron la riqueza biológica y la fertilidad del suelo. Aunque no hay un registro histórico del tipo de disturbios que ocurrieron en esa década, el cambio en la vegetación arbustiva sugiere que muchas de las especies pudieron ser usadas por las comunidades aledañas, o bien, eliminadas de los matorrales con el fin de trasformarlos a zonas agrícolas y potreros. La extracción de especies útiles y maderas, la ganadería caprina y la agricultura de subsistencia son los principales factores que han impactado extensas áreas de vegetación semiárida en los últimos años (Cavazos, 1997; Challenger, 1998). El alto valor de importancia del mezquite en el matorral más perturbado podría explicarse por sus múltiples usos (comestibles, sombra para el ganado, etc.) que lo hacen una planta que logra permanecer, quizás por ser seleccionada por los pobladores de la región, como ocurre en otras zonas de México (Golubov et al., 2001). Ante los escenarios de perturbación, el mezquite funciona, en ambos matorrales, como “bomba extractora” que incrementa la fertilidad del suelo y cuya función es esencial cuando la perturbación del resto de la comunidad vegetal es alta. CONCLUSIONES - Las características contrastantes de la estructura vegetal y su efecto sobre las propiedades edáficas, sugieren que los cambios en las características fisonómicas de composición, densidad y diversidad del estrato arbustivo están relacionadas con cambios en la calidad y fertilidad del suelo. Asimismo, los matorrales en estudio presentan condiciones ecológicamente diferentes y sugieren que para el 2000 el suelo de González-Ortega presenta una mayor degradación que 10 años antes. Cuando la perturbación de la vegetación es alta, el mezquite y las especies arbustivas de mayor valor de importancia son

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claves en la estructura de las comunidades vegetales y, debido a sus atributos biológicos y ecológicos, juegan un papel esencial en el mantenimiento de la fertilidad del suelo de los matorrales. - La presencia de islas de fertilidad de mezquite en los matorrales es de gran relevancia cuando la perturbación de la vegetación produce deficiencias de nutrimentos en el suelo y para la conservación de la calidad de sitio. El dosel del mezquite arbustivo favorece la acumulación de MO, COS, P i y N total, y disminuye las concentraciones de Mg2+ y Ca2+, lo que permite suponer que estas condiciones podrían beneficiar a otras especies vegetales, así como a la biomasa microbiana y jugar un papel importante para el almacén y la disponibilidad de nutrimentos en el suelo. Un estudio detallado de procesos biogeoquímicos es necesario para probar esta hipótesis. - Esta investigación puntualiza la importancia de preservar la cobertura vegetal arbustiva y sugiere que las posibles prácticas de rehabilitación pueden promoverse usando a las islas de fertilidad generadas por el mezquite como una herramienta en la recuperación ecológica de la vegetación de estos ecosistemas semiáridos. Esto puede lograrse, ya que los suelos asociados al mezquite permiten mantener los reservorios de COS y nutrimentos disponibles que son necesarios en la nutrición de las plantas y para el funcionamiento de este tipo de ecosistemas. AGRADECIMIENTOS Esta investigación fue financiada por el programa PAPIIT-DGAPA (IN 212598) de la Universidad Nacional Autónoma de México (UNAM). Los autores agradecen a Gustavo Pérez-Ortiz, Edna Barragán, Roberto Tufiño y Fabiola Morales su ayuda en el trabajo de campo y laboratorio, a Víctor Ordaz-Chaparro (Colegio de Postgraduados, Campus Montecillo) el apoyo para el análisis químico del suelo, y a Raúl Ahedo y Heberto Ferreira el apoyo técnico. Este manuscrito se mejoró sustancialmente gracias a los excelentes comentarios de dos revisores anónimos, del editor técnico y de las doctoras Pilar Ortega (Instituto de Geología-UNAM) y Sara Lucía Camargo (UAM-Iztapalapa). N.M. Montaño agradece a la Fundación Telmex la beca otorgada para la investigación, a la Dirección General de Estudios de Posgrado (DGEP) de la UNAM y al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología (CONACyT, beca 163199) el apoyo económico para realizar este artículo; así como a Verónica Quiroz-García por la discusión de las ideas y a

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Hilda Isela Medrano por la oportunidad de revisar su tesis y proporcionar ideas para la elaboración de este artículo. LITERATURA CITADA Agbenin, J. O. y H. Tiessen. 1994. Phosphorus transformations in a toposequence of Lithosols and Cambisols from semi-arid northeastern Brazil. Geoderma 62: 345-362. Astier-Calderón, M., M. Maass-Moreno y J. Etchevers-Barra. 2002. Derivación de indicadores de calidad de suelos en el contexto de la agricultura sustentable. Agrociencia 36: 605-620. Barth, R. C. y J. O. Klemmedson. 1982. Amount and distribution of dry matter, nitrogen and organic carbon in soil-plant systems of mesquite and palo verde. J. Range Manage. 35: 412-418. Brady, N. C. y R. R. Weil. 2002. The nature and properties of soils. Prentice Hall. Upper Saddle River, NJ, USA. Brower, J. E., J. H. Zar y C. N. von Ende. 1990. Field and laboratory methods for general ecology. Brown. Dubuque, IA, USA. Burke, I. C., W. K. Lauenroth y D. P. Coffin. 1995. Soil organic matter recovery in semiarid grasslands: implications for the conservation reserve program. Ecol. App. 5(3): 793-801. Buschiazzo, D. E., G. G. Hevia, E. N. Hepper, A. Urioste, A. A. Bono y F. Babinec. 2001. Organic C, N and P in size fractions of virgin and cultivated soils of the semi-arid pampa of Argentina. J. Arid Environ. 48: 501-508. Carrillo-García, Á., J. L. León de la Luz, Y. Bashan y G. J. Bethlenfalvay. 1999. Nurse plants mycorrhizae, and plant establishment in a disturbed area of the Sonoran desert. Restoration Ecol. 7: 321-335. Cavazos, D. R. 1997. Uso múltiple de los matorrales en el norte de México. Ciencia Forestal en México 22(81): 3-26. Challenger, A. 1998. Utilización y conservación de los ecosistemas terrestres de México: pasado, presente y futuro. Comisión Nacional para la Biodiversidad-Instituto de Biología UNAMAgrupación Sierra Madre. México, D. F. Colwell, R. K. 2000. EstimateS V6.01b1. Statistical estimation of species richness and shared species from samples. http:// viceroy.eeb.uconn.edu/estimates. Cruz, J. A., E. García-Moya, J. T. Frías-Hernández, G. Montesinos y J. L. Flores. 1997. Influencia de los mezquites en la composición y cobertura de la vegetación herbácea de un matorral semiárido del Norte de Guanajuato. Bol. Soc. Bot. (México) 61: 21-30. Dávila, P., M. C. Arizmendi, A. Valiente-Banuet, J. L. Villaseñor, A. Casas y R. Lira. 2002. Biological diversity in the TehuacánCuicatlán Valley, Mexico. Biodiversity and Conserv. 11: 421-442. Eviner, V. T. y F. S. Chapin III. 2003. Functional matrix: a conceptual framework for predicting multiple plant effects on ecosystem processes. Annu. Rev. Ecol. Evol. Syst. 34: 455-485. FAO (Food and Agriculture Organization). 1999. Base Referencial Mundial del Recurso Suelo. Sociedad Internacional de las Ciencias del suelo, Centro Internacional de Referencia e Información en suelos y Organización de las Naciones Unidas para la Agricultura y la Alimentación. Roma, Italy.

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COCONUT FIBER AS CASING MATERIAL FOR MUSHROOM PRODUCTION Fibra de Coco como Material de Cobertura en la Producción de Champiñón J.I. Rangel1, H. Leal1, S. Palacios-Mayorga2‡, S. Sánchez2, R. Ramirez1, and T. Méndez-García2 SUMMARY

física y químicamente en un sistema de producción comercial de champiñones para determinar su potencial y factibilidad de uso. Los análisis indicaron que la fibra de coco posee propiedades fisicoquímicas que se acercan significativamente a las del “suelo negro” cuando se mezclan ambos materiales en una proporción 5:5. Los experimentos de productividad realizados demostraron que en las mezclas de “suelo negro”, donde la fibra de coco se adicionó hasta en 85%, el rendimiento fue igual al obtenido con “suelo negro” únicamente.

The use of coconut fiber as casing material in mushroom production, as an alternative to decrease the use of the endangered forestal “black soil” [humic Andisol (Soil Taxonomy); Andosol (WRBS FAOUNESCO); Aplustand pachico (Soil Survey Staff)], from forest areas of Huitzilac, Morelos State, Mexico, was the subject of this investigation. Coconut fiber, a lignocellulose by-product, was physically and chemically analyzed and evaluated in a commercial mushroom production facility to determine its feasibility as casing material. These analyses indicated that coconut fiber has a series of physicochemical properties which actually enhance the characteristics of “black soil” when mixed in a ratio of 50:50. Productivity trials carried out using casing mixtures of “black soil” as much as 85% of coconut fiber indicated that such mixtures produced the same yields as “black soil” alone.

Palabras clave: materiales de cobertura, cultivo de champiñones, Agaricus bisporus Lange. INTRODUCTION Mushroom cropping depends on a particular set of physical, chemical and biological factors, which interact during the growing and fructification processes. Achieving commercially adequate production levels depends on the balance of these factors (Hayes, 1981). The use of a supportive casing material in which the sporophores develop and grow is a fundamental requirement of the production process (Hayes, 1981). Peat and “black soil” have been the casing materials most widely used by commercial mushroom production plants. For instance, in the Highland Plateau of Central Mexico, mushroom producers require about 10 000 cubic meters of “black soil” per year to produce 60 tons of fruiting bodies per day. However, both materials are virtually non-renewable natural resources due to their very long generation period of thousands to millions of years and, therefore, should be husbanded to the maximum (Rangel et al., 1996). Utilization of “black soil” of volcanic origin represents a high risk of erosion of mountainous wooded soils from which it is mined (Palacios-Mayorga and Gama-Castro, 1994). The excessive exploitation of forest soils in recent years represents a danger for forest survival, since these soils are still used for ornamental plants and forest species propagation at the nurseries by the polybag system, in which 700 m3 of forest soil are needed to produce one million trees. The search, then, for alternative casing

Index words: mushrooms cultivation, Agaricus bisporus Lange. RESUMEN Esta investigación tuvo como objetivo utilizar la fibra de coco como material de cobertura en la producción de champiñón, como alternativa para disminuir el uso del “suelo negro” de áreas forestales de Huitzilac, Morelos [Andisol húmico (Soil Taxonomy); Andosol (WRBS FAO-UNESCO); Aplustand pachico (Soil Survey Staff)], reduciendo así el impacto antropogénico que coloca a estos suelos y a la biodiversidad que albergan en peligro de extinción. La fibra de coco, de naturaleza lignocelulósica, se analizó y se evaluó 1

Departamento de Biotecnología de Alimentos, Facultad de Química “E” , 2 Departamento de Edafología, Instituto de Geología, Universidad Nacional Autónoma de México (UNAM). 04510 D.F. México. ‡ Autor responsable ([email protected]) Recibido: septiembre de 2003. Aceptado: noviembre de 2005. Publicado en Terra Latinoamericana 24: 207-213.

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materials is a pressing task for mushroom producers (Yeo and Hayes, 1978; Hayes et al., 1978). In Mexico, “black soil” [Humic Andisol (FAOUNESCO, 1990)] added with calcium carbonate or lime has been the most frequently used formulation as casing material for mushroom production. Recently, several tests have been carried out in our laboratories to evaluate various lignocellulose by-products to determine their feasibility as substitutes for “black soil” (Flores et al., 1993; Rangel et al., 1996). Coconut fiber is a residue of coconut processing for production of copra and oil. This by-product has been underutilized with only a fraction of its constant production being used in the manufacture of products such as rope, carpet padding, automobile seats and floor mats (SAGAR, 1994). It has also been used as a substrate for growing ornamental plants. In a previous report, coconut fiber mixed with peat was tested as casing material, resulting in competitive production when compared to peat casing material (Border, 1993). Nevertheless, there is no detailed information available on the physical and chemical properties, which appear to allow coconut fiber to function as casing material either alone or in combination with other substrates, e.g. “black soil”. The objectives of this investigation were to characterize physically and chemically coconut fiber, as well as to evaluate its commercial potential as casing material, single or combined, in mushroom cropping when compared with “black soil”.

or with calcium hydroxide at a rate of 25 kg m-3 (BSL). These materials were used alone or in volumetric mixtures with coconut fiber as casing media making a total of nine treatments. Physicochemical and Chemical Analyses of Coconut Fiber and “Black Soil” Mixtures of each type of coconut fiber with equal volumes of BSC were prepared; that is, BSC:CCF (50:50) and BSC:UCF (50:50). These two mixtures and each individual material were analyzed according to the methods reported by Rangel et al. (1996). The following properties were determined: porosity (obtained by dividing the difference of bulk and particle densities); particle size of coconut fiber [using Wentworth screens, according to US Standard (Soil Survey Staff, 1951)]; soil texture (determined according to Bouyoucos, 1963); permeability (determined with the aid of a transparent plastic cylinder with a filter paper); water holding capacity (determined using metallic cylinders covered with filter papers, where materials were moistened by capillarity and drained for 12 h); pH (potential and real, 1:3 w/v, in 0.01 M Ca Cl 2 or in distilled water, respectively); electrical conductivity (determined in a “saturation extract” using a Wheatstone conductimeter); soluble cations in saturation extract (Na and K by flamometry, Ca and Mg by titration with 1N EDTA according to Jackson, 1970); organic matter (Walkley and Black, 1974); total nitrogen was determined by the Kjeldahl method (AOAC, 1980).

MATERIALS AND METHODS Production Trials with Experimental Casing Media Materials for Preparation of Casing Media To evaluate the real potential use of coconut fiber as basic ingredient of a casing medium, two available types of this by-product were selected. Unprocessed coconut fiber (UCF) was obtained from a copra production plant located in Colima, Mexico. Commercial coconut fiber (CCF), commonly used as substrate for ornamental plant production, was obtained from nurseries in the outskirts of Mexico City. The mushroom farm where production tests were performed, supplied the “black soil” (BS) used in the study. This was collected from the mountainous forest areas of the Huitzilac Municipality, State of Morelos. It was either used alone (BS) or supplemented with calcium carbonate at a rate of 100 kg m-3 (BSC) and at a rate of 200 kg m-3 (BS2C)

Production tests were carried out using 12 plastic bags with 35 kg of fully colonized compost for each casing medium, which were individually cased and randomly distributed in a 250 m2 commercial production room. Conditions for incubation, fruiting and harvesting were the same as those used for industrial production. The mixtures were: unprocessed coconut fiber (UCF); ”black soil”+25 kg of lime (calcium hydroxide) m-3 ; “black soil”+100 kg of CaCO3 m-3 (BSC); “black soil”+ unprocessed coconut fiber, (BSC+UCF) at the ratios of 50:50 and 25:75. For each casing medium, daily production of mushrooms was registered and reported as accumulated mushroom weight per 35 kg of substrate. The average weight of harvested mushrooms per casing material was also recorded.

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RANGEL ET AL. COCONUT FIBER AS CASING MATERIAL FOR MUSHROOM PRODUCTION

Using Statistical Package (SPSS, 2005) software, significant differences among mushroom production in each casing material were established by variance analysis of experimental data, and the best treatments were identified with Duncan’s test (µ = 0.05). RESULTS AND DISCUSSION Physicochemical Characterization Differences were observed among BSC and both coconut fiber substrates UCF and CCF (Tables 1

and 1A). Porosity is a very important factor in determining the economic potential of a casing material since both mycelium and nutrients should have an easy access to the upper part of the casing layer in order to promote good development of the fruiting bodies. Porosity was larger in lignocellulosic residues (89.7% in CCF and 88.6% in UCF) than in “black soil” (59.8%). This is probably result of the large amount of middlesized particles present in both types of coconut fiber (0.25 mm and 0.50 mm), while the BSC displayed a higher concentration of smaller particles (less than 0.05 mm). Porosity was not affected by the minor

Table 1. Physical and chemical properties of casing materials.

Properties Porosity Size particles 2.00 mm 1.00 mm 0.50 mm 0.25 mm 0.10 mm 0.05 mm Textural analysis Sand Silt Clay Permeability coefficient Water-holding capacity Drainage at atmospheric Field capacity (33 KPa) PWP (1500 KPa) Available water pH Potential Real ‡

Electrical conductivity Supernatant Total suspension Saturation extract Soluble cations

Units

BS

BSC

Casing materials† CCF UCF

% %

59.84

61.86

89.70

4.26 6.46 9.32 36.00 18.58 21.66

5.06 6.92 7.52 15.28 14.98 48.72

49.10 34.54 16.36 5.32

† ‡

BCS:CCF (50:50)

88.60

64.70

75.86

11.56 16.44 26.81 43.14 0.83 1.19

4.50 17.30 29.10 24.80 14.20 10.00

3.30 6.98 10.56 15.86 15.32 47.84

6.63 7.88 10.52 15.19 15.27 42.27

45.46 40.00 14.54 3.37

102.73

-

23.31

65.27

43.37 53.97 22.10 31.87

42.88 65.57 27.76 35.81

78.77 -

92.90 -

57.36 -

46.03 -

5.42 6.21

7.58 8.08

5.47 6.07

5.50 5.92

7.42 7.86

7.62 7.70

0.20 0.18 0.33

0.44 0.49 0.50

2.94 2.94 -

2.16 2.14 -

1.05 0.77 1.83

2.45 2.15 6.48

0.35 0.03 2.40 0.90 10.15 11.30

6.00 1.70 100.00 84.00 10.82 14.00

6.45 1.50 0.38 1.50 73.08 72.30

14.60 5.00 0.93 1.00 79.51 66.60

3.50 4.20 24.00 4.75 17.91 18.50

7.30 77.50 35.00 6.50 17.25 17.80

%

cm h %

-1

dS m

-1

mg L-1

+

Na K+ 2+ Ca Mg2+ Organic matter Carbon/Nitrogen ratio

BSC:UCF (50:50)

%

BS = “Black Soil”; BSC = “Black Soil” + 100 kg calcium carbonate m-3 ; CCF = commercial coconut fiber; UCF = unprocessed coconut fiber. Detected in a 1:3 solution (w/v).

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Table 1A. Physical and chemical properties of coconut fiber. Properties pH Electrical conductivity Total dissolved solid Soluble cations Ca2+ Mg2+ Na+ K+ Soluble anions CO32HCO3ClSO42-

Unit

CCF

UCF

6.0

6.2

dS m-1

0.12

0.14

mg L-1 nmol L-1

5730

7000

12.0 16.0 36.6 213.3

12.0 20.0 37.0 212.3

ND 14.0

ND 14.0

230.0 30.0

240.0 25.0

nmol L-1

CCF = comercial coconut fiber (processed); UCF = unprocessed coconut fiber; ND = not detected.

differences between the two types of coconut fiber in the largest particles (2 mm), CCF with 11.6% as opposed to 4.5% in UCF, and in the smallest particles (less than 0.05 mm), 1.2% in CCF as compared to 10% for UCF. Since both types of coconut fiber had a similar porosity, permeability was determined only in CCF, which showed an extremely high value, 102.7 cm h-1, compared with the very low permeability of “black soil”, 3.4 cm h-1 for BSC. Water-holding capacity was determined as the weight (g) of water retained by 100 g of wet sample. It is a parameter closely related to porosity and permeability, as well as to the physical and chemical nature of the material, and it is of basic importance for a good mushroom crop. Water-holding capacity was significantly higher for both types of fiber (78.8% and 92.9% for CCF and UCF, respectively) than for BSC (42.9%, when the percolation was performed at normal atmospheric conditions). However, despite the high water-holding capacity of coconut fiber in a weight basis, its very low density limits the amount of material that can be cased on the mushroom culture and special care is needed to avoid uncontrolled drainage from the casing layer to the substrate. Determinations of pH, either soil-water 1:2.5 (ordinary pH) or soil-KCl 1:2.5 (potential pH, the crude measure of ion exchange), indicated slightly acid values for both types of coconut fiber; 5.50 and 5.92, respectively. The corresponding slightly basic values shown by BSC (7.6 and 8.1) are better suited for

the growth of the mushroom mycelium, since at a neutral pH the growth of competing organisms is higher. Addition of calcium carbonate or calcium hydroxide to mixtures of coconut fiber would easily correct this value. Electrical conductivity values, in overflow or in suspension, were higher for coconut fiber, 2.94 dS m-1 for CCF and 2.1 dS m-1 for UCF, than for BSC (0.44 and 0.49 dS m-1). Nevertheless, these values indicate a content of soluble salts below those levels causing inhibition of fruiting (Hayes, 1981). Insofar as soluble cations are concer ned, sodium and potassium concentrations were generally higher in both types of coconut fiber than in BSC (Tables 1 and 1A). It should be pointed out that potassium concentration in CCF was very high (127.5 mg L-1), especially as compared to that of BSC (1.70 mg L-1), although it still falls below the level that is considered inhibitory for mushroom production (Hayes, 1981). The remarkable difference in potassium concentration between the two types of coconut fiber, CCF and UCF, likely indicates that the former one has been supplemented with some fertilizer to enhance yields of vegetables. In contrast, the two remaining ions, calcium and magnesium, are found in greater concentrations in both types of “black soil” (BS and BSC) than in either type of coconut fiber. Organic matter content in the lignocellulosic residues (73.1% for CCF and 79.5% for UCF) is remarkably higher than in “black soil” (around 10%). As expected, the C/N ratio in coconut fiber is much higher than in “black soil”. The presence of low levels of nitrogen and unavailable carbon sources in coconut fiber makes it suitable as a casing material, since transition from vegetative growth to fruiting is promoted by casing media with a low content of readily digestible nutrients (Hayes, 1981). By mixing equal volumes of coconut fiber with BSC, most of the physicochemical parameters of the resulting mixtures approximate to those of single BSC. The mixtures exhibit improved properties as casing material even in regard to the three parameters that resemble more those of the coconut fiber than those of “black soil”, i.e. permeability coefficient, electrical conductivity and soluble ions. With respect to the last variable, even in the mixture with BSC, CCF shows higher content of soluble ions than the mixture with NCF. Due to the possibility that CCF has been supplemented with some kind of fertilizer, which could negatively influence production of sporophores, its use as casing material is ruled out. Just as reported from previous research (Rangel et al., 1996), the differences found between

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RANGEL ET AL. COCONUT FIBER AS CASING MATERIAL FOR MUSHROOM PRODUCTION

the values for BSC and BS can be attributed to the added calcium carbonate, which creates a more adequate environment for mushroom development and fructification. Mushroom Production with Coconut Fiber Containing Casing Media Based on its favorable physicochemical properties as casing media, UCF alone and in a 50% volumetric mixture with BSC were selected for an initial production trial. In order to reduce as much as possible the proportion of BSC, a casing formula with a higher proportion of coconut fiber, i.e. 75%, was also included in this test. As control casings, UCF and BSC (“black soil” supplemented either with 100 kg m-3 calcium carbonate) or BSL (“black soil” supplemented with 25 kg m-3 calcium hydroxide as masonry lime) were used. Accumulated mushroom production after seven weeks of cropping, productivity in relation to the control (BSL) and the average weight per mushroom produced with each type of casing material, are shown in Table 2. Statistical analysis of production data allowed classification of the tested casings in four groups. UCF alone showed the lowest accumulation production. Though BSC and its 50% mixture with coconut fiber (BSC+UCF) showed higher values, 45% and 55%, they are separated in the second group, with lower productivity than the control (BSL). The mixture with the highest proportion of coconut fiber, 75%, exhibited the highest productivity with 27% more mushrooms than the control commercial casing: BSL. Although casing with 100% coconut fiber (UCF) failed to produce good yields, with this first trial it was possible to establish a marked improvement of productivity when its proportion in

the casing mixtures with soil was increased up to 75%. Concerning the average weight of mushrooms, the lightest fruiting bodies were produced with “black soil”, either lime (11.54 g) or carbonate supplemented (11.77 g). Though heavier mushrooms were harvested from the coconut fiber containing casings, 17.03 g for UCF, 14.7 g for the 50% mixture and 14.53 g for the 75% mixture, no statistically significant differences could be established among the various tested casings. The very low yields obtained with the 100% coconut fiber casing indicated a need for compensation of the resulting loose structure conferred by coconut fiber. Ther efore, the rate of calcium carbonate supplementation was doubled and also tested with the 75% mixture aiming to maintain as much as possible the physical and chemical properties provided by “black soil”, even at the low proportions of soil used. In this second test, in spite of a higher accumulated production obtained with the 75% mixture, 9% more than the control casing (BSL), no statistically significant differences were detected, either with the other two tested mixtures or with BSC (Table 3). The addition of the larger amount of calcium carbonate did not result in an increased productivity. In fact, it was even lower than the productivity of the control (BSL) and of the mixtures based on BSC. Though no statistical differences were found in the average weight of mushrooms produced in this second test among the different casings, they were larger than those produced in the first trial. However, it cannot be assumed that mushroom production was carried out under better conditions in the second trial because of the contradicting results obtained with the various casing materials. So, with the control casing (BSC), a significantly larger production was obtained in the second

Table 2. Mushroom production with coconut fiber containing casing materials (Experiment 1).

Casing materials†

Accumulated mushroom production of compost phase II g kg-1

UCF BSC BSC+UCF BSL BSC+UCF †

(100) (50:50) (25:75)

‡

11.74 ± 16.34 a 24.11 ± 10.37 b 29.69 ± 18.83 b 53.63 ± 18.03 c 67.97 ± 11.91 d

Productivity

Average weight per mushroom produced

%

g

22 45 55 100 127

17.03 11.77 14.70 11.54 14.53

UCF = unprocessed coconut fiber; BSL = “Black Soil” + Lime (25 kg calcium hydroxide m-3 ); BSC = “Black Soil” + CaCO 3 (100 kg calcium carbonate m-3); BS2C = “Black Soil” + CaCO 3 (200 kg calcium carbonate m-3 ). ‡ Different letters in the same column indicate significant differences among the various casing materials (Duncan, P < 0.05).

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

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Table 3. Mushroom production with coconut fiber containing casing materials (Experiment 2). Casing materials†

BSL BSC BSC+UCF BSC+UCF BS2C+UCF

Accumulated mushroom production of compost phase II

Productivity

Average weight per mushroom produced

g kg-1

%

g

100 91 109 101 89

19.53 22.19 19.29 19.70 20.73

‡

(25:75) (15:85) (25:75)

47.89 ± 25.31 a 43.74 ± 24.14 a 52.00 ± 21.37 a 48.26 ± 27.83 a 42.46 ± 25.14 a

†

UCF = unprocessed coconut fiber; BSL = “Black Soil” + Lime (25 kg calcium hydroxide m-3 ); BSC = “Black Soil” + CaCO 3 (100 kg calcium carbonate m-3 ); BS2C = “Black Soil” + CaCO 3 (200 kg calcium carbonate m-3). ‡ Similar letters in the same column indicate no significant differences among the various casing materials (Anova, P < 0.05).

Table 4. Analyses of mushroom production with “black soil” and unprocessed coconut fiber as casing material (Experiments 1 and 2).

Experiment

Casing materials

Accumulated mushroom production of compost phase II g kg-1

1 2 2 2 1 1

-3

†

“Black Soil" + CaCO3 (100 kg calcium carbonate m ) "Black Soil" + lime (25 kg calcium hydroxide m-3) "Black Soil" + CaCO3 (100 kg calcium carbonate m-3) Black Soil + unprocessed coconut fiber (25:75)

BSL = "Black Soil" + Lime (25 kg calcium hydroxide m-3) Black Soil + unprocessed coconut fiber (25:75) † Same letters in the same column are not statistically different (Duncan, P < 0.05).

experiment, which almost doubled that obtained in the first trial. But on the contrary, no difference between the two tests was observed with the other control casing (BSL) and, moreover, the yield of the 75% mixture was statistically higher in the first test (Tables 3 and 4). These observations confirm the complexity of the process for mushroom production, therefore, to evaluate new types of casing their performance has to be analyzed by comparison with a control casing. In this study, calcium hydroxide supplemented “black soil”, the casing mixture locally used for commercial production, was employed for such purpose. According to the results of this investigation, a productive casing material can be prepared by adding coconut UCF to BSC; the good performance observed with the 85% mixture point it out as a good alternative to reduce consumption of “black soil” and yet maintain mushroom productivity. As we can observe in Figure 1, treatment with 100% of “black soil” as casing material (bag 27) and treatment mixture 85% UCF - 15% BSC as casing material (bag 30) were similar in yield.

24.14 ± 8.86 a 47.89 ± 25.31 b 43.74 ± 24.14 b 52.00 ± 21.37 b 53.63 ± 19.49 bc 66.54 ± 12.31 c

Herewith, an actual improvement of certain physical and chemical properties of casing materials, which are of prime importance for mushroom formation, can be accomplished documenting previous empirical reports about the potential use of coconut fiber for the formulation of casing media (Border, 1993). CONCLUSIONS - Porosity and texture (particle size distribution in the mixture), as well as the water holding capacity, are markedly improved by addition of coconut fiber (UCF), while pH, electrical conductivity, and the contents of soluble cations remain statistically unaltered. These changes altogether provide an enhanced environment for the development and growth of the fruiting bodies. - The lime supplemented “black soil”, extensively used for commercial production in Mexico, can be substituted by mixtures containing as much as 85% of UCF with no impairment in yield. In this way, by decreasing the requirements of forest “black soil”, its depletion from

RANGEL ET AL. COCONUT FIBER AS CASING MATERIAL FOR MUSHROOM PRODUCTION

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Barrientos and Lucía Rodríguez Domínguez for technical assistance. REFERENCES

Figure 1. Culture of mushrooms in plastic bags; with Number 27 using only “black soil” as casing material, and Number 30 using casing mixture of “black soil” with 85% of coconut fiber. Statistically, both treatments were similar in yield.

the temperate central forests of Mexico can be significantly reduced. ACKNOWLEDGMENTS The authors thank Magdalena Alcayde and Virginia Sinatra for reviewing the manuscript and Ofelia

AOAC (Association of Official Analytical Chemist). 1980. Official methods of analysis. Washington, DC, USA. Border, D. 1993. Alternatives to peat. Mushroom J. 523: 23-24. Bouyoucos, G. J. 1963. Direction for making mechanical analysis of soil by hydrometer methods. Soil Sci. 42: 25-30. FAO-UNESCO. 1990. Keys to soil taxonomy by soil survey staff SMSS Technical Monograph 19. Fourth Edition. Virginia Polytechnic Institute and State University. Blacksburg, VA, USA. Flores, J., R. Ramírez, and H. Leal. 1993. Evaluación de sustitutos de tierra negra como materiales de cobertura para el cultivo de champiñones. Biotecnología y Bioingeniería 3: 17-22. Hayes, W. A. 1981. Interrelated studies of physical, chemical and biological factors in casing soils and relationships with productivity in commercial culture of Agaricus bisporus Lange (Pilat). Mushroom Sci. XI: 103-129. Hayes, W. A., S. G. Yeo, P. A. Cresswell, and K. J. J. Jakeman. 1978. Paper and pulp-mill by-product as a casing medium for mushroom culture. Mushroom J. 62: 38-44. Jackson, M. L. 1982. Análisis químico de suelos. Omega. Barcelona, España. Palacios-Mayorga, S. and J. E. Gama-Castro. 1994. Suelos: génesis, dinámica y degradación. pp. 178-202. In: S. de la Cruz-Reyna (compiler). Ciencias de la Tierra Hoy. Fondo de Cultura Económica. Mexico City, Mexico. Rangel, J. I, H. Leal, S. Palacios, S. Sanchez, and R. Ramírez. 1996. Utilization of rice hulls as casing material for mushroom (Agaricus) production. Micologia Neotrop. Apl. 9: 29-41. SAGAR (Secretaría de Agricultura, Ganadería y Desarrollo Rural). 1994. Product: Copra. Department of Agriculture. Office of Agricultural Politics. Mexico City, Mexico. Soil Survey Staff. 1998. Keys to Soil Taxonomy. 8th ed. Natural Resources Conservation Service, United States Department of Agriculture. Washington, DC, USA. SPSS. 2005. Statistical analysis package for analysts and researchers. SPSS for Windows. www.spss.com/spss Walkley, A. and C. A. Black. 1974. Critical examination of a rapid method for determining organic carbon in soils. Soil Sci. 63: 251-264. Yeo, S. G. and W. A. Hayes. 1978. A new medium for casing mushroom beds. Mushrooms Sci. 10: 217-229.

DIVERSIDAD GENÉTICA DE Azospirillum brasilense EN SUELOS CULTIVADOS CON MAÍZ CON LABRANZA CONVENCIONAL Y DE CONSERVACIÓN Genetic Diversity of Azospirillum brasilense from Maize Grown under Conventional and Conservation Tillage D. Espinosa-Victoria1‡, L. Hernández-Flores1 y L. López-Reyes2 de la diversidad genética de la población de 0.229, inferior al reportado para Azospirillum en otros estudios. Se concluye que los dos sistemas de labranza en los cuales estuvo sometida A. brasilense, no modificaron su composición genética pero sí el número de unidades formadoras de colonias.

RESUMEN El objetivo del presente estudio fue determinar la diversidad genética de Azospirillum brasilense en suelos cultivados con maíz con labranza convencional y de conservación durante las épocas de primavera e invierno. El estudio se realizó en parcelas de dos campos experimentales en Santa Isabel de Ajuno, Michoacán y Pabellón de Arteaga, Aguascalientes, así como en el campo experimental en Villadiego, Guanajuato; que presentan un Andosol, un Calcisol háplico y un Vertisol pélico, respectivamente. El aislamiento de las accesiones de Azospirillum se llevó a cabo en medio NFb semigelificado y la selección y purificación de las colonias en medio Agar Rojo Congo. Durante la época de primavera, la localidad de Villadiego presentó la población más alta de Azospirillum (10.44 x 103) con labranza convencional. Por otro lado, las localidades de Santa Isabel de Ajuno y Pabellón de Arteaga registraron las poblaciones más altas (5.55 x 103 y 1.94 x 103 , respectivamente) con labranza de conservación. Durante la época de invierno, la población de Azospirillum en las tres localidades fue superior con labranza de conservación. Se seleccionaron cinco cepas por sistema de labranza en cada localidad, dando un total de 30 accesiones de Azospirillum, las cuales se identificaron como A. brasilense de acuerdo con los criterios de Hartmann. Mediante la técnica RAPDs (Random Amplified Polymorphic DNA) y, con el empleo del oligonucleótido NP2, se detectaron cuatro bandas de 100, 250, 300 y 400 kb en el grupo de cepas de A. brasilense, determinándose un valor promedio

Palabras clave: Zea mays L., RAPDs, diazótrofos, poblaciones, composición genética. SUMMARY The objective of this study was to determine the Azospirillum brasilense genetic diversity in soils managed under conservation and conventional tillage planted with corn. In México, the study was carried out in two experimental fields at Santa Isabel de Ajuno, Michoacán and Pabellón de Arteaga, Aguascalientes, as well as in an experimental field at Villadiego, Guanajuato. The soil types for each experimental field are Andisols, Haplic calcisols, and Pelic vertisols, respectively. During the spring season, Villadiego plots exhibited the highest Azospirillum population (10.44 x 103) under conventional tillage. Instead, the highest Azospirillum populations for Santa Isabel de Ajuno and Pabellón de Arteaga plots (5.55 x 103 y 1.94 x 103, respectively) were found under conservation tillage. On the other hand, during winter the highest Azospirillum population was found under conservation tillage in the three experimental fields. Five strains were selected for each tillage system and location, resulting in 30 accessions, which were identified as A. brasilense, according to Hartmann et al. (1988) criteria. The A. brasilense population genetic diversity was analyzed through the Random Amplified Polymorphic DNA (RAPDs) technique using NP2 as primer. Four bands of 100, 250, 300, and 400 kb were detected within this group of strains with an average genetic diversity value of 0.229, which was lower than other studies. The tillage system did not modify the genetic structure of

1 Colegio de Postgraduados, Campus Montecillo. 56230 Montecillo, estado de México. 2 Centro de Investigaciones en Ciencias Microbiológicas, Microbiología de Suelos, Benemérita Universidad Autónoma de Puebla. Puebla, México. ‡ Autor responsable ([email protected])

Recibido: mayo de 2004. Aceptado: diciembre de 2005. Publicado en Terra Latinoamericana 24: 215-223.

215

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TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

A. brasilense population, but the colony forming units did. Index words: Zea mays L., RAPDs, diazothrofs, population, genetic composition. INTRODUCCIÓN La labranza es una parte integral en el proceso de producción de los cultivos que crea condiciones óptimas y un ambiente adecuado en el suelo para que la semilla germine, emerja y la plántula a la que da origen obtenga los nutrimentos, agua y aire necesarios para su desarrollo (Figueroa y Morales, 1992). Villarreal et al. (2000) mostraron que, con labranza convencional, la población microbiana es mayor, a diferencia de lo que ocurre con labranza mínima y cero. Los mismos autores indicaron que, con la presencia de ciertas poblaciones microbianas, se podría valorar el estado de la fertilidad del suelo en algunos sistemas de laboreo. Algunas especies bacterianas del suelo contribuyen con el aporte nutrimental para las plantas, la mejora de las características de agregación de las partículas, el incremento de la retención de agua por el suelo, la porosidad de éste, así como el control de la erosión del mismo (Olalde y Aguilera, 1998). Así, dentro de las poblaciones microbianas del suelo existen grupos bacterianos de importancia agrícola, como el género Azospirillum que fija el nitrógeno atmosférico cuando la tensión parcial de oxígeno es baja, y produce sideróforos y sustancias estimuladoras del crecimiento vegetal, como auxinas, giberelinas y citocininas (Mascarúa-Esparza et al., 1988; Okon et al., 1988). Aunque los miembros del género Azospirillum influyen positivamente en el crecimiento de plantas, como el maíz (Tapia et al., 1990; Marschner, 1995), no se tiene conocimiento acerca de la diversidad genética de estas poblaciones en suelos manejados con labr anza convencional y de conservación. Los avances de la Biología Molecular han aportado una clase nueva de marcadores genéticos que permite visualizar diferencias entre las secuencias homólogas del ADN de los organismos. Para obtener marcadores de ADN, se usan diferentes métodos que, de manera convencional, pueden agruparse en tres categorías. La primera se basa en la técnica conocida como hibridación tipo Southern que incluye el polimorfismo en la longitud de fragmentos de restricción (RFLPs) y el número

variable de copias adyacentes (VNTRs); la segunda categoría agrupa las metodologías basadas en la reacción de polimerización en cadena (PCR); y la tercera involucra la combinación de PCR y la hibridación tipo Southern (Valadez y Kahl, 2000). Recientemente, se ha empleado la técnica de polimorfismos del ADN amplificado arbitrariamente (RAPDs), para el estudio de diversidad genética en microorganismos (Valadez y Kahl, 2000). Este procedimiento es relativamente rápido, ya que sólo emplea pequeñas cantidades de ácido nucleico, no involucra transferencia tipo Southern, ni el uso de radioactividad (Waugh y Powell, 1992). Debido a que las poblaciones del género Azospirillum son influenciadas por los factores físicos, químicos y biológicos del suelo, resulta importante comparar la diversidad genética de este género con diferentes sistemas de labranza empleando RAPDs y la técnica de PCR que involucra iniciadores aleatorios para obtener perfiles de amplificación de la especie. Dado que se carece de estudios sobre la diversidad genética de bacterias del suelo con diferentes sistemas de labranza, con la presente investigación se inician los estudios sobre diversidad genética Azospirillum brasilense con sistemas de labranza convencional y de conservación, empleando la técnica de RAPDs para generar información que permita analizar la composición genética de esta especie. MATERIALES Y MÉTODOS El estudio se realizó en parcelas de dos campos experimentales del Instituto Nacional de Investigaciones Forestales Agrícolas y Pecuarias (INIFAP), ubicados en Santa Isabel de Ajuno, Michoacán, y Pabellón de Arteaga, Aguascalientes, y el campo experimental de los Fideicomisos Instituidos en Relación con la Agricultura (FIRA) en Villadiego, Guanajuato. Santa Isabel de Ajuno se localiza entre 101° 25’ y 101° 52’ O y 19° 27’ y 19° 44’ N, a una altitud de 2132 m; Pabellón de Arteaga, se localiza entre 101° 20’ y 102° 23’ O y entre 20° 10’ y 22° 18’ N, su altitud media es de 2052 m; y el tercer sitio está ubicado entre 20° 24’ N y 101° 07’ O, su altitud media es de 1900 m. En el Cuadro 1, se presentan las características edafoclimáticas de cada uno de los sitios de muestreo. Las parcelas con labranza de conservación en Santa Isabel de Ajuno y Villadiego se han mantenido con maíz de temporal por ocho y 13 años, respectivamente; las de

ESPINOSA ET AL. DIVERSIDAD GENÉTICA DE Azospirillum brasilense EN SUELOS CULTIVADOS CON MAÍZ

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Cuadro 1. Propiedades químicas y físicas de los suelos de las tres localidades donde se realizó el muestreo.

Tipo de suelo pH Textura Clima Temperatura Precipitación Cultivo †

†

Santa Isabel de Ajuno (Michoacán)

Pabellón de Arteaga (Aguascalientes)

Villadiego (Guanajuato)

Andosol 5.5 Franco-arenosa Templado 5 a 18 °C 1000 a 1300 mm Maíz de temporal

Calcisol háplico 6.73 Arcilloso Semidesértico 12 a 26 °C 300 a 604 mm Maíz (P-V)

Vertisol pélico 5.56 Arcilloso Semicálido 11 a 16 °C 400 a 700 mm Maíz de temporal

Clasificación FAO-UNESCO-ISRIC (1999). P = primavera ,V = verano.

Pabellón de Arteaga se han manejado con rotación gramínea-leguminosa con riego y maíz forrajero durante nueve años. La toma de muestras se realizó en parcelas con labranza de conservación y convencional durante la primavera y el invierno del 2002. El sitio de muestreo se seleccionó al azar, tomando seis muestras de suelo a una profundidad de 10 cm debajo de la superficie por cada sistema de labranza, colocando 100 g de suelo en bolsas de plástico y depositándolas en una hielera para mantenerlas a baja temperatura para su transporte al laboratorio. Población de Azospirillum por la Técnica del Número más Probable (NMP) La población de Azospirillum se determinó con la técnica del número más probable (Valdés, 1990). Se prepararon diluciones seriadas de 10 -1 a 10 -5 inoculándose 100 μL en viales con medio NFb semigelificado (Tarrand et al., 1978). Se consideraron como positivos los viales que presentaron viraje del indicador Azul de bromotimol de neutro a alcalino, y con formación de una película blanca a 2 mm debajo de la superficie del medio. Para verificar la presencia de Azospirillum, se realizó el plaqueo de las bacterias de los viales positivos en medio Agar Rojo Congo para observar la formación de colonias pequeñas y secas de color rojo escarlata (Rodríguez-Cáceres, 1982). A los datos generados se les aplicó un análisis de varianza y prueba de medias (Tukey), empleado el programa SAS Versión 6.03 (SAS Institute, 1988). Aislamiento y Purificación de Azospirillum Se tomaron las colonias que aparecieron en medio Rojo Congo las cuales se inocularon en viales con medio

NFb (Tarrand et al., 1978). La purificación y selección de las colonias se realizó en medio Agar Rojo Congo confirmando como accesiones de Azospirillum aquellas colonias pequeñas y secas de color rojo escarlata (Rodríguez-Cáceres, 1982). Identificación de Especies La identificación de especies se hizo con base en las características reportadas por Hartmann et al. (1988). Se incluyeron las cepas A. brasilense Cd de colección internacional (ATCC29729) y la cepa A. lipoferum GH-3 proporcionada gentilmente por el Dr. Yoav Bashan del Departamento de Microbiología del Centro de Investigaciones Biológicas del Noreste (CIB), La Paz, Baja California Sur, México. La fijación biológica del nitrógeno se determinó en cada cepa bacteriana a través de la actividad reductora de acetileno, ARA (Baldani et al., 1997). La ARA se llevó a cabo en viales serológicos tipo antibiótico con medio de cultivo NFb semigelificado libre de nitrógeno combinado, previamente inoculados con un cultivo bacteriano de 108 UFC mL-1 crecido durante 24 h a 32 ºC en medio líquido Nfb adicionado con NH4Cl a 0.02%. Los viales se incubaron a 32 ºC durante 48 h. Después se remplazó 12% del volumen de la fase gaseosa de cada vial con gas acetileno permitiendo un periodo de incubación de 24 h. La cantidad de etileno (C2H4 ), formada a partir del acetileno (C2H2), se determinó con un cromatógrafo de gases Varian Modelo 3700 con detector de ionización de flama, columna de 2 m x 1/8” y soporte tipo Porapak N de 80 a 100 mallas con un flujo de aire de 300 mL min-1. Se seleccionaron cepas con actividad nitrogenasa mayor que 10 nM de etileno h-1 mL-1 de medio de cultivo (Mascarúa-Esparza et al., 1988). Igualmente, los datos se analizaron con el programa SAS Versión 6.03 (SAS Institute, 1988).

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TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

Determinación de la Diversidad Genética Aislamiento de ADN. Se seleccionaron cinco cepas por sistema de labranza en cada localidad, dando un total de 30 cepas de las que se extrajo el ADN empleando el KIT fast DNA BIO 101 siguiendo el protocolo sugerido por el fabricante (BIO 101, Joshua Way, California, USA). Para propósitos del presente trabajo se emplearon dos iniciadores: NP2 5´CGGGGGACTGTTGGGCGCCATCT) (Fani et al., 1993) y 1253 (5’-GTTTCCGCCC-3´) (Fancelli et al., 1998). La reacción de amplificación se formó de 10 mM tris–HCl, 1.5 mM MgCl2, 100 μM dNTP, 2.6 μM de oligonucleótido, 2.5 U de Taq ADN polimerasa y 50 ng de ADN genómico de Azospirillum. Se utilizó un termociclador Termo Hybaid PCR Express (California, USA) para la amplificación del ADN de cada cepa. Cada muestra de ADN se incubó primero a 90 °C por 60 s y 95 °C por 90 s; posteriormente, la mezcla de reacción se cicló 45 veces siguiendo el perfil de temperaturas de 95 °C por 30 s, 45 °C por 1 min y 75 °C por 2 min. Finalmente, las muestras se incubaron a 60 °C por 10 min y se mantuvieron a 5 °C. La electroforesis del ADN amplificado se llevó a cabo en geles de agarosa a 1%, que contenía una solución amortiguadora TAE 1X y 5 μL de bromuro de etidio en una cámara Termo EC Classic TM (California, USA). Cada carril del gel se cargó con 20 μL de mezcla amplificada. La electroforesis se realizó a 90 V por 3 h. Los geles se analizaron con el equipo UV Bioimaging Systems Modelo UVP, equipado con White Darkroom (La Vallee Cedes, Francia). El patrón de bandas obtenido con cada iniciador se analizó a través de una matriz de datos para determinar matrices de distancia genética con el programa S-PLUS 2001, Versión 6.0 para Windows (Weir, 1996). Se generó un dendrograma por el método del promedio o UPGMA (Avise, 1994).

Durante la época de primavera, con labranza convencional, se observaron diferencias significativas (P £ 0.05) entre las poblaciones de Azospirillum de las tres localidades (Cuadro 2). Las parcelas de Villadiego presentaron la mayor población (10.44 x 103), superando las poblaciones de Santa Isabel de Ajuno (3.64 x 103) y Pabellón de Arteaga (0.43 x 10 3 ) en 65 y 95%, respectivamente. Con labranza de conservación, la población más alta (5.55 x 103 ) se detectó en Santa Isabel de Ajuno, que superó en 58.9 y 65% las poblaciones de Villadiego (2.28 x 103) y Pabellón de Arteaga (1.94 x 103 ), respectivamente. Por otra parte, durante el invierno, la población de Azospirillum en parcelas de Villadiego con labranza convencional (6.89 x 103) resultó ser significativamente mayor (P £ 0.05) que las poblaciones de Pabellón de Arteaga (0.56 x 10 3 ) y Santa Isabel de Ajuno (0.18 x 10 3 ), superándolas en 97 y 110%, respectivamente (Cuadro 3). Con labranza de conservación, la población más alta se encontró en Pabellón de Arteaga (13.10 x 103) la cual Cuadro 2. Población de Azospirillum durante la época de primavera en tres localidades con dos sistemas de labranza.

Localidad

Labranza convencional

Labranza de conservación

- - - - UFC g-1 suelo - - - Villadiego (Guanajuato) Pabellón de Arteaga (Aguascalientes) Santa Isabel de Ajuno (Michoacán)

10.44 x 103 a† 0.43 x 103 c

2.28 x 103 b 1.94 x 103 c

3.64 x 103 b

5.55 x 103 a

†

Cifras con la misma letra en ca da columna son estadísticamente iguales (Tukey, a = 0.05).

Cuadro 3. Población de Azospirillum durante la época de invierno en tres localidades con dos sistemas de labranza.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN Localidad

Población de Azospirillum por la Técnica del Número más Probable (NMP) Aunque las localidades de Santa Isabel de Ajuno, Pabellón de Arteaga y Villadiego presentan clima contrastante: templado, semidesértico y semicálido, respectivamente, A. brasilense se detectó en los tres sitios de estudio.

Labranza convencional

Labranza de conservación

- - - - UFC g-1 suelo - - - Villadiego (Guanajuato) Pabellón de Arteaga (Aguascalientes) Santa Isabel de Ajuno (Michoacán) †

3

†

6.89 x10 a 3 0.56 x10 b 3

0.18 x10 b

3

11.50 x10 b 3 13.10 x10 a 3

6.51 x10 c

Cifras con la misma letra en ca da columna son estadísticamente iguales (Tukey, a = 0.05).

ESPINOSA ET AL. DIVERSIDAD GENÉTICA DE Azospirillum brasilense EN SUELOS CULTIVADOS CON MAÍZ

Reducción de acetileno (nMol/ h/ mL)

superó a las de Villadiego (11.50 x 103) y Santa Isabel de Ajuno (6.51 x 103) en 12.2 y 50.3%, respectivamente. Igual que en el presente estudio, Caballero-Mellado y Valdés (1983) reportaron la presencia de Azospirillum en r egiones geográficas contrastantes, que comprendieron suelos tropicales, subtropicales, templados y desérticos. La presencia de poblaciones altas de Azospirillum en parcelas con labranza de conservación podría explicarse por el alto contenido de carbono, nitrógeno y humedad que resultan de la incorporación en el suelo de los residuos vegetales después de la cosecha. Doran (1980) reportó que algunos de los beneficios de la labranza de conservación son la presencia de poblaciones microbianas y actividad enzimática altas, en contraste con lo que ocurre con labranza convencional. Aunque las poblaciones de Azospirillum fueron en particular menores con labranza convencional en los suelos de Pabellón de Arteaga, localizado en la región semiárida del centro-norte de México, la presencia de miembros de este género puede deberse a la estrategia de supervivencia que presenta este grupo. Se ha reportado que Azospirillum tiene la capacidad de acumular gránulos de poli-b-hidroxibutirato (PHB), una carbohidrato de reserva, que las bacterias utilizan como fuente de energía cuando se enfrentan a condiciones ambientales adversas, como aridez y escasez de nutrimentos (Bashan et al., 1995).

Labranza convencional

Existen factores que pueden influir en la presencia de A. brasilense. El porcentaje de arcilla, el contenido de materia orgánica, la capacidad de retención de agua y el contenido de nitrógeno afectan positivamente la supervivencia de A. brasilense; no obstante, la supervivencia de A. brasilense en la rizosfera es independiente de la aridez del suelo (Bashan et al., 1995). Igualmente, el pH del suelo es determinante para la presencia de Azospirillum, así A. brasilense y A. lipoferum se encuentran en mayor abundancia en suelos con pH cercanos a la neutralidad. Aun cuando el pH de Villadiego fue de 5.56 con labranza convencional, A. brasilense se encontró en forma esporádica; no obstante, no se ha tenido éxito en su aislamiento en suelos con pH menor que 4.5 (New y Kennedy, 1989). Aislamiento y Caracterización de Azospirillum Con base en los criterios de Hartmann et al. (1988), las 30 accesiones se identificaron como Azospirillum brasilense. La actividad reductora de acetileno por accesión, sitio y sistema de labranza se muestra en la Figura 1 y en el Cuadro 4. Las cepas de A. brasilense aisladas en Pabellón de Arteaga y Santa Isabel de Ajuno con labranza convencional presentaron la mayor actividad reductora de acetileno (35.39 y 31.61 nMol C 2 H 2 h -1 mL -1 ,

Labranza de conservación

50 45 40

15 10 5 0

a

ab

b

b

d

d

d

d

b

c

c

35 30 25 20

a a

ab

d

c

d

c

d

ef f

g g

g g h

Villadiego

f

219

ef

f

ef

ef

h

Pabellón de Arteaga

Santa Isabel de Ajuno

Cepa bacteriana Figura 1. Actividad reductora de acetileno (ARA) de 30 accesiones de Azospirillum brasilense aisladas de tres localidades con dos sistemas de labranza. Cd = A. brasilense ATCC29729, GH-3 = A. lipoferum.

220

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

Cuadro 4. Fijación biológica de nitrógeno determinada como actividad reductora de acetileno (ARA) en accesiones de Azospirillum brasilense por localidad y por sistema de labranza.

Origen de la cepa

Sistema de labranza

Mascarúa-Esparza et al. (1988) reportaron valores de ARA entre 11.96 y 59.83 nMol C2H2 h-1 mL-1 para cepas aisladas de cactáceas, los cuales son muy similares a los valores obtenidos en este estudio.

ARA nMol C2H2/h/mL

Villadiego Villadiego Pabellón de Arteaga Pabellón de Arteaga Santa Isabel de Santa Isabel de A. brasilense Cd

Convencional Conservación Convencional Conservación Convencional Conservación -

Determinación de la Diversidad Genética

14.38 bc 8.26 c 35.39 a 23.89 ab 31.61 a 27.32 ab 32.24 a

El polimorfismo entre individuos se determina por la presencia o ausencia de fragmentos de ADN amplificados en geles de agarosa. Con el uso del oligonucleótido NP2, el gr upo de 30 cepas de A. brasilense, así como la cepa de referencia Cd, presentaron cuatro bandas: 100, 250, 300 y 400 kb (Figuras 2, 3 y 4). Cada cepa de Azospirillum mostró un patrón que varió de 1 a 4 de las bandas de amplificación obtenidas con el oligonucleótido NP2. Se ha reportado que el oligonucleótido NP2 funciona adecuadamente para Azospirillum, Bacillus subtilis, Streptomyces rochei y también para algunos eucariontes (Fani et al., 1993). Fani et al. (1993) reportaron que el patrón de bandas, obtenido en Pseudomonas spp., Spirulina platensis y Rhizobium meliloti con el iniciador NP2, no mostró bandas en común con el patrón de Azospirillum. Con el empleo del iniciador 1253 (Fancelli et al., 1998) no se observaron bandas en ninguna de las cepas de A. brasilense; no obstante, A. lipoferum GH-3 presentó un patrón de dos bandas (datos no mostrados). Resulta interesante resaltar que A. lipoferum no presentó ninguna banda cuando se usó el iniciador NP2 (Figura 4). Los patrones de bandas presentados por cada cepa de A. brasilense se analizaron con el programa S-PLUS 2001, obteniéndose el dendrograma de la Figura 5.

†

Cifras con la misma letra son estadística mente igua les (Tukey, a = 0.05).

respectivamente), que fue estadísticamente igual a la actividad de la cepa de referencia Cd (Cuadro 4). Aunque las cepas aisladas en los mismos sitios, pero en parcelas con labranza de conservación, presentaron valores de ARA menores, ambos grupos resultaron estadísticamente iguales (Cuadro 4). Los valores de ARA de las cepas aisladas en Villadiego, con ambos sistemas de labranza, fueron los más bajos, lo que podría atribuirse a una baja difusión de O2 debido a la compactación del suelo arcilloso característico de esta zona. La aerotaxis es una característica en especial importante para las células de Azospirillum, ya que, de esta forma, tiene acceso a las concentraciones óptimas de oxígeno que permiten la expresión de la actividad fijadora de nitrógeno (Reiner y Okón, 1986). Rennie et al. (1982) demostraron que la actividad fijadora de nitrógeno por bacterias asociadas al tallo y a la raíz de maíz es significativamente influenciada por el tipo de suelo, entre otros factores. 1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15

Figura 2. Patrón de bandas amplificadas usando el oligonucleótido NP 2 de 14 cepas de Azospirillum brasilense. Carril 1, marcador de peso molecular ADN 100 pb Ladder (1500, 1000, 900, 800, 700, 600, 500, 400, 300, 200 y 100 pb). Carriles 2 a 14, cepas CP1 a CP13; Carril 15, cepa de referencia A. brasilense Cd (ATCC29729).

ESPINOSA ET AL. DIVERSIDAD GENÉTICA DE Azospirillum brasilense EN SUELOS CULTIVADOS CON MAÍZ

1

2

3

4

5

6

7

221

8 9 10 11 12 13 14 15

Figura 3. Patrón de bandas amplificadas usando el oligonucleótido NP 2 de 14 cepas de Azospirillum brasilense. Carril 1, marcador de peso molecular ADN 100 pb Ladder (1500, 1000, 900, 800, 700, 600, 500, 400, 300, 200 y 100 pb). Carriles 2 a 14, cepas CP14 a CP26; Carril 15, cepa de referencia A. brasilense Cd (ATCC29729).

1

2

3

4

5

6

7

8

Figura 4. Patrón de bandas amplificadas usando el oligonucleótido NP 2 de 5 cepas de Azospirillum brasilense. Carril 1 y 8, marcadores de peso molecular ADN 100 pb Ladder (1500, 1000, 900, 800, 700, 600, 500, 400, 300, 200 y 100 pb). Carriles 2 a 5, cepas CP 27 a CP 30; Carril 6, cepa de referencia A. brasilense Cd (ATCC29729); y Carril 7, cepa A. lipoferum GH-3.

Se observó la presencia de tres grupos bien definidos, a una distancia genética de 0.25. El primer grupo estuvo formado por ocho cepas, dos provenientes de parcelas de Villadiego con labranza convencional, una de Pabellón de Arteaga con labranza de conservación, y cinco de Santa Isabel de Ajuno, cuatro aisladas de parcelas con labranza de conservación y una de parcelas con labranza convencional. El segundo grupo estuvo constituido por 11 cepas, 10 provenientes de parcelas con labranza convencional de los tres sitios de muestreo, y una aislada de parcelas de Santa Isabel de Ajuno con labranza de conservación. El tercer grupo estuvo formado por 10 cepas, cinco de Villadiego provenientes de parcelas con labranza de conservación y una de Pabellón de Arteaga de parcelas mantenidas con labranza de convencional; y cuatro con labranza de conservación de Pabellón de Arteaga. En

este mismo grupo quedó ubicada la cepa de referencia Cd, a una distancia genética de 0.25. La cepa CP25, aislada de parcelas de Santa Isabel de Ajuno con labranza convencional, quedó ubicada fuera de los tres grupos anteriores, pero igualmente a una distancia genética de 0.25. Más de una cepa conformó alguno de los tres grupos, ya que las accesiones compartieron patrones similares de bandeo. Así, las accesiones de A. brasilense aisladas de las tres localidades fueron genéticamente iguales. En el presente estudio, la diversidad genética de A. brasilense fue de 0.229, valor que resultó menor que el reportado por Caballero-Mellado et al. (1999) para cepas de la misma especie aisladas, tanto de rizosfera (0.311) e interior de tallos de caña de azúcar (0.479), como para bacterias endófitas (0.441) del maíz.

222

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

Clave de la cepa CP25 CP1 CP2 CP20 CP21 CP26 CP27 CP28 CP30 CP3 CP4 CP5 CP12 CP13 CP14 CP15 CP22 CP23 CP24 CP29 CP6 CP7 CP8 CP9 CP10 CP11 CP16 CP17 CP18 CP19 Cd

0.5

0.4

0.3

0.2

Grupo

I

II

III

0.1

Distancia genética Figura 5. Dendrograma en el que se muestra la relación genética entre cepas de Azospirillum brasilense aisladas de 3 tres áreas edafoclimáticas con dos sistemas de labranza.

Aun cuando existen resultados que indican que la técnica de RAPDs muestra un alto grado de discriminación entre cepas, por ejemplo de Bradyrhizobium japonicum (Sikora et al., 1997), en el presente estudio no se observó esta situación. Los resultados del presente estudio muestran que el tipo de suelo y las condiciones edafoclimáticas no han modificado la estructura genética de la especie en estudio, por lo menos en las parcelas de los tres sitios evaluados. De igual modo, 13, nueve y ocho años de labranza de conservación en las parcelas de Villadiego, Pabellón de Arteaga y Santa Isabel de Ajuno, respectivamente, no han modificado genéticamente la población de A. brasilense, ya que cepas provenientes de parcelas con uno u otro sistema de labranza quedaron confinadas igualmente en alguno de los tres grupos genéticos obtenidos con el programa S-PLUS 2001. Con la finalidad de confirmar la similitud de los 30 aislados estudiados, se llevará a cabo

la secuenciación de las cuatro bandas amplificadas, y se realizarán análisis de hibridación dentro de este grupo bacteriano. Para estudios futuros de diversidad genética de esta y otras especies, se ha considerado la inclusión de un mayor número de accesiones. Finalmente, es importante notar que los estudios sobre diversidad genética son una valiosa herramienta para conocer la estructura de las comunidades microbianas, para hacer un uso más eficiente del recurso suelo y para evaluar el impacto de la actividad humana sobre las poblaciones microbianas, ya que la agricultura moderna con el uso intensivo de agroquímicos es una potencial modificadora de la diversidad microbiana del suelo. CONCLUSIONES - Los resultados indican que el tipo de suelo y las condiciones edafoclimáticas no han modificado

ESPINOSA ET AL. DIVERSIDAD GENÉTICA DE Azospirillum brasilense EN SUELOS CULTIVADOS CON MAÍZ

la estructura genética de A. brasilense, por lo menos en las parcelas de los tres sitios evaluados. Igualmente, 13, nueve y ocho años de labranza de conservación en las parcelas de Villadiego, Pabellón de Arteaga y Santa Isabel de Ajuno, respectivamente, no han influido en la modificación de la estructura genética de A. brasilense, desde que accesiones provenientes de los dos sistemas de labranza evaluados quedaron localizados igualmente en alguno de los tres grupos genéticos obtenidos con el programa S-PLUS 2001. Los sistemas de labranza, bajo los cuales ha estado sometida la especie en estudio, han modificado únicamente el número de unidades formadoras de colonias, que disminuyó en particular en las parcelas con labranza convencional. - Como continuación de la presente investigación, se contemplan la secuenciación de las cuatro bandas amplificadas, estudios de hibridación dentro de este grupo bacteriano, así como la inclusión de un número mayor de accesiones en futuros estudios sobre diversidad genética de esta y otras especies. LITERATURA CITADA Avise, J. C. 1994. Molecular markers, natural history and evolution. Chapman and Hall. New York, NY, USA. Baldani, J. I., L. Caruso, V. L. D. Baldani, S. R. Goi y J. Döbereiner. 1997. Recent advances in BNF with non-legume plants. Soil Biol. Biochem. 29: 911-922. Bashan, Y., M. E. Puente, M. N. Rodríguez-Mendoza, G. Toledo, G. Holguin, R. Ferrera-Cerrato y S. Pedrin. 1995. Survival of Azospirillum brasilense in the bulk soil and rhizosphere of 23 soil types. Appl. Environ. Microbiol. 61: 1938-1945. Caballero-Mellado, J. y M. Valdés. 1983. Incidencia de Azospirillum en algunas gramíneas del trópico subhúmedo cálido de México. Turrialba 33: 83-88. Caballero-Mellado, J., L. López-Reyes y R. Bustillos-Cristales. 1999. Presence of 16S rRNA genes in multiple replicons in Azospirillum brasilense. FEMS Microbiol. 178: 283-288. Doran, J. W. 1980. Soil microbial and biochemical changes associates with reduce tillage. Soil Sci. Soc. Am. J. 44: 765-771. Fancelli, S., M. Castaldini, M. T. Ceccherino, C. di Serio, R. Fani, E. Gallori, M. Marangolo, N. Miclaus y M. Bazzicalupo. 1998. Use of random amplified polymorphic DNA markers for the detection of Azospirillum strains in soil microcosms. Appl. Microbiol. Biotech. 49: 221-225. Fani, R., G. Damián, C. di Serio, E. Gallori, A. Grifoni y M. Bazzicalupo. 1993. Use of random amplified polymorphic DNA probes for microorganisms. Molecular Ecol. 2: 243-250. FAO-UNESCO-ISRIC. 1999. Base referencia mundial del recurso suelo. Roma, Italia. Figueroa-Sandoval, B. y F. F. Morales. 1992. Manual de producción de cultivos con labranza de conservación. Colegio de

223

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PROTOTIPO DE SENSOR CUÁNTICO UIC-01 PARA MEDICIONES DE RADIACIÓN FOTOSINTÉTICAMENTE ACTIVA EN EL DOSEL VEGETAL Quantum Sensor Prototype UIC-01 to Measure Photosynthetic Active Radiation in Plant Canopy Víctor L. Barradas1, Luis Mario Tapia-Vargas2, Arturo Torrecillas-Melendreras3, Emilio Nicolás-Nicolás3 y Juan José Alarcón-Cabañero3‡ Palabras clave: recepción de luz, fisiología vegetal, nuevos instrumentos.

RESUMEN La correcta medición de la radiación fotosintéticamente activa (RFA) es la base para el estudio de fenómenos biológicos y ecológicos que ocurren en el entorno natural. El objetivo de este trabajo es presentar el prototipo UIC-01 como un instrumento de bajo costo y alta confiabilidad para la medición de RFA. El equipo UIC-01 (UNAM-INIFAP-CEBAS) se evaluó con respecto a un sensor cuántico comercial (HOBO, Onset Computer Corp. Bourne, EUA), tomado como referencia de calibración. Los resultados de dicha evaluación indicaron que ambos sensores, tanto el prototipo UIC-01 como el de referencia, no presentaron diferencias estadísticamente significativas en los promedios y varianzas registradas. Al comparar el comportamiento de dos sensores cuánticos UIC-01 también pudo observarse que las regresiones obtenidas con cada uno de ellos respecto a las medidas del sensor cuántico HOBO fueron iguales, lo que confirma la sensibilidad y repetibilidad del nuevo prototipo propuesto. Estas características, junto con el bajo costo de producción, hacen que este prototipo de sensor cuántico sea un producto de gran interés para la aplicación en la determinación de la RFA. La posible aplicación de varios de estos sensores a la vez permitiría realizar un estudio adecuado de la distribución de la luz en el dosel vegetal con un costo económico muy bajo.

SUMMARY Photosynthetically active radiation (PAR) is an important biological and ecological factor, therefore, its measurement is very important for studying those phenomena. The main objective of this work is to present a quantum sensor prototype denominated UIC-01, an inexpensive and good performance sensor to measure PAR. This sensor UIC-01 (UNAM-INIFAP-CEBAS) was calibrated and compared with a commercial quantum sensor (HOBO, Onset Computer Corp. Bourne, USA). Results indicate that the two sensors are similar, registering the same means and variances. Furthermore, when two UIC 01 sensors were compared with the commercial quantum sensor, their regressions were similar, confirming the sensitivity and repetition of the new prototype. These characteristics, together with low production cost, make UIC-01 quantum sensor a reliable instrument for measuring PAR. Because of this, it is possible to employ many quantum sensors UIC-01 to measure PAR more precisely in plant canopies at a very low cost. Index words: light reception, plant physiology, new equipment. INTRODUCCIÓN

1

Instituto de Ecología, Universidad Nacional Autónoma de México. Circuito Cultural Universitario, México, D.F. 2 Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias. Av. Latinoamericana 1101, Uruapan, Michoacán, México. 3 Centro de Edafología y Biología Aplicada del Segura, Consejo Superior de Investigaciones Científicas. Apdo. 164, 30100 Espinardo, Murcia, España ‡ Autor responsable ([email protected])

La distribución de la radiación fotosintéticamente activa (RFA) en las plantas tiene un efecto sustancial en su crecimiento y desarrollo debido a su influencia en los procesos de biosíntesis, intercambio gaseoso y transpiración (Torrecillas et al., 1999). El desarrollo de modelos de predicción de productividad de las plantas, así como los de transferencia de energía, requieren de la determinación precisa del microclima lumínico; por ello, la información necesaria no sólo se limita a la luz que

Recibido: febrero de 2004. Aceptado: noviembre de 2005. Publicado como nota de investigación en Terra Latinoamericana 24: 225-231.

225

226

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llega a las hojas exteriores de la planta, sino a todas ellas. Una forma de caracterizar y cuantificar el ambiente lumínico es la de instalar en una planta una serie de sensores fijos distr ibuidos al azar y registrar continuamente los niveles de RFA. Sin embargo, el alto costo y el gran número de unidades que se requieren para medir un intervalo amplio de ángulos de interceptación de RFA en espacio y tiempo, les convierte en un equipamiento que puede ser prohibitivo para cualquier presupuesto económico. De esta manera, la construcción de un sensor adecuado para realizar determinaciones precisas del clima lumínico debe reunir ciertas condiciones, para que cumpla con el objetivo antes descrito, como la de ser del tipo fotoeléctrico o fotodiodo, con una respuesta lineal de 400 a 700 nm de longitud de onda, tener un tamaño adecuado para poder ser instalado en la fronda de la planta, ser insensible a los cambios térmicos, tener una respuesta rápida a los cambios de RFA y una respuesta angular Lambertiana, es decir tener una fácil corrección del coseno. En algunos estudios en los cuales se han utilizado este tipo de sensores ha quedado demostrada su aplicación práctica, cuando se requiere de una gran cantidad de ellos. Estos estudios comprenden el efecto de los rayitos de sol (rápidos cambios de RFA en el tiempo y en el espacio) en la asimilación de CO2 y en la conductancia estomática (Barradas y Jones, 1996; Barradas et al., 1994) y el efecto de la estructura de la fronda en el clima lumínico (Barradas et al., 1998). En el presente trabajo se describe la construcción de un sensor cuántico para su uso en el campo y presenta los resultados de su calibración y comparación con un sensor comercial.

aproximaran la respuesta requerida midiendo la irradiación en el espectro de la RFA o la irradiación fotónica (Federer y Tanner, 1966; McPherson, 1969). No obstante, el error introducido en estos arreglos es considerable (McCr ee, 1972). Finalmente, la implementación de una fotocelda azul de silicio, un filtro óptico que permite sólo el paso de la radiación de 400 a 700 nm, una pieza de cristal absorbedor de calor y un filtro de gelatina Wratten 85A, montados en un armazón metálica de gran precisión que incluye la corrección del coseno, permitió medir la radiación fotosintéticamente activa con la precisión adecuada (Biggs et al., 1971). En la actualidad, todos los sensor es cuánticos comerciales se basan en este principio de operación. No obstante, y aunque en la actualidad se cuente con un sensor apropiado para la medición de la RFA, la heterogeneidad del dosel puede generar grandes errores en la determinación del clima lumínico. Para minimizar ese error de medición, se ha sugerido la utilización de varias técnicas, como la de usar sensores grandes como los solarímetros de tubo (Szeicz et al., 1964) que, al promediar el valor de la radiación en el espacio muestreado por el sensor, el error asociado a la heterogeneidad del dosel se minimiza. Otra técnica empleada es la de utilizar una gran cantidad de sensores como el medidor de transmisión de radiación en el dosel vegetal (Williams y Austin, 1977) o el ceptómetro comercial. Estos instrumentos constan de un gran número de sensores pequeños en una sonda lineal que puede insertarse en el follaje. Una alternativa es la de mover sensores a través del cultivo tomando mediciones a diferentes posiciones (Norman y Jarvis, 1974), o la de instalar varios sensores distribuidos en el follaje de la planta o de la comunidad (Chazdon y Fetcher, 1984; Easter y Spies, 1994; Gendron et al., 1998).

REVISIÒN DE LITERATURA

MATERIALES Y MÉTODOS

La determinación del clima lumínico en una comunidad vegetal ha sido un problema muy complejo debido a su variabilidad espacial y temporal, por un lado, y, por el otro, al desarrollo de una tecnología apropiada. Inicialmente, el clima lumínico se determinaba con mediciones realizadas con fotómetros, sin embargo, la respuesta de este sensor a las diferentes longitudes de onda del espectro visible no es adecuado (Bainbridge et al., 1966), ya que se requiere que éste posea una respuesta lineal en el espectro de la RFA. Posteriormente, se optó por combinar fotoceldas y filtros ópticos que

El prototipo de sensor cuántico se diseñó y armó en el Centro de Edafología y Biología Aplicada del Segura (CEBAS), dependiente del Consejo Superior de Investigaciones Científicas, localizado en el Campus Universitario de Espinardo en Murcia, España. Los componentes básicos del prototipo UIC-01 (UNAMINIFAP-CEBAS) fueron un fotodiodo GaAsP (galio, arsénico, fósforo), y un amplificador operacional. El fotodiodo es sensible a la radiación electromagnética entre 300 y 680 nm, con un pico de máxima respuesta a 600 nm, lo que permite captar

BARRADAS ET AL. PROTOTIPO DE SENSOR CUÁNTICO UIC-01 EN EL DOSEL VEGETAL

la radiación fotosintéticamente activa. Debido a esta respuesta espectral, el fotodiodo GaAsP puede presentar un error alto, ya que no es un sensor cuántico perfecto (ningún sensor cuántico comercial lo es). Sin embargo, este error espectral se minimiza fácilmente al calibrar el fotodiodo bajo luz solar y el error que puede introducirse es hasta de 3.2% cuando se realizan mediciones en el interior de la fronda. De acuerdo con Pearcy (1989), este error es tolerable debido al beneficio de poder usar un gran número de sensores de bajo costo. El error que presenta en función de la temperatura es de cerca de 0.08% por ºC. Además, tiene un tamaño adecuado para ser instalado en cualquier punto del dosel vegetal o incluso encima de las hojas. El amplificador es totalmente lineal y opera en condiciones térmicas desde –55 a 125 °C y requiere de una alimentación de ±2 a ±20 V de corriente directa, lo que permite una buena adaptación a las condiciones naturales y una escasa vulnerabilidad ambiental. El funcionamiento de este prototipo UIC-01 es el siguiente: el fotodiodo recibe una señal luminosa que transforma en una corriente eléctrica, la señal es dirigida al módulo detector del circuito, pasa al módulo amplificador y se emite como una señal eléctrica, VOUT, que puede evaluarse directamente o bien almacenarse en un sistema de adquisición de datos (SAD) que registra

227

la señal en el tiempo correspondiente (Figura 1). En el presente caso, el SAD utilizado fue un Delta-T Logger (Delta-T Devices, LTD. Cambridge, UK.). El tiempo utilizado para el registro y almacenamiento de datos fue de un minuto. El sensor cuántico UIC-01, una vez armado, se ensambló en una caja de policarbonato, a la que se hicieron las debidas modificaciones para permitir el acceso de los cables eléctricos conectados al detector de luz (fotodiodo), la alimentación (± 12 VDC) y la salida para conectarse al SAD. El empleo de varios fotodiodos con una única caja amplificadora y de alimentación conectados también a una SAD dan lugar a una serie de sensores que permiten realizar un estudio realista de la distribución de la luz en el dosel vegetal (Figura 1). El proceso de calibración se inició con la exposición del prototipo UIC-01 a la radiación solar incidente, en un día con cielo nublado y otro despejado, de forma alterna. El prototipo UIC-01 se conectó a un SAD DeltaT (Delta-T Corp, Cambridge, UK). Como referencia de calibración, se utilizó un sensor inteligente de RFA (HOBO, Onset Computer Corp. Bourne, MA, USA) conectado a un micro SAD (H08-001-02, HOBO, Onset Computer Corp. Bourne, USA). Las lecturas y el almacenamiento de datos de ambos sensores se realizaron cada minuto en un intervalo de 10 h. Ambas mediciones

Data logger Captura y proceso sensor

Amplificador operacional

Multidetección RFA

Figura 1. Diagrama en bloques del prototipo de sensor cuántico UCI-01 incluyendo una sola medición o una serie de mediciones de RFA en el dosel vegetal.

228

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se ajustaron, por el método de mínimos cuadrados, a una regresión simple para obtener los parámetros de calibración (sensibilidad y corrimiento del cero). Para comprobar su utilidad como herramienta para el registro de la RFA en el interior de un dosel vegetal en campo, se colocaron, de forma aleatoria, hasta 15 fotodiodos diferentes en la fronda de un árbol joven de durazno, plantado en la finca experimental del CEBAS (Santomera, Murcia) y se generó un histograma de valores de intensidad de RFA.

Comparación del Prototipo UIC-01 Se realizó la comparación entre los valores de radiación fotosintéticamente activa registrados con los sensores del prototipo (UIC-01) y las medidas obtenidas con un sensor de referencia ya comercializado (HOBO). La aproximación entre ambos tipo de registro fue excelente (Figura 3). Los intervalos de fluctuación, dados por los continuos nublados y despejados generados durante el tiempo de calibración, fueron también registrados por los dos prototipos presentados. Ello indica que el tiempo de atraso del equipo es adecuado para captar, de forma instantánea, tanto valores bajos de RFA (400 mmol m-2 s -1 ), como valores altos (2000 mmol m-2 s-1). El análisis estadístico efectuado a los datos medidos por el sensor HOBO y por los dos sensores UIC 01,

RESULTADOS Y DISCUSIÓN Calibración del Sensor Cuántico UIC-01 La Figura 2 muestra las regresiones entre las mediciones de RFA realizadas con el sensor HOBO y dos sensores UIC-01. Ambas regresiones simples mostraron un ajuste adecuado, con valores de coeficientes de determinación, r > 0.95 (P £ 0.001). Se encontró también que los parámetros (pendiente y ordenada al origen) de las ecuaciones lineales ajustadas fueron iguales, de acuerdo con el valor del estadístico t de Student, siendo para las pendientes t(300, 0.001) = 0.7273 y para las ordenadas al origen t(300, 0.001) = 0.2239. Con ello, las ecuaciones ajustadas tienen los mismos coeficientes de regresión, por lo que las ecuaciones son iguales y las mediciones son similares en todos los prototipos. De esta manera, la sensibilidad del prototipo UIC-01 es de 0.75 mV/mmol m-2 s-1 y con un corrimiento del cero de 95 mmol m-2 s-1 .

Figura 3. Fluctuaciones de radiación fotosintéticamente activa (RFA) registradas con el sensor cuántico HOBO y dos sensores del prototipo propuesto UIC-01.

2000

a

y = 1.21x -16.58 2 r = 0.925

1500

RFA (mV) (UIC-01(2))

RFA (mV) (UIC-01(1))

2000

1000

500

y = 1.247x -11.26 r 2 = 0.926

1500

b

1000

500

0

0 0

500

1000

1500

2000

RFA (mmol m -2 s-1) (HOBO)

2500

0

500

1000

1500 2000 2500 -2 -1 RFA (mmol m s ) (HOBO)

Figura 2. Regresión lineal (calibración) entre los valores de RFA medidos por el sensor HOBO en unidades de flujo cuántico (mmol m-2 s-1) y por los sensores (a) UIC-01(1) y (b) UIC-01(2) en unidades de voltaje (mV). Mediante las ecuaciones lineales encontradas, los valores en unidades de voltaje se transforman a unidades de flujo cuántico.

BARRADAS ET AL. PROTOTIPO DE SENSOR CUÁNTICO UIC-01 EN EL DOSEL VEGETAL

229

Cuadro 1. Comparación de los valores de radiación fotosintéticamente activa (RFA) registrados con un sensor cuántico HOBO y dos sensores del prototipo propuesto UIC 01.

n

Media

Desviación estándar

HOBO

150

1423.8

399

UIC-01 (1) UIC-01 (2)

150 150

1423.7 1423.8

384 385

Medidor RFA

Prueba t

Prueba Barlett

Prueba F

0.0 ns 0.0 ns

1.0 ns 1.0 ns

1.08 ns 1.07 ns

n = número de observaciones; ns: no significativo a P > 0.05. Los valores de RFA son los presentados en la Figura 3.

muestra claramente que no existe diferencia entre las medias ni entre las varianzas de las mediciones, por lo que los valores registrados con el prototipo UIC-01 y con el sensor HOBO son iguales (Cuadro 1). La “prueba de t” indica la igualdad de los valores promedio. Las varianzas de los valores generados con el sensor HOBO y el prototipo UIC-01 fueron iguales de acuerdo con la “prueba de Barlett”. Por último, “la prueba de F”, realizada sobre las desviaciones estándar, indica también igualdad en las medias de los sensores cuánticos evaluados. Desempeño del Sensor Cuántico UIC-01 En la Figura 4, se muestran los registros obtenidos por tres sensores cuánticos UCI-01 en la fronda de un árbol de durazno (Prunus persica). Los datos corresponden a las medidas realizadas a lo largo de un día y se aprecia como la distribución de RFA varió de forma importante en función de la localización de los fotosensores en diferentes sitios en el interior del árbol. Con este tipo de mediciones no sólo es posible realizar determinaciones o estudios del clima lumínico con 2000 1800

a)

sensor 1 sensor 2 sensor 3

-2

-1

RFA (mmol m s )

1600 1400 1200 1000 800 600 400 200 0 119.45

119.50

119.55

119.60

119.65

119.70

119.75

hora en día del año

Figura 4. Variaciones diurnas de la radiación fotosintéticamente activa (RFA) a través del día en tres localidades del dosel de un árbol de durazno (Prunus persica) usando tres sensores del prototipo propuesto UIC-01. Las mediciones se realizaron cada 10 s y se registraron sus promedios cada minuto.

su aplicación a la biosíntesis o a las transferencias de energía, también es posible realizar determinaciones de la estructura del dosel. Por ejemplo, en la Figura 4, las tres trazas correspondientes a las marchas de registro de RFA durante el día pueden sugerir la exposición de los sensores a la luz solar directa, tanto en el tiempo, como en el espacio, con base en el área foliar que existe por encima del sensor, es decir, tendría una estimación de las discontinuidades del dosel y se podrían calcular las fracciones abiertas o cerradas de follaje de la planta. Si los sensores se encontraran a diferentes alturas también podría calcularse el área foliar de cada uno de los estratos, aplicando un modelo adecuado. Otros Estudios, Otras Investigaciones Otra aplicación que puede tener un arreglo de varios sensores cuánticos UCI-01, es la que a partir de la determinación de la distribución de la luz en la fronda de la planta, se evalúe y se optimice la arquitectura de los árboles mediante la manipulación de su dosel con el fin de aumentar su productividad. En la Figura 5, se muestra un histograma de la frecuencia absoluta en función de diferentes intensidades de RFA y que se construyó con los valores presentados en la Figura 4. En este histograma puede verse claramente que la posición de los sensores, con respecto a la arquitectura del árbol, juega un papel importante en la cantidad de RFA interceptada, mientras que los Sensores 2 y 3 captaron mayormente radiación de baja intensidad (de 200 a 800 mmol m-2 s-1) con una mayor frecuencia en 200 y 400 mmol m-2 s-1 , el Sensor 1 también captó intensidades de RFA más altas de hasta 2000 mmol m-2 s-1. En este caso, la arquitectura de la planta hace que las hojas situadas o aledañas a los Sensores 2 y 3 puedan tener una mejor asimilación de CO2 (A) que las hojas situadas donde se encuentra el Sensor 1, de acuerdo con las curvas generales de respuesta de A a RFA, ya que el mayor incremento de A se da en la porción lineal de la mencionada curva que compr ende

230

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250

sensor 1 sensor 2 sensor 3

frecuencia

200

150

100

50

0 0

200

400

600

800

1000

R F A (m m o l m

1200 -2

1400

1600

1800

2000

-1

s )

Figura 5. Frecuencia absoluta de la intensidad de la radiación fotosintéticamente activa (RFA) registrada por tres sensores cuánticos UIC-01, a través del día, en tres sitios del dosel de un árbol de durazno (Prunus persica). Las mediciones se realizaron cada 10 s y se registraron sus promedios cada minuto.

aproximadamente de 50 a 300-400 mmol m-2 s-1 (Jones, 1992). Este sensor UIC-01 también puede usarse para determinar la RFA en estaciones climatológicas, invernaderos, cámaras de crecimiento, viveros, y otras aplicaciones. Costo del Equipo

Cuadro 2. Costos aproximados de los materiales necesarios para el armado del UIC 01.

Material Fotodiodo Amplificador

Cantidad

Costo unitario

Costo

1 1

4 3

4 Euros 3 Euros 15 Euros 22 Euros

Miscelánea† Total †

Los costos de material del equipo propuesto se presentan en el Cuadro 2. El costo total es de aproximadamente 22.00 Euros, lo que indica que está al alcance de cualquier presupuesto y de que puede ser adquirido para su operación y utilización a precios relativamente bajos. CONCLUSIONES - El equipo UIC-01 presentó una buena correlación en sus medidas con los registros del sensor cuántico de referencia r > 0.95 (P < 0.001), por lo que puede ser validado como un sensor eficaz en la determinación de RFA. - La instalación de varios sensores en la fronda de cualquier planta permitirá evaluar, de forma precisa, la distribución de luz en el dosel vegetal. - Los costos del equipo propuesto permiten estar al alcance de bajos presupuestos, sin detrimento en la calidad de la medición de RFA.

Se incorporan baterías y cajas que pueden servir para la utilización e instalación de varios sensores.

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BARRADAS ET AL. PROTOTIPO DE SENSOR CUÁNTICO UIC-01 EN EL DOSEL VEGETAL Easter, M. J. y T. A. Spies. 1994. Using hemispherical photography for estimating photon flux density under canopies and in gaps in Douglas-fir forests of the Pacific Northwest. Can. J. For. Res. 24: 2050-2058. Federer, C. A. y C. B. Tanner. 1966. Sensors for measuring light available for photosynthesis. Ecology 47: 654-657. Gendron, F., C. Messier y P. G. Comeau. 1998. Comparison of various methods for estimating the mean growing season percent photosynthetic photon flux density in forests. Agric. For. Meteorology 92: 55-70. Jones, H. G. 1992. Plants and microclimate. Cambridge University Press. Cambridge, UK. McCree, K. J. 1972. Test of current definitions of photosynthetically active radiation against photosynthesis in crop plants. Agric. Meteorology 10: 443-453. McPherson, H. G. 1969. Photocell-filter combinations for measuring photosynthetically active radiation. Agric. Meteorology 6: 347-356.

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Norman, J. M. y P. G. Jarvis. 1974. Photosynthesis in sitka spruce (Picea sitchensis (Bong.) Carr.). III. Measurements of canopy structure and interception of radiation. J. App. Ecol. 11: 375-398. Pearcy, R. W. 1989. Radiation and light measurements. pp. 97-116. In: Pearcy, R. W., J. R. Elheringer, H. A. Mooney y P. W. Rundell (eds.). Plant physiological Ecology: field methods and instrumentation. Chapman and Hall. London, UK. Szeicz, G., J. L. Monteith y J. M. Dos Santos. 1964. Tube solarimeter to measure radiation among plants. J. App. Ecol. 1: 169-174. Torrecillas, A., R. Galego, A. Pérez-Pastor y M. C. Ruiz-Sánchez. 1999. Gas exchange and water relations of young apricot plants under drought conditions. J. Agric. Sci. 132: 445-452. Williams, B. A. y R. B. Austin. 1977. An instrument for measuring the transmission of shortwave radiation by plant canopies. J. App. Ecol. 14: 987-992.

MANEJO SILVÍCOLA, CAPACIDAD DE INFILTRACIÓN, ESCURRIMIENTO SUPERFICIAL Y EROSIÓN Silvicultural Treatments, Infiltration Capacity, Runoff, and Soil Erosion José Dueñez-Alanís1‡, Julián Gutiérrez†, Luis Pérez2 y José Návar1 Palabras clave: silvicultura, bosques templados, zonas de recarga hidrológica, silvopastoril.

RESUMEN La Sierra Madre Occidental del estado de Durango, México es una zona forestal comercialmente importante que sirve de recarga de agua para las cuencas del Océano Pacífico y del interior del centro norte del país. En esta investigación, se estudió el efecto de cuatro tratamientos silvícolas en la infiltración, escorrentía y erosión en un suelo forestal en Santa Bárbara, Durango, México. Estos procesos hidrológicos se evaluaron en 1998 y 1999 con el uso de un simulador de lluvia portátil, aplicando 10.47 cm h-1 de agua durante 30 min. En el primer año, se encontró mayor infiltración, menor flujo superficial de agua y mayor concentración de sedimentos en el segundo aclareo en contraste con el tercer aclareo y corta de regeneración (P = 0.0001). El apacentamiento mostró los mayores efectos en los procesos hidrológicos en contraste con los tratamientos silvícolas (P = 0.0001). Para el segundo año no existieron diferencias significativas entre los tratamientos silvícolas pero sí entre el apacentamiento y los tratamientos silvícolas, indicando que la extracción de la trocería sobre la hidrología superficial es considerado un efecto temporal y espacialmente delimitado a las áreas donde se concentra el aprovechamiento forestal. A partir de estos resultados, se observa que el apacentamiento tiene efectos a largo plazo sobre los procesos hidrológicos. Es pertinente recomendar (i) normar los cambios del uso del suelo y la capacidad de carga en los bosques, (ii) reducir los impactos ambientales provocados por la extracción de trocería y (iii) realizar practicas de conservación de suelo y agua después de aplicar las actividades silvícolas para mantener el ciclo natural del agua en la Sierra Madre Occidental de Durango, México.

SUMMARY

Universidad Autónoma Agraria Antonio Narro. Buenavista, Saltillo, Coahuila, México. ‡ Autor responsable ([email protected]) 2 Facultad de Ciencias Forestales, Universidad Autónoma de Nuevo León. 67700 Linares, Nuevo León, México.

The Sierra Madre Occidental Mountain range of Durango, Mexico, a forested zone commercially important, is a source of groundwater recharge for the Provinces of the Pacific Ocean lowlands and the interior plains of the Chihuahuan Desert. Forests have been traditionally used for timber harvesting and extensive livestock grazing. In this research we measured the effect of four silvicultural treatments on the soil infiltration, surface runoff and soil erosion in Santa Barbara, Durango, México. These hydrological processes were evaluated in 1998 and 1999 by using a portable rainfall simulator, applying 10.47 cm h-1 of intensity during 30 min. During the first year, the largest infiltration and sediment rates and smaller runoff rates were observed in the second thinning treatments in contrast to the other silvicultural treatments (P = 0.0001). Grazing practices in contrast to the silvicultural treatments had the most significant effects on hydrology and soil sedimentation (P = 0.0001). For the second year, none of the silvicultural treatments showed significant differences indicating the short temporal and spatial effect of harvesting on soil and hydrological parameters. However, grazing sites continued to have higher runoff and sedimentation rates. The recommendations emerging from these results are i) to control land use changes from forests to grasslands and the carrying capacity on forests, ii) to minimize environmental soil impacts by harvesting operations, and iii) to realize soil and water conservation practices on grasslands and on forest soils immediately after harvesting operations to maintain functioning the water cycle in the western Sierra Madre mountain range of Durango, Mexico.

Recibido: marzo de 2004. Aceptado: noviembre de 2005. Publicado en Terra Latinoamericana 24: 233-240.

Index words: silviculture, temperate forest, zone of ground water recharge.

1

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INTRODUCCIÓN En México, existe poca información y controversia sobre el uso y manejo de los ecosistemas forestales para satisfacer necesidades de la sociedad. Las actividades convencionales de extracción de trocería y apacentamiento conjuntamente con la producción de agua parecen estar contrapuestas. El manejo sustentable de los bosques debe contemplar la satisfacción de las necesidades de desarrollo económico, estabilidad social y conservación de los componentes y funciones de los ecosistemas forestales. Por esta razón, es esencial que el impacto potencial al suelo y al agua por el manejo de un sitio no persista más allá de los periodos de regeneración y recuperación del arbolado y del bosque, ambos para mantener la productividad del sitio y la producción de agua en cantidad y calidad promedio de la cuenca (Croke et al., 2001). Huang (1998) enfatizó que la compatibilidad de uso forestal y pecuario en sistemas silvícolas está en la asignación de áreas y tiempos de interacción de uso para cada actividad. Consideró que los beneficios van más allá desde el punto de vista económico, uso de recursos y reducción de riesgos de plagas e incendios en el bosque. Luo et al. (1999) mencionaron que los sistemas silvopastoriles son una actividad tradicional, por ello, es necesario considerar esta relación con una visión integrada a los aspectos social, económico y cultural más que en términos exclusivos de silvicultura o ciencia animal, al ser poco probable aislar estas actividades. Desde el punto de vista de la conservación del suelo y del agua, el manejo y las actividades de extracción de trozas son cuestionados cuando, por la alta intensidad de su aprovechamiento del arbolado y las operaciones de abastecimiento en el bosque, actividades que reducen la vegetación forestal, perturban y exponen el suelo superficial a los efectos de las lluvias, alteran y modifican las propiedades del suelo, reducen la capacidad de infiltración, incrementan la pérdida de suelo por erosión hídrica. Otras actividades forestales, como el tráfico de vehículos, el arrastre de la trocería, las maniobras de carga y transporte, la construcción de caminos de extracción y la remoción y disturbio vegetal de la superficie del suelo, son efectos negativos que reducen la infiltración e incrementan los escurrimientos superficiales y la erosión de suelo (Baharuddin et al., 1996; Croke et al., 2001). Abeli y Sawe (1999) encontraron que la infiltración se redujo entre 36 y 96% en bosques de Tanzania

perturbados durante las actividades de manejo de las trozas y su extracción. Zang y Zhang (1999) mencionaron que la composición de la hojarasca de diferentes especies de coníferas y hojosas mejora las condiciones del suelo para la infiltración, reduce el escurrimiento y la erodabilidad al absorber, interceptar la lluvia y funcionar como barrera y detención propiciando mayor tiempo al agua para penetrar la superficie del suelo. Arifeen y Chaudhry (1998) señalaron que existe menor escurrimiento y menor erosión en cuencas de uso forestal (16% y 158 kg ha-1 año-1), en contraste con cuencas de uso agrícola-forestal (18% y 332 kg ha-1 año-1), de uso pecuario (21% y 340 kg ha-1 año-1) y de uso agrícola (26% y 332 kg ha-1 año-1). Belsky y Blumenthal (1997) mencionaron, para los bosques y los suelos del oeste de Estados Unidos, cambios estructurales y en composición debido a la supresión al fuego, la corta selectiva y la ganadería, factores que contribuyen a la alteración de la dinámica de la biomasa, la densidad de la vegetación herbácea y la cantidad de combustibles finos. Yates et al. (2000) estudiaron los efectos del apacentamiento histórico en terrenos maderables fragmentados de Eucaliptus salmonophloia, y encontraron una relación negativa con la declinación de las especies nativas perennes, el incremento de cobertura de exóticas anuales, reducción del mantillo y criptógamas, pérdida de la microtopografía, incremento de la erosión, cambios en la concentración de nutrimentos, degradación de la estructura del suelo, disminución de la infiltración y cambios en el microclima cercano al suelo. Ge et al. (2001) reportaron que las variables hidrológicas en los suelos húmedos con manejo forestal son variables, pero se minimizan cuando prácticas de manejo son adoptadas durante el corte del arbolado, la preparación del sitio y el control del drenaje. Spaeth et al. (1996) mencionaron que los efectos del pastoreo de la ganadería en las propiedades hidrológicas de las cuencas por remoción de la cubierta vegetal incrementa el impacto de las gotas de lluvia, decrece la materia orgánica y agregados del suelo, incrementa la compactación, decrece las tasas de infiltración e incrementa la erosión. Además, las interacciones de vegetación, suelo, clima, topografía y el manejo del sitio tienen un efecto sobre el balance hidrológico en la cuenca. En zonas forestales, Spurr y Barnes (1982) consideraron que la topografía, el suelo cubierto por hojarasca, la vegetación secundaria y altos contenidos de humedad son variables intrínsecas de los bosques; estas variables de suelo y vegetación no limitan tener

DUEÑEZ ET AL. MANEJO SILVÍCOLA, CAPACIDAD DE INFILTRACIÓN, ESCURRIMIENTO SUPERFICIAL

altas tasas de infiltración dada la alta absorción y transmisibildad de los suelos forestales (Hewlett, 1982). A pesar de esta riqueza en las investigaciones tendientes a determinar el efecto de los tratamientos silvícolas y pecuarios sobre variables hidrológicas y edafológicas y su posible tiempo de recuperación, en el estado de Durango, México no se han estudiado intensivamente en los bosques comerciales, a pesar de ocupar 46% de la superficie del estado y la derrama y dependencia económica que deja esta actividad en el estado y a la población de estas zonas (INEGI, 2004); además, es el principal productor de madera y, recientemente, el manejo del bosque se ha certificado como sustentable en México. Por otro lado, esta zona boscosa sirve de recarga de agua y vierte sus corrientes a las cuencas del océano Pacífico y del interior del centro norte de México, siendo utilizadas en importantes regiones agrícolas. Se supone que, en los bosques del norte de México, las actividades forestales y pecuarias no tienen efectos negativos en la hidrología y pérdida del suelo a través del tiempo. El trabajo de investigación tiene como objetivo evaluar el efecto del uso del suelo forestal y pecuario, y los tratamientos silvícolas en los procesos de infiltración, escurrimiento, la concentración de sedimentos y la erosión superficial en bosques comerciales tratados como sistemas silvopastoriles en Durango, México. Se planteó como hipótesis que la escorrentía superficial, la capacidad de infiltración y la erosión del suelo no se modifican por las actividades silvícolas y ganaderas de los suelos forestales. MATERIALES Y MÉTODOS El trabajo se realizó durante 1998 y 1999 en la localidad de la Hacienda Santa Bárbara (Durango, México) a 47 km por la carretera federal No. 40, Durango-Mazatlán, en la región forestal de la sierra Madre Occidental. La posición geográfica del área de estudio es 23° 43’ N y 104° 51’ O. El área presenta un clima templado, con una temperatura media anual entre 12 y 18 °C, y oscilaciones mensuales entre 7 y 18 °C. Por su régimen de lluvias, el clima se caracteriza como el más húmedo de los templados subhúmedos, con una precipitación media anual de 807 mm, con lluvias de verano y coeficiente P/T de 55.0. El tipo de vegetación dominante es un bosque de coníferas de pino (Pinus cooperi, P. engelmanii, P. leiophylla, P. teocote, P. durangensis, P. ayacahuite y P. lumholtzii) y encino (Quercus intricata, Q. arizonica, Q. grisea,

235

Q. crasifolia y Q. rubiaceae), con áreas de pastizal intermontano de especies nativas e inducidas (Heteropogon contortus, Muhlenbergia monticola, Bouteloua gracilis, B. curtipendula, Sporobolus sp., Cynodon plectostachium, Poa sp., Festuca sp., Bromus sp., Setaria sp., Aristida sp., Piptochaetium sp. y Eragrostis sp. De acuerdo con la clasificación FAO-UNESCO, modificada por DETENAL, los tipos de suelos son Cambisol eútrico, Regosol eútrico, Feozem háplico y Litosol (CETENAL, 1976). Desde el año de 1946, el uso del suelo ha tenido como actividad primaria la explotación ganadera con un sistema de rotación diferido, para producir becerros al destete. A partir de 1987, se realizaron aprovechamientos forestales, los cuales se habían suspendido en 1965. Esta actividad forestal se realiza de manera conjunta con la ganadería en una superficie de 3843 ha de un total de 6560 ha cubierta por bosque de coníferas. El manejo forestal se ha realizado con el Método de Desarrollo Silvícola, en una división dasocrática en rodales, subrodales y series en la aplicación de los tratamientos silvícolas. En el área de estudio se aplicaron los tratamientos de segundo aclareo (2A), tercer aclareo (3A) y corta de regeneración (CR) en el año de 1997, con un turno de 70 años e intervención de 14 años; la extracción se realizó con malacate montado en un camión grúa, la cual extrae la trocería desde partes altas, arrastrando las trozas del arbolado causando disturbio en la superficie del suelo y la cubierta vegetal. El ganado apacenta en toda el área de manera extensiva con una carga de 16 ha UA-1 (unidad animal), la densidad de carga es de 500 hembras vientre por 32 sementales suplementados para su empadre. Los tratamientos de estudio se seleccionaron tomando en cuenta el manejo del bosque y del pastizal; el apacentamiento del ganado se realiza mayormente en los espacios abiertos de las áreas con tratamientos silvícolas, utilizando la misma carga animal (16 ha UA-1). El tratamiento silvícola de segundo aclareo con uso del pastizal (2A) consistió de árboles con edades entre 35 y 48 años, eliminando árboles del estrato superior, mal conformados, plagados y enfermos o con alguna característica no deseable, con una superficie de 105.8 ha. El tratamiento de tercer aclareo con uso del pastizal (3A) consistió de árboles entre 49 y 62 años, con arbolado conformado para mejorar el crecimiento y la calidad y cantidad de madera en la siguiente intervención silvícola y con superficie de 129.2 ha.

236

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

El tratamiento de corta de regeneración con uso del pastizal (CR) consistió de árboles en una etapa madura con edades mayores que 63 años, donde se extrajo el arbolado, excepto aquellos que producirán la semilla para la regeneración del bosque, con una superficie de 65.8 ha. Debido a que el área de estudio se encuentra bajo manejo silvopastoril, fue seleccionada un área representativa con uso del pastizal y sin vegetación arbórea (PT) para realizar estudios comparativos. El trabajo de campo se realizó en 1998 y 1999 durante julio y agosto de cada año. Se utilizó un simulador de lluvias por aspersión portátil de boquilla simple (Wilcox et al., 1986), adaptado para pendientes y acceso a las áreas de estudio. Se simuló la lluvia a una altura de 152 cm durante 30 min sobre microparcelas circulares de 1 m de diámetro a una intensidad de 10.47 cm h-1, previa calibración y considerar los eventos máximos de precipitación registrados, asegurar el exceso de escorrentía y la curva de intensidad duración frecuencia obtenida para la estación climática “Hacienda Santa Bárbara”, clave 10103. El simulador se abasteció de agua por gravedad. El escurrimiento se recolectó a intervalos de 5 min, con el fin de cuantificar los procesos hidrológicos. El diseño experimental constó de cuatro y seis repeticiones ubicadas al azar en los tratamientos durante 1998 y 1999, respectivamente. El volumen del escurrimiento (cm3) recolectado se midió y se calculó su tasa de escurrimiento (cm h-1) considerando el área de la parcela (cm2). La infiltración (cm h-1) se calculó por la diferencia entre la intensidad de lluvia aplicada y la tasa de escurrimiento, despreciando el agua interceptada. Del volumen de escurrimiento recolectado en cada periodo de tiempo, se extrajo una muestra de 1 L para ser filtrada en campo, secada en estufa de extracción de aire a 65 °C y pesada en una balanza analítica (precisión de 10 -4 g) para determinar la concentración de sedimentos (g L -1 ). La erosión superficial (Mg ha -1 ) se determinó de manera proporcional por la relación del producto de la concentración de sedimentos y el volumen de escurrimiento (l) para cada periodo de tiempo de 5 min, y dividiéndolo entre la superficie de la parcela (ha) (Wood et al., 1989). Con la finalidad de complementar la información, se estimaron algunas características del suelo y de la vegetación con métodos convencionales. Éstas son: humedad del suelo (método gravimétrico), pendiente (clisímetro), densidad aparente (extractor de núcleos), textura (hidrómetro de Bouyoucos), materia orgánica

(titilación), cobertura vegetal (transecto de puntos), biomasa en pie (gravimetría) y variables silvícolas (medición directa). Los datos de infiltración se ajustaron con la ecuación de Kostiakov modificada para incluir la tasa final de infiltración (Navar y Synnott, 2000): yi = α x

ßo

+ i.c.

donde: yi es el valor estimado de la infiltración, α es el valor del intercepto, ß0 es la pendiente, x es el tiempo durante la prueba de simulación de la lluvia, e i.c. es la tasa final de infiltración. Para la erosión y la tasa de escorrentía superficial se ajustó una ecuación de potencia simple, como se describe a continuación: yi = α x

ßo

donde: yi es el valor estimado de la tasa de escorrentía, la concentración de sedimentos o la tasa de erosión. El análisis de covarianza proporciona resultados para las pruebas de hipótesis sobre los parámetros de las ecuaciones en función de los tratamientos. El tiempo de simulación de la lluvia actúa como covariable del modelo. Los dos años de estudio se evaluaron de manera independiente para observar los cambios interanuales en los procesos mencionados. Las variables de suelo y vegetación se relacionaron con los procesos hidrológicos a través del método de regresión múltiple stepwise. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Los resultados de los valores acumulados totales promedio de las pruebas de infiltración, escorrentía, concentración de sedimentos y la tasa de erosión de suelo se presentan en el Cuadro 1. En el primer año, se observó que los pastizales produjeron las mayores tasas de escorrentía y erosión, y la menor tasa de infiltración. La mayor concentración de sedimentos se observó en áreas tratadas con un segundo aclareo. Sin embargo, estas áreas no registraron las mayores tasas erosivas por sus bajos valores de volumen de escorrentía, lo cual es retenido por la cobertura vegetal asociada y que protege al suelo de la suspensión de partículas. Para el segundo año, las tendencias fueron similares, aunque, en general, la concentración de sedimentos disminuyó entre 13 y 50%, mientras que la escorrentía

DUEÑEZ ET AL. MANEJO SILVÍCOLA, CAPACIDAD DE INFILTRACIÓN, ESCURRIMIENTO SUPERFICIAL

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Cuadro 1. Valores acumulados totales promedio medidos después de 30 min de las pruebas de escurrimiento, infiltración, concentración de sedimentos y erosión en sitios forestales de la Sierra Madre Occidental de Durango, México. Año

Escurrimiento

Infiltración

- - - - - - - - cm h 1998 Segundo aclareo Tercer aclareo Corta de regeneración Pastizal 1999 Segundo aclareo Tercer aclareo Corta de regeneración Pastizal

-1

- - - - - - - -

gL

Erosión

-1

Mg ha-1

37.52 a 106.88 bc 92.88 ab 155.91 c

213.69 a 144.33 bc 158.33 ab 95.30 c

2.55 a 2.16 ab 1.60 b 2.45 a

38.72 a 122.59 b 134.54 bc 208.68 c

120.84 a 109.17 ab 133.12 b 217.68 c

255.97 a 267.64 a 243.69 a 147.77 b

1.19 a 1.79 ab 1.33 ab 2.12 b

27.18 a 113.06 bc 63.20 ab 121.48 c

disminuyó y la infiltración incrementó en casi 150%, y la tasa erosiva se redujo hasta 53%. Los valores de la tasa erosiva disminuyeron en mayor grado en la corta de regeneración y en el pastizal. Lo anterior se debe a la recuperación en vegetación, tanto asociada, como la protectora, del suelo (Abeli y Sawe, 1999; Navar y Synnot, 2000; Croke et al., 2001). El análisis de covarianza mostró que, en 1998, el escurrimiento superficial fue estadísticamente mayor (P = 0.0001) en el pastizal que en el rodal tratado con un segundo aclareo (2A). Los rodales tratados con tercer aclareo (3A) y corta de regeneración (CR) tuvieron menores tasas de escurrimiento que el pastizal (PT), aunque no son estadísticamente significativas. En los valores promedio de la tasa de escurrimiento en el segundo año (Figura 1), los rodales tratados con CR y PT se recuperaron en cuanto al flujo superficial y

se aproximaron más a los Tratamientos 2A y 3A, aunque el PT continuó siendo estadísticamente diferente al Tratamiento 2A (P < 0.0001). En 1998, los valores promedio de la tasa de infiltración fue estadísticamente mayor (P = 0.0001) en el rodal 2A que el pastizal. Los sitios tratados con 3A y CR también tuvieron mayores tasas de infiltración que PT, pero sin tener diferencias estadísticas. En 1999, los rodales tratados con 3A y CR tuvieron una infiltración comparable con el año anterior (Figura 2) y similar con el Tratamiento 2A (P = 0.21) en comparación con el sitio PT, el cual continuó tuvo la menor infiltración (P = 0.0001). En 1998, la erosión superficial fue estadísticamente mayor (P = 0.0028) en el pastizal que el Rodal 2A, aunque no al inicio en los primeros minutos. Los rodales tratados con 3A y CR mostraron menor pérdida de suelo que

10

12

2A 3A CR PT 2A 3A CR PT

8

6

Infiltración (cm h-1)

Tasa de escurrimiento (cm h-1)

Sedimentos

4

2

0

10

8

6 2A 3A CR PT 2A 3A CR PT

4

2

0

-2 0

10

20

30

Tiempo (minutos) -1

Figura 1. Tasa de escurrimiento (cm h ) en tratamientos silvícolas con uso del pastizal en 1999.

0

10

20

30

Tiempo (minutos) Figura 2. Infiltración (cm h -1) en tratamientos silvícolas con uso del pastizal en 1999.

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Erosión laminar (kg ha-1)

6 2A 3A CR PT 2A 3A CR PT

5 4 3 2 1 0 -1 0

10

20

30

T iem p o (m in utos) Figura 3. Erosión laminar (kg ha-1) en tratamientos silvícolas con uso del pastizal en 1999.

el sitio PT, aunque no son estadísticamente diferentes. En el segundo año de evaluación, los rodales 2A y PT difirieron significativamente (P = 0.0026) en su relación dinámica con el tiempo (covariable) (P = 0.0486), pero no al inicio en los primeros minutos (P = 0.1179). Los sitios silvícolas 3A y CR no difirieron estadísticamente (P = 0.4693) y fueron semejantes al sitio de PT [P = 0.273 y P = 0.174, respectivamente (Figura 3)]. En forma generalizada, el sitio del pastizal exhibió los mayores valores, siendo más significativas sus diferencias en escurrimiento, infiltración y erosión superficial con respecto a los rodales con segundo aclareo, tercer aclareo y corta de regeneración. En esta investigación, se observan efectos de las variaciones interanuales en los tratamientos silvícolas a los procesos hidrológicos-erosivos. La variación temporal pudo haber sido explicada por los cambios climáticos como puede ser la precipitación anual y las tormentas de alta intensidad que se presentan en estas zonas de manera recurrente, los cuales producen diferentes grados de degradación o desgaste del suelo en los tratamientos silvícolas, como se observó en los parámetros hidrológicoerosivos en los dos años consecutivos. Otros factores asociados con el tiempo pueden deberse al lavado del suelo disgregado por el disturbio durante el primer año y este fue un factor limitativo para el segundo año para su recuperación, como se observa en la mayoría de los tratamientos. Croke et al. (2001) señalaron que los sitios forestales australianos se recuperan a las condiciones iniciales antes del aprovechamiento después de cinco años de haber sido intervenidos. Startsev y McNabb (2000) observaron este mismo efecto de recuperación de la superficie del suelo después de tres años en bosques boreales canadienses.

Las características de suelo y vegetación de los sitios en ambos años de estudio se muestran en el Cuadro 2. Las variables relacionadas positivamente con los procesos hidrológicos fueron las referidas a la cobertura vegetal y biomasa de gramíneas, herbáceas y mantillo y, de forma inversa, al suelo desnudo. Es probable que, en los sitios con altas tasas de infiltración, bajas tasas de escurrimiento y menor erosión, los efectos negativos debido a la densidad aparente (aun cuando presenta valores altos), la textura y la materia orgánica sean minimizados con la protección del suelo por vegetación y el mantillo (Spaeth et al., 1996; Zang y Zhang, 1999). Las variables silvícolas de mayor influencia fueron la densidad de arbustos y renuevos. Esto se atribuye a su presencia después del aprovechamiento forestal y el pastoreo continúo en el área. Además, es de considerar el tiempo posterior a las actividades del uso forestalpecuario que el bosque ha recobrado sus condiciones hidrológicas. Las áreas silvícolas y el pastizal no muestran interacción entre tratamientos, dada su diferenciación estadística desde la intercepta y las pendientes, esto es, que desde el inicio y su tendencia de los valores de los procesos a través del tiempo no muestran semejanzas estadísticas. Esta diferencia parece estar asociada con el tipo de cobertura y con el tipo de disturbio en el bosque y en el pastizal. Es decir, los efectos de perturbación del suelo son diferentes en los tipos de cobertura y los efectos del pisoteo por el ganado son, en general, amortiguados por el mantillo orgánico que se presenta en los bosques. En este sentido, Zang y Zhang (1999) mencionaron que la hojarasca de diferentes especies (coníferas y hojosas) mejora las condiciones del suelo para la infiltración y reduce el escurrimiento y la erodabilidad del suelo al absorber la energía de la lluvia, de igual manera, absorbe la energía del pisoteo. El efecto del pastoreo en agostaderos cercanos a bosques de coníferas fue estudiado por Wood et al. (1989). Estos investigadores observaron que, en los tratamientos silvícolas extensivos y sin pastorear, la infiltración fue más alta y la erosión fue menor que en las áreas con silvicultura intensiva o con pastoreo. Esto se atribuyó a la exposición del suelo desnudo causado por la remoción y perturbación de la vegetación y del suelo en los sitios con mayor extracción de madera y en las áreas de pastizal por el apacentamiento de ganado bovino; a la remoción del mantillo y de la cobertura de biomasa total de la vegetación en los tratamientos

DUEÑEZ ET AL. MANEJO SILVÍCOLA, CAPACIDAD DE INFILTRACIÓN, ESCURRIMIENTO SUPERFICIAL

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Cuadro 2. Valores promedio de las características de suelo y vegetación estimadas en los tratamientos silvícolas con uso de pastoreo durante los años 1998 y 1999 en Santa Bárbara, Durango, México.

Propiedades Humedad del suelo (%) Pendiente (%) Densidad Aparente (g cm-3) Arcilla (%) Limo (%) Arena (%) Textura Materia orgánica (%) Cobertura de gramíneas (%) Cobertura de herbáceas (%) Cobertura de arbustos Cobertura de mantillo (%) Cobertura de microflora (%) Cobertura de pedregosidad (%) Cobertura de rocas (%) Suelo desnudo (%) Peso seco de gramíneas (g m-2) Peso seco de herbáceas (g m-2) Peso seco de arbustos (g m-2) Peso seco de mantillo (g m-2) Peso seco biomasa total (g m-2) Densidad de pinos (ind ha-1) Diámetro promedio de pinos (m) Área basal (m2 ha-1) Densidad de renuevos (ind ha-1) Densidad de encino (ind ha-1) Densidad de táscate (ind ha-1) ‡ Densidad de madroño (ind ha-1) ‡ Densidad de acacia (ind ha-1) ‡ Densidad de arbustos (ind ha-1) ‡ Profundidad del suelo (m)

2A

3A

1998 CR

PT

2A

3A

1999 CR

25.4 6.4 1.3 26.7 34 39.3 M 4.65 51.8 12.8 6.8 28.3 0.1 0.3 0 0.1 89 3.3 10.2 755.1 857.6 150 0.24 8.1 238 130 0 0 0 33

24 16.3 1.39 21.7 28.5 49.8 M 2.65 28.8 15.5 6.8 39.5 1.9 5.1 0 2.5 29.4 15.5 21.8 446.2 512.9 88 0.25 4.5 370 200 20 230 170 155

19.9 8.5 1.43 22.7 27.5 49.8 MAA 3.6 37.3 44.9 0.3 13.6 1.4 0.4 0 2.3 46.3 38.4 0.4 335.2 420.3 43 0.34 4.4 30 50 0 0 0 13

30.6 5.1 1.42 33.2 31 35.8 MAA 3.29 61.5 20 0.1 12.5 2.3 1 0 2.6 43.4 15.4 0 29.1 87.9 2.5 0.5 0.001 23 5 5 0 0 3

22.8 5 1.34 23.5 31.5 44.8 M 3.82 44.8 13.6 6 34.5 0.4 0.3 0 0.7 74.6 10.4 5.8 339.4 430.2 173 0.22 7.9 283 183 5 0 0 31

24.1 7.5 1.27 20.2 28.3 51.5 M 2.9 35.5 13.8 3.2 39.3 1.8 2.5 0.3 3.8 27.6 14.2 4.4 218.1 264.3 197 0.19 6.9 315 88 20 38 32 30

22.9 7.7 1.39 22.8 31.7 45.5 M 3.3 34.2 24.7 0.5 33.6 2 1.4 0 3.7 23.3 10 3 317.1 353.4 53 0.35 5.4 62 58 0 0 7 11

25.7 5.3 1.41 23.2 22.7 54.1 MAA 2.09 35.6 38.6 1.3 18.6 2.2 1.5 0 2.2 40.8 30.8 6.1 109.3 187 0 0 0 37 30 1 0 0 1

0.9

0.53

0.6

0.52

0.93

0.61

0.54

0.52

†

PT

†

2A = segundo aclareo, 3A = tercer aclareo; CR = corta de regeneración y, PT = pastizal sin vegetación arbórea. ‡ Encino = Quercus spp., táscate = Juniperus sp., madroño = Arbutus sp. y acacia = Acacia sp.

silvícolas intensivos; y a la remoción de la cobertura y biomasa de zacates en los tratamientos pastoreados. La erosión superficial mostrada en los sitios silvícolas se reduce durante el segundo año. Esto puede atribuirse a la recuperación de la cobertura vegetal en los tratamientos que protegen al suelo del efecto de las gotas de lluvia y a la remoción de partículas de suelo. En contraste con el área de pastizal que, a través de los años, es sometido al uso pecuario, a los efectos del pisoteo y a la remoción de partículas que desprende suelo y que son lavadas con el flujo de agua superficial, lo cual concuerda con lo señalado por Belsky y Blumenthal

(1997), Abeli y Sawe (1999) y Ballenger (2001). Además, esta menor erosión está relacionada con la recuperación que exhibió la tasa de escurrimiento y su asociación directa al flujo de sedimentos en el escurrimiento colectada en los sitios de estudio. CONCLUSIONES - Los suelos que pasan de uso forestal a uso pecuario poseen las características de incrementar la escorrentía superficial, la erosión del suelo y reducir la capacidad de infiltración en contraste con los suelos forestales sujetos

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a aclareos o cortas de regeneración. Los tratamientos tercer aclareo y corta de regeneración mostraron tasas de infiltración bajas y tasas altas de erosión y escorrentía superficial altas en contraste con el segundo aclareo, pero sólo para el año inmediatamente después del disturbio forestal. Para el segundo año, las variables hidrológicas y la erosión fueron similares en los suelos con diferentes tratamientos silvícolas. Éstas fueron diferentes que aquellas de los suelos dedicados a la ganadería. Las actividades silvícolas, aunque sólo modifican temporalmente la capacidad de infiltración, escorrentía y erosión de los suelos, deberían de ejecutarse con cuidado, además se deben realizar las prácticas de conservación de suelo y agua necesarias inmediatamente después de la aplicación del aclareo. - Los cambios de uso del suelo de forestales a ganaderos podrían alterar significativamente el régimen hidrológico y la erosión en las cuencas forestales con repercusiones en la recarga de los mantos acuíferos y la regulación del ciclo hidrológico. - En los pastizales dentro de los bosques, se recomienda aplicar las cargas animales adecuadas al sitio, como es el reducir 50% la carga animal en sitios con uso combinado, para evitar sobrepastoreo y compactación del suelo, lo cual se ha demostrado en diversos estudios en áreas forestales con ganado. LITERATURA CITADA Abeli, W. S. y C. T. Sawe. 1999. The influence of logging and animal grazing on the litter layer and water infiltration rate of soils in plantation forests. J. Trop. For. Sci. 11: 438-445. Arifeen, S. Z. y A. K. Chaudhry. 1998. Effect of different land uses on surface runoff and sediment yield in moist temperate zone. Pakistan J. For. 48(1-4): 97-101. Baharuddin, K., A. M. Mokhtaruddin y M. Nik-Muhamad. 1996. Effects of logging on soil physical properties in Peninsular Malaysia. Land-Husbandry 1(1-2): 33-41. Ballenger, C. 2001. The impact of grazing on soil physical properties in a sandy open woodland, Central Australia. Technical Bulletin 289. Department of Primary Industry and Fisheries, Northern Territory of Australia. Alice Springs, Australia.

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RESERVAS DE CARBONO ORGÁNICO Y DE FRACCIONES HÚMICAS EN UN VERTISOL SOMETIDO A SIEMBRA DIRECTA Soil Organic Carbon and Humic Fraction Stocks in a Vertisol under Non-tillage Management R. García-Silva1, D. Espinosa-Victoria1‡, B. Figueroa-Sandoval1, N.E. García-Calderón2 y J.F. Gallardo-Lancho3 SNC, esta reducción del COS representa 1.6% de la MOS. Las reservas de COS del solum del Vertisol (1 m) son 154 Mg ha-1.

RESUMEN Desde la década de los noventa, se ha intensificado, en el estado de Guanajuato, México, el empleo de la siembra directa (SD) sobre los residuos de cultivo, como una medida para incrementar la materia orgánica del suelo (MOS) y mejorar sus propiedades. Con esta idea, desde 1994 hasta la fecha, se ha desarrollado un experimento con SD en el valle de Santiago. En el ciclo primavera-invierno de 2003, se evaluó el efecto de la SD sobre las reservas de C y de fracciones de MOS en los primeros 15 cm de profundidad y en el perfil de un Haplustert típico (Vertisol). Los tratamientos comparados en este estudio fueron: SD con aporte total de rastrojos de maíz sobre el suelo (SDR) y aporte parcial de dichos rastrojos sobre el suelo tras haberse empacado (SDE); siembra convencional con quema de los residuos (SCQ) y, como referencia, el suelo no cultivado (SNC). Se empleó un diseño experimental de bloques completamente al azar, con cuatro repeticiones. Los parámetros medidos fueron: contenido de arcilla, densidad aparente (DA), pH, N total, relación C/N, reservas de C orgánico edáfico (COS), materia orgánica fresca (MOF), ácidos fúlvicos (AF), ácidos húmicos (AH) y huminas (Hna). Las mayores reservas de COS y fracciones húmicas en la capa de 0 a 15 cm resultaron en SNC; sin diferencia estadística del COS entre SNC y SDE. Los AF alcanzaron 70% en SDR. La SDE ha incrementado la MOS en 1% respecto a SCQ. El manejo convencional del Vertisol ha provocado una disminución significativa de las reservas orgánicas en 33, 57, 35, 47, 38% de COS, MOF, AF, AH, AH+AF, respectivamente, respecto a

Palabras clave: materia orgánica del suelo, residuos de cultivo, ácido húmico, ácido fúlvico, huminas SUMMARY Since the decade of the nineties, direct sowing over crop residues or non-tillage management (NT) was intensified in the State of Guanajuato, Mexico, as a means to increase soil organic matter (SOM) and to improve its properties. With this idea, a field experiment with NT was established in 1994 and conducted to date, in Valle de Santiago (Guanajuato, Mexico). The present work was carried out during the fall-winter period of 2003; the main objective was to evaluate the effect of the NT management on soil organic carbon (SOC) and on SOM fraction stocks, referred to the ploughing layer of 0-15 cm and in a Typic haplustert profile (Vertisol). Treatments considered in this study were: a) non-tillage with maize residues on the soil (NTR); b) non-tillage with some of the non-packed crop residues on the soil (NTr); c) conventional tillage with straw burning (CT), and a non-cultivated soil (NCS) as a control. Treatments were established in a completely randomized block experimental design, with four replications. Parameters measured were soil clay content, soil bulk density, pH, SOM and total N content, C/N ratio, and soil stocks of SOC, fresh organic matter (FOM), fulvic acids (FA), humic acids (HA), and humin (Hn). The highest SOC and humic fraction stocks in the 0 to 15 cm layer were found in NCS; with no significant differences between SOC content of the NCS and NTr management. About 70% of the SOC was FA in NTR. NTr increased SOM with 1% in relation to CT. However, reserves of SOC, FOM, FA, HA, and FA+AH of the epipedon of the Vertisol decreased by 33, 57, 35, 47, and 38%, respectively, in relation to NCS; SOC content reduction

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Colegio de Postgraduados, Campus Montecillo. 56230 Montecillo, Texcoco, estado de México. ‡ Autor responsable ([email protected]) 2 Facultad de Ciencias, Universidad Nacional Autónoma de México. 04510 México, D.F. 3 Consejo Superior de Investigaciones Científicas. Aptdo. P. 257, 37071 Salamanca, España. Recibido: mayo de 2004. Aceptado: septiembre de 2005. Publicado en Terra Latinoamericana 24: 241-251. 241

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represented 1.6% of SOM. SOC reserves of Vertisol solum (1 m) were 154 Mg ha 1. Index words: soil organic matter, residues, humic acid, fulvic acid, humans. INTRODUCCIÓN El uso antrópico del suelo es el principal responsable de la reducción de sus reservas orgánicas; se han estimado pérdidas entre 30 y 50% del carbono orgánico edáfico (COS) en la capa arable, después de 20 a 30 años de cultivo (Roscoe y Buurman, 2003). Sin duda, el laboreo intensivo es la práctica del sistema productivo que más afecta la reducción del COS, al alterar el ciclo de C y, por consiguiente, modificar la calidad del humus y al desproteger la materia orgánica del suelo (MOS) que se encuentra ocluida en pequeños poros de los agregados edáficos tras ser destruidos (sea un suelo arcilloso o limoso) y promover su oxidación (Matus, 1994; Piccolo et al., 1996). Por lo anterior, quizás uno de los más grandes problemas que enfrentan los agricultores al laborear el suelo es la paulatina pérdida de MOS (Crovetto, 1996). Una disminución de las reservas orgánicas del suelo trae como consecuencia, a corto plazo, una reducción del rendimiento potencial de los cultivos (Manna et al., 2003), una baja actividad biológica, y el encostramiento; a mediano plazo, el suelo se hace vulnerable a la compactación, le origina una deficiente estructuración, lo que causa un inadecuado drenaje y una menor capacidad de retención hídrica y se reduce la capacidad de restauración de nutrimentos, exponiendo el sistema a la acción erosiva (Ghunan y Sur, 2001; Holland, 2004). La disminución del contenido de MOS puede también provocar una reducción de la capacidad de adsorción e inmovilización de bioelementos y una mayor persistencia, por menor degradación de los ingredientes activos de los agroquímicos, etc. (Tamames, 2002; Blaise y Ravindran, 2003). Los sistemas agrícolas de producción convencionales que se caracterizan por la remoción del suelo y la quema o extracción total de los residuos de cultivo tienen un amplio predominio en la región de El Bajío guanajuatense. Sin embargo, la adopción de la siembra directa (SD) representa una práctica promisoria para mejorar el contenido de MOS y las propiedades del suelo, y hacer más sostenibles los sistemas de manejo convencionales (Robertson y Thorburn, 2001; Freixo

et al., 2002); la SD es una modalidad de la labranza de conservación en la cual no se remueve el suelo y se aporta una elevada proporción de los residuos de cultivo sobre la superficie del suelo (Figueroa et al., 2001); con la SD se permite un incremento, a largo plazo, del contenido y de la calidad orgánica de la capa arable (Salinas et al., 2001; Bayer et al., 2002; Deen y Kataki, 2003). Ya desde la década de los noventa se ha intensificado la SD entre los agricultores de esta región; a ello ha contribuido la investigación y la transferencia de tecnología generada, respectivamente, por el Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias (INIFAP) y el Banco de México a través de los Fideicomisos Instituidos en Relación con la Agricultura (FIRA). Para ello, se estableció, desde 1994, un experimento con sistemas de labranza y manejo de los residuos de cultivos en Villadiego, municipio de Valle de Santiago, Guanajuato. En 2003, se realizó el presente estudio con el objetivo de evaluar el estado actual de las reservas orgánicas de un Vertisol de El Bajío guanajuatense, aumentar el conocimiento de su dinámica y efectos sobre sus propiedades edáficas y comparar los efectos que tiene la SD sobre el contenido de COS y de las fracciones húmicas en la capa de 0 a 15 cm de profundidad, con respecto al manejo convencional, después de 10 años (1994-2003) de aplicar dichos sistemas en el sitio. MATERIALES Y MÉTODOS El sitio se ubica en el Centro de Desarrollo Tecnológico “Villadiego” del FIRA en Valle de Santiago (Guanajuato, México); 20° 24’ 25’’ N y 101° 07’ 24’’ O, a una altitud de 1719 m; el relieve es plano, con pendientes en general inferiores a 3%. El clima es cálido y seco (A)C(wo)(w)(e)g, con lluvias en verano (García, 1987); la precipitación media anual es 673 mm año-1. El suelo se clasifica como Typic Haplustert (Vertisol) (Soil Survey Staff, 1999); se desarrolló con base en sedimentos basálticos aluviales y cenizas volcánicas, siendo profundo pero con drenaje lento. En esta región se practica el riego, con dos ciclos de cultivo al año: primavera-verano (P-V), que abarca de mayo a octubre, en el que se siembran predominantemente maíz y sorgo; y otoño-invierno (O-I), que abarca de noviembre a abril, en el que se siembran principalmente cebada y trigo. Los tratamientos estudiados fueron: a) siembra convencional con fertilización NPK (180-60-0) y quema

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total de los residuos de cultivo (SCQ), que consistió en dos rastreos realizados aproximadamente a una profundidad de 15 cm; b) siembra directa con el aporte parcial de los residuos sobre el suelo tras ser removidos mediante el empacado (SDE) en cada ciclo de cultivo, en el año 2003 se añadieron, en promedio, 10.4 y 4.4 Mg ha-1 de residuos de maíz y cebada, con base en peso seco, respectivamente; c) siembra directa con aporte total de los residuos de cultivo sobre el suelo (SDR) en cada ciclo de cultivo; se añadieron durante el año 2003, 12.9 y 7.4 Mg ha-1 de residuos de maíz y cebada, con base en peso seco, respectivamente; en los tratamientos con siembra directa (SD) no se removió el suelo, ni se enterró la paja; se utilizó una sembradora especial, con fertilización similar a la convencional en ambos ciclos de cultivo y un control químico de malezas; y d) suelo no cultivado (SNC) como tratamiento de referencia, con un aporte de residuos orgánicos estimado con base en peso seco de 7.8 Mg ha-1 por año constituido por pasto grama (Cynodon dactylon) y, en menor proporción, por herbáceas, como: verbena cimarrona (Stachytarpheta jamaicensis L. Vahl); los sitios de referencia se ubicaron a la orilla de los terrenos de cultivo, donde se conserva la formación vegetal de mezquite (Prosopis glandulosa), casuarina (Casuarina cunninghamiana) y fresno (Fraxinus ornus), cercanos al sitio experimental. Los tratamientos se establecieron en un diseño experimental de bloques al azar, con cuatro repeticiones. La estimación del rastrojo añadido al suelo y del rasante en los sitios de SNC se hizo por triplicado y de manera sistemática en cada repetición, con un tamaño de muestra de 1 m2. Cada muestra de material orgánico se pesó con báscula digital y se secó en estufa a 70 °C hasta peso constante. El 3 de enero de 2003, se recolectaron en zig-zag cinco muestras simples de 0 a 15 cm de profundidad por cada unidad experimental, resultando 80 muestras simples; con éstas se conformaron 16 muestras compuestas (una por unidad experimental). En los tratamientos de SD, los puntos de muestreo se ubicaron en la hilera de siembra del cultivo anterior, limpiando previamente el mantillo. El muestreo se realizó durante el ciclo O-I (época seca). Las muestras se secaron a temperatura ambiente y a la sombra (alrededor de 22 °C) y, posteriormente, se molieron con un mazo de madera y se tamizaron con Malla 10 (2 mm) para el análisis de rutina y, para el análisis de N y C, se tamizó el suelo con Malla 100 (0.140 mm), y para cuantificación

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de las fracciones de MOS se tamizó con Malla 60 (0.25 mm). La composición granulométrica del suelo (textura) se determinó según Bouyoucos (Aguilera y Martínez, 1996). Para determinar la densidad aparente (DA; en Mg m-3 ) se utilizó el método del terrón parafinado (Kaurichev, 1984). El pH se determinó con potenciómetro en una suspensión suelo:agua 1:2 (Jackson, 1982). El COS se cuantificó con el método Walkley y Black (Jackson, 1982); el N total se analizó mediante el método semimicrokjeldahl (Etchevers, 1988). El fraccionamiento de las sustancias húmicas (SH) del Vertisol se basó en el empleo de los extractantes alcalinos: Na4P2O7.10H2O 0.1 M y NaOH 0.5 M (Dabin, 1971). Para separar la MOS poco evolucionada o fresca (MOF), se pusieron en contacto 50 g de suelo con 300 mL de H3PO4 2 M y se agitó durante 30 min; posteriormente, se centrifugó a 3500 rpm durante 8 min. El sobrenadante se decantó a través de un papel de filtro Whatman No. 1, previamente pesado y marcado, colocado sobre un matraz de 500 mL; el papel filtro retuvo la MOF y en el matraz se recogieron pequeñas porciones de AF extraíbles en H3PO4 2 M (primer extracto). El residuo de suelo se lavó cuatro veces con 200 mL de agua destilada cada una, pero sólo el decantado del primer lavado se pasó a través del papel filtro por presentar aún pequeñas cantidades de MOF; el proceso terminó cuando el sobrenadante presentó un pH > 4. El exceso de H3PO4 en el papel filtro se eliminó con agua caliente y éste se secó en un horno a 40 °C durante 24 h. Posteriormente, se pesó el papel filtro seco y por diferencia se obtuvo la MOF. El contenido de C de la MOF se obtuvo con la ecuación: C de la MOF (mg g-1) = [(peso papel filtro + muestra seca) - peso papel filtro]*0.309 Para la extracción de los ácidos AH+AF, al residuo de suelo, después de la separación de la MOF, se agregaron 400 mL de Na4P2O7 0.1 M a cada muestra, se agitó a 180 oscilaciones por minuto durante 30 min y se dejó reposar toda la noche; posteriormente, se centrifugó a 3500 rpm durante 20 min; se repitió la extracción dos veces con 200 mL de dicho extractante; los sobrenadantes se vertieron en un recipiente de polietileno de boca amplia con capacidad de 4 L por cada unidad experimental. La extracción de dichos ácidos se continuó con 400 mL de NaOH 0.5 M, agitando a 180 rpm durante 30 min; se dejó

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reposar toda la noche, luego se centrifugó a 3500 rpm durante 20 min y se continuó lavando la muestra con 200 mL de NaOH 0.5 M hasta que el sobrenadante presentó una tonalidad casi incolora (ocho veces); todos los sobrenadantes se decantaron en el mismo recipiente (AH+AF). Posteriormente, el residuo del suelo se lavó varias veces con 200 mL de agua destilada centrifugando a 10 000 rpm durante 15 min cada vez, hasta que el sobrenadante presentó pH 8. Con excepción del último lavado, los sobrenadantes del extracto (AH+AF) se vertieron al recipiente. Se midió el volumen total mediante aforo con matraz. Para valorar el C de la mezcla AF+AH, se tomó una alícuota de 50 mL de dicho extracto y se vertió en un matraz Erlenmeyer de 500 mL y se desecó a 40 °C en baño maría. La valoración de C de esta fracción alcalinosoluble se realizó a través del método Walkley y Black (Jackson, 1982). Se calculó de la manera siguiente: CAF +AH (mg g-1) = (mL de K2Cr2O7 * N) - (mL FeSO4 * N) * 0.39/g muestra donde: g muestra (AF+AH) = mL alícuota * g suelo /vol. total extracto (mL). Para separar los ácidos húmicos (AH) se tomó una alícuota de 200 mL del extracto AH+AF y se vertió en un frasco de plástico transparente; se agregó H2SO4 1:1 para precipitar los AH (hasta pH 1.5) y se dejó reposar entre 16 y 24 h. Tras la floculación se separaron los AF por decantación. Los AH se lavaron dos veces con 30 mL de H2SO4 0.001 N y se centrifugaron a 2500 rpm durante 20 min, desechando el sobrenadante; al precipitado se le agregó NaOH hasta elevar el pH a 12 agitando y el sobrenadante se centrifugó de nuevo a 10 000 rpm durante 10 min, decantando en un matraz aforado de 50 mL. Para valorar el C de los AH, se tomó una alícuota de 10 mL de dicho volumen y se vertió en un matraz Erlenmeyer de 500 mL y se desecó a 40 °C en baño maría. La cuantificación de C de la fracción de AH se realizó a través del método Walkley y Black (Jackson, 1982) y se calculó de la manera siguiente: CAH (mg g-1) = (mL K2Cr2O7 * N) - (mL FeSO4 * N) * 0.39/g muestra donde: g muestra AH = g suelo*200 mL/volumen total extracto (mL).

Para aislar los ácidos fúlvicos (AF) del filtrado recogido en la separación de la MOF (los AF H3PO4 del primer extracto), se tomó una alícuota de 100 mL, se vertió en un matraz Erlenmeyer de 500 mL y se desecó a 40 °C en baño maría hasta reducir el volumen aproximadamente en 80%. En este volumen se valoró el C de los AF, según Walkley y Black (Jackson, 1982). El cálculo de C de los AF se realizó de la manera siguiente: CAF(H3PO4) (mg g-1) = (mL K2Cr2O7 * N) - (mL FeSO4 * N) * 0.39/g muestra donde: g muestra AF (H3PO4) = mL alícuota * g suelo / vol. total del primer extracto (mL) La cantidad de AF totales puede obtenerse también por diferencia: CAF (mg g-1) = (CAF +AH - CAH) + CAF(H3PO4) Para aislar las huminas totales (Hna), el residuo de la muestra de suelo, que quedó en el tubo de centrifugación después del último lavado con agua destilada, se colocó en una cápsula de porcelana para desecarlo a 40 °C. El suelo con sólo Hna se trituró en mortero de ágata, se tamizó a 0.140 mm y se pesó en una balanza analítica. El contenido de C en Hna (en mg g -1 ) se obtuvo directamente en el analizador automático de C (TOCAN 5050 Shimadzu). Las reservas de COS y de cada fracción húmica del Vertisol se determinaron en cada unidad experimental; para ello, se consideraron la DA del Vertisol, la profundidad del muestreo, la masa del suelo, y se relacionaron el contenido de C (mg g-1) y la masa del suelo (Mg ha-1). Para conocer el efecto del manejo aplicado al suelo en el sitio experimental sobre las reservas orgánicas estudiadas, se aplicó el ANOVA a las 16 unidades experimentales. También se aplicó la prueba de comparación de medias de Tukey (P = 0.05) para contrastar las medias de los tratamientos (Martínez, 1988). Con el propósito de ver la asociación de ciertas variables de interés, se hizo un análisis de correlación, utilizando los datos de las 16 unidades experimentales. Todos los análisis estadísticos se procesaron con el SAS, de acuerdo con Rebolledo (2002).

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RESULTADOS Y DISCUSIÓN Propiedades del Suelo El contenido de arcilla del Vertisol en el sitio de estudio varió entre 583 g kg-1 en SDR y 693 g kg-1 en SNC, lo cual denota la naturaleza altamente arcillosa de este suelo (Coulumbe et al., 1996), siendo del tipo 2:1 (montmorillonita); los valores de arcilla resultaron inferiores en los tratamientos que involucraron cultivo y resultaron estadísticamente diferentes respecto al SNC; esto debe interpretarse como pérdida de arcilla por el arrastre provocado por las intensas lluvias y el tipo de riego por gravedad empleado. A causa de la variación de la arcilla, hubo también variaciones significativas de limo (de 168 a 250 g kg-1) y de arena (de 140 a 180 g kg-1); ambas fracciones resultaron significativamente más abundantes en suelo con manejo antrópico. Los valores de la DA del suelo resultaron en todo caso altos, dado el excesivo contenido de arcillas, no existiendo diferencias significativas entre tratamientos; el posible efecto positivo de la no remoción del suelo y el aporte de residuos orgánicos se ve perjudicado por el tráfico repetitivo de la maquinaria (siembra, empacado y recolección). La DA es también un reflejo de la compactación del suelo; al respecto, Guido et al. (2003) indicaron que la SD es incapaz de evitar la compactación inducida por el intenso tráfico de maquinaria pesada. Sin embargo, Zeleke et al. (2004) encontraron que, mediante la incorporación de grandes cantidades de residuos de cosecha al suelo más la aplicación de fertilizantes inorgánicos, fue posible disminuir la DA en la superficie del suelo, debido a la alta DA del Vertisol se presentó una porosidad total (Pt) muy baja (< 30% en todos los casos), más acusado donde no se remueve

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el suelo (Cuadro 1), menor que 50% (mínimo recomendable). Se observó que el pH de este Vertisol en su condición natural tiene una reacción ligeramente básica (7.2), lo que coincide con los valores teóricos de 7.0 a 7.5 reportados por Coulombe et al. (1996). El cultivo acidificó ligeramente el suelo con diferencias significativas (P < 0.01). Es común en los suelos este proceso por la acción acidificante del sulfato amónico y de manera más evidente en las SD. En el caso de que exista quema (SCQ), la reducción del pH obedece a la disolución de las cenizas calcopotásicas (Gallardo, 1999) y a la pérdida de Ca2+ y Mg2+ intercambiables (Graham et al., 2002) El contenido de COS del Vertisol es significativamente más alto en el SNC (P < 0.01); no hay duda que el cultivo tiene un efecto depresivo sobre el COS. El COS, representado en forma de porcentaje de MOS, varió de mediano (SCQ) a muy rico (SNC). Es obvio que los aportes nitrogenados (fertilizantes) producen un efecto residual que tiende a nivelar el contenido de N edáfico. Los valores de C/N son cercanos a 14, con diferencias significativas entre la SCQ y los demás manejos, posiblemente el quemado causa una más intensa mineralización de la MOS. Valores de C/N de esos órdenes fueron encontrados por Coulombe et al. (1996) en un Vertisol. C de las Fracciones Húmicas Respecto al COS y Cantidad de Extracción de Sustancias Húmicas (SH) En el Cuadro 2, se presentan los porcentajes de C de las fracciones húmicas respecto al COS.

Cuadro 1. Propiedades del Vertisol de Valle de Santiago (Guanajuato, México). Parámetros edáficos †

Manejos SNC SDE SDR SCQ Desv. Estándar Significancia †

Arcilla g kg

-1 ‡

693 a 585 b 583 b 590 b 32.6 **

Densidad aparente

pH (1:2)

Materia orgánica

g cm

H2O

%

mg g

1.67 a 1.73 a 1.75 a 1.64 a 0.05 NS

7.2 a 6.1 c 6.1 c 6.7 b 0.2 **

4.7 a 4.0 ab 3.5 ab 3.1 b 0.5 **

1.9 a 1.6 a 1.6 a 1.5 a 0.01 NS

-3

Nitrógeno

C/N

-1

14 a 14 a 13 ab 12 b 0,8 **

SNC = suelo no cultivado; SDR = siembra directa con aportación total de residuos de cosecha. SDE = siembra directa con extracción parcial de residuos mediante el empacado; SCQ = siembra convencional con quema de residuos de cosecha. ‡ Valores con la misma letra no son estadísticamente diferentes. ** = altamente significativo (P < 0.01), * = significativo (P < 0.05), NS = no significativo.

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El porcentaje de C en la MOF fue escaso, nunca superior a 3%. Sin embargo, la MOF en el SNC fue mayor significativamente con respecto a los valores encontrados en los sistemas de manejo antrópico del Vertisol. Estos resultados coinciden con Bayer et al. (2002) quienes reportaron que la fracción particulada de la MOS es altamente sensitiva al manejo y representa una pequeña proporción del COS, pero siempre superior en suelos no alterados. Con respecto al contenido de los AF, los cuales resultaron con diferencias altamente significativas (P < 0.01) entre la SDR (más alto porcentaje 70%) y los otros sistemas de manejo. Los AH resultaron escasos en este suelo, siendo mayor en SNC con 18%; no se encontró diferencia estadística entre los sistemas de manejo. La eficiencia extractiva de la fracción soluble (AH+AF) con los reactivos alcalinos fue altamente sensible a los sistemas de manejo, observándose el valor mayor en SDR (79%) y disminuyó al reducir los aportes orgánicos (SDE) o, en su caso, donde se quemaron los residuos de cultivo (SCQ) hasta 54%. Por lo tanto, la metodología de fraccionamiento de MOS, propuesta por Dabin (1971), si se califica con base en la eficiencia en la extracción, puede considerarse acertada para el Vertisol. Las proporciones de las fr acciones más evolucionadas confor madas por los AH+Hna se concentraron mayoritariamente en SNC y SCQ, por tal motivo, la MOS en dichos sistemas de manejo se podría considerar más estable. Reservas de COS Las reservas de COS del Vertisol en la capa superficial de 0 a 15 cm de profundidad resultaron altamente significativas (P = 0.01) a los tratamientos estudiados, resultando mayores en SNC con 66.8 Mg ha -1 , sin diferencia significativa con SDE (Cuadro 3). La remoción del suelo y la quema de rastrojos que conlleva el manejo tradicional (SCQ) contribuye a acentuar la disminución de las reservas orgánicas de los epipedones edáficos, para este Vertisol fue de 33% que equivale a 22 Mg ha-1 de C, debido a la destrucción de los agregados medianos y grandes del suelo y acelerarse la mineralización (por hacerse más accesible la MOS al ataque microbiano). En este sentido, Chan et al. (2002) atribuyeron un mayor efecto de la labranza a la pérdida del COS que a la quema de

rastrojos; sin embargo, estos mismos autores indicaron que la quema afectó la pérdida de COS asociado a la fracción mineral < 53 µm (limo fino más arcilla); por lo expuesto, debido a la utilización continua de SCQ por más de 40 años se ha provocado una reducción del contenido porcentual de MOS en el Vertisol de 1.6%. A este respecto, Freixo et al. (2002) encontraron que la fracción arcilla concentra entre 60 y 90% del COS. Esto confirma los resultados obtenidos en el Vertisol del presente estudio, puesto que el SNC presentó el más alto contenido de arcilla (Cuadro 1). Asimismo, McConkey et al. (2003) aseveraron que los suelos con textura fina tienen un mayor potencial de incrementar COS con manejo sin labranza, lo cual coincide, en parte, con los resultados del presente estudio. Fyles et al. (1991) y Roscoe y Buurman (2003) también encontraron mayores reservas orgánicas en suelos de ecosistemas no perturbados que en aquellos sometidos a manejo antrópico después de 30 años de cultivo, obviamente también influidos por el aporte de residuos orgánicos. Sin embargo, no es necesario igualar o superar la cantidad de las reservas que había en el ecosistema para hacer sostenible el sistema de producción debido a que se corre el riesgo de tener un exceso de nutrimentos e inducir efectos negativos al ambiente (Crohn, 1995). Las reservas de COS en la SDE superaron al sistema de manejo SCQ en 14 Mg ha -1 de C. Este aumento del COS en SDE representó un incremento del contenido de la MOS muy cercano a 1%. Deen y Kataki (2003) señalaron que la concentración de COS depende de la profundidad de operación de labranza y encontraron la tendencia de incremento siguiente: en las capas de 0 a 5, de 5 a 10 y de 20 a 40 cm de profundiadad con labranza cero, cincel y aradura, respectivamente. Sin embargo, las reservas de COS con SDE paradójicamente superaron a la SDR (en 5.7 Mg ha-1 de C); ello podría obedecer a una disminución temporal de la descomposición de la MOS en la SDR por condiciones de saturación hídrica, creándose condiciones más anaerobias que en la SDE, (Saharawat, 2003), dado que la anaerobiosis causa una mineralización menos acentuada de los restos orgánicos (Flaing et al., 1975; Kononova, 1981). El Cuadro 1 muestra que la DA es mayor (y la Pt menor) con la SDE, pero no parece que existan diferencias significativas con los valores encontrados en el sistema SDR. Hay que tener en cuenta también que Roscoe y Buurman (2003) señalaron que altos valores de la DA edáfica conducen a una sobrestimación de las reservas

GARCÍA ET AL. RESERVAS DE CARBONO ORGÁNICO Y DE FRACCIONES HÚMICAS EN UN VERTISOL

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Cuadro 2. Contenido de C orgánico del suelo (COS) y fraccionamiento de la materia orgánica del suelo (referido a porcentaje sobre COS) sometido a distintos manejos (Valle de Santiago, Guanajuato, 2003). Fraccionamiento orgánico

COS

Manejo¶

mg g-1

SNC SDE SDR SCQ Desv. Estándar Significancia

MOF†

AF‡

AH§

AH + AF

Hna#

AH/AF

- - - - - - - - - - - - - - - % (COS) - - - - - - - - - - - - - - - -

††

26.5 a 22.5 ab 20.3 b 18.0 b 2.9 **

2.7 a 1.3 b 1.3 b 1.7 ab 0.7 *

50.8 b 45.5 b 70.5 a 49.0 b 13.1 **

17.5 a 8.8 a 8.8 a 14.3 a 13.4 *

68.3 ab 54.0 b 79.3 a 63.3 b 7.5 **

40.0 a 26.3 a 23.0 a 26.0 a 29.1 NS

0.36 a 0.19 a 0.13 a 0.32 a 0.07 NS

†

MOF = materia orgánica fresca; ‡ AF = ácido fúlvicos; § AH = ácido húmicos; # Hna = huminas totales; ¶ SNC = suelo no cultivado; SDR = siembra directa con aportación total de residuos de cosecha. SDE = siembra directa con aporte de residuos tras el empacado; SCQ = siembra convencional con quema de residuos de cosecha. †† Valores con la misma letra no son estadísticamente diferentes. * significativo P < 0.05; ** altamente significativo P < 0.01; NS = no significativo.

de C en un suelo sometido al cultivo; esto debe tenerse en cuenta a la hora de considerar las diferencias entre manejos del Vertisol estudiado. Estos resultados se refieren al ciclo O-I; de acuerdo con Deen y Kataki (2003) pudiera haber diferencias en los valores de las reservas si se refirieran al ciclo P-V, pero no en la tendencia, dada la relativa lentitud de los cambios en los procesos en los que está implicada la humificación. Las reservas de COS en el perfil del Vertisol estudiado resultaron mayores obviamente en la capa superficial de 0 a 20 cm con 69.9 Mg ha-1, éstas son fomentadas por el aporte constante de residuos de cultivo que se realizan ciclo tras ciclo y por la no perturbación del suelo; dichas reservas correspondieron a 45.5% del COS respecto a 1 m de profundidad (Cuadro 4); las reservas de COS de este Vertisol (cifradas en 154 Mg ha -1) se consideran intermedias. Swift (2001) y Wairio y Lal (2003) coincidieron con el resultado anterior

y reportaron una mayor reserva de COS en el horizonte superficial en condición natural y ésta decreció marcadamente con la profundidad. Sin embargo, Swift (2001) señaló que los Vertisoles muestran cantidades muy sustanciales de CO a mayores profundidades, como es el caso de los AF que emigran por lavado; aunque en los horizontes más profundos, el contenido de COS no se visualizaría tan intensamente Deen y Kataki (2003). El contenido de COS referido a 50 cm de profundidad es 75% del referido a 1 m (Cuadro 4). Fraccionamiento de las Reservas Húmicas En el Cuadro 3, se observa que, en la condición de SNC, se obtienen las mayores reservas de C de las fracciones de MOS, con diferencia estadísticas con los sistemas de manejo antrópicos, con excepción de AH y Hna en el sistema de manejo tradicional (SCQ), con este manejo se alcanzaron pérdidas de las reservas orgánicas

Cuadro 3. Reservas de C orgánico del suelo (COS) y de fracciones húmicas de un Vertisol sometido a distintos manejos (Valle de Santiago, Guanajuato, 2003). Manejo/Parámetros edáficos†

COS

MOF‡

AF§

AH#

AH + AF

Hna¶

- - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - Mg ha-1 - - - - - - - - - - - - - - - - - - - SNC SDE SDR SCQ Desv. estándar Significancia †

66.8 a†† 58.8 ab 53.1 bc 44.8 c 5.8 **

1.83 a 0.78 b 0.70 b 0.78 b 0.4 *

33.2 a 26.5 ab 37.5 bc 21.6 c 8.5 **

12.0 a 5.1 b 4.8 b 6.3 b 1.2 *

44.5 a 31.0 ab 41.9 ab 27.4 b 8.7 **

24.0 a 17.5 b 17.5 b 20.8 ab 3.4 *

SNC = suelo no cultivado; SDR = siembra directa con aportación total de residuos de cosecha; SDE = siembra directa con aporte de residuos tras el empacado; SCQ = siembra convencional con quema de residuos de cosecha. ‡ MOF = materia orgánica fresca; § AF = ácido fúlvico; # AH = ácido húmico; ¶ Hna = huminas totales. †† Valores con la misma letra no son estadísticamente diferentes; * significativo P < 0.05; ** altamente significativo P < 0.01; NS = no significativo.

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Cuadro 4. Reservas de C orgánico del suelo (COS) en un perfil del Vertisol en estudio. Valle de Santiago, Gto. 2003. Capa Profundidad cm Ap Bss Bss2 BC C C2

0 a 27 27 a 60 60 a 73 73 a 84 84 a 98 98 a 115

Carbono orgánico

Densidad Reservas de COS aparente

g kg-1

Mg m-3

Mg ha-1

20.2 5 6.4 2.7 2.7 2.7

1.65 1.7 1.71 1.46 1.65 1.56

0 - 20 cm: 69.9 0 - 50 cm: 115.3 0 - 100 cm: 154.2

de 57, 35, 47, 38 y 13% de MOF, AF, AH, AH+AF, respectivamente, con respecto al SNC, excepto en Hna. A este respecto, Kononova (1981) indicó que el laboreo del suelo ocasiona pérdidas de reservas de sustancias húmicas (SH), sobre todo si no se reponen con aportaciones orgánicas. La reserva de MOF en el SNC fue de 1.8 Mg ha-1, significativamente superior (P < 0.01) (más del doble) respecto a los manejos antrópicos del Vertisol, lo cual coincidió con los resultados obtenidos por Roscoe y Buurman (2003). Labrador (2001) indicó que las SH edáficas predominan sobre la MOF, a no ser que recientemente se hayan realizado importantes aportaciones orgánicas. Las reservas de MOF del Vertisol están influenciadas por el alto contenido de arcilla que caracteriza este tipo de suelo (r = 0.87; P < 0.01); además, en los manejos con SD, al no mezclarse el rastrojo con el suelo, la MOF edáfica debe ser baja forzosamente. Heal et al. (1997) y McCarthy (2001) aseveraron que el comportamiento de la MOF depende del contenido de arcilla del suelo debido, por un lado, a que los coloides arcillosos protegen dicha fracción de la degradación microbiana y, por otro, a que pueden adsorber sustancias orgánicas frescas; en todo caso, promueven la descomposición de la MOF, pero no la mineralización orgánica. Por lo tanto, el manejo y contenido argílico del suelo justifican el bajo contenido de la MOF. Los AF del SNC superaron en 12 Mg ha-1 de C el manejo tradicional (SCQ), cuyo contenido de C es alrededor de 51% de las reservas de COS, siendo la fracción orgánica más abundante en el suelo en estudio, por lo tanto, la dinámica de las sustancias húmicas estará gobernada por el contenido de los AF. El manejo tradicional ocasionó, pues, una mayor mineralización de los AF, como era de esperarse. Estos resultados también coinciden con lo encontrado por Bayer et al.

(2002) en un Acrisol franco arcilloso. Roscoe y Buurman (2003) señalaron que las fracciones poco polimerizadas (como los AF) deberían ser las más sensibles al impacto del manejo edáfico. Se sabe que los AF son relativa y rápidamente mineralizables en el suelo, debido a su alta solubilidad y que, además, pueden perderse fácilmente por lixiviación. Sin embargo, Piccolo et al. (1996) encontraron que el mayor contenido de AF correspondió a un suelo cultivado, en relación con los AH. La abundancia de AF en el Vertisol, a pesar de ser un suelo de neutro a ligeramente ácido y contener una elevada proporción de arcillas 2:1 (que caracterizan a los Vertisoles), indica alguna o varias limitaciones para la adecuada humificación de los residuos orgánicos, como puede ser la existencia de un mal drenaje. Las bajas reservas de AH corroboran una dificultad en la evolución de AF a AH, debido a una inadecuada humificación existente en estos suelos. Sin embargo, el SNC muestra las mayores reservas de AH, con diferencias significativas en relación con los tratamientos de SD; ello indica un mayor dinamismo en el proceso de humificación en condición no alterada y mayor estabilidad de las sustancias húmicas. En cuanto a las reservas de fracciones alcalinosolubles (AF+AH), éstas resultaron superiores en SNC con 17 Mg ha-1 de C en la capa de 0 a 15 cm, respecto al manejo tradicional (SCQ), aunque Reyes y García (2004) argumentaron que el contenido de dichas fracciones puede variar significativamente con el manejo antrópico del suelo y la profundidad del perfil del suelo. La mayor reserva de Hna apareció en SNC con 24 Mg ha -1 y, de acuerdo con Duchaufour (1987), representa un valor bajo para un Vertisol, con diferencias significativas con respecto a los demás sistemas de manejo (P < 0.05), excepto con SCQ. El bajo contenido de Hna del Vertisol (concomitante a la abundancia de fracciones solubles) puede atribuirse al proceso de hidromorfismo existente en este suelo, principalmente en la época de lluvias y ocasionado por el propio riego. La compactación del suelo restringe el flujo hídrico; es notable el hecho de que dicha compactación edáfica es favorecida por las obligadas operaciones con maquinaria sobre suelo húmedo y esto es evidente en la SD. En este sentido, Soza et al. (2003) señalaron que la SD después de cuatro años sucesivos generó mayor compactación del suelo. Este proceso de compactación y la baja permeabilidad edáfica ha sido descritos por McQueen y Shepherd (2002) y Tubeileh et al. (2003).

GARCÍA ET AL. RESERVAS DE CARBONO ORGÁNICO Y DE FRACCIONES HÚMICAS EN UN VERTISOL

El proceso de hidromorfía ocasiona la reducción de Fe de los sesquióxidos (junto con la pérdida de Ca2+) en suelos neutros o poco ácidos, dichos cationes sirven de enlace entre las arcillas y la MOS. La reducción a Fe2+ origina una inestabilidad del complejo arcillohúmico (Duchaufour, 1987), lo cual ocasiona la solubilidad de fracciones orgánicas edáficas; por lo tanto, la proporción de Hna disminuye, contrariamente a lo que cabría esperarse en este tipo de suelos. Por ello, Tamames (2002) indicó que la fracción Hna puede ser un indicador de la bioestabilidad de la MOS. La presencia de la hidromorfía causa que haya una correlación baja entre el contenido de Hna y de arcillas en estos Vertisoles (r =0.57, P < 0.05). 3+

Relación AH/AF y Calidad Húmica Algunos autores utilizan varios índices de humificación o polimerización [v.g. AH/AF (Canellas et al., 2001; Labrador, 2001)]. En el presente estudio (Cuadro 2), los valores de la relación AH/AF son bajos (< 0.4 en todos los casos); dicha relación fue más alta en el SNC y SCQ con 0.36 y 0.32, respectivamente. La relación AH/AF mostró valores inusualmente bajos en todos los sistemas de manejo en comparación con otros suelos (Gallardo y García, 1973), sin diferencias significativas. Sin embargo, es poco explicable que, en la SDR, la relación AH/AF sea significativamente más baja (0.13), a no ser que sea consecuencia de la alta liberación de sustancias orgánicas solubles que se están lixiviando del rastrojo acumulado sobre el suelo. En todo caso, dicho índice resultó siempre muy inferior a la unidad, lo que confirma que en el Vertisol estudiado existe una baja calidad húmica (Labrador, 2001) y tiende a la degradación. Schnitzer (2000) señaló que los métodos de extracción de SH edáficas basados en el empleo de soluciones extractoras alcalinas, a pesar de tener las desventajas de ser laboriosos y consumidores de tiempo y, por ello, dificultan el análisis de un número grande de muestras de suelo, son más eficientes y económicos. Flaig et al. (1975) indicaron que los resultados del fraccionamiento de la MOS dependen, en grado considerable, del método empleado, debido a las numerosas variaciones que presentan los distintos procedimientos de extracción, por lo que la utilidad del índice AH/AF es más bien cuestionable, al menos en este caso. McCarthy (2001) señaló que, además de

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la eficiencia extractiva, la naturaleza y concentración de los extractantes empleados, la temperatura de extracción, el periodo de contacto con la base extractante y las condiciones de aerobiosis o anaerobiosis afectan la composición de las fracciones de la MOS. Además, Gallardo (1999) demostró que una alta extracción en general va asociada a una humificación desfavorable e indicó que la extracción tiene una correspondencia inversa a la calidad húmica. Por lo tanto, todos los resultados obtenidos parecen coincidir con la afirmación de la baja calidad húmica de este Vertisol. CONCLUSIONES - Las reservas de C orgánico edáfico (COS) y de fracciones húmicas disminuyeron significativamente a causa del manejo convencional (SCQ) respecto al suelo no cultivado (SNC), donde resultaron los máximos valores de las reservas orgánicas estudiadas. Dicha disminución del COS significó una reducción de 1.6% de la materia orgánica del suelo (MOS) del Vertisol. - Tras diez años consecutivos de empleo de la siembra directa con aporte de residuos tras el empacado (SDE) se incrementaron las reservas de COS y ácido fúlvico (AF) en 14 y 5 Mg ha-1 de C, respectivamente, en relación con la SCQ; este aumento del COS representó un incremento de 1% del contenido de MOS. Además, la SDE superó a la SDR en sus reservas de COS en casi 6 Mg ha-1 de C. - La eficiencia extractiva de la fracción soluble se incrementó significativamente cuando el suelo fue poco perturbado; así, el incremento de aporte del residuo orgánico correspondió a 79% en la SDR. - Todos los sistemas de manejo presentaron alta densidad aparente como indicador de la compactación del suelo, por tal motivo, en ningún caso se logró restablecer una porosidad aceptable. Dicha compactación ocasiona hidromorfía (acentuada por el tipo de riego y la presencia de lluvias) y parece ser la causa última de la baja calidad húmica en este Vertisol. AGRADECIMIENTOS Se agradece al CONACYT por el financiamiento otorgado a través del Proyecto G33156-B. Al Dr. Jorge Etchevers-Barra, Dra. Claudia Hidalgo-Moreno y M.C. Juliana Padilla-Cuevas por la asesoría y el apoyo otorgados en el análisis químico de suelos.

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PÉRDIDA DE SUELO Y RELACIÓN EROSIÓN-PRODUCTIVIDAD EN CUATRO SISTEMAS DE MANEJO DEL SUELO Soil Loss and Erosion-Productivity Relationships in Four Soil Management Systems Néstor Francisco-Nicolás1‡, Antonio Turrent-Fernández2, José Luis Oropeza-Mota3, Mario Roberto Martínez-Menes3 y José Isabel Cortés-Flores3 RESUMEN

Asimismo, TMV-TA se asoció con estabilidad aceptable del rendimiento. Los resultados indican que LT limitó en mayor escala la sostenibilidad del recurso suelo; mientras que, TMV-TA constituyó el manejo prosostenible en condiciones tropicales, con alta intensidad y cantidad de precipitación, terrenos con pendientes pronunciadas y suelo mal drenado.

En sistemas agrícolas tropicales, la erosión hídrica pone en riesgo su sostenibilidad porque disminuye la infiltración, la fertilidad y la productividad. El objetivo fue evaluar la pérdida de suelo, la productividad y estabilidad del maíz, y la relación erosión-productividad. Se instalaron lotes de escurrimiento de 50 m2, con el cultivo doble de maíz de primavera-verano (P-V) con sucesión de otoño-invierno (O-I), en un Entisol con 14.6% de pendiente, en Los Tuxtlas, Veracruz, México. Los sistemas de manejo fueron: a) labranza de conservación (LC), b) terrazas de muro vivo con tracción animal y 1 m de desnivel (TMV-TA), c) terrazas de muro vivo con tracción mecánica y 1 m de desnivel (TMV-TM), y d) labranza tradicional con quema de rastrojo y roturación mecánica (LT). De 1995 a 2002, las pérdidas de suelo fueron de 0.85, 2.16, 9.62 y 146.24 t ha-1 año-1, los coeficientes de escurrimiento fueron de 13.9, 13.8, 14.7 y 27.7%, las concentraciones de sedimentos fueron de 338, 812, 3761, 29 522 mg L-1 y las relaciones erosión-productividad fueron de 0.2, 0.4, 2.3 y 35.5 t de suelo perdido por t de maíz producido en LC, TMV-TA, TMV-TM y LT, respectivamente. TMV-TA superó a LC, TMV-TM y LT en 690, 820 y 830 kg ha -1 de rendimiento de grano anual, respectivamente; respuesta explicada porque en la sección alta del terreno y en el ciclo P V, TMV-TA superó significativamente a los demás sistemas. Sin embargo, en el ciclo O-I, el mismo sistema sólo superó al testigo, para condiciones de humedad limitativas de producción.

Palabras clave: terraza de muro vivo, labranza de conservación, pérdida de productividad, manejo de laderas. SUMMARY Water erosion is a threat to sustainability of tropical farming systems because it decreases water infiltration, lowers both soil fertility and crop productivity. Conventional run off plots (2 m wide by 25 m long) were installed on a 14.6% slope Entisol in Los Tuxtlas, Veracruz, Mexico, to measure soil loss as well as losses in crop productivity and stability of double-cropped maize. Four soil management systems were tested: a) conservation tillage (CT), b) live tree hedgerow terraces, one meter apart vertically, with light tillage (LTHT-LT), c) live tree hedgerow terraces, one meter apart vertically, with heavy tillage (LTHT-HT), and d) conventional tillage, all crop residues burned (COT). Soil losses averaged 0.85 t ha-1 yr-1 for CT, 2.16 t ha-1 yr-1 for LTHT-LT, 9.62 t ha-1 yr-1 for LTHT-HT, and 146.24 t ha-1 yr-1 for COT. Runoff coefficients were 13.9% for CT, 13.8% for LTHT-LT, 14.7% for LTHT-HT, and 27.7% for COT. Sediment concentrations were 338, 812, 3761, and 29 522 mg L-1; and environmental costs were 0.2, 0.4, 2.3, and 35.5 ton of soil lost per ton of maize produced, respectively, with systems CT, LTHT-LT, LTHT-HT, and COT. System LTHT-LT was associated with higher yields of maize grain as compared to other systems: 0.69t ha-1 over CT, 0.82 t ha-1 over LTHT-HT, and 0.83 t ha-1 over COT. Yield associated to LTHT-LT in the higher section of the experimental site was significantly higher than yields of all other systems in

1

Campo Experimental Papaloapan, Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias. 95641 Cd. Isla, Veracruz, México. ‡ Autor responsable ([email protected]) 2 Campo Experimental Valle de México, INIFAP. 56230 Chapingo, estado de México. 3 Colegio de Postgraduados, Campus Montecillo. 56230 Montecillo, estado de México. Recibido: julio de 2004. Aceptado: noviembre de 2005. Publicado en Terra Latinoamericana 24: 253-260.

253

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the spring-summer season, while only the yield difference to COT remained significant in the soil moisture deficient winter-spring season. LTHT-LT system was associated with the highest yield stability. COT was the least sustainable system. This information is relevant to tropical rainy conditions, high rainfall intensity, steep slopes, and poorly drained soils. Index words: live tree hedgerow terrace, conservation tillage, productivity loss, hillslope management. INTRODUCCIÓN En la región de Los Tuxtlas, Veracruz, México los agricultores practican el cultivo doble de maíz con sucesión en laderas, en una superficie de 50 000 ha. El sistema de cultivo está asociado a quema de residuos de cosecha, laboreo y siembra en el sentido de la pendiente; prácticas que propician alto grado de escurrimiento y de erosión. Estos procesos disminuyen la infiltración y la fertilidad del suelo, como consecuencia decrece el rendimiento de maíz del ciclo otoño-invierno, dejándose de sembrar en este ciclo por su baja productividad. Al aumentar la degradación del suelo, también se interrumpe la siembra de maíz del ciclo primavera-ver ano, entonces, los terr enos descansan un periodo de cuatro años para que recuperen su fertilidad. En el mundo, la erosión hídrica es el principal problema de degradación del suelo y se estima que 562 millones de hectáreas presentan erosión hídrica moderada o severa (Craswell, 1993). En México, 32 millones de hectáreas presentan erosión severa a muy severa (SEMARNAP, 1996). El monocultivo de maíz es más susceptible a la erosión hídrica que una rotación. Gantzer et al. (1991), en una rotación de cultivos durante 74 años, encontraron una pérdida promedio de 12.4 cm de suelo; mientras que, durante 60 años con monocultivo de maíz, se perdieron 22 cm de suelo. Paningbatan et al. (1995), con tecnología tradicional observaron pérdidas anuales de suelo de 100 a 200 t ha-1; en cambio, en el sistema de cultivo en callejones (SCC), la pérdida disminuyó hasta 5 t ha-1. Sin embargo, Poudel et al. (1999) encontraron altas pérdidas de suelo, tanto con la tecnología del agricultor (65.3 t ha-1 año-1), como en el SCC (45.4 t ha-1 año-1). Estos estudios sugieren que no existe una respuesta general sobre el control de la erosión con

el SCC. Mueller et al. (1984) encontraron pérdidas de suelo de 3.8 t ha-1 año-1 en labranza convencional y de 0.8 t ha-1 año-1 en no labranza. Estudios sobre pérdida de productividad del cultivo de maíz asociada a erosión indican que el rendimiento de grano de maíz decrece en función de años en la producción del suelo. Pérez-Nieto et al. (1998) encontraron que la tasa anual de pérdida de rendimiento de grano de maíz fue de 3.4 y 70 kg ha-1 año-1, para Faeozem y Leptosol, respectivamente. Asimismo, el rendimiento de maíz disminuye con la pérdida de suelo acumulada; Lal (1981), en Nigeria en un Alfisol, encontró una reducción de rendimiento de 9 kg t-1 de suelo perdido. La reducción en rendimiento de grano de maíz en suelos moderadamente y severamente erosionados asciende a 14 y 39%, respectivamente, comparados con suelos no erosionados (Kilasara et al., 1996). El objetivo de este estudio fue evaluar la eficiencia técnica de la terraza de muro vivo y de la labranza de conservación, en términos del escurrimiento superficial, la pérdida de suelo, la productividad y estabilidad del cultivo doble de maíz, la relación erosión-productividad y la pérdida de productividad durante un periodo de ocho años, en condiciones de alta intensidad y cantidad de precipitación, ladera con pendiente alta y suelo mal drenado. MATERIALES Y MÉTODOS La investigación inició en 1988, en el sitio experimental Vistahermosa, localizado en la región de Los Tuxtlas, ubicada al sureste del estado de Veracruz, entre 18° 00’ y 18° 45’ N y 94° 55’ y 95° 30’ O. El experimento se ubicó en una ladera cóncava, con 14.6% de pendiente y una precipitación media anual de 1683 mm. El clima es cálido subhúmedo con lluvias en verano (Aw2 ) (García, 1981). El suelo es Typic Tropofluvents (Uribe-Gómez et al., 2000), con textura franco arcillo arenoso, bajo contenido de materia orgánica (1.4%) y pH moderadamente ácido (6.1). De 1995 a 2002 se realizó la evaluación hidrológica, en cuatro sistemas de manejo del suelo: 1) terraza de muro vivo con tracción animal y 1.0 m de intervalo vertical (TMV-TA), 2) terraza de muro vivo con tracción mecánica y 1.0 m de intervalo vertical (TMV-TM), 3) labranza de conservación (LC), y 4) labranza tradicional (LT). En TMV-TA y TMV-TM, las parcelas constaron de seis terrazas de 20.0 m de longitud por

FRANCISCO ET AL. PÉRDIDA DE SUELO Y RELACIÓN EROSIÓN-PRODUCTIVIDAD EN SISTEMAS DE MANEJO

un ancho variable asociado a la distancia entre setos. En LC y LT, las parcelas fueron de 17.5 m de longitud transversal a la pendiente y de 40.0 m de ancho. Las terrazas consistieron en el establecimiento de setos en contorno con Gliricidia sepium, la instalación anual de un filtro de escurrimientos con residuos de cosecha y la roturación unidireccional del suelo con arado reversible (Turrent-Fernández et al., 1995). El sistema LC consistió en no roturar el suelo, controlar malezas con herbicidas, eliminar la quema y dejar en el campo el rastrojo de dos ciclos de cultivo de maíz (4.10 t ha-1 año-1 de materia seca). El sistema LT consistió en quemar los residuos de cosecha de maíz de dos ciclos de cultivo (3.59 t ha-1 año-1 de materia seca) y en roturar el suelo en el sentido de la pendiente con arado de tracción mecánica. El experimento se condujo con el cultivo doble de maíz de primavera-verano (P-V) con sucesión de otoñoinvierno (O-I), estableciéndose en la segunda quincena de junio y primera de noviembre, respectivamente. El ciclo P-V se sembró con la variedad VS-536 y el ciclo O-I con la variedad V-530, con densidades de 60 mil y 45 mil plantas ha-1, respectivamente. El maíz se fertilizó con la dosis 138-69-00 y 100-40-00, en los ciclos respectivos. En ambos ciclos, se estimó el rendimiento de grano de maíz en los surcos primero, segundo, central, penúltimo y último, con relación al seto aguas abajo de la terraza. En los sistemas LC y LT, el rendimiento se midió en surcos ubicados a la misma cota que las terrazas. La precipitación se midió durante 1995 con dos pluviómetros de tubo PVC de 2.54 cm de diámetro y de 80 cm de longitud y, en 1996, se instaló un pluviógrafo de registro diario, el cual se utilizó hasta el final del experimento. En los pluviogramas se obtuvieron la cantidad y la intensidad máxima de la lluvia en 30 min (I30), para estimar el índice de erosividad de la lluvia (EI30 ) (Wischmeier y Smith, 1978). El escurrimiento superficial y la pérdida de suelo se registraron en lotes de escurrimiento, de 2 m de ancho y 25 m de longitud, delimitados con lámina de asbesto, con descarga en tres depósitos. Cada 24 h se midió la altura del escurrimiento en los depósitos, para obtener la lámina escurrida, mientras que la pérdida de suelo implicó tomar las muestras de agua con sedimentos totales, las cuales se secaron a 105 ºC en estufa de aire forzado. El rendimiento de grano de maíz se analizó mediante un análisis combinado de varianza, incluyendo ocho años (A), dos ciclos de cultivo (C), cuatro sistemas de manejo

255

del suelo (M), dos secciones del terreno (S) y tres terrazas (T), con 383 grados de libertad (gl) en total. Las secciones del terreno fueron la sección alta (Terrazas 1, 2 y 3) y la sección baja (Terrazas 4, 5 y 6) ubicadas en la parte alta y baja de la ladera, respectivamente. El error “a” (interacción AxCxM con 21 gl) se utilizó para probar los efectos de los primeros tres factores y sus interacciones. El error “b” (interacciones AxCxS, AxMxS y AxCxMxS con 49 gl) se usó para probar el efecto de secciones del terreno y sus interacciones con A, C y M. El error “c” (interacciones de cuatro factores y la interacción de los cinco factores con 146 gl) se utilizó para probar el factor terrazas y sus interacciones con A, C, M y S. El análisis de estabilidad consistió en regresiones lineales entre el rendimiento obtenido en cada sistema y la media ambiental, estimada mediante el promedio de todos los sistemas en cada año y ciclo, considerando como más estable aquel sistema con menor pendiente (Raun et al., 1993). La diferencia en los coeficientes de las ecuaciones entre dos sistemas se determinó mediante una prueba t de Student (Steel y Torrie, 1986). El costo ambiental de la producción de maíz se obtuvo mediante la relación entre las pérdidas de suelo y el rendimiento de maíz. La pérdida de productividad se estimó mediante una regresión lineal del rendimiento anual de grano de maíz en función de años de la producción del suelo. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Análisis del Escurrimiento Superficial y de la Pérdida de Suelo Los escurrimientos superficiales y las pérdidas de suelo presentaron alta variabilidad entre años y entre sistemas, asociada a la cantidad de precipitación, a la intensidad de la lluvia y a la energía erosiva de la lluvia. Nearing et al. (1999) también reportaron alta variabilidad, incluso entre repeticiones, pero mencionaron que el conocimiento causal es limitado. El sistema LT presentó la pérdida anual de suelo más alta, con promedio de 146.24 t ha-1 (Cuadro 1); resultado similar reportaron Paningbatan et al. (1995). Esto muestra la poca protección que el monocultivo de maíz proporciona al suelo contra la erosión (Gantzer et al., 1991) y manifiesta la insostenibilidad del suelo con manejo tradicional. En el sistema TMV-TA, el promedio de pérdida anual de suelo fue de 2.16 t ha-1, la cual fue inferior a 5.0 t ha-1 año-1 observada por Paningbatan

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Cuadro 1. Precipitación, escurrimiento y pérdida de suelo observados en un Entisol en cuatro sistemas de manejo del suelo en el sitio experimental Vistahermosa.

Año†

Lluvia anual (mm)

Sistemas de manejo del suelo‡ TMV-TA

TMV-TM

LC

LT

Escurrimiento anual (mm) 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 Promedio

1 254 1 529 1 354 1 391 2 691 2 088 2 313 1 425 1 756

118.0 205.4 163.9 259.7 581.8 462.1 268.5 16.2 259.4

EI30 anual§ (MJ mm ha-1 h-1) 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 Promedio

NR 6 115 7 122 10 210 14 063 7 426 17 172 5 160 9 610

30.0 303.6 434.1 149.1 415.3 479.9 294.3 25.1 266.4

64.1 205.8 299.3 235.5 787.1 203.1 263.6 46.1 263.1

201.7 453.9 554.3 408.0 1 007.2 424.2 870.7 142.0 507.7

Pérdida de suelo anual (t ha-1) 0.550 0.297 3.455 3.922 5.715 2.216 1.063 0.066 2.161

0.158 5.141 27.075 18.914 14.887 7.142 2.900 0.725 9.618

0.275 0.694 0.436 2.094 2.100 0.332 0.790 0.078 0.850

44.530 81.727 240.534 285.174 344.674 39.501 93.174 40.569 146.235

†

El año hidrológico inicia en mayo y termina en abril del año siguiente. ‡ TMV-TA = terrazas de muro vivo con tracción animal, TMV TM = terrazas de muro vivo con tracción mecánica, LC = labranza de conservación y LT = labranza tradicional. § El valor del índice de erosividad de la lluvia EI30 corresponde al periodo erosivo registrado en el sistema LT; NR = no registrado.

et al. (1995) en el sistema de cultivo en callejones. En labranza de conservación, el promedio de pérdida anual de suelo fue de 0.85 t ha-1; resultado similar al reportado por Mueller et al. (1984). En el trópico húmedo y subhúmedo, la pérdida de suelo máxima permisible asciende a 12 t ha -1 año-1 (El-Swaify, 1993), entonces, en los ocho años, el sistema LT rebasó el limite permisible de pérdida de suelo. Los demás sistemas en todos los años presentaron pérdida de suelo tolerable, excepto el sistema TMV-TM que, en los años más erosivos (1997, 1998 y 1999), rebasó la pérdida permisible. El sistema LT se asoció a alto coeficiente de escurrimiento (27.7%), implicando mayor concentración de sedimentos (29522 mg L-1 ). En el sistema LC, el coeficiente promedio de escurrimiento fue de 13.9%, similar al observado en TMV-TA (13.8%) y en TMV-TM (14.7%), entonces, en estos sistemas, la reducción de la pérdida de suelo se atribuye al menor volumen de escurrimiento con baja concentración de

sedimentos que, en promedio, fue de 338, 812 y 3761 mg L -1 en los sistemas LC, TMV-TA y TMV-TM, respectivamente. Entre los años más erosivos, el año 1999 presentó la mayor lluvia, el mayor escurrimiento y un valor alto de EI30, asociándose a mayor pérdida de suelo en los sistemas TMV-TA, LC y LT. Sin embargo, en el año 2001, también con alta lluvia y con el mayor valor de EI30, la erosión tendió a disminuir. Este año mostró el máximo valor anual de EI30, porque se asoció con la lluvia máxima en 24 h (330 mm) ocurrida en ocho años, con una intensidad máxima (I30) de 109 mm h-1 y con un valor de EI30 de 7255 MJ mm ha-1 h-1, asociándose con la mayor pérdida de suelo del año en los cuatro sistemas. Sin embargo, no correspondió a la mayor pérdida en ocho años, porque el evento ocurrió el 15 de septiembre, cuando el suelo presentaba alta cobertura. El año 1998 se asoció con el evento que registró el máximo valor de EI30 (7288 MJ mm ha-1 h-1) en ocho años, con 206 mm de lluvia y 160 mm h-1 de intensidad

FRANCISCO ET AL. PÉRDIDA DE SUELO Y RELACIÓN EROSIÓN-PRODUCTIVIDAD EN SISTEMAS DE MANEJO

máxima (I30), vinculándose con la mayor pérdida de suelo en los cuatro sistemas durante ocho años. Este evento ocurrió el 10 de julio, cuando el suelo tenía baja cobertura vegetal, condición en la cual la pérdida de suelo es sensible a la energía de la tormenta (Solano de la SalaTorres et al., 1990). En general, los sistemas TMV-TA y LC mostraron su eficiencia técnica en el control de la erosión en los años más erosivos. Análisis de Rendimiento de Grano del Cultivo Doble de Maíz en Terraza En el análisis de varianza de rendimiento de grano de maíz, el coeficiente de variación fue de 14.2% y resultaron significativos a 1% los efectos factoriales: años (A), ciclos de cultivo (C), sistemas de manejo del suelo (M), secciones de la ladera (S), terrazas (T), y las interacciones AxC, AxS y MxT. El efecto de secciones indica que rendimiento mayor significativamente se asocia a la sección baja de la ladera, respuesta asociada a la interacción CxS, cuando, en ambos ciclos, el rendimiento es significativamente superior en la sección baja de la ladera (Cuadro 2).La interacción MxS muestra que el mayor rendimiento se asoció al sistema Cuadro 2. Rendimientos medios de grano de maíz asociados a cuatro sistemas de manejo del suelo, dos ciclos de cultivo y dos secciones del terreno, promediados sobre ocho años.

Sistema de manejo†

Rendimiento de maíz P-V

O-I

Promedio

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TMV-TA en ambas secciones, super ando significativamente a los demás sistemas sólo en la sección alta. Esta respuesta se vincula a la interacción MxCxS, cuando, en la sección alta, el sistema TMV-TA superó con diferencia significativa a los demás sistemas en el ciclo P-V, pero en el ciclo O-I sólo superó al sistema LT. En la sección baja de la ladera, en ambos ciclos, la diferencia de rendimientos entre sistemas no fue significativa. En producción anual promedio, suma de rendimientos de ambos ciclos de cultivo, TMV-TA en promedio superó a los sistemas LC, TMV-TM y LT en 690, 820 y 830 kg ha-1, respectivamente (Cuadro 3). Se aprecia que los sistemas LC y LT se asocian a pérdida de productividad del cultivo de maíz. En estos sistemas, a partir del quinto año, el rendimiento fue inferior al promedio. Esta tendencia no es evidente para ambos sistemas con terrazas. En el sistema LT, la pérdida de productividad se asocia a alta erosión (Lal, 1981; Kilasara et al., 1996) más evidente en la sección alta de la ladera (Cuadro 2). La erosión disminuye la profundidad del suelo, decrece las fracciones finas del suelo, reduce la disponibilidad de agua para las plantas, remueve nutrimentos y altera propiedades físicas del suelo (Littleboy et al., 1992). En TMV-TM, el menor rendimiento se vincula con mayor transporte de sedimentos de la sección donante de la terraza por el laboreo intenso; daño causado por excesos de humedad asociado a la menor pendiente de la terraza, que en 15 años se redujo de 16.2% a 0.6%;

- - - - - - - - - - - t ha-1 - - - - - - - - - - TMV-TA TMV-TM LC LT Promedio TMV-TA TMV-TM LC LT Promedio †

2.51 (0.21)

Sección alta 1.75 (0.51)‡ 1.34 1.43 1.16 1.42 (0.21)¶

2.40 (0.36)§ 1.81 1.91 1.74 1.96 (0.15)††

2.95 (0.51)‡ 2.73 2.81 2.75 2.81

Sección baja 2.15 (0.51)‡ 1.92 1.90 2.01 1.99

2.55 (0.36)§ 2.32 2.36 2.38 2.40

3.05 (0.51)‡ 2.28 2.39 2.33 ¶

TMV-TA = terrazas de muro vivo con tracción animal, TMV-TM = terrazas de muro vivo con tracción mecánica, LC = labranza de conservación y LT = labranza tradicional. ‡ Diferencia mínima significativa (DMS) (Tukey, 0.01) para comparar entre sistemas de manejo en la misma sección y el mismo ciclo de cultivo. § DMS (Tukey, 0.01) para comparar entre sistemas de manejo dentro de una misma sección. ¶ DMS (Tukey, 0.01) para comparar entre secciones dentro de un mismo ciclo. †† DMS (Tukey, 0.01) para diferenciar entre secciones.

Cuadro 3. Rendimiento anual de grano de maíz asociado a cuatro sistemas de manejo del suelo durante ocho años. Año†

Sistema de manejo del suelo‡ TMV-TA TMV-TM LC

LT

-1 §

Rendimiento anual (t ha ) 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 Promedio †

5.20 6.24 4.85 4.96 4.97 3.27 4.77 5.33 4.95

4.31 5.99 3.92 4.05 4.03 2.58 4.02 4.17 4.13

5.03 6.43 4.96 4.40 4.11 2.76 2.99 3.43 4.26

5.72 6.11 5.18 4.21 3.74 1.77 3.17 3.08 4.12

El año hidrológico inicia en mayo y termina en abril del año siguiente. TMV-TA = terrazas de muro vivo con tracción animal, TMV-TM = terrazas de muro vivo con tracción mecánica, LC = labranza de conservación y LT = labranza tradicional. § Incluye la producción de dos ciclos de cultivo, primavera-verano y otoño-invierno. ‡

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y menor efecto de la fertilización, originado por la mayor remoción del suelo. Esto sugiere que la formación de la terraza debe realizarse con una labranza reducida para menor movimiento de suelo, como rastreo en vez de barbecho. El sistema LC, aunque presentó bajo escurrimiento y disminuyó los excesos de humedad en el ciclo P-V, no logró aumentar el rendimiento en este ciclo; mientras que, en la respuesta del ciclo O-I, no se observa el efecto de la conservación de humedad. Entonces, puede inferirse que faltó aumentar la dosis de fertilización para una mejor respuesta en LC. La mayor ventaja en rendimiento en TMV-TA se asocia a la dinámica de humedad vinculada al desarrollo de las terrazas (UribeGómez et al., 1998). En este sistema, la pendiente disminuyó de 14.2% a 5.5% en un periodo de 15 años, esto se vinculó con bajo escurrimiento, favoreciendo la infiltración de agua. En el ciclo P-V, la humedad almacenada en el perfil provocó excesos de humedad en las terrazas de la sección baja, limitando la producción; en cambio, en el ciclo O-I cuando la humedad fue el factor limitativo principal para la producción, el maíz aprovechó eficientemente el agua acumulada, manifestándose en rendimientos más altos en ambas secciones de la ladera. En el año agrícola 2000, se aprecian bajos rendimientos de maíz en todos los tratamientos (Cuadro 3) asociados a la distribución de la lluvia. En el ciclo P-V 2000, se registraron 913 mm del 1° de julio al 15 de septiembre, de los cuales 552 mm correspondieron a agosto; resultando afectado el maíz en sus etapas vegetativa y reproductiva con excesos de humedad. En cambio, el ciclo O-I 2000-2001 se asoció con 229 mm de lluvia de noviembre a marzo, de los cuales 172 mm ocurrieron en noviembre y diciembre; el resto del ciclo sufrió escasez de humedad, afectando las etapas vegetativa y reproductiva del maíz.

Estabilidad del Rendimiento de Grano del Cultivo Doble de Maíz Los sistemas con terrazas y LC presentaron menor pendiente que LT (Cuadro 4) y proporcionaron estabilidad al rendimiento de grano de maíz (Raun et al., 1993). La prueba de homogeneidad de varianzas mostró homogeneidad en los datos observados, excepto en TMV-TA con TMV-TM y con LC en la sección alta; y en TMV-TA con LT en la sección baja. Relación Erosión-Productividad en el Cultivo Doble de Maíz El sistema LT presentó la mayor relación erosión-

productividad (E-P) promedio (35.5 t t-1 ) que hace insostenible el recurso suelo (Cuadro 5). Los años más erosivos se asociaron con la mayor E-P en todos los sistemas de manejo del suelo. En LT, la máxima E-P ocurrió en 1999, cuando el rendimiento mermó debajo de la media y la producción no se recuperó en los años siguientes (Cuadro 3). En esta respuesta influyó la erosión ocurrida en los dos años previos, que en conjunto de tres años acumularon 74% de la pérdida de suelo en el periodo de ocho años. La prueba de homogeneidad de varianza aplicada a las ecuaciones de regresión entre rendimiento de maíz en función de años transcurridos en la producción del suelo (Cuadro 6), mostró homogeneidad en los datos observados. Las ecuaciones encontradas mostraron baja correlación para los sistemas con terrazas. En el sistema LT, una lámina de suelo perdido de 1.0 cm anual se asoció con una pérdida de productividad de 523 kg ha -1 año-1 de grano de maíz; pérdida superior a la encontrada por Pérez-Nieto et al. (1998) en Leptosoles (70 kg ha -1 año -1 ). La pérdida de

Cuadro 4. Ecuaciones de regresión entre el rendimiento de grano de maíz por sistema de manejo del suelo y la media ambiental en dos secciones de la ladera durante ocho años. Sistema de manejo†

Ordenada al origen

Pendiente

R2

Ordenada al origen

Sección alta TMV-TA TMV-TM LC LT †

0.46383 0.09830 -0.02853 -0.52666

0.98404 0.87068 0.98620 1.15660

Pendiente

R2

Sección baja 0.91 0.70 0.83 0.89

0.52946 -0.01801 0.00530 -0.51820

0.84294 0.97549 0.97888 1.20529

0.80 0.81 0.81 0.77

TMV-TA = terrazas de muro vivo con tracción animal, TMV-TM = terrazas de muro vivo con tracción mecánica, LC = labranza de conservación y LT = labranza tradicional.

FRANCISCO ET AL. PÉRDIDA DE SUELO Y RELACIÓN EROSIÓN-PRODUCTIVIDAD EN SISTEMAS DE MANEJO Cuadro 5. Costo ambiental de la producción de maíz registrado en un Entisol en cuatro sistemas de manejo del suelo.

Año†

1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 Promedio

Sistemas de manejo del suelo‡ TMV-TA TMV-TM L. ConserL. Tradivación cional Costo ambiental de la producción de maíz (t t-1)§ 0.106 0.037 0.055 7.785 0.048 0.858 0.108 13.376 0.712 6.907 0.088 46.480 0.791 4.670 0.476 67.737 1.150 3.694 0.511 92.282 0.679 2.768 0.120 22.380 0.223 0.721 0.264 29.392 0.012 0.174 0.023 13.172 0.437 2.327 0.199 35.489

†

El año hidrológico y agrícola inicia en mayo y termina en abril del año siguiente. ‡ TMV-TA = terrazas de muro vivo con tracción animal, TMV-TM = terrazas de muro vivo con tracción mecánica, L = labranza. § El costo ambiental relaciona la pérdida de suelo con la producción anual de maíz; es decir, es la relación erosión/productividad.

Cuadro 6. Ecuaciones de regresión entre rendimiento anual de grano de maíz en función de años en la producción del suelo en Vistahermosa, Veracruz.

Sistema de manejo† TMV-TA TMV-TM LC LT

Ecuaciones de regresión‡

R2

R = 5.54964 – 0.13298(A) R = 4.93000 – 0.17667(A) R = 6.15393 – 0.41976(A) R = 6.47643 – 0.52310(A)

0.16 0.22 0.71 0.75

†

TMV-TA = terrazas de muro vivo con tracción animal, TMV-TM = terra zas de mu ro vivo con tra cción mecánica, LC = labranza de conservación y LT = labranza tradicional. ‡ R = rendimiento anual de grano de maíz (t ha-1) y A = años transcurridos en la producción.

productividad en LC (420 kg ha-1 año-1) indica que para condiciones de laderas degradadas la labranza de conservación no sustentó la productividad, requiriéndose una modalidad alterna adecuada a las condiciones de la región de estudio. CONCLUSIONES - La terraza de muro vivo con tracción animal (TMV-TA) resultó eficiente porque disminuyó el escurrimiento superficial y la pérdida de suelo dentro del límite permisible, mostró mayor productividad del maíz, presentó estabilidad aceptable en el rendimiento,

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se asoció con baja relación erosión-productividad, y baja pérdida de productividad en el cultivo de maíz. Sin embargo, el sistema de labranza tradicional (LT) fue ineficiente porque presentó indicadores contrarios al sistema TMV-TA. Por lo tanto, LT fue el sistema de manejo que más limitó la sostenibilidad del recurso suelo; mientras que el sistema TMV-TA constituyó una alternativa de manejo del suelo pro-sostenible en condiciones tropicales, con alta cantidad de precipitación, alta intensidad de la lluvia, terrenos con pendientes pronunciadas y suelo mal drenado. - La terraza de muro vivo con tracción mecánica (TMV-TM) y el sistema de labranza de conservación (LC) fueron eficientes en reducir el escurrimiento superficial y la pérdida de suelo dentro del límite permisible, excepto en TMV-TM la pérdida de suelo fue mayor que la permisible en los años más erosivos. Ambos sistemas se asociaron a menor rendimiento de maíz con estabilidad aceptable. La relación erosiónproductividad fue moderada y baja, y la pérdida de productividad fue moderada y alta, en los sistemas TMV-TM y LC, respectivamente. Estos indicadores sugieren que la formación de la terraza debe realizarse con una labranza reducida para menor movimiento de suelo y que se necesita una modalidad de labranza de conservación alterna a las condiciones de la región de estudio. LITERATURA CITADA Craswell, E. T. 1993. The management of world soil resources for sustainable agricultural production. pp. 258-276. In: Pimentel, D. (ed.). World soil erosion and conservation. Cambridge University Press. Cambridge, UK. El-Swaify, S. A. 1993. Soil erosion and conservation in the humid tropics. pp. 233-255. In: Pimentel, D. (ed.). World soil erosion and conservation. Cambridge University Press. Cambridge, UK. Gantzer, C. J., S. H. Anderson, A. L. Thompson y J. R. Brown. 1991. Evaluation of soil loss after 100 years of soil and crop management. Agron. J. 83: 74-77. García, E. 1981. Modificaciones al sistema de clasificación climática de Köppen. 3ª edición. Universidad Nacional Autónoma de México. México, D. F. Kilasara, M., I. K. Kullaya, F. B. Kaihura, B. R. Singh, R. Lal y J. B. Aune. 1996. Topsoil thickness effects on soil properties and maize (Zea mays) yield in three ecoregions of Tanzania. J. Sustainable Agric. 9: 11-30. Lal, R. 1981. Soil erosion problems on Alfisols in western Nigeria. VI. Effects of erosion on experimental plots. Geoderma 25: 215. Littleboy, M., D. M. Freebairn, G. L. Hammer y D. M. Silburn. 1992. Impact of soil erosion on production in cropping systems.

260

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II. Simulation of production and erosion risks for a wheat cropping system. Austr. J. Soil Res. 30: 775-788. Mueller, D. H., R. C. Wendt y T. C. Daniel. 1984. Soil and water loss as affected by tillage and manure application. Soil Sci. Soc. Am. J. 48: 896-900. Nearing, M. A., G. Govers y L. D. Norton. 1999. Variability in soil erosion data from replicated plots. Soil Sci. Soc. Am. J. 63: 1829-1835. Paningbatan, E. P., C. A. Ciesiolka, K. J. Coughlan y C. W. Rose. 1995. Alley cropping for managing soil erosion of hilly lands Philippines. Soil Tech. 8: 193-204. Pérez-Nieto, J., V. Volke-Haller, M. Martínez-Menes y N. EstrellaChulín. 1998. Erosión, productividad y rentabilidad de dos suelos del estado de Oaxaca. Agrociencia 32: 113-118. Poudel, D. D., D. J. Midmore y L. T. West. 1999. Erosion and productivity of vegetable systems on sloping volcanic ashderived Philippine soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 63: 1366-1376. Raun, W. R., H. J. Barreto y R. L. Westerman. 1993. Use of stability analysis for long-term soil fertility experiments. Agron. J. 85: 159-167. SEMARNAP (Secretaría de Medio Ambiente, Recursos Naturales y Pesca). 1996. pp: 30-40. Programa Forestal y de Suelos 19952000. México, D. F.

Solano de la Sala-Torres, J. A., M. Martínez-Menes, J. L. OropezaMota y M. Anaya-Garduño. 1990. Efecto de la relación precipitación-escorrentía en el proceso erosivo en diferentes usos del suelo en la cuenca del río Texcoco. Agrociencia 1: 25-44. Steel, R. G. D. y J. H. Torrie. 1986. Bioestadística: principios y procedimientos. Trad. al español por R. Martínez B. McGrawHill. México, D. F. Turrent-Fernández, A., S. Uribe-Gómez, N. Francisco-Nicolás y R. Camacho-Castro. 1995. La terraza de muro vivo para laderas del trópico subhúmedo de México. I. Análisis del desarrollo de la terraza durante 6 años. Terra 13: 276-298. Uribe-Gómez, S., A. Turrent-Fernández, N. Francisco-Nicolás y R. Camacho-Castro. 1998. Productividad y estabilidad del rendimiento de maíz en terrazas de muro vivo en el trópico subhúmedo de México. Agrociencia 32: 301-309. Uribe-Gómez, S., M. del C. Gutiérrez-Castorena, C. TavarezEspinosa y A. Turrent-Fernández. 2000. Caracterización y clasificación de suelos de ladera manejados con terrazas de muro vivo en Los Tuxtlas, Veracruz. Agrociencia 34: 403-412. Wischmeier, W. H. y D. D. Smith. 1978. Predicting rainfall erosion losses: a guide to conservation planning. Agriculture Handbook 537. US Department of Agriculture. Washington, DC, USA.

EFECTIVIDAD BIOLÓGICA DE ABONOS ORGÁNICOS EN EL CRECIMIENTO DE TRIGO Biological Effectiveness of Organic Amendments in Wheat Growth E. Álvarez-Sánchez1‡, A. Vázquez-Alarcón1, J. Z. Castellanos2 y J. Cueto-Wong3 RESUMEN

no mostraron efectividad en el crecimiento del cultivo y, por lo tanto, no cumplirían con la norma oficial mexicana NOM-077-FITO-2000 para permitir su introducción en el mercado. La adición de abonos orgánicos produjo cambios significativos en pH, CE y N inorgánico (NNH4+ +N-NO3-) en el suelo.

La calidad de un abono orgánico se mide en términos de la cantidad de nutrimentos que puede aportar, en particular N, y el abono debe carecer de semillas de malezas, de insectos o patógenos viables y de fitotoxicidad. Las características señaladas se utilizan como parámetros de evaluación en estudios de efectividad previos a su registro y comercialización. En este trabajo se evaluó la efectividad de 10 abonos orgánicos comerciales en el rendimiento y la extracción de nutrimentos por el trigo (Triticum aestivum) cv. Batán F96, y su efecto en algunas propiedades químicas del suelo. Se emplearon tres dosis (5, 20 y 40 t ha-1) y un testigo absoluto en un diseño completamente al azar con cuatro repeticiones. Al final del experimento se evaluaron, en planta: altura, biomasa radical, peso seco de paja y de grano y las cantidades de N, P, K, Cu y Zn acumuladas por el cultivo; en suelo: pH, conductividad eléctrica (CE) y nitrógeno inorgánico (N-NO3-+N-NH4+). Los resultados mostraron que sólo 30% de los abonos orgánicos ensayados incrementaron significativamente el rendimiento y la absorción de nutrimentos por el trigo. Esta efectividad biológica fue función del tipo de abono y de la dosis aplicada. Los mejores efectos fueron provocados en orden decreciente por “Tierra y abono para pasto”, “Tabaco”, “Super abono natural”. La dosis óptima de aplicación para el primer material fue de aproximadamente 15 t ha-1 , dosis mayores tienen un efecto en detrimento del crecimiento del cultivo. Este efecto en rendimiento fue debido, en general, al aporte de N, P, K, Cu y Zn. El resto de los materiales orgánicos

Palabras clave: Triticum aestivum, inmovilización de N, N inorgánico, salinidad. SUMMARY The quality of organic amendments is measured by the quantity of nutrients they can release, particularly N, they must be free of weed seeds, insects or pathogens and phytotoxic effects. These characteristics are used as evaluation parameters in effectiveness studies before their registration and commercialization. In the present study the effectiveness of 10 commercial organic amendments on yield and nutrient accumulation in wheat (Triticum aestivum) cv. Batán F96, and their effects on some chemical soil properties were evaluated. Three levels (5, 20, and 40 t ha-1) were employed and a control in a completely random design with four replications. At the end of the experiment the following were evaluated in plant: height, root biomass, dry weight of straw and grain, as well as N, P, K, Cu, and Zn quantities accumulated by the crop. In soil pH, electric conductivity (EC) and inorganic N (N-NO3-+N-NH4+) were determined. Results showed that only 30% of the organic amendments tested produced a significant increase in yield and nutrient uptake by wheat. This effectiveness was a function of the kind of amendment used and the level of application. The best effect was induced, in decreasing order, by “Ground and amendment for grass”, “Tobacco”, “Super natural amendment”. The optimum application level for the first material was 15 t ha-1, approximately; higher levels have a detrimental effect on crop growth. In general, this effect on yield was a consequence of the release of N, P K, Cu, and Z by the material. The other organic amendments did not show any effect on crop growth and, therefore, they did not comply with

1

Departamento de Suelos, Universidad Autónoma Chapingo. 56230 Chapingo, estado de México. ‡ Autor responsable ([email protected]) 2 Campo Experimental Bajío, Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias (INIFAP). Apartado Postal 112, 38000 Celaya, Guanajuato, México. y, respectivamente. 3 Campo Experimental Laguna, INIFAP. Torreón, Coahuila, México. Recibido: febrero de 2002. Aceptado: enero de 2006. Publicado en Terra Latinoamericana 24: 261-268.

261

262

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the Mexican norm NOM-77-FITO-2000 to permit their introduction on the market. The addition of organic amendments produced significant changes in soil pH, EC and inorganic N (N-NH4+ + N-NO3-). Index words: Triticum aestivum, N immobilization, inorganic N, salinity INTRODUCCIÓN En la agricultura sustentable, la aplicación de materiales orgánicos al suelo es indiscutiblemente necesaria porque éstos son fuente vital para reconstruir la materia orgánica del suelo y para suministrar nutrimentos. Además de los residuos vegetales, las fuentes de carbono para el suelo incluyen estiércoles, lodos de aguas residuales y otros desechos industriales. La composta se produce con base en residuos orgánicos y se presenta como una opción a la quema de residuos agrícolas. Un abono orgánico puede ser considerado “fertilizante” o “acondicionador del suelo”, dependiendo de su efecto en la nutrición vegetal. Los “fertilizantes” son fuente de nutrimentos rápidamente disponibles y tienen un efecto directo, que se refleja en corto tiempo en el crecimiento de las plantas. Los “acondicionadores del suelo” afectan el crecimiento de los cultivos indirectamente al mejorar las propiedades físicas, como: retención de agua, aireación, estructura y drenaje, propiedades que están íntimamente relacionadas con la prevención de la erosión del suelo y la recuperación de suelos degradados (Castellanos et al., 1996; LópezMartínez et al., 2001; Cooperband, 2002). También favorecen la diversidad y actividad microbiológica del suelo (Neely et al., 1991). Todos los abonos orgánicos contienen C y N. La cantidad relativa presente de cada uno (relación C:N) podría determinar si el N y algunos otros nutrimentos podrían ser inmovilizados en el proceso de descomposición (Ajwa y Tabatabai, 1994). La descomposición de materiales con baja relación C:N como abono de animales (< 20:1) podría liberar N, mientras que la descomposición de materiales con alta relación C:N (> 20:1-30:1), como paja o aserrín, podría requerir que los microbios del suelo usen el N adicionado para sus propias necesidades metabólicas en un proceso conocido como inmovilización de N (Watkins y Barraclough, 1996; Cooperband, 2002).

Los abonos pueden aplicarse directamente o composteados. El composteo cambia la calidad del abono, por ejemplo, la disponibilidad de nutrimentos podría ser más baja después del proceso, pero el abono composteado biológicamente es más estable (Cooperband, 2002; INN, 2004). Dependiendo de su composición química, procedencia y manejo, los abonos orgánicos pueden aportar cantidades importantes de nutrimentos para los cultivos, lo que reduce el uso de fertilizantes químicos (López-Martinez et al., 2001); también pueden prevenir y controlar a patógenos del suelo (Van Bruggen y Grünwald, 1996; Romero-Lima et al., 2000). Sin embargo, cuando los abonos orgánicos no se han humificado bien, pueden ocasionar efectos adversos como fitotoxicidad por presencia de sustancias que inhiben la germinación y el desarrollo de las plantas, deficiencia temporal de N en los cultivos cuando la relación C/N es alta, presencia de sustancias tóxicas como metales pesados (Almendros, 2000). Las características señaladas son utilizadas como parámetros de evaluación en estudios de efectividad previos al registro y a la comercialización de los abonos orgánicos, según la norma oficial mexicana NOM-077-FITO-2000 (SAGARPA, 2000). En el presente trabajo, se evaluó la efectividad biológica de 10 abonos comerciales en el rendimiento y la extracción de nutrimentos por el trigo (Triticum aestivum) y su efecto en algunas propiedades químicas del suelo. MATERIALES Y MÉTODOS Se evaluaron 10 abonos orgánicos comerciales producidos en el rancho Los Molinos (km 16.5 carretera Cuernavaca-Tepoztlán). El experimento en condiciones de cubierta se instaló en agosto del 2000 en Chapingo, estado de México, ubicado en las coordenadas 19° 29’ N y 98° 53’ O, a una altitud de 2250 m. En el Cuadro 1, se presentan las especificaciones de los productos en la etiqueta. El factor tipo de abono (10 mezclas), cada uno a tres dosis (5, 20 y 40 t ha-1) más un testigo, es expresado con el modelo: Yij = µ + Ti + εij donde: Yij = observación con el tratamiento i, en la repetición j; i = 1, 2,...,31 (10 abonos orgánicos cada

ÁLVAREZ ET AL. EFECTIVIDAD BIOLÓGICA DE ABONOS ORGÁNICOS EN EL CRECIMIENTO DE TRIGO Cuadro 1. Especificaciones comerciales de los abonos orgánicos. Producto comercial

Composición

Humus de lombriz Tierra y abono para pasto

100% vermicomposta Triple 17 (17-17-17), abono de borrego, tabaco en polvo y tierra lama Tierra para violetas africanas Musgo (peat moss), abono de borrego, tabaco en polvo, piedra tepojal (pómez) Super abono natural 50% abono de borrego y 50% tabaco molido Tabaco 100% tabaco molido Abono para rosales Tierra de hoja molida, abono de borrego, tabaco en polvo, nutrimentos balanceados Tierra orgánica plus ultra Tierra orgánica forestal, abono de borrego, tabaco molido Tierra de hoja Tierra de hoja molida, tierra de hoja entera, abono de borrego y tabaco en polvo Tierra y abono para macetas Tierra de hoja molida, abono de borrego, tabaco en polvo y piedra tepojal (pómez) Abono de borrego 80% abono de borrego y 20% tabaco en polvo

uno a tres dosis, más un testigo); j = 1, 2, 3, 4. µ = media general; T i = efecto del tratamiento i; ε ij = error experimental asociado a Yij. El tipo de abono estudiado a tres dosis más un testigo absoluto (sin abono orgánico ni fertilizantes) generó un total de 31 tratamientos, cada uno con cuatro repeticiones Cada uno de los abonos orgánicos a las dosis correspondientes se incorporaron con 2 kg de suelo con pH 7.4, conductividad eléctrica (CE) 0.14 dS m-1 , N inorgánico (44 mg kg-1) y materia orgánica (MO) (3.4%), características que corresponden a un suelo moderadamente alcalino, sin problemas de sales, con un valor alto en N inorgánico y rico en materia orgánica (SEMARNAT, 2000). Posteriormente, se sembraron 24 semillas por maceta de trigo variedad Batán F96 (ciclo de 90 a 100 días); una vez germinado, se dejaron 15 plántulas. La unidad experimental consistió en una maceta y el total de unidades experimentales fue de 124 que se distribuyeron conforme a un diseño completamente al azar. El suelo se mantuvo en condiciones de humedad que fluctuó de 95 a 100% de la capacidad de campo

263

(CC = 34%) ajustada gravimétricamente con agua destilada durante todo el ciclo del cultivo. El trigo se cosechó una vez madurado el grano. Las técnicas analíticas utilizadas para el análisis del suelo empleado en el experimento fueron: pH en agua (relación 1:2), CE (relación 1:5), MO por el procedimiento de Walkley y Black (Jackson, 1964), y N inorgánico (N-NH4+ + N-NO3-) extraído con KCl 2N (Bremner, 1965). En los abonos orgánicos, se determinaron el porcentaje de car bono por el procedimiento de Walkley y Black y la concentración total de N, P, K, Ca y Mg conforme a las técnicas empleadas en el análisis vegetal que se describen en el siguiente párrafo. Al final del experimento, se evaluaron en planta: altura, biomasa radical, peso seco de paja y peso seco de grano. Debido a que, en general, hay pérdidas de materia seca en el lavado de raíces, el peso no se incluyó. Posteriormente, se molió la parte aérea (grano más paja), se mezclaron y se digestaron en una mezcla de ácido perclórico y nítrico (2:1) para determinar la concentración total de P, K, Cu y Zn. La cuantificación de fósforo se realizó mediante el método del fosfovanadomolíbdico, Ca y Mg y micronutrimentos por absorción atómica y K por espectrofotometría. En el caso de la cuantificación de Ca y Mg en los abonos orgánicos, éstos se determinaron por absorción atómica. Para N, la digestión se realizó con una mezlca de ácido sulfúricosalicílico y su determinación por arrastre de vapor. Con la biomasa y la concentración nutrimental se estimó la cantidad de los nutrimentos respectivos acumulados por el cultivo. En el suelo, se determinaron pH, CE, MO y N inorgánico (N-NH4+ + N-NO3-) por los procedimientos antes señalados. Los resultados se sometieron a un análisis de varianza para evaluar significancia de los tratamientos y, posteriormente, se realizó una prueba de medias (diferencia mínima significativa, DMS). RESULTADOS Y DISCUSIÓN Composición Química de los Abonos Ogánicos Como se aprecia en el Cuadro 2, los abonos orgánicos con mayor contenido de N fueron “Tierra y abono para pasto” (6.0%), “Abono para rosales” (1.8%), “Tabaco” (4.3%), “Super abono natural” (2.9%); en los dos primeros productos, el N se generó de su mezcla con

264

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Cuadro 2. Composición química de los productos comerciales. Producto comercial

Contenido nutrimental P K

1†

N

C

Ca

Mg

- - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - % - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - Humus de lombriz Tierra y abono para pasto Tierra para violetas africanas Super abono natural Tabaco Abono para rosales Tierra orgánica plus ultra Tierra de hoja Tierra y abono para macetas Abono de borrego †

1.5 6.0 1.0 2.9 4.3 1.8 1.5 1.5 1.0 1.5

15.2 7.2 24.7 34.9 31.1 29.5 25.0 25.6 17.2 32.5

0.82 1.34 0.16 0.45 0.29 0.45 0.38 0.27 0.22 0.71

0.76 3.60 0.57 4.10 9.05 2.05 1.31 2.80 1.15 4.00

0.74 0.46 0.41 0.62 0.82 0.72 0.94 0.73 0.75 0.67

0.57 0.35 0.11 1.14 1.72 0.65 0.27 0.40 0.21 0.87

Nombre comercial de producto orgánico.

fertilizantes inorgánicos como parte de su preparación (Cuadro 1). El resto de los materiales presentó un contenido bajo de N (< 1.5%). Otro nutrimento en cantidad importante en estos materiales fue el K que, en la mayoría de los casos, superó al valor de N. Los contenidos de Ca y Mg, como sucede con la mayoría de los materiales orgánicos, fueron bajos. Estos análisis deben tomarse únicamente como referencia de su composición, ya que con excepción del “Abono de borrego” y el “Humus de lombriz”, no son propiamente abonos orgánicos ni compostas según la Norma Chilena2880 (INN, 2004).

Crecimiento y Absorción de Nutrimentos por el Cultivo La adición de abonos orgánicos al suelo afectó el crecimiento del trigo evaluado, como altura, peso seco de raíz, paja, grano y peso total (Cuadro 3). Los efectos significativos fueron provocados por “Tierra y abono para pasto”, “Tabaco” y “Super abono natural”. El máximo rendimiento del cultivo se alcanzó cuando la dosis de “Tierra y abono para pasto” fue de 15 t ha-1, dosis mayores ocasionaron un efecto en detrimento del crecimiento del cultivo (Figura 1). “Tabaco” y “Super

Cuadro 3. Efecto de los abonos orgánicos en el peso seco del trigo (medias sobre dosis de fertilización). Tratamiento

Altura cm

Testigo absoluto Humus de lombriz Tierra y abono para pasto Tierra para violetas africanas Super abono natural Tabaco Abono para rosales Tierra orgánica plus ultra Tierra de hoja Tierra y abono para macetas Abono de borrego Prob. F DMS‡ †

48.4 51.0 55.9 47.2 51.5 51.5 46.0 47.8 48.1 47.4 44.6 0.0001 2.2

Raíz

Paja

Grano -1

- - - - - - - - - - - - - g maceta 1.20 1.50 1.90 1.57 1.63 1.97 1.30 1.37 1.50 1.30 1.40 0.0001 0.44

Paja más grano. ‡ Para comparar medias de abonos orgánicos con el testigo.

5.7 6.4 14.3 5.5 6.7 9.0 5.3 5.6 5.6 5.2 4.7 0.0001 0.83

Total†

- - - - - - - - - - - - 3.7 4.2 11.4 3.6 5.5 6.9 3.7 4.3 3.9 3.2 3.7 0.0001 0.63

9.4 10.6 25.6 9.1 12.2 15.9 9.0 9.9 9.5 8.5 8.4 0.0001 1.3

265

ÁLVAREZ ET AL. EFECTIVIDAD BIOLÓGICA DE ABONOS ORGÁNICOS EN EL CRECIMIENTO DE TRIGO

35

Tierra y abono para pasto y = 0.0021x 3 - 0.1797x 2 + 3.6629x + 9.38

Rendimiento (g/maceta)

30

R2 = 0.98

25

y = -0.0047x 2 + 0.4158x + 9.9126 Tabaco

20

R2 = 0.9794 Super abono natural

15 y = 0.1153x + 9.6422 R2 = 0.9647

10 Testigo absoluto

5 0

0

10

20

30

40

50

Dosis ( t/ha)

Figura 1. dosis Efecto de las dosis de aplicación Figura 1. Efecto de las de aplicaciòn de abonos orgànicos endeel abonos rendimiento de trigo. contenido de lignina, común en la mayoría de los estiércoles (Whitehead, 1995). Los abonos orgánicos incrementaron significativamente la absorción de N, P, K, Cu y Zn por el cultivo con relación al testigo absoluto (Cuadro 4), lo que indica que fueron fuentes importantes de estos nutrimentos. Las mayores extracciones nutrimentales fueron favorecidas por los materiales “Tierra y abono

abono natural” no generaron efectos tóxicos para el trigo, pudiéndose emplear dosis mayores incluso a las recomendadas en el producto (20 t ha-1). El resto de los materiales orgánicos no mostró efectividad en la producción de raíz, paja, grano y materia seca total, incluso, el “Abono de borrego”, provocó un efecto depresivo en la altura del cultivo, debido a un contenido de N menor que el valor crítico (1.66 a 1.89%) y al alto

Cuadro 4. Efecto de los abonos orgánicos en los nutrimentos acumulados en planta entera (paja más grano) de trigo (medias sobre dosis de fertilización). Tratamiento†

N

P

K -1

- - - - - - - - - mg maceta - - - - - - - - Testigo absoluto Humus de lombriz Tierra y abono para pasto Tierra para violetas africanas Super abono natural Tabaco Abono para rosales Tierra orgánica plus ultra Tierra de hoja Tierra y abono para macetas Abono de borrego Prob. F DMS‡ †

92 117 401 106 137 250 122 111 99 96 94 0.0001 44

21 35 66 27 40 29 28 30 27 24 25 0.0001 6

138 82.3 324 89 145 305 107 134 156 107 134 0.0001 50

Nombre comercial del material orgánico. ‡ Para comparar medias de abonos orgánicos con el testigo.

Cu

Zn -3

-1

- - 10 mg maceta - 80 78 177 53 102 60 51 64 82 63 75 0.0001 49

115 163 346 109 220 285 276 156 130 125 151 0.0001 51

266

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

Absorción de N por el cultivo (mg/maceta)

600

Tierra y abono para pasto y = 0.0058x3 - 1.2677x2 + 44.394x + 92 R2 = 0.98

500

400

Tabaco y = 93.74+11.64x-0.1435x2 R2 = 0.9997

300

200 Super abono natural y = 102.4+2.636x R2 = 0.9459

100 Testigo absoluto 0 0

10

20

30

40

50

Dosis (t/ha) Figura 2. Efecto de las dosis de abono orgànico en la absorciòn de N por el trigo

para pasto”, “Tabaco” y “Super abono natural” (Figura 2). El primero de éstos fue fuente importante de N, P, K, Cu y Zn; de forma similar, el “Tabaco”, excepto de Cu; el “Super abono natural” proporcionó cantidades significativas de N, P y Zn (Cuadro 4). A diferencia de éstos, el “Abono de borrego” y “Tierra y abono para macetas” no fueron fuente importante de ningún nutrimento. El resto de los materiales favoreció la acumulación de P por el cultivo. Un abono orgánico de buena calidad debería proporcionar cantidades importantes de nutrimentos para los cultivos, en particular de N (> 1.8% de N, en promedio), sin embargo, un manejo inadecuado de los desechos orgánicos, estiércoles o compostas, puede llevar a la pérdida de nutrimentos principalmente de N y K. Estos productos comerciales más que pasar por un proceso de composteo, son esterilizados con alta temperatura y vapor de agua, así que es muy posible que haya fuertes pérdidas de N durante este proceso, de ahí la falta de efectividad biológica en la mayoría de ellos. Efecto en Algunas Propiedades Químicas del Suelo La adición de abonos orgánicos provocó cambios significativos en pH, CE, N inorgánico y MO (Cuadro 5). El material “Tierra y abono para pasto” provocó una disminución en el pH del suelo, en tanto que el “Super abono natural” y “Tabaco” tendieron a alcalinizarlo.

Cuadro 5. Efecto de la aplicación de abonos orgánicos en algunas propiedades químicas del suelo (medias sobre dosis de fertilización). Tratamiento

pH

CE

†

dS m Testigo absoluto Humus de lombriz Tierra y abono para pasto Tierra para violetas africanas Super abono natural Tabaco Abono para rosales Tierra orgánica plus ultra Tierra de hoja Tierra y abono para macetas Abono de borrego Prob. F DMS

§

-1

MO

‡

N inorgánico -1

%

mg kg

7.4 7.5 6.4

0.1400 0.1667 0.8967

3.4 3.6 3.5

56 53 325

7.4

0.1567

3.4

44

7.6 7.7 7.3 7.4

0.2133 0.2500 0.1900 0.1300

3.1 3.0 2.9 2.9

48 76 38 35

7.5 7.4

0.2167 0.1883

3.1 3.0

36 30

7.4 0.0001 0.09

0.3000 0.0001 0.0714

3.2 0.0001 0.32

32 0.0001 112

† Conductividad eléctrica.. ‡ Materia orgánica. § Para comparar medias de abonos orgánicos con el testigo.

Al ocurrir en los abonos orgánicos un composteo deficiente, propició que durante el desarrollo del experimento se produjera el proceso de amonificación, como resultado se elevó el valor de pH en los tratamientos

267

ÁLVAREZ ET AL. EFECTIVIDAD BIOLÓGICA DE ABONOS ORGÁNICOS EN EL CRECIMIENTO DE TRIGO

con “Humus de lombriz”, “Super abono natural”, “Tabaco” y “Tierra de hoja”. Sin embargo, el máximo incremento en el valor de pH fue de 0.2 unidades, lo que manifiesta que el proceso de conversión fue amortiguado por el propio contenido de materia orgánica. Whalen et al. (2000) reportaron resultados similares, ya que la amonificación de los abonos contribuyó a una elevación del valor de pH, en particular en suelos de naturaleza ácida. El material “Tierra y abono para pasto” propició descenso del pH del suelo en una unidad respecto al testigo, como consecuencia de la liberación de iones H+ durante el proceso de nitrificación del amonio proveniente del triple 17 (Whitehead, 1995). De los materiales orgánicos ensayados sólo la “Tierra y abono para pasto”, “Super abono natural”, “Tabaco”, “Tierra de hoja” y “Abono de borrego” incrementaron significativamente el contenido de sales en el suelo, aunque a cantidades no tóxicas para los cultivos, ya que las conductividades eléctricas que se generaron se consideran como bajas (< 0.5 dS m-1) (Jones, 1997), excepto para el material “Tierra y abono para pasto”, con este material debe tenerse cuidado al recomendar dosis superiores a 5 t ha-1, ya que se alcanzan valores altos de sales en el suelo (> 0.81 dS m-1), pudiendo ser perjudiciales para cultivos sensibles, como ocurrió con la dosis de 40 t ha-1 (Cuadro 6) que resultó excesiva para el trigo. La adición de materiales orgánicos provocó cambios en la disponibilidad de N inorgánico. El material “Tierra y abono para pasto” aumentó significativamente el contenido de N-NH4+ +N-NO3-, y el “Tabaco” también, pero a la dosis de 40 t ha-1 (Cuadros 5 y 6). El resto de los materiales orgánicos no favorecieron el aporte de N disponible, de hecho, algunos tendieron a disminuirlo (Abono para rosales, Tierra orgánica plus ultra, Tierra de hoja, Tierra y abono para macetas, Abono de borrego) en un proceso conocido como inmovilización, el cual también se manifestó en la planta como sintomatología típica de deficiencia de N (color verde muy claro en toda la planta comparado con el testigo). Es común que este efecto se manifieste al emplear materiales con una concentración de N menor o igual al valor crítico de N (1.66 a 1.89%) (Janzen y Kucey, 1988; Hirsel, 2004), hecho que también explica el efecto negativo en altura, rendimiento y en la absorción de N por el cultivo. La escasa respuesta del cultivo a la mayoría de los abonos orgánicos estudiados es indicativo de que deben mejorarse los procedimientos de composteo de los

Cuadro 6. Efecto de la aplicación de abonos orgánicos en algunas propiedades químicas del suelo.

Abono orgánico

Dosis t ha

Testigo absoluto Humus de lombriz

Tierra y abono para pasto Tierra para violetas africanas Super abono natural

Tabaco

Abono para rosales

Tierra orgánica plus ultra Tierra de hoja

Tierra y abono para macetas Abono de borrego

Prob. F DMS‡ †

pH

-1

0 5 20 40 5 20 40 5 20 40 5 20 40 5 20 40 5 20 40 5 20 40 5 20 40 5 20 40 5 20 40

7.4 7.5 7.5 7.6 7.3 6.3 5.5 7.5 7.3 7.4 7.6 7.5 7.6 7.6 7.7 7.7 7.4 7.2 7.2 7.4 7.4 7.4 7.5 7.5 7.4 7.4 7.4 7.4 7.4 7.4 7.4 1E-04 0.2

CE

†

N inorgánico (NH4+NO3 )

-1

dS m

mg kg-1

0.14 0.15 0.17 0.18 0.22 0.87 1.6 0.15 0.17 0.15 0.15 0.21 0.28 0.17 0.17 0.41 0.13 0.2 0.24 0.13 0.11 0.15 0.14 0.22 0.29 0.16 0.19 0.215 0.18 0.29 0.43 0.0001 0.17

56 57 49 53 46 207 721 47 41 44 54 53 38 39 51 138 34 39 42 35 35 34 35 36 38 29 32 29 31 30 34 0.0001 66.9

Conductividad eléctrica. ‡ Para cualquier comparación entre tratamientos.

materiales para poder ser catalogados como portadores de “nutrimentos disponibles”. CONCLUSIONES - De los abonos orgánicos comerciales ensayados, sólo 30% incrementaron significativamente el crecimiento y la acumulación de nutrimentos del trigo. Esta efectividad biológica fue función del tipo de abono y de la dosis

268

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

aplicada. Los mejores efectos en el crecimiento fueron provocados en orden decreciente por “Tierra y abono para pasto”, “Tabaco”, “Super abono natural”. La dosis óptima de aplicación para el primer material fue aproximadamente de 15 t ha-1, dosis mayores tienen un efecto en detrimento del crecimiento del cultivo; los otros dos abonos pueden emplearse en dosis mayores con menor riesgo. El resto de los materiales orgánicos no mostraron efectividad en el crecimiento del cultivo y, por lo tanto, no cumplirían con la norma oficial mexicana NOM-077-FITO-2000 para permitir su introducción en el mercado. - La efectividad biológica de los abonos orgánicos también se manifestó en la acumulación de nutrimentos por el cultivo. El material “Tierra y abono para pasto” fue fuente importante de N, P, K, Cu y Zn, el “Tabaco” de N, P, K y Zn, y el “Super abono natural” de N, P y Zn. - La adición de materiales orgánicos provocó cambios significativos en el pH, la conductividad elèctrica y el nitrógeno inorgánico del suelo. El material “Tierra y abono para pasto” generó un efecto residual ácido, en tanto que “Super abono natural” y “Tabaco” tienden a alcalinizar el suelo. “Tierra y abono para pasto”, “Super abono natural”, “Tabaco”, “Tierra de hoja” y “Abono de borrego” incrementaron significativamente el contenido de sales en el suelo, aunque a valores no tóxicos para los cultivos, excepto “Tierra y abono para pasto”, que debe usarse a dosis menores que 20 t ha-1. - El material “Tierra y abono para pasto” aumentó significativamente la disponibilidad de nitrógeno inorgánico, y con tendencia a incrementarla “Tabaco” y “Super abono natural”. El resto de los materiales orgánicos tendieron a inmovilizar el N. LITERATURA CITADA Ajwa, H. A. y M. A. Tabatabai. 1994. Decomposition of different organic materials in soils. Biol. Fert. Soils 18: 175-182. Almendros, G. M. 2000. Proceso de transformación de la materia orgánica en ecosistemas agrícolas e inalterados. pp. 330-343. In: Quintero-Lizaola, R., T. Reyna-Trujillo, L. Corlay-Chee, A. Ibáñez-Huerta y N. E. García- Calderón (eds.). La edafología y sus perspectivas en el siglo XXI. Tomo 1. Colegio de Postgraduados-Universidad Nacional Autónoma de México-Universidad Autónoma Chapingo. México, D.F. Bremner, J. M. 1965. Inorganic forms of nitrogen. pp. 1179-1237. In: Black, C.A. (ed.). Methods of soil analysis. Agronomy 9, Part 2. American Society of Agronomy. Madison, WI, USA.

Castellanos, J. Z., J. J. Marques-Ortiz, J. D. Etchevers, A. AguilarSantelises y J. R. Salinas. 1996. Long-term effect of dairy manure on forage yields and soil properties in an arid irrigated region of northern Mexico. Terra 14: 151-158. Cooperband, L. 2002. Building soil organic matter with organic amendments. Center for integrated agricultural system. University of Wisconsin-Madison. Madison, WI, USA. Hirsel, C. J. 2004. ¿Cómo y cuánto contribuye el compost a la fertilización de un huerto orgánico de Cerezos? Boletín técnico 102. INIA Quilamapu, Ministerio de Agricultura. Chile. http:/ /www.inia.cl/quilamapu/pubycom/bioluche/boletin2004/ BOLE3TIN102.html. (Consultado 10 mayo 2005). INN (Instituto Nacional de Normalización). 2004. Norma Chilena2880. Compost-Clasificación y requisitos. Santiago, Chile. Jackson, M. L. 1964. Análisis químico de suelos. Trad. al español por J. Beltrán. Omega. Barcelona, España. Janzen, H. H. y R. M. N. Kucey. 1988. C, N and S mineralization of crop residues as influenced by crop species and nutrient regime. Plant Soil 106: 35-41. Jones Jr., J. B. 1997. Hydroponics, a practical guide for the soilless grower. St. Lucie Press. Boca Raton, FL, USA. López-Martínez, J. D., A. Díaz-Estrada, E. Martínez-Rubín y R. D. Valdez-Cepeda. 2001. Abonos orgánicos y su efecto en propiedades físicas y químicas del suelo y rendimiento en maíz. Terra 19: 293-299. Neely, C. L., M. H. Beare, W. L. Hargrove y D. C. Coleman. 1991. Relationships between fungal and bacterial substrate-induced respiration, biomass and plant residue decomposition. Soil Biol. Biochem. 23: 947-954. Romero-Lima, R., A. Trinidad-Santos, R. García-Espinoza y R. Ferrera-Cerrato. 2000. Producción de papa y biomasa microbiana en suelos con abonos orgánicos y minerales. Agrociencia 34: 261-269. SAGARPA (Secretaría de Agricultura, Ganadería, Desarrollo Rural, Pesca y Alimentación). 2000. Norma Oficial Mexicana NOM-077-FITO-2000. Por la que se establecen los requisitos y especificaciones para la realización de estudios de efectividad biológica de los insumos de nutrición vegetal. Diario Oficial martes 11 de abril de 2002. SEMARNAT (Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales). 2000. Norma Oficial Mexicana NOM-021. Que establece las especificaciones de fertilidad, salinidad y clasificación de suelos, estudio, muestreo y análisis. Diario Oficial, martes 31 de diciembre 2002. Van Bruggen, A. H. C. y N. J. Grünwald. 1996. Test for risk assessment of root infection by plant pathogens. pp. 293-310. In: Doran, J. W. y A. J. Jones (eds.). Methods for assessing soil quality. Special Publication 49. Soil Science Society of America. Madison, WI, USA. Watkins, N. y D. Barraclough. 1996. Gross rates of N mineralization associated with decomposition of plant residues. Soil Biol. Biochem. 28: 169-175. Whalen, J. K., Chi Chang, G. W. Clayton y J. P. Carefoot 2000. Cattle manure amendments can increase the pH of acid soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 64: 962-966. Whitehead, D. C. 1995. Grassland nitrogen. CAB International. Oxon, UK.

DISTRIBUCIÓN DEL FÓSFORO EN SUELO, RAÍCES Y MATERIA SECA DE TUBÉRCULOS DE PAPA CULTIVADA CON FERTIRRIEGO Phosphorus Distribution of Soil, Roots and Potato Tuber Dry Matter Harvested in Fertigation Conditions José Luis Aguilar-Acuña1‡, Jesús Martínez-Hernández2, Víctor Volke-Haller2, Jorge Etchevers-Barra2, Horacio Mata-Vázquez3 y Miguel Hernández-Martínez1 Palabras clave: goteo, movilidad del fósforo en el suelo, densidad radical, Solanum tuberosum L.

RESUMEN En condiciones de invernadero, se estudió la distribución horizontal y vertical de la concentración de fósforo en el suelo (Cp), densidad de raíces, y materia seca de tubérculos, durante el período de crecimiento del cultivo de papa variedad Montserrat, en un suelo alcalino de textura migajón arcillo-arenoso con fertirriego por goteo superficial (GS) y subsuperficial (GSS). Con GS, la distribución de Cp en el suelo tuvo un patrón de movimiento hemisférico. Durante el ciclo de crecimiento, las mayores Cp y densidad radical se ubicaron cerca del emisor (10 cm), las que se incrementaron con el tiempo. Con GSS, el patrón de movimiento de Cp fue esférico o radial alrededor del emisor en el estrato de 20 a 30 cm de profundidad, y de 10 a 20 cm para densidad radical. La Cp y densidad radical disminuyeron a medida que se alejaron del emisor en ambos sistemas de goteo. Al igual que la densidad radical y la Cp, la materia seca (MS) del tubérculo fue mayor cerca del emisor en ambos sistemas de goteo. A 72 días después de la emergencia, con GS, el mayor contenido de MS del tubérculo se localizó a 10 cm de distancia vertical y lateral del emisor con 74%, de la MS total del tubérculo, mientras que, con GSS, el mayor contenido de MS del tubérculo se localizó a 10 cm de distancia vertical y lateral del emisor, y a 20 y 10 cm de distancia vertical y lateral con 26 y 47%, respectivamente. Esto significa que la distribución de la densidad radical y de los tubérculos varía en función de la concentración de P y del sistema de riego por GS y GSS.

SUMMARY Horizontal and ver tical distribution of soil phosphorus concentration (Cp), root density and tuber dry matter was studied under greenhouse conditions during the growth cycle of potato, Montserrat variety, in an alkaline soil with silty clay-sandy texture with surface (SD) and subsurface drip (SSD) fertigation. With SD, the distribution of Cp in the soil had a pattern of hemispheric movement. During the growth cycle, the highest Cp and root density were located near the emitter (10 cm) that increased with time. With SSD, the pattern of Cp movement was spherical or radial around the emitter in the layer from 20 to 30 cm depth, and from 10 to 20 cm for root density. Cp and root density diminished as they moved away from the emitter in both drip systems. The same as the root density and the Cp, dry matter (DM) of the tuber was higher near the emitter in both drip systems. At 72 days after emergence, with SD, the highest content of DM of the tuber was located at 10 cm of vertical and lateral distance from the emitter with 74%, of the total DM of the tuber, while, with SSD, the highest content of DM of the tuber was located at 10 cm of vertical and lateral distance from the emitter, and from 20 to 10 cm of vertical and lateral distance with 26 and 47%, respectively. This means that the distribution of root density and of tubers varies according to the concentration of P, and SD and SSD irrigation systems.

1

Campo Experimental Bajío, Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias (INIFAP). Apartado Postal 112, 38010 Celaya, Guanajuato, México. ‡ Autor responsable ([email protected]) 2 Colegio de Postgraduados, Campus Montecillo. 56230 Montecillo, estado de México. 3 Campo Experimental Sur de Tamaulipas, INIFAP. 89601 Altamira, Tamaulipas, México.

Index words: movement of phosphorus in soil, root density, Solanum tuberosum L. INTRODUCCIÓN La aplicación de fertilizante fosfórico en suelos agrícolas en general tiene una baja eficiencia de utilización por las plantas debido a reacciones de

Recibido: abril de 2003. Aceptado: diciembre de 2005. Publicado en Terra Latinoamericana 24: 269-276.

269

270

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

adsorción y precipitación, que resultan en formas de fósforo no disponibles, con poco o nulo movimiento de éste desde el sitio de contacto con el suelo (Tisdale et al., 1993). Por otro lado, la baja densidad radical del cultivo de papa (Vos y Groenwold, 1986), donde 90% de las raíces se localizan en los primeros 25 cm de profundidad, contribuye a un reducido volumen de suelo explorado (Vered, 2004) y, por lo tanto, a una baja eficiencia de absorción de P. La aplicación de fósforo superficial y subsuperficial a través de riego por goteo es un método que afecta la concentración de fósforo (Cp) en la solución del suelo, su distribución en el perfil del suelo, la densidad radical (Bar-Yosef, 1999), y, en consecuencia, la absorción de fósforo por las plantas. Un continuo suministro de fósforo a través del riego por goteo reduce el problema de la baja utilización de fósforo por las plantas, minimiza la disminución en la Cp con el tiempo, y la aplicación localizada de fósforo dentro del volumen del suelo accesible a las raíces. La colocación de los emisores bajo la superficie del suelo, en el centro del volumen radical, reduce los problemas de escasa humedad y disminución de fósforo disponible. La concentración nutrimental en el volumen de suelo húmedo afecta el crecimiento radical y su distribución espacial y temporal en el suelo (Bar-Yosef, 1999), de tal manera que la frecuencia del fertirriego reduce el tiempo de fluctuación en la concentración nutrimental en la solución del suelo, debido a que prácticamente se mantiene constante, pero disminuye el volumen radical del suelo (Martínez-Hernández et al., 1991) al reducirse el bulbo de humedecimiento. El aumento en el uso de sistemas de riego por goteo en la agricultura ha motivado la investigación sobre la aplicación de fósforo soluble en agua a través de líneas de riego (Bacon y Davey, 1989). Sin embargo, estas investigaciones han involucrado períodos relativamente cortos (Barber, 1984). El objetivo del presente estudio es evaluar la distribución horizontal y vertical en el suelo de los factores: a) concentración del fósforo, b) densidad de las raíces, y c) número de tubérculos, al aplicar fósforo a través del riego por goteo superficial y subsuperficial, durante el período de crecimiento del cultivo de papa, variedad Montserrat. MATERIALES Y MÉTODOS Para cumplir con el objetivo, se estableció un experimento en condiciones de invernadero en Salinas

de Hidalgo, San Luis Potosí, México, ubicado a 22° 34’ N y 101° 45’ O y altitud de 2070 m. Se evaluaron dos sistemas de fertirriego: por goteo superficial y goteo subsuperficial; en este último, los goteros o emisores se enterraron a una profundidad de 20 cm. Los tratamientos se distribuyeron en un diseño experimental de bloques completos al azar con 10 repeticiones, la unidad experimental constó de un contenedor de cartón revestido con plástico negro de 0.5 m de ancho x 0.5 m de largo x 0.6 m de alto, conteniendo un suelo de textura migajón arcillo-arenoso con una densidad aparente de 1.3 Mg m-3 y pH 7.9. Se sembró un tubérculo de papa, variedad Montserrat de 60 g de peso, con tres brotes de 2 cm de largo, en el centro de cada contenedor, a una profundidad de 10 cm, 10 cm arriba del gotero subsuperficial y 10 cm debajo del gotero superficial. El fertirriego por goteo superficial y subsuperficial comenzó a aplicarse diariamente a partir del día 10 después de la emergencia (DDE). Para reponer la lámina de agua evapotranspirada, se utilizó la fórmula 0.8Ev, estimada con base en el valor de la evaporación medida en el tanque tipo A (Tijerina, 1999). Las concentraciones utilizadas de N, P y K elementales se presentan en el Cuadro 1; los fertilizantes solubles en agua utilizados fueron: nitrato de amonio (33.5% N), nitrato de potasio (12% N, 2% P2O5 y 44% K2O) y ácido fosfórico a 85% de concentración de H3PO4. Se realizaron muestreos destructivos de plantas a 24, 37, 47, 59 y 72 DDE, que correspondieron a las etapas fenológicas: desarrollo (10 a 25 DDE), floración (26 a 38 DDE), tuberización inicial (39 a 47 DDE), y tuberización intermedia (48 a 72 DDE). Junto con el muestreo de plantas se realizó un muestreo de suelos, éste consistió de monolitos (Böhm, 1979) de 10 cm de largo x 10 cm de ancho x 10 cm de profundidad, hasta 30 y 40 cm de distancia horizontal y vertical partir Cuadro 1. Concentración de N, P y K aplicados en fertirriego por goteo superficial y subsuperficial. Intervalo Fecha †

DDE ‡

N

Dosis P -1

- - - - mg L 02/09 – 17/09 18/09 – 30/09 01/10 – 09/10 10/10 – 25/10 26/10 – 28/10 †

Día y mes.

‡

10 a 25 26 a 38 39 a 47 48 a 63 64 a 66

50 100 150 150 100

Día después de la emergencia.

30 60 60 60 60

K

- - - 75 150 200 250 200

AGUILAR ET AL. DISTRIBUCIÓN DEL FÓSFORO EN SUELO, RAÍCES Y MATERIA SECA DE TUBÉRCULO DE PAPA

del centro de cada contenedor. Las raíces y tubérculos encontrados en cada monolito se lavaron para separarlos del suelo, se usaron tamices de Malla 20 para recuperar las raíces durante el lavado. Posteriormente, se secaron en estufa con circulación forzada de aire a 65 °C durante 72 h. Parte de los monolitos se envió al laboratorio para determinar P Olsen (Bar-Yosef y Akiri, 1978). Para la distribución en contornos de Cp y la densidad radical se utilizó el programa Surfer (1987). RESULTADOS Y DISCUSIÓN Distribución del Fósforo en el Suelo La Cp disponible en el suelo se incrementó con el tiempo al aplicarse fósforo periódicamente, lo que concuerda con los resultados de Bacon y Davey (1989) en condiciones de riego por goteo. El incremento fue mayor con fertirriego subsuperficial que con fertirriego superficial (Cuadro 2). La Cp en el perfil del suelo varió en función del método de fertirriego utilizado. Con riego superficial, el fósforo se movió en un patrón hemisférico y, con goteo subsuperficial, el movimiento fue esférico o radial alrededor del emisor (Figura 1), lo cual coincide con los resultados obtenidos por Phene y Howell (1984). Con ambos sistemas de fertirriego por goteo, el movimiento del fósforo se incrementó a través del tiempo desde el punto de emisión. La aplicación localizada y continua de fósforo al suelo mediante goteo superficial y subsuperficial durante el período de crecimiento del cultivo de papa evitó la disminución de la Cp con el tiempo (Phene y Howell, 1984). Cuadro 2. Concentración promedio de fósforo Olsen en el suelo hasta 40 cm de profundidad y 30 cm de distancia lateral a partir del centro superficial de cada maceta, en dos sistemas de fertirriego por goteo y cinco fechas de muestreo.

Muestreo DDE†

Concentración de P Olsen Goteo superficial Goteo subsuperficial - - - mg de P kg-1 de suelo - - -

24 37 47 59 72 Promedio †

30.7 b‡ 34.6 b 54.5 b 61.8 a 59.7 b 48.3 b§

38.2 a‡ 44.8 a 65.5 a 62.9 a 71.8 a 56.6 a

Días después de la emergencia. ‡ Cifras con la misma letra entre columnas en la misma línea son estadísticamente iguales (P £ 0.05). § Cifras con la misma letra entre promedios son estadísticamente iguales (P £ 0.05).

271

Los sitios de reacción del complejo de intercambio aniónico del suelo se saturaron poco a poco cerca del emisor por difusión de P (Barber, 1984; Marschner, 2003) en el bulbo húmedo (Figura 1). En esta figura, se muestra un incremento a través del tiempo de la Cp en el suelo a 24, 37, 47, 59 y 72 DDE desde el sitio de emisión con ambos métodos de fertirriego. Con goteo superficial, las mayores Cp, que fueron 50, 55, 90, 100 y 100 mg P kg-1 de suelo, ocurrieron cerca del emisor y con fertirriego subsuperficial cuyas Cp fueron 55, 70, 100, 100 y 110 mg P kg-1 de suelo, a 24, 37, 47, 59 y 72 DDE, respectivamente (Figura 1). Las mayores concentraciones inicial y final se observaron con fertirriego subsuperficial. Estos resultados concuerdan con los de Bacon y Davey (1989), quienes encontraron que la disponibilidad de P incrementó hasta 40 cm de profundidad, y el volumen de suelo conteniendo más fósforo disponible incrementó con las dosis de aplicación crecientes. Sin embargo, los resultados difieren de los reportados por Papadopoulos (1992), quien observó que, al aplicar 40 mg P L-1, en el cultivo de papa no provocó acumulación de fósforo en el perfil de un Vertisol pélico en el momento de la cosecha. Las altas Cp en el bulbo húmedo, observadas durante el ciclo de cultivo en ambos sistemas de fertirriego, pueden regularse disminuyendo la concentración de la solución en el riego. Las altas Cp encontradas en la superficie del suelo a través del tiempo se atribuyen al movimiento capilar y a la evaporación, las cuales son mayores con fertirriego por goteo superficial que por goteo subsuperficial (Figura 1). Distribución de la Densidad Radical de Papa Variedad Montserrat La densidad radical incrementó a través del tiempo en goteo superficial y permaneció constante entre 37 y 59 DDE (Cuadro 3). En fertirriego subsuperficial disminuyó la densidad radical a 59 DDE debido a la falta de suministro de agua y nutrimentos ocasionado por el taponamiento del emisor. La aplicación de fósforo por goteo subsuperficial incrementó la densidad radical en 13% en promedio con respecto al goteo superficial, incidiendo en una mayor proliferación de raíces activas en la zona del bulbo húmedo, lo que, según Haynes (1985), se debe al suministro de agua y nutrimentos en forma continua.

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TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

Figura 1. Distribución de la concentración de fósforo en el suelo a través del tiempo (en DDE), con goteo superficial y subsuperficial a partir del emisor.

AGUILAR ET AL. DISTRIBUCIÓN DEL FÓSFORO EN SUELO, RAÍCES Y MATERIA SECA DE TUBÉRCULO DE PAPA

En los dos sistemas de fertirriego, la mayor densidad radical ocurrió cerca del emisor y ésta disminuyó con la distancia, tanto horizontal como verticalmente (Figura 2). La distribución de la densidad radical a lo largo del período de crecimiento del cultivo de papa también mostró diferencias entre los dos sistemas de fertirriego. Ésta siguió la distribución de la concentración de fósforo en el suelo, estos resultados se asemejan a los de Bar-Yosef y Lambert (1981). Con fertirriego superficial, la mayor densidad radical ocurrió en el estrato superior (0 a 10 cm) cerca del emisor, la que se incrementó con el tiempo desde 24 hasta 72 DDE al pasar de 40 y 90 mg de raíz cm-3 de suelo a 400 y 1000 mg de raíz cm-3 de suelo (Figura 2). Con fertirriego subsuperficial, la mayor densidad radical se ubicó en el estrato de 10 a 20 cm, por arriba del emisor. Ésta se incrementó durante el ciclo de crecimiento, desde 24 hasta 72 DDE, al pasar de 30 y 70 mg de raíz cm-3 de suelo a 500 a 900 mg de raíz cm-3 de suelo, pero disminuyó en forma radial a medida que se alejan del emisor (Figura 2). Martínez-Hernández et al. (1991), al evaluar las diferencias entre el fertirriego por goteo superficial y subsuperficial con respecto a la distribución de la densidad radical (g de raíz seca kg-1 de suelo seco) de maíz dulce, encontraron que ésta disminuyó con el incremento de la distancia vertical o lateral del emisor. Este comportamiento pudo deberse a que el desarrollo de la raíz hacia la fuente de agua fue mayor en comparación con el desarrollo de la raíz en otras direcciones, como lo señalaron Silva et al. (1991) y Ruiz (2000): a mayor volumen de suelo mojado, mayor desarrollo de raíces. El régimen de aplicación de agua de riego por goteo tuvo, por lo tanto, un efecto determinante sobre el desarrollo del sistema radical. Según Glenn (2000), las raíces que crecen en la porción humedecida del suelo funcionan como el principal tejido

273

de absorción de nutrimentos, agua y de producción de hormonas. La aplicación de fósforo con riego por goteo superficial y subsuperficial afecta la concentración de este elemento en el espacio y en el tiempo, así como su distribución en el suelo y, en consecuencia, la distribución de la densidad radical, lo que repercute en la fisiología de la raíz. Las raíces confinadas que crecen en un volumen limitado por el fertirriego por goteo son menos activas, por lo que una mayor cantidad de carbohidratos pueden ser dirigidos para la obtención del producto de la cosecha (Bar-Yosef et al., 1988). Distribución de la Materia Seca de Tubérculos El peso seco de tubérculos a la cosecha fue mayor en el sistema de fertirriego superficial que en el subsuperficial, con 195 y 174 g planta-1, respectivamente (Cuadro 3). Con fertirriego subsuperficial, la tasa absoluta de crecimiento del peso seco diario del tubérculo a 72 DDE fue 25% más (10.2 g planta -1 d -1 ) en comparación con el obtenido con fertirriego superficial (8.14 g planta-1 d-1). Al igual que la densidad radical y la Cp, la materia seca del tubérculo fue mayor cerca del emisor en ambos sistemas de fertirriego (Cuadro 4). En el tratamiento con fertirriego por goteo superficial, el mayor peso seco del tubérculo se localizó a 10 cm de distancia vertical y horizontal del emisor, con 74% del peso seco total del tubérculo a 72 DDE. Con fertirriego por goteo subsuperficial, el mayor peso seco del tubérculo se localizó a 20 y 10 cm de distancia vertical y horizontal del emisor, respectivamente, con 47% del peso seco total del tubérculo, y a 10 cm de distancia vertical y horizontal del emisor, respectivamente, con 26%. Esto significa que la distribución de los tubérculos en el suelo varía en función del sistema de fertirriego empleado.

Cuadro 3. Distribución promedio de la densidad radical y peso seco del tubérculo hasta 40 cm de profundidad y 30 cm de distancia lateral, en dos sistemas de fertirriego y cinco fechas de muestreo. Muestreo DDE†

Goteo superficial Densidad radical Peso seco del tubérculo

Goteo Subsuperficial Densidad radical Peso seco del tubérculo

g planta-1

(mg de raíz cm-3 de suelo 19.1 a‡

g planta-1

24

(mg de raíz cm-3 de suelo 24.6 a ‡

37 47 59 72

179.7 b 176.2 b 178.6 a 183.4 b

0.03 a‡ 20.20 a 89.10 a 194.90 a

205.2 a 247.2 a 136.5 b 232.8 a

2.4 a‡ 16.2 b 41.4 b 174.1 b

†

Días después de la emergencia.

‡

Cifras con la misma letra entre columnas de la misma variable y en la misma línea son estadísticamente iguales (P £ 0.05).

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Figura 2. Distribución de la densidad radical de papa en el suelo, a través del tiempo (en DDE), con goteo superficial y subsuperficial a partir del emisor.

AGUILAR ET AL. DISTRIBUCIÓN DEL FÓSFORO EN SUELO, RAÍCES Y MATERIA SECA DE TUBÉRCULO DE PAPA

275

Cuadro 4. Distribución vertical y horizontal de la materia seca y número de tubérculos por planta de papa variedad Montserrat, con dos sistemas de fertirriego por goteo y cuatro fechas de muestreo. Muestreo DDE†

Distribución en el suelo Vertical Horizontal - - - - cm - - - -

37

47

59

72

†

Goteo superficial Materia seca del Número de tubérculo tubérculos g planta

-3

Goteo subsuperficial Número de Materia seca del tubérculos tubérculo g planta

10

10 20 30

0.14 a‡ 0.08 a

0.50 b‡ 0.25 a

20

10 20 30

0.08 a

0.50 b

10

10 20 30

5.40 a 5.30 a 1.40 b

20

10 20 30

10

20

-3

1.72 a‡

3.50 a‡

0.50 a

0.25 a

0.19 a

3.50 a

2.50 a 1.50 a 1.00 a

0.84 b 0.93 b 13.21 a

1.50 b 0.75 a 0.75 a

8.10 a

5.00 b

0.37 b 0.84 a

16.00 a 0.25 a 0.25 a

10 20 30

53.90 a 13.20 a 2.30 a

20.75 a 3.25 a 0.50 a

21.60 b 0.40 b

7.00 b 0.25 b

10 20 30

17.50 a

5.00 b

18.60 a 0.80 a

8.50 a 1.00 a

2.20 a

0.25 a

10

10 20 30

144.00 a 26.70 a 24.20 a

17.0 a 2.0 b 2.0 a

45.20 b 14.70 b 9.40 b

5.00 b 11.50 a 0.50 a

20

10 20 30

81.20 a

10.50 a

23.60 a

1.88 a

Días después de la emergencia. Cifras con la misma letra entre columnas de la misma variable y en la misma línea son estadísticamente iguales (P £ 0.05). ‡

Distribución del Número de Tubérculos El número de tubérculos en el tratamiento con fertirriego superficial a 59 DDE incrementó a 30; sin embargo, a 72 DDE esta cantidad disminuyó a 21, posiblemente debido a que los tubérculos más pequeños se reabsorbieron y los fotosintatos se translocaron hacia los más grandes o a otras partes de la planta. A 72 DDE, el mayor número de tubérculos se concentró en los primeros 10 cm de distancia vertical y horizontal del emisor, con 81% (Cuadro 4). Con fertirriego subsuperficial, el número de tubérculos disminuyó de 20 a 17, debido, posiblemente, a que los tubérculos más pequeños se reabsorbieron (Manrique, 1993), o bien, a que las plantas muestreadas efectivamente tenían menor número de tubérculos que

las anteriores. A 72 DDE, el número de tubérculos incrementó a 29. El mayor porcentaje de tubérculos se distribuyó en los cuadrantes 20 x 10, 10 x 20 y 10 x 10 cm en sentido vertical y horizontal, respectivamente, con 36, 37 y 17% (90%) con referencia al número total de tubérculos (Cuadro 4). Aunque el número total de tubérculos fue mayor que con goteo superficial, el tamaño de los mismos fue más pequeño, debido, probablemente, al taponamiento de los goteros a 47 y 59 DDE (AguilarAcuña et al., 2001), lo que limitó su crecimiento. CONCLUSIONES - La aplicación de fósforo a través de fertirriego por goteo superficial y subsuperficial es un método que afecta la distribución del elemento en el suelo, la densidad radical

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TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

y de los tubérculos de papa. La concentración de fósforo fue mayor cerca del emisor superficial o subsuperficial, y fue disminuyendo a medida que se alejaba del emisor en forma hemisférica y esférica, respectivamente. - La concentración de fósforo en el suelo a 72 DDE y cerca del emisor resultó mayor con fertirr iego subsuperficial que con fertirriego superficial, 110 y 100 mg kg-1 de suelo, respectivamente. Estas altas Cp pueden regularse disminuyendo la concentración de la solución en el riego. - La densidad radical con fertirriego superficial se localizó en los primeros 10 cm de suelo, y fue disminuyendo con la distancia vertical y horizontal. Con fertirriego subsuperficial, la mayor densidad radical se localizó entre 10 y 20 cm de profundidad, encima del emisor, y fue disminuyendo en forma esférica o radial con la distancia vertical y horizontal. - La distribución de los tubérculos varió en función del sistema de fertirriego empleado. Con goteo superficial, a 72 DDE el peso seco de los tubérculos fue 74% con respecto al peso seco total, en los primeros 10 cm de distancia vertical y horizontal del emisor. Con goteo subsuperficial, se distribuyó 26 % en los primeros 10 cm de profundidad y de distancia horizontal y 47% en el cuadrante 20 x 10 cm en sentido vertical y horizontal, respectivamente. - La aplicación del fertirriego por goteo subsuperficial obliga a la raíz a crecer más profundo, lo que le da más soporte a la parte aérea y permitiría aplicar menor cantidad de P y otros nutrimentos directamente en la zona activa de raíces, con la consiguiente mayor eficiencia de recuperación nutrimental. LITERATURA CITADA Aguilar-Acuña, J. L., J. J. Martínez-Hernández, V. Volke-Haller, J. Etchevers-Barra, P. Sánchez-García y R. Aveldaño-Salazar. 2001. Acumulación y distribución de la materia seca en papa cultivada con fertigación por goteo superficial y subsuperficial. Rev. Fitotec. Mex. 24: 9-16 Bacon, P. E. y B. G. Davey. 1989. Nutrient availability under trickle irrigation – phosphate fertilization. Fert. Res. 19: 159-167.

Barber, S. A. 1984. Soil nutrient bioavailability: a mechanistic approach. John Wiley. Lafayette, IN, USA. Bar-Yosef, B. 1999. Advances in fertigation. Adv. Agron. 65: 1-77. Bar-Yosef, B. y B. Akiri. 1978. Sodium bicarbonate extraction to estimate nitrogen, phosphorus and potassium availability in soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 42: 319-323. Bar-Yosef, B. y J. R. Lambert. 1981. Corn and cotton root growth in response to soil impedance and water potential. Soil Sci. Soc. Am. J. 45: 930-935. Bar-Yosef, B., S. Schwartz, T. Markovitch, B. Lucas y R. Assaf. 1988. Effect of root volume and nitrate solution concentration on growth, fruit yield and temporal N and water uptake rates by apple trees. Plant Soil 107: 49-56. Böhm, W. 1979. Methods of studying root system. Springer Verlag. Berlin, Germany. Glenn, D. M. 2000. Physiological effects of incomplete root zone wetting on plant growth and their implications for irrigation management. HortScience 35: 1041-1043. Haynes, R. J. 1985. Principles of fertilizer use for trickle irrigated crops. Fert. Res. 6: 235-255. Manrique, L. A. 1993. Contraints for potato production in the tropics. J. Plant Nutr. 16: 2075-2120. Marschner, H. 2003. Mineral nutrition of higher plants. 2 nd ed. Academic Press. Suffolk, Great Britain. Martínez-Hernández, J. J., B. Bar-Yosef y U. Kafkafi. 1991. Effect of surface and subsurface drip fertigation on sweet corn rooting, uptake, dry matter production and yield. Irrigation Sci. 12: 153-159. Papadopoulos, I. 1992. Phosphorus fertigation of trickle-irrigated potato. Fert. Res. 31: 9-13. Phene, C. J. y T. A. Howell. 1984. Soil sensor control of high frequency irrigation. Trans ASAE 27: 392-396. Ruiz, R. 2000. Dinámica nutricional en cinco parrones de diferente productividad del valle central regado de Chile. Agric. Téc. (Chile) 60: 379-398. Silva, H., R. Honorato y C. Bonomelli. 1991. Crecimiento radical y desarrollo de la vid variedad Thompson Seedless. ACONEX 34: 14-21. Surfer. 1987. Surfer V 3.0. Golden Software, Inc. Golden, Colorado. Tijerina-Chávez, L. 1999. Requerimientos hídricos de cultivos bajo sistemas de fertirrigación. Terra 17: 237-245. Tisdale, S. L., W. L. Nelson, J. D. Beaton y J. H. Havlin. 1993. Soil fertility and fertilizer. 5th ed. MacMillan. New York. NY, USA. Vered, E. 2004. Growing potatoes under drip irrigation. URL: Consulta: 25 de noviembre. Vos, J. y J. Groenwold. 1986. Root growth of potato crops on a marine-clay soil. Plant Soil 94: 17-33.

EFICIENCIA DE RECUPERACIÓN DE N Y K DE TRES FERTILIZANTES DE LENTA LIBERACIÓN N and K Recovery Efficiency of Slow Release Fertilizers I. Castro-Luna1‡, F. Gavi-Reyes1, J.J. Peña-Cabriales2, R. Núñez-Escobar1 y J.D. Etchevers-Barra1 RESUMEN

SUMMARY

El costo de los fertilizantes químicos y la contaminación que algunos propician en el ambiente cuando se usan incorrectamente, hacen necesario encontrar nuevas alternativas de fertilización, económicas y más eficientes. El objetivo de este estudio fue comparar la eficiencia de recuperación y la eficiencia fisiológica (EF) de N y K de tres fertilizantes nuevos denominados AUK en el cultivo de trigo en invernadero. Se evaluaron tres fertilizantes nuevos (AUK1, AUK2 y AUK3) con el mismo contenido de N y K2O (12 y 7.5% p/p), pero con diferencias en la intercalación del nutrimento con la matriz arcillosa y dos fertilizantes comerciales (Fc) urea y KCl, con tres dosis equivalentes a tres veces (como se sugiere para ensayos de invernadero) 60, 100 y 140% de la dosis comercial recomendada de N para trigo para el Bajío Guanajuatense que equivale a 270 mg N y 40 mg P2O5 por kg de suelo, con un diseño de bloques completamente al azar. Se encontró que la eficiencia de recuperación del N y K (ERN y ERK) fue la misma (P < 0.05) para los tres fertilizantes AUK entre sí y comparados con los Fc. Se encontró efecto de la dosis en la ERN y ERK donde ésta se abatió con el incremento de la dosis en el orden 60 > 100 > 140%, independientemente del tipo de fertilizante (a partir del espigamiento hasta la madurez fisiológica). Lo mismo se observó para la eficiencia de recuperación de K. La EF de N se reduce al incrementar la dosis de N aplicada, estabilizándose cuando se usó el AUK2 con las dosis igual o mayor necesarias para obtener el máximo rendimiento.

The cost of mineral fertilizers and the environmental pollution that they produce when used improperly, make it necessary to find new economic and more efficient fertilizers. The objective of this study was to compare the recovery efficiency and the physiological efficiency (FE) of N and K of three new fertilizers denominated AUK in wheat production under greenhouse conditions. Three fertilizers (AUK1, AUK2, and AUK3), with the same content of N and K2O (12 and 7.5% in weight), but with different intercalation of nutrients with the clay matrix, were compared with commercial fertilizers (Fc) urea and KCl. The fertilizers were applied at three rates equivalent to three times (as suggested for greenhouse tests) 60, 100, and 140% the commercial rate of N recommended for wheat in the area of Bajio, state of Guanajuato, Mexico, equivalent to 270 mg N and 40 mg P2O5 kg-1 soil. This test was conducted using a completely randomized block design. Recovery efficiency of N and K (ERN and ERK) was similar (P < 0.05) for the three AUK fertilizers and compared with Fc. ERN and ERK decreased with the increase of the rate of N and K, showing the following order: 60 > 100 > 140%, regardless of the type of fertilizer (from tasseling to physiological maturity). The same was observed for the recovery efficiency of K. FE of N decreased when the rate of applied N increased, becoming stabilized when AUK2 was applied at a rate equal to or greater than that necessary to obtain maximum yield. Index words: nitrogen, potassium, wheat.

Palabras clave: nitrógeno, potasio, trigo.

INTRODUCCIÓN El alto costo de los fertilizantes y el impacto que pueden producir en el ambiente han motivado un interés creciente en diseñar nuevos materiales fertilizantes con características fisicoquímicas que logren una mayor eficiencia de recuperación por el cultivo. La eficiencia de recuperación de los nutrimentos depende de la forma y cantidad que se aplican y de

1

Colegio de Postgraduados, Campus Montecillo. 56230 Montecillo, estado de México. ‡ Autor responsable ([email protected]) 2 Laboratorio de Ecología Microbiana, CINVESTAV-IPN. Irapuato, Guanajuato, México. Recibido: agosto de 2004. Aceptado: septiembre de 2005. Publicado en Terra Latinoamericana 24: 277-282.

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la capacidad fisiológica de los cultivos. De acuerdo con Mortvet (1994) y Baligar et al. (2001), la recuperación por el cultivo de los fertilizantes nitrogenados es aproximadamente de 50%, la de los fosfatados es menos de 10% y los potásicos cerca de 40%, mientras que para los micronutrimentos es de 5 a 10% en la agricultura convencional, representando en todos estos casos pérdidas económicas y daños potenciales al ambiente. Estudios en Guanajuato, México, reflejan que el N aplicado se distribuye en las siguientes rutas: cerca de 20 ± 8% del N es absorbido por la planta, 32 ± 13% es retenido en el suelo, 20 ± 10% se lixivia en forma de nitratos, 8 ± 13% se pierde como amoniaco por volatilización, y 20 ± 5% como óxidos de N debido a la desnitrificación (Grageda-Cabrera, 1999). La lixiviación de nitratos puede ser de riesgo inmediato para la salud humana, ya que si ellos llegan al agua subterránea, aumentando la concentración a más de 10 mg L-1 NO3-, y ésta es consumida por humanos (Water Quality Criteria Committee, 1972), puede causar metahemoglobinemia en niños y cáncer gástrico en adultos. Por otra parte, en general, las emisiones de N en forma de gas pueden contribuir a aumentar el efecto invernadero y a la destrucción de la capa de ozono (Raun y Johnson, 1999). El contenido de potasio intercambiable o rápidamente aprovechable no simples es suficiente para satisfacer la demanda de los cultivos. Por ello, en México, el consumo de fertilizantes potásicos ha aumentado en los últimos años (Aguado-Lara et al., 2002), no así la proporción del que es recuperado por el cultivo. El uso de materiales de lenta liberación se ha propuesto para ayudar a reducir la contaminación por exceso de N que no es usado por el cultivo, disminuir su impacto en el ambiente y reducir costos en uso de dicho insumo, ya que éstos por su liberación controlada pueden aportar los nutrimentos durante la etapa de crecimiento del cultivo, aumentando con ello la eficiencia de recuperación del N. Se ha observado que los materiales recubiertos con polyolefin (Singh et al., 2004) reducen las pérdidas e incrementan el rendimiento de 22 a 23% cuando se utiliza sulfato de amonio recubierto y hasta 79% en el caso de la urea recubierta (Shoji y Kamo, 1994). En crisantemo, Catanazaro et al. (1998) observaron que la eficiencia de recuperación de nitrógeno fue más alta (64 a 68%), al usar un fertilizante de lenta liberación (FLL), en comparación con 41 a 46% de los tratamientos con fertilizantes líquidos. Miah et al. (2000) observaron que con el uso de oxamida y un FLL (urea recubierta) se incrementa la acumulación de materia seca.

Cabrera (1997) estudió las pérdidas por lixiviación de NO3- con el uso de FLL y fertilizante de liberación controlada (FLC), como Osmocote 18-6-12FS, Osmocote 24-4-8 HN, Prokote Plus 20-3-10 y Polyon 25-4-12, Nitricote 18-6-8 y Woodace 20-4-12, y observó que los FLL y FLC reducen pérdidas por lixiviación al ser más estables que los fertilizantes convencionales. Estudios de fertilizantes de lenta liberación que incluyan N y otros macronutrimentos son escasos. Se ha evaluado el efecto del fertilizante “Osmocote” (14-6-12) sobre el cultivo de cebolla encontrándose que, en invernadero, mejora el crecimiento y desarrollo de las cebollas e incrementa la concentración de NPK y Mg en el tejido y, en campo, produce una menor mortandad de plantas e incrementa la producción del bulbo de la cebolla en comparación con el fertilizante convencional (Amans y Slangen, 1994). Davis (1996) trabajó con Multi-cote-7 (9-0-32), un FLL, y KCl (0-0-60) en algodón. Encontró que el FLL incrementa el K en el suelo y la concentración de N-NO3 en los pecíolos, en las primeras etapas (en 9%). Desgraciadamente, éstos aun están en etapas experimentales y otros, ya en el mercado, tienen un precio mayor que no compensa su uso en lugar de los convencionales de alta solubilidad. Por lo tanto, el objetivo del presente estudio fue evaluar la eficiencia de recuperación y la eficiencia fisiológica de N y K provenientes de tres nuevos fertilizantes elaborados con una matriz diferente a la de los fertilizantes convencionales y compararlos con estos últimos, en trigo en condiciones controladas. MATERIALES Y MÉTODOS La investigación se realizó en invernaderos y laboratorios en Montecillo, estado de México. En un suelo de pH 7.7, clasificado como Vertisol háplico (USDA, 1988), con presencia de arcillas 2:1 detectadas en análisis en suelo utilizando difracción de rayos “X”, por el método natural y radiación CuKα (Tessier, 1974) y trigo como cultivo indicador. Los fertilizantes nuevos evaluados se denominaron AUK1, AUK2, y AUK3 los cuales presentan un mismo porcentaje de N (12.9) y K2 O (7.5), pero diferente proceso de elaboración matricial (diferencias en la intercalación del nutrimento con la matriz arcillosa). Los fertilizantes comerciales que se usaron de referencia fueron urea y KCl. La fuente de fósforo que complementó

CASTRO ET AL. EFICIENCIA DE RECUPERACIÓN DE N Y K DE TRES FERTILIZANTES DE LENTA LIBERACIÓN

a los fertilizantes antes indicados fue superfosfato de calcio triple. Los fertilizantes AUK1, AUK2 y AUK3 se elaboraron con una matriz de arcilla-nitrógeno-potasio, para aprovechar las características cinéticas de la arcilla que reducen la disolución de los nutrimentos en el suelo. Se evaluaron 13 tratamientos que resultaron de la combinación de AUK1, AUK2 y AUK3 y los fertilizantes comerciales, con tres dosis (equivalentes a 60, 100 y 140% de la dosis comercial de N para el cultivo de trigo en el Bajío Guanajuatense, que equivale a 270 mg N y 40 mg P2O5 por kg de suelo), más un testigo (para fines de cálculo de las eficiencias estudiadas). La dosis comercial se sobrestimó en 300% para su aplicación a las unidades experimentales, según lo recomendado para ensayos en invernadero (Terman et al., 1962; ClaroCortez et al., 2002). Para equiparar la dosis de fertilización recomendada con el fósforo, éste se aplicó en una dosis constante, esto es 40 mg P2O5 kg-1. El K que se adicionó fue proporcional a la cantidad de N aplicado. Los tratamientos se distribuyeron en un diseño de bloques al azar, con 12 repeticiones, en el invernadero, donde se registraron temperaturas máximas de 36° C ± 3 y mínimas de 14 °C ± 3 durante el ensayo (19 de mayo al 2 de septiembre de 2003). La unidad experimental (UE) consistió en una bolsa de plástico con 3 kg del Vertisol háplico alcalino (USDA, 1988) y cuatro plantas de trigo, para lo cual se sembró la variedad de trigo harinero cv. JUCHI-F2000 de temporal del Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias (INIFAP). Los fertilizantes se homogeneizaron con el suelo antes de la siembra, en la cual se depositaron ocho semillas de trigo, para dejar cuatro plantas a los tres días de emergencia. Para ajustar la humedad del suelo a 90% de capacidad de campo se regó diario, utilizando un procedimiento gravimétrico para llevar el peso de las macetas a ese valor. Se realizaron muestreos en cada una de las etapas fenológicas: encañe, espigamiento, grano lechoso y madurez fisiológica. En cada muestreo, se cosechó la biomasa aérea de la planta de tres UE, determinándose materia seca (obtenida a 70 °C por más de 48 h o alcanzar peso constante), el contenido de N de la materia seca por el método Dumas (Bremner, 1965) y el contenido de K de la materia seca por absorción atómica. Se consideró la planta completa en las tres primeras etapas y la separación de rastrojo y grano en la madurez

279

fisiológica. La separación se realizó para poder calcular la eficiencia fisiológica del N y K. Las muestras se molieron en un molino y se pasaron por una malla de 1 mm (Axmann et al., 1990) como parte de la preparación para el análisis químico. Los resultados se usaron en los cálculos de la eficiencia de recuperación y la eficiencia fisiológica de los nutrimentos por el cultivo. La eficiencia de recuperación del fertilizante (ERF) para el N y K se estimó con la metodología utilizada por Baligar et al. (2001) y López et al. (2002), la cual se conoce como el método de la diferencia. El porcentaje de la eficiencia de recuperación del fertilizante se estimó con la formula:

ERF (%) =

NF - NC x 100 NR

donde: ERF = eficiencia de recuperación del fertilizante, NF = nutrimento absorbido por la planta del tratamiento con fertilizante (kg ha-1), NC = nutrimento absorbido por la planta del tratamiento testigo (kg ha-1), y NR = cantidad de nutrimento aplicado con el fertilizante (kg ha-1). Para estimar la eficiencia fisiológica o eficiencia de uso del nutrimento en el fertilizante (Ghulam et al., 1996), es decir, el rendimiento de grano por la cantidad de N o K aplicado, se usó la formula:

EUF =

RG NAF

donde: EUF = eficiencia fisiológica o eficiencia de uso de nutrimento en el fertilizante, RG = rendimiento de grano (kg ha-1), y NAF = cantidad del nutrimento aplicado proveniente del fertilizante (kg ha-1). Los datos de las eficiencias de recuperación nutrimental se sometieron a un análisis de varianza de parcelas divididas en el tiempo. Las parcelas grandes fueron las etapas fenológicas y las parcelas chicas los tratamientos antes indicados. Las eficiencias fisiológicas se sometieron a un análisis de varianza normal. El análisis estadístico fue complementado con una prueba de comparación de medias (Tukey, a = 0.05). RESULTADOS Y DISCUSIÓN Nitrógeno Con relación a la eficiencia de recuperación del N (ERN), el análisis de varianza indicó que la interacción

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

de etapas fenológicas con dosis de N y tipos de fertilizantes fue significativa (P < 0.05). En la Figura 1, se observa que existe acumulación de N durante el desarrollo del trigo y que hay una relación negativa entre la dosis de N aplicada y la ERN en cada una de las etapas fenológicas muestreadas, independiente del tipo de fertilizante, lo que concuerda con lo reportado por López et al. (2002) y Golik et al. (2003). En el Cuadro 1, se muestra la ERN de la interacción entre el tipo de fertilizante y la dosis comercial aplicada para la etapa de mayor interés económico (madurez fisiológica). En este grupo de datos se observa que no existe diferencia significativa entre fertilizantes, pero sí entre las dosis aplicadas (DHS0.05 = 12.84). En la etapa de grano lechoso, el AUK3 resultó con mayor ERN (Figura 1) cuando se aplicó 60% de la dosis comercial recomendada. En general, las ERN encontradas en este ensayo son altas comparadas con las reportadas para trigo en condiciones de campo. La ERN que observaron Raun y Johnson (1999) en el trigo fue de 27 y 33% después de aplicar N (52 a 112 kg ha-1) anualmente por cinco años. Se ha observado que por el método de la diferencia sólo puede calcularse una recuperación aparente del fertilizante que no siempre es igual a la recuperación real, obtenida con el uso de 15N. Con el método de la diferencia se han encontrado valores de 0 a más de 100% (153 ± 26) de eficiencia de recuperación para la urea (López et al., 2002). Pilbeam et al. (1997) reportaron ER de 51 a 102%, coincidiendo con lo encontrado en el presente estudio con una dosis de 60% de lo recomendado comercialmente. La eficiencia fisiológica del N (EFN) fue afectada por la interacción entre fertilizantes x dosis de N. En la Figura 2, se observa que, en general, a mayor dosis de N aplicada menor EFN, excepto para AUK2 con el cual la EFN es similar con 100 y 140% de la dosis de N

Etapa f enológica 100 Amacolle

90 Eficiencia de rec uperac ión N (%)

280

Encañe

Espigamiento G. Lechoso

80

AUK1-60% AUK2-60

A UK1-100% A UK2-100

AUK1-140% AUK2-140

70

AUK3-60

A UK3-100

AUK3-140

Fc-60

Fc-100

Fc-140

M. Fisiológica

60 50 40 30 20

DSH0.05= 12.84

10 0 0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

Figura 1. Eficiencia de recuperación de nitrógeno por fertilizante y dosis aplicada.

aplicada. Con la dosis comercial aplicada en el presente estudio, los fertilizantes de lenta liberación no presentan una mayor eficiencia fisiológica respecto al fertilizante comercial. La EFN del AUK2 concuerda con el nitrógeno acumulado en grano (Figura 3), es decir que también se observó una mayor acumulación de N en grano con el mismo tipo de fertilizante, lo cual pudo deberse al proceso de elaboración de dicho material. El hecho de no haber encontrado diferencias marcadas entre los fertilizantes para la ERN y EFN pudo deberse a que la forma de estimar dichas eficiencias aparentemente no es aplicable cuando se usan dosis altas de N debido a que el denominador es determinante, más que la diferencia que resulta en el numerador de la formula utilizada, es decir la resta de nutrimento absorbido por la planta con fertilizante evaluado menos nutrimento absorbido por la planta testigo. Potasio El análisis de varianza indicó que la interacción entre etapas fenológicas con las dosis de K y el tipo de 60

Dosis N

AUK1

Fertilizante AUK2 AUK3

Fc

%

- - - - - - - - - - - - % - - - - - - - - - - - -

60 100 140 DHS0.05

74.86 a† 55.60 b 39.26 bc 12.84%

74.20 a 59.76 b 37.93 c

75.70 a 51.97 bc 33.00 c

73.57 a 49.83 bc 29.83 c

AUK1 AUK2

Eficiencia fisiológica N (kg grano kg-1 N)

Cuadro 1. Porcentaje de la eficiencia de recuperación de nitrógeno a la madurez fisiológica.

50

AUK3 Fc

40 30 20 10

DSH0.05= 6,41

0 60

100 Dosis N (%)

140

†

Valores seguidos de la misma letra tanto en columna como en hilera son estadísticamente iguales.

100

Días de spue s de siem bra

Figura 2. Eficiencia fisiológica de nitrógeno.

CASTRO ET AL. EFICIENCIA DE RECUPERACIÓN DE N Y K DE TRES FERTILIZANTES DE LENTA LIBERACIÓN

80 DSH0.05= 36.3

240 220 200 180

AUK1

160

AUK2

140

AUK3

120

Fc

100 Dosis N (%)

140

Etapa fenológica 18.0 Espigamiento G. Lechoso

M. Fisiológica

Eficiencia de re cupera ción K (% )

16.0 AUK1-60% AUK2-60 AUK3-60 Fc-60

12.0

A UK1-100% A UK2-100 A UK3-100 Fc-100

A UK1-140% A UK2-140 A UK3-140 Fc-140

10.0 8.0 6.0 4.0 2.0

DSH 0.05= 2.15

0.0 0

10

20

30

40 50 60 Días de s pué s de sie m bra

DSH0.05= 2.24

50 40 30 20

60

fertilizante afectó (P < 0.05) la eficiencia de recuperación de K (Figura 4), la cual presentó una tendencia similar a la del N. Con la dosis aplicada a 60% se obtiene la mayor eficiencia de recuperación a través del tiempo. Conforme se aumentó la dosis, se redujo la ERK. Los bajos porcentajes de eficiencia de recuperación de K del presente estudio en parte pueden atribuirse a la presencia de micas y esmectitas arcillas 2:1 que se encontraron en la fracción fina del suelo utilizado por difracción de rayos “X”, por el método natural y radiación CuKα. Como también al contenido de K intercambiable que fue de 1.6 cmolc kg-1. Con relación a la eficiencia fisiológica del potasio, el análisis de varianza (P < 0.05) indicó que hay diferencias entre dosis de K aplicadas. En la Figura 5, se muestra que hay una mayor producción de grano por kilogramo de potasio aplicado con la dosis más baja evaluada. En las Figuras 4 y 5, se observa que la ERK y la EFK se reducen conforme se incrementa la dosis, y aunque en la actualidad en México el K no es muy Encañe

60

0

Figura 3. Acumulación de nitrógeno en grano por efecto de la dosis y el fertilizante aplicado.

Amacollamiento

70

10

100 60

Eficiencia fisiológica K (kg grano kg-1 K2O)

Nitrógeno-grano (kg ha -1)

260

14.0

281

70

80

90

100

Figura 4. Eficiencia de recuperación de potasio por dosis aplicada por etapa fenológica.

100 Dosis K (%)

140

Figura 5. Eficiencia fisiológica para potasio.

utilizado para fertilizar el trigo, es importante su estudio ya que la respuesta a la aplicación de K en gramíneas es cada vez mayor debido al mejor potencial de rendimiento de las nuevas variedades (González-Eguiarte et al., 2000). La Figura 5 muestra que el trigo presenta respuesta estadísticamente significativa (P < 0.05) a dosis bajas de K. Esta respuesta puede ser consecuencia del efecto sinérgico con la aplicación de N, la cual puede favorecer un incremento en el rendimiento y en el contenido de proteína (Shaviv y Mikkelsen, 1993). CONCLUSIONES - Las eficiencias de recuperación de N y K disminuyen con el aumento de la dosis aplicada (a partir del espigamiento hasta la madurez fisiológica), sin existir diferencias entre los fertilizantes evaluados. - La recuperación de N, debido al incremento en las dosis aplicadas, disminuyó de 84 a 24% en la etapa de grano lechoso y de 76 a 30% en la madurez fisiológica. - El AUK3 resultó con mayor ERN cuando se aplicó 60% de la dosis comercial aplicada. - Debido al incremento en las dosis aplicadas, la recuperación de K disminuyó de 15.7 a 5.1% en la etapa de grano lechoso y de 14.5 a 6.5% en la madurez fisiológica. - La eficiencia fisiológica de N se reduce al incrementar la dosis de N aplicada, estabilizándose cuando se usó el AUK2 con las dosis igual o mayor necesarias para obtener el máximo rendimiento de trigo. - La eficiencia fisiológica de K se redujo (de 73.5 a 30.1 kg de grano por kg de K2O) con el incremento de la dosis aplicada (de 60 a 140% de la dosis comercial), sin existir diferencias entre los fertilizantes evaluados.

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AGRADECIMIENTOS Este estudio fue financiado por el Proyecto CONACYT 38999. LITERATURA CITADA Aguado-Lara, G., J. D. Etchevers-Barra, C. Hidalgo-Moreno, A. Galvis-Espinola y A. Aguirre-Gómez. 2002. Dynamic of potassium in agricultural soils. Agrociencia 36: 11-21. Amans, E. B. y J. H. G. Slangen. 1994. The effect of controlled release fertilizers “Osmocote” on growth, yield and composition of onion plants. Fert. Res. 37: 79-84. Axmann, H., A. Sebastianelii y J. L. Arrillaga. 1990. Técnicas de preparación de muestras de material biológico para el análisis isotópico. pp. 51-69. In: Harderson, G. (ed.). Empleo de técnicas nucleares en los estudios de la relación suelo-planta. Food and Agriculture Organization-OIEA. Viena, Austria. Baligar, V. C., N. K. Fageria y Z. I. He. 2001. Nutrient use efficiency in plants. Commun. Soil Sci. Plant Anal. 32(7-8): 921-950. Bremner, J. M. 1965. Inorganic forms of nitrogen. pp. 179-206. In: Black, C. A. (ed.). Methods of soil analysis. Part 2. Agronomy 9. American Society of Agronomy. Madison, WI, USA. Cabrera, R. I. 1997. Comparative evaluation of nitrogen release patterns from controlled-release fertilizers by nitrogen leaching analysis. HortScience 32: 669-673. Catanazaro, C. J., K. A. Williams y R. J. Sauve. 1998. Slow release versus water soluble fertilization affects nutrient leaching and growth of potted chrysanthemum. J. Plant Nutr. 21: 1025-1036. Claro-Cortez, P., R. Núñez-Escobar, J. D. Etchevers-Barra, P. Sánchez-García y J. Alvarado-López. 2002. Greenhouse grown maize response to sulphur in two soils of Puebla State, Mexico. Agrociencia 36: 633-642. Davis, J. G. 1996. Provision of mid-season potassium requirements in cotton with slow release potassium applied pre-plant. J. Plant Nutr. 19: 1-14. Ghulam, Hussain, Ali A. Al-Jaloud y Shaik Karimulla. 1996. Effect of treated effluent irrigation and nitrogen on yield and nitrogen use efficiency of wheat. Agric. Water Manage. 30: 175-184. Golik, S. I., H. O. Chidichimo, D. Oérez y L. Pane. 2003. Acumulación, removilización, absorción post-antesis y eficiencia de utilización de nitrógeno en trigo bajo diferentes

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USO DEL MODELO EPIC PARA ESTIMAR RENDIMIENTOS DE MAÍZ CON BASE EN VARIABLES FISIOTÉCNICAS EN EL ORIENTE DEL ESTADO DE MÉXICO Use of the EPIC Model for Estimating Corn Yield Based upon Crop-Physiological Variables in East Region of State of Mexico Justina Licona-Santana1, Mario R. Martínez-Menes1, Leopoldo E. Mendoza-Onofre2‡, Benjamín Figueroa-Sandoval1 y Demetrio S. Fernández-Reynoso1 la etapa de validación hubo valores altos de SEE (9.66), atribuido a que en los puntos de muestreo de SEDAGRO los productores no reportan información precisa de todas las labores culturales aplicadas al cultivo. Es necesario incorporar variables fisiotécnicas en los registros rutinarios de campo, para mejorar la validación del modelo.

RESUMEN En México, la estimación del rendimiento de maíz (Zea mays L.) normalmente se hace mediante métodos de campo que son costosos y requieren de tiempo para su ejecución. El aplicar modelos de simulación calibrados con datos provenientes de experimentos establecidos en el campo, es una alternativa rápida y menos cara. El objetivo de esta investigación fue calibrar y validar el modelo EPIC (Erosion Productivity Impact Calculator) para estimar rendimientos de maíz en el DDR 003Texcoco. Para calibrar el modelo se reunió información de r endimiento, pr ácticas de manejo y otras características de 56 parcelas cultivadas con este cereal (ubicación geográfica, pendiente y dimensiones de parcelas), así como información climática y de caracterización física y química de los suelos. Además, por primera vez en México, se incorporaron variables fisiotécnicas como relación biomasa-energía, índice de área foliar potencial e índice de cosecha. Los rendimientos simulados se compararon con los observados. Posteriormente, se realizó un ajuste de las variables fisiotécnicas, se corrió nuevamente el modelo, volviéndose a comparar los rendimientos observados con los simulados. Para validar el modelo, se compararon los rendimientos reportados en 65 puntos de evaluación por la Secr etaría de Desar rollo Agropecuario (SEDAGRO) con los rendimientos simulados con el modelo después del ajuste de las variables. Los resultados de la etapa de calibración, antes del ajuste de variables, indicaron que la suma de cuadrados del error (SEE) fue 1.65 en riego y 1.68 en secano; después del ajuste, la SEE disminuyó a 0.05 y 0.22, respectivamente. En

Palabras clave: modelos de simulación, modelos de validación, calibración de modelos, validación y predicción de rendimientos. SUMMARY In Mexico, estimation of corn (Zea mays L.) yields has been performed through field methods which, besides costly, are time consuming. Simulation models stand as a good option, once they are calibrated with data from field experiments, because they are faster and less expensive. The objective of this study was to apply both calibration and validation phases for the EPIC (Erosion Productivity Impact Calculator) Model to estimate corn yields in the DDR 003-Texcoco. In the calibration phase, local information on corn yields, crop practices, general characteristics of 56 sites grown with this cereal (geographical position, slope, and land area), climate, and physical and chemical properties of soils was gathered. Furthermore, for the first time in Mexico, crop physiological variables (as biomass-energy relationship, leaf area index potential, and harvest index) were incorporated to the model. Simulated and observed yields were compared; then crop variables were adjusted. The model was rerun and a new comparison between observed and simulated yields was made. The model was validated by comparing yields of 65 production plots, reported by Secretaría de Desarrollo Agropecuario (SEDAGRO), with simulated yields obtained once the adjustment of variables was done. The results of the calibration phase, before the adjustment of crop physiological variables,

1 Colegio de Postgraduados, Campus Montecillo. 56230 Montecillo, estado de México. ‡ Autor responsable ([email protected])

Recibido: marzo de 2002. Aceptado: diciembre de 2005. Publicado en Terra Latinoamericana 24: 283-291.

283

284

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

indicated that sum of squares for the error (SEE) were 1.65 and 1.68 for irrigated and rain-fed plots, respectively. After the adjustment of variables, corresponding SEE decreased to 0.05 and 0.22. In the validation phase, SEE values of 9.66 were found, possibly because farmers do not report to SEDAGRO all the crop practices applied during the growing season precisely. For better model validation, it is necessary to register crop physiological variables in the common field formats. Index words. simulation models, validation models, calibration of models, validation and prediction of yields. INTRODUCCIÓN En cualquier situación, la producción de un cultivo depende de su superficie sembrada y de su rendimiento unitario. Con frecuencia es necesario pronosticar la producción en una superficie amplia de alguna región, lo que, en general, se realiza mediante recorridos de campo y aplicación de encuestas. En regiones como los valles altos de México, este tipo de estimaciones, además de ser costosas y demandantes de tiempo, presentan limitaciones por la gran variabilidad de los rendimientos, ocasionada por la heterogeneidad en la topografía, el clima, el manejo de suelo y las prácticas agrícolas durante la estación de crecimiento, en especial en condiciones de secano, por las variaciones anuales y estacionales de la precipitación pluvial. En contraste, los modelos de simulación permiten estimar los rendimientos de manera más rápida y precisa; sin embargo, se requiere “alimentarlos” con información confiable. Por ello, es necesario conjuntar los métodos de campo con la aplicación de modelos. Entre los modelos de simulación empleados para predecir rendimientos de maíz (Zea mays L.) destacan el “Crop Estimation through Resources and Environmental Synthesis” (CERES), el “CORN-AP” y el “Erosion Productivity Impact Calculator” (EPIC). En otros países, el modelo EPIC ha tenido una amplia gama de aplicaciones, entre otras la evaluación del impacto del cambio climático sobre el rendimiento de diversos cultivos (Easterling et al., 1992b; McKenney et al., 1992; Rosenberg et al., 1992; Gyanedra et al., 1997). Otros autores han estudiado la relación entre la pérdida de suelo por erosión (eólica e hídrica) con los rendimientos de maíz (Lee et al., 1996), además

del impacto de las prácticas de conservación de suelo sobre los rendimientos de esta misma especie (Easterling et al., 1997). El modelo EPIC, cuando se alimenta con información específica, predice resultados puntuales. Cuando la información no es precisa, pueden emplearse interfases del modelo con los Sistemas de Información Geográfica (SIG). El modelo provee información de clima, suelo y variables del cultivo, y el SIG se encarga de presentar esta información en mapas o cuadros, lo que es de gran importancia al realizar un análisis de variación espacial y temporal (Easterling et al., 1992a; Ellen y Gyanedra, 1995; Dewi et al., 1999). En México, Tiscareño et al. (2003) emplearon el modelo EPIC para evaluar el impacto del cambio climático sobre la producción de maíz, frijol (Phaseolus vulgaris L.) y trigo (Triticum aestivum L.), mientras que Villar et al. (1998) lo aplicaron para estudiar el efecto de la erosión sobre la productividad del maíz. Sin embargo, en estos estudios no se incluyeron las variables fisiotécnicas del cultivo que el modelo requiere. Debido a que en México no se había empleado el modelo EPIC para estimar rendimientos de maíz, considerando variables fisiotécnicas del cultivo como la relación biomasa-energía, el índice de cosecha y el índice de área foliar, el objetivo de este estudio fue calibrar y validar el modelo para simular tales rendimientos, utilizando esas variables del cultivo. Cabe destacar que ese tipo de variables no son frecuentes de registrar en el país, por lo que la investigación se efectuó en el Distrito de Desarrollo Rural (DDR) 003 Texcoco, debido a que es en éste donde se ubican la mayoría de las instituciones de investigación que han obtenido resultados de las variables de maíz, necesarias para alimentar al modelo. La hipótesis planteada fue que los rendimientos de maíz pueden predecirse con precisión mediante el uso del modelo de simulación EPIC. MATERIALES Y MÉTODOS Con base en lo indicado por Sharpley y Williams (1990) y Williams et al. (1990), la información requerida por el modelo EPIC se agrupó en cinco categorías: a) datos generales (dimensiones del área, ubicación geográfica y elevación, entre otras), b) clima (temperatura máxima y mínima, precipitación, humedad relativa, evaporación y radiación), c) características generales del suelo y descripción fisicoquímica de cada capa del suelo, d) manejo del cultivo (fechas y prácticas

LICONA ET AL. USO DE EPIC PARA ESTIMAR RENDIMIENTO DE MAÍZ CON BASE EN VARIABLES FISIOTÉCNICAS 285

agrícolas aplicadas al cultivo), y e) variables fisiotécnicas del cultivo (altura de planta, índice de área foliar, relación biomasa-energía e índice de cosecha).

fisiotécnicas y el tipo de suelo en que se ubica cada una. Las características físicas y químicas de los suelos se obtuvieron de los perfiles descritos en la parcela o del INEGI. Las prácticas de manejo del cultivo y sus fechas de realización (Cuadro 1), así como los parámetros de cultivo para calibrar el modelo EPIC (Versión 0941), se obtuvieron de investigaciones del Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias (INIFAP), la Universidad Autónoma Chapingo (UACH) y el Colegio de Postgraduados (CP) en el área de estudio, en el periodo 1975-1998. Finalmente, el DDR se dividió en tres regiones (Texcoco riego y secano, y Amecameca secano), de acuerdo con la condición de humedad.

Calibración La información de clima, suelo, ubicación geográfica, elevación y topografía se obtuvo del Instituto Nacional de Estadística, Geografía e Informática (INEGI). Los datos de clima se tomaron de las estaciones meteorológicas cercanas a las 56 parcelas seleccionadas en el DDR 03. Estas parcelas se eligieron con base en la variedad sembrada, la disponibilidad de los variables

Cuadro 1. Manejo del cultivo de maíz en las parcelas experimentales en el DDR 003 Texcoco (1975 - 1998).

Parcela

6 7, 8, 9 20, 21, 22 57 25 24 30, 32, 33, 35 31, 34 41, 42, 44, 45, 47 43, 46 48 55 56 1,3 2,5 4 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 23 26, 27 28, 29 36, 38 37 39, 40 49, 50 51 52, 53 54

Barbecho Rastra

M/D 4/17 4/17 4/11 4/17 4/17 5/2 5/2 6/2 6/2 3/18 2/26 5/28 5/23 5/21 5/9 4/30 4/26 3/2 4/21 5/2 4/22 4/6 5/7 5/21 4/16 4/20 5/22 4/4 4/19 4/9 3/25 3/16 5/20 6/16

Surcado Siembra

Escarda 1ra 2da

M/D 4/19 5/15 4/19 4/14 4/20 4/20 5/6 5/6 6/13

M/D 4/23 5/31 4/22 4/24 4/30 4/25 5/12 5/12 6/20

M/D 5/18

M/D 6/2

5/22 5/30 5/30 6/21 6/21 7/8

6/5 7/15 7/15 7/31 7/31 8/6

6/13 5/15 3/21 2/28 5/2 5/27 5/26 5/15 5/9 4/29 3/10 4/28 5/9 4/29 4/14 5/15 5/26 4/19 4/26 5/27 4/8 4/26 4/14 3/31 3/22 5/24 6/19

6/20 5/31 4/18 3/9 5/10 6/2 6/26 5/18 5/15 5/3 3/14 5/3 5/13 5/4 4/19 5/22 6/3 4/22 5/3 6/3 4/16 5/2 4/23 4/18 3/26 5/30 6/24

7/8

8/6

5/31 7/4 7/12 6/3 6/1 5/28 5/30 5/31 5/30 6/1 6/2 6/11 6/23

6/16 7/19 7/29 6/23 6/23 6/17 6/16 6/22 6/17 6/22 6/22 7/4 7/13

5/16 6/4 5/25

6/1 6/27 6/15

6/29 7/24

M/D: mes (1, enero;…..12, diciembre) y día de la actividad

Fertilización Fórmula 1ra 2da (N, P, K) ha-1 M/D M/D 4/23 5/23 120-50-00 6/31 7/20 265-132-00 4/24 5/24 90-46-00 4/24 5/22 90-50-00 4/30 5/20 90-50-00 4/30 7/15 90-46-00 5/12 7/31 100-50-00 5/12 7/31 90-46-00 6/20 8/6 120-50-00 6/20 6/31 4/23 3/9 5/10 6/5 5/26 6/3 6/1 5/28 5/30 5/31 5/30 6/1 6/2 5/22 6/3 4/22 5/3 6/3 4/16 5/2 4/23 4/18 4/28 5/30 6/24

8/6 120-50-00 7/20 265-132-00 5/20 100-50-00 4/12 120-50-00 6/9 90-50-00 7/5 90-50-00 6/26 80-50-00 6/23 120-50-00 6/23 90-60-00 6/17 90-30-00 6/16 60-30-00 6/22 90-60-00 6/17 90-30-00 6/22 90-30-00 6/22 90-30-00 6/11 90-50-00 6/23 90-50-00 5/20 80-40-00 6/17 90-50-00 7/18 90-50-00 5/16 120-60-00 6/4 120-60-00 5/25 120-60-00 5/24 80-60-00 5/28 100-40-00 6/29 90-40-00 7/24 80-40-00

1ro

Riego 2do 3ro

M/D 4/27 5/31 4/30 4/28 5/1 4/30 5/20 5/20 8/25

M/D 5/1 6/16 5/12 5/15 5/21 5/17 5/31 5/31 9/13

M/D 5/8 7/30 5/25 5/24 6/14 6.2 6/14 6/14 9/27

400 450 300 330 360 360 300 400 330

8/25 5/31 4/19 3/11

9/13 6/16 5/24 4/18

9/27 7/30 6/2 5/8

400 350 450 390

Total mm

Cosecha

M/D 9/5 10/28 10/14 9/7 10/21 10/23 12/11 12/11 10/23 11/2 10/28 9/5 9/5 9/30 10/23 10/24 10/25 10/12 10/10 6/21 10/10 10/20 10/20 9/26 10/19 8/17 10/15 11/2 11/19 10/23 11/8 10/30 10/31 9/25 11/1 11/18

286

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

Validación

Para estandarizar los parámetros del cultivo, se aplicó un análisis de similitud entre los genotipos sembrados, con base en altura de planta, y días a floración y a madurez fisiológica; los híbridos H-30 y H-32 se identificaron como representativos de la región. Sin embargo, al utilizar la superficie ocupada por cada uno como criterio adicional, se consideró al H-30 como el genotipo más representativo. Los valores iniciales de las variables fisiotécnicas de cultivo se ajustaron dentro del intervalo reportado en la literatura y el valor máximo aceptado por el modelo. El intervalo de ajuste fue para: relación biomasa-energía (WA), 18.30 a 40.00; índice de cosecha (HI), 0.21 a 0.50; índice de área foliar máxima (DMLA), 2.85 a 5.00; y altura de planta (HMX), 1.50 a 3.00. El ajuste de las variables consistió en modificar su valor inicial y realizar la corrida del modelo; si la diferencia entre los rendimientos simulados y los observados era mayor que 15%, se iniciaba el ajuste; cuando el parámetro ya no se podía modificar por rebasar el valor máximo permitido, se iniciaba el ajuste de otro parámetro, repitiendo la corrida. Para medir el grado de ajuste del modelo, se calculó la suma de cuadrados del error (SEE). El Cuadro 2 muestra el promedio final de cada variable para cada una de las regiones del DDR.

En esta etapa, se utilizó la información de 65 puntos de evaluación de rendimientos de maíz generados por la SEDAGRO para el año 2000; 11 de ellos ubicados en el área de riego y 54 en condiciones de secano. La información climática se obtuvo con los generadores climáticos WXPARM y WXGEN del modelo; además, se generaron funciones para interpolar precipitación y temperatura en un punto determinado del DDR con base en su ubicación geográfica y elevación; del INEGI se obtuvieron las características físicas y químicas de los suelos. Las actividades de manejo fueron las recomendaciones técnicas del INIFAP para las tres regiones del DDR (Cuadro 3). Con esta información se corrió el modelo y se realizó la comparación de rendimientos simulados y observados. Para evaluar el grado de ajuste de los rendimientos simulados, antes y después del ajuste de parámetros del modelo (RSAA y RSDA), con los rendimientos observados (RO), se empleó la técnica de cuadrados mínimos (Overton y Meadows, 1976); el grado de ajuste se evaluó con base en la magnitud del error estándar (S) y la suma de cuadr ados del error (SEE) entre rendimientos observados y simulados.

Cuadro 2. Valores promedio finales de variables fisiotécnicas del cultivo utilizadas en la etapa de validación del modelo. Variable

Siglas

Texcoco-riego

Texcoco-secano y Amecameca-secano

Relación biomasa energía Indice de cosecha Indice de área foliar máxima potencial Altura máxima del cultivo

WA HI DMLA HMX

35.54 0.46 4.86 2.79

36.39 0.39 4.15 2.24

Cuadro 3. Recomendaciones técnicas para el cultivo de maíz en el DDR 003 Texcoco utilizadas en la etapa de validación del modelo.

Zona

Barbecho

Rastreo

Surcado siembra

Escarda ra

M/D Texcoco-riego Texcocosecano Amecamecasecano

M/D

M/D

da

1 2 M/D M/D

Fertilización ra

da

1 2 M/D M/D

Fórmula

2/22 4/13

3/30 4/20

4/7 5/5

5/10 5/25 6/7 6/27

4/7 5/5

5/25 120-60-00 6/27 90-60-00

5/10

5/21

5/30

6/25 7/15

5/30

7/15

M/D: mes (1, enero;…..12, diciembre) y día de la actividad. Fuente: INIFAP (1990).

80-35-00

Riego ro

do

1 2 M/D M/D 4/4

4/30

ro

3 M/D 5.23

Cosecha to

4 M/D 6/29

Total M/D mm 520

9/4 10/27 10/2

LICONA ET AL. USO DE EPIC PARA ESTIMAR RENDIMIENTO DE MAÍZ CON BASE EN VARIABLES FISIOTÉCNICAS 287

(5.47 t ha-1) y aunque el modelo siguió subestimándolos, el valor de las SEE de los rendimientos simulados disminuyó a 0.05; es decir, el ajuste minimizó la diferencia con respecto a los rendimientos observados. En maíz cultivado en condiciones de secano, los rendimientos observados mostraron gran variación, de 2.05 a 6.00 t ha -1 con un rendimiento promedio de 4.36 t ha-1, lo cual corrobora la variación en tiempo y en espacio de la precipitación, así como en el tipo de suelo y en el manejo a que este cultivo está sujeto en la región. Los rendimientos simulados antes del ajuste presentaron un rendimiento promedio similar (4.39 t ha-1) (Cuadro 5), con un valor mínimo de 2.00 t ha-1 y un máximo de 6.10 t ha-1. Antes del ajuste, el valor de SEE fue 1.68, lo que equivale a una variación media de 1.28 t ha-1 entre

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Calibración Los rendimientos observados en las parcelas experimentales ubicadas en las áreas de riego variaron de 4.49 a 6.92 t ha-1, con un rendimiento promedio de 5.62 t ha-1. Antes del ajuste, los rendimientos simulados variaron de 3.10 a 7.60 t ha-1, con un valor promedio de 4.85 t ha -1 . Los resultados de las corridas iniciales muestran que en la mayoría de las parcelas el modelo subestimó los rendimientos (Cuadro 4). Para esta modalidad, la SEE antes del ajuste fue de 1.65, lo que indica variaciones medias de 1.28 t ha-1. Después del ajuste, el promedio de los RSDA mejoró notablemente

Cuadro 4. Rendimientos observados (RO) y simulados antes (RSAA) y después del ajuste de variables fisiotécnicas (RSDA) en maíz de riego. Lugar

Parcela

2

† 2

RO

RSAA

(RO-RSAA)

(RO-MRSAA )

RSDA

(RO-RSDA)

2

† 2

(RO-MRSDA )

6 7

Chapingo Coatlinchán

Sn. Martín Sta. Lucía

5.20 4.49

3.20 3.10

4.00 1.93

0.12 0.13

5.00 4.60

0.04 0.01

0.08 0.97

8

Coatlinchán

Sta. Lucía

6.92

5.10

3.31

4.28

6.50

0.18

2.09

9

Coatlinchán

Sta. Lucía

5.25

4.40

0.72

0.16

5.10

0.02

0.05

20

Chapingo

Sn. Martín

5.90

7.60

2.89

1.10

5.80

0.01

0.18

21

Chapingo

Sn. Martín

6.00

7.50

2.25

1.32

6.23

0.05

0.28

22

Chapingo

Sn. Martín

6.10

4.50

2.56

1.56

6.11

0.00

0.39

25

CEVAMEX

4.80

6.40

2.56

0.00

4.80

0.00

0.46

24

Chapingo Chapingo

CEVAMEX

5.90

6.20

0.09

1.10

5.70

0.04

0.18

30

Chapingo

CEVAMEX

4.50

4.00

0.25

0.12

4.30

0.04

0.95

31

Chapingo

CEVAMEX

5.70

4.50

1.44

0.72

5.10

0.36

0.05

32

Chapingo

CEVAMEX

4.70

4.20

0.25

0.02

4.60

0.01

0.60

33

Chapingo

CEVAMEX

5.30

4.20

1.21

0.20

5.00

0.09

0.03

34

Texcoco

CEVAMEX

5.50

4.00

2.25

0.42

5.42

0.01

0.00

35

Texcoco

CEVAMEX

5.50

4.20

1.69

0.42

5.43

0.00

0.00

41

Chapingo

Sn. Martín

6.00

4.50

2.25

1.32

5.86

0.02

0.28

42

Chapingo

Sn. Martín

5.50

4.40

1.21

0.42

5.30

0.04

0.00

43

Chapingo

Sn. Martín

6.00

4.20

3.24

1.32

6.12

0.01

0.28

44

Chapingo

Sn. Martín

6.00

4.50

2.25

1.32

5.70

0.09

0.28

45

Chapingo

Sn. Martín

5.50

4.40

1.21

0.42

5.30

0.04

0.00

46

Chapingo

Sn. Martín

6.00

4.50

2.25

1.32

5.80

0.04

0.28

47

Chapingo

Sn. Martín

5.20

4.50

0.49

0.12

5.10

0.01

0.08

48

Chapingo

Sn. Martín

6.92

6.80

0.01

4.28

6.80

0.01

2.09

55

Chapingo

Xaltepa 1

6.20

5.20

1.00

1.82

6.00

0.04

0.53

56

Montecillo

Lote E3

5.40

5.20

0.04

0.30

5.20

0.04

0.01

Suma Media

41.36 5.62

4.85

1.21 5.47

SEE

1.65

0.05

RSEE

1.28

0.22

-1 †

Los rendimientos RO, RSAA y RSDA se encuentran en t ha ; Media de los rendimientos simulados antes y después del ajuste; RSEE: raíz cuadrada de la suma de cuadrados del error (SEE); CEVAMEX: Campo Experimental Valle de México.

288

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

los RO y los RSAA. Una vez aplicado el ajuste, la diferencia entre el promedio de los RO (4.36 t ha -1 ) respecto al promedio de los rendimientos simulados después del ajuste (RSDA) (4.13 t ha-1) fue 0.23 t ha-1, lo que muestra que el ajuste aumentó las diferencias entre RO y RS de 0.03 a 0.23 t ha-1 (Cuadro 5); sin embargo, la SEE disminuyó de 1.68 a 0.22; es decir, a pesar de que las diferencias en los valores medios aumentaron, las diferencias individuales entre los RO y los RS disminuyeron y se obtuvo un mejor ajuste del modelo. En este caso, en la modalidad de siembra en condiciones de secano, es evidente que el rendimiento promedio no es el mejor indicador de la bondad del ajuste del modelo; en cambio, la SEE, al minimizar la variación entre los RO y los RSDA, resulta un mejor indicador (Cuadros 4 y 5). Aun así, se concluye que en condiciones de secano también existe una buena relación entre los rendimientos observados (RO) y los simulados (RSDA) durante la etapa de calibración.

La diferencia entre rendimientos observados y simulados en riego, respecto a los obtenidos en condiciones de secano, en esta etapa de calibración, se explican por el contraste en las prácticas de manejo proporcionadas al cultivo, así como en las mejores condiciones climáticas y tipos de suelo que normalmente imperan en las áreas irrigadas. Lo anterior concuerda con lo observado por Easterling et al. (1992b) y Rosenberg et al. (1992), quienes modificaron el manejo para maíz (fechas de siembra y variedades) y encontraron una disminución en la predicción del rendimiento de maíz en condiciones de secano y un incremento en riego. Validación En las parcelas utilizadas para la validación, los rendimientos de maíz observados en las 11 parcelas con riego (Cuadro 6) variaron de 0.58 a 4.74 t ha-1, con un rendimiento promedio de 2.40 t ha-1; los rendimientos

Cuadro 5. Rendimientos observados (RO) y simulados antes (RSAA) y después del ajuste de variables fisiotécnicas (RSDA) para maíz en condiciones de secano. Parcela 1 2 3 4 5 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 23 26 27 28 29 36 37 38 39 40 49 50 51 52 53 54

Lugar Chapingo Texcoco Chapingo Texcoco Texcoco Coatlinchan Coatlinchan Montecillo CEVAMEX CEVAMEX CEVAMEX CEVAMEX Montecillo Tecámac Chapingo Montecillo Tecámac Chapingo Chapingo Chapingo Montecillo Tecámac Chapingo Amecameca Atlautla Cocotitlán Chalco Juchitepec Temamatla Tenango del Aire Tlamanalco

Xaltepa 1 Totolzingo Sn. Martín Chicoloapan Tezoyuca Sta. Lucía Sta. Lucía Sta. Lucía Sta. Lucía Sta. Lucía Sta. Lucía Sta. Lucía Xaltepa 1 CEVAMEX CEVAMEX C Sn. Juan Xaltepa 15 Zoyatzingo Tehuixtitlan Cocotitlan Huexoculco Cuijingo Temamatla Tepolula Tlalmimilán Suma Media SEE RSEE

RO

RSAA

(RO-RSAA)2

(RO-MRSAA†)2

RSDA

(RO-RSDA)2

(RO-MRSDA†)2

4.41 5.00 4.05 3.30 3.20 4.40 4.10 6.00 3.50 3.45 2.90 4.00 3.40 5.90 3.50 5.80 3.50 4.80 3.50 5.50 5.50 4.70 5.80 5.39 4.99 4.82 2.05 4.34 4.84 4.71 3.80

3.70 4.00 3.70 4.80 3.60 5.70 5.40 4.80 2.00 4.20 4.70 4.50 3.90 4.00 3.50 4.40 6.10 6.10 5.70 6.10 4.90 5.60 2.90 4.70 5.50 2.20 2.20 4.40 4.40 4.80 3.50

0.50 1.00 0.12 2.25 0.16 1.69 1.69 1.44 2.25 0.56 3.24 0.25 0.25 3.61 0.00 1.96 6.76 1.69 4.84 0.36 0.36 0.81 8.41 0.48 0.26 6.86 0.02 0.00 0.19 0.01 0.09 52.13

0.00 0.38 0.11 1.18 1.41 0.00 0.08 2.60 0.79 0.88 2.21 0.15 0.97 2.29 0.79 2.00 0.79 0.17 0.79 1.24 1.24 0.10 2.00 1.01 0.36 0.19 5.46 0.00 0.21 0.10 0.34

3.80 4.40 3.80 2.85 3.21 4.00 3.80 5.20 3.70 3.60 3.20 3.60 3.90 5.80 3.00 4.90 3.90 4.10 3.90 5.00 4.80 4.00 5.20 5.71 5.29 4.38 2.30 3.92 4.59 4.37 3.87

0.37 0.36 0.06 0.20 0.00 0.16 0.09 0.64 0.04 0.02 0.09 0.16 0.25 0.01 0.25 0.81 0.16 0.49 0.16 0.25 0.49 0.49 0.36 0.10 0.09 0.19 0.06 0.18 0.06 0.12 0.00 6.73

0.08 0.75 0.01 0.69 0.87 0.07 0.00 3.49 0.40 0.47 1.52 0.02 0.54 3.13 0.40 2.78 0.40 0.45 0.40 1.87 1.87 0.32 2.78 1.58 0.74 0.47 4.33 0.04 0.50 0.33 0.11

4.36

4.39

4.13 1.68 1.29

0.22 0.46

El rendimiento RO, RSAA y RSDA se encuentra en t ha-1; † Media de los rendimientos simulados antes y después del ajuste; RSEE: raíz cuadrada de la suma de cuadrados del error (SEE). CEVAMEX: Campo Experimental Valle de México.

LICONA ET AL. USO DE EPIC PARA ESTIMAR RENDIMIENTO DE MAÍZ CON BASE EN VARIABLES FISIOTÉCNICAS 289

simulados presentaron un rendimiento promedio de 7.36 t ha-1, con una diferencia de 4.96 t ha-1. Al comparar el valor de SEE resultante de la calibración (0.05, Cuadro 4) y de la validación (24.67), es evidente que los rendimientos simulados en riego para la etapa de validación presentan amplias diferencias con respecto a los observados. Las diferencias entre los rendimientos estimados y los observados se atribuye, primero, a que los productores no aplican totalmente el paquete tecnológico recomendado por INIFAP (que fue el utilizado para alimentar el modelo en esta fase), ni con la suficiente precisión, y, segundo, a que en los puntos muestreados por SEDAGRO la información del manejo del cultivo y del genotipo empleado es incompleta, pues esta dependencia sólo recolecta la información requerida para realizar la estimación de rendimientos (número de plantas y distancia entre éstas, número de mazorcas por planta, peso de grano por mazorca y distancia entre surcos). En condiciones de secano (Cuadro 7), los 54 puntos de muestreo de SEDAGRO reportan un rendimiento promedio de 2.98 t ha -1 , mientras que la simulación genera un valor de 5.36 t ha -1 ; al comparar los rendimientos promedio anteriores con los obtenidos para la etapa de calibración (RO = 4.36 y RS = 4.13 t ha-1) vuelven a resaltar las diferencias entre los resultados obtenidos para la etapa de calibración y validación. Como se comentó al analizar los resultados obtenidos en condiciones de riego, las diferencias entre los rendimientos simulados y los observados durante la etapa de validación, ahora en áreas de secano, también se atribuyen a que en los puntos de SEDAGRO la información del manejo del cultivo es imprecisa e incompleta. Esto corrobora que, para validar cualquier modelo de estimación, debe utilizarse información de calidad, lo cual no se obtiene en los cuestionarios empleados por SEDAGRO. Por otro lado, es de esperarse que la mayoría de los productores cuyas parcelas presentan bajos rendimientos, serían los que menos aplican las recomendaciones tecnológicas del INIFAP, mientras que los productores cuyas parcelas presentan altos rendimientos serían los que más aplican tal paquete, por lo que es válido suponer que si los productores de maíz emplearan el paquete tecnológico recomendado por el INIFAP podrían incrementarse los rendimientos, aunque también cabe la posibilidad de que, como el modelo no considera los efectos de plagas y enfermedades, así como la

Cuadro 6. Rendimientos observados (SEDAGRO) y simulados (RO y RS) de maíz de riego para el año 2000. Punto de muestreo 15 16 18 19 21 22 23 24 25 26 28 Suma Media SEE †

RO

RS

4.74 2.77 2.69 4.06 2.31 2.18 0.63 4.22 0.58 2.16 2.36

7.21 7.92 7.86 7.88 7.77 7.77 7.78 7.78 7.20 4.49 7.20

2.40

7.36

(RO-RS) (RO-RS)2 -2.47 -5.15 -5.17 -3.82 -5.46 -5.59 -7.15 -3.56 -6.62 -2.33 -4.84

6.08 26.57 26.70 14.61 29.83 31.22 51.10 12.65 43.76 5.41 23.39 271.33

† 2

(RO-MRS ) 6.88 21.10 21.84 10.91 25.54 26.87 45.34 9.88 46.02 27.08 25.04 266.52

24.67 -1

Media de los rendimientos (t ha ) simulados antes y después del ajuste.

competencia de malezas por nutrimentos, luz y agua en el cultivo, los rendimientos simulados se sobrestimen. Si bien, en el presente estudio no se pretendía utilizar el modelo EPIC para propósitos de pronóstico, es claro que otro factor para explicar el reducido valor predictivo del modelo durante la etapa de validación, es que sólo se emplearon los rendimientos de un año. Lo anterior muestra que el uso de los modelos de simulación es una herramienta que requiere de una base de datos amplia y confiable para poder simular los rendimientos de un cultivo. Como en México la información requerida por los modelos no es muy abundante ni confiable, debe buscarse la manera de registrar las variables fisiotécnicas requeridas por los modelos para poder calibrarlos y validarlos, para que, posteriormente, puedan aplicarse con fines de pronóstico en las regiones agrícolas de México. CONCLUSIONES En la etapa de calibración, hubo una disminución de la suma de cuadrados del error en la simulación de los rendimientos, tanto en condiciones de riego, como de secano. En condición de riego, el modelo presentó un mejor ajuste que en condiciones de secano. Las variables fisiotécnicas empleadas en esta investigación: relación biomasa-energía, índice de cosecha e índice de área foliar potencial, son confiables y deberían registrarse rutinariamente para complementar la información de

290

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

Cuadro 7. Rendimientos observados (SEDAGRO) y simulados (RO y RS) de maíz en condiciones de secano para el año 2000. Punto de muestreo 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 17 20 27 29 30 31 32 33 34 35 36 37 38 39 40 †

RO

RS

(RO-RS)2

(RO-MRS†)2

Punto de muestreo

1.87 0.40 2.15 1.05 2.75 0.95 0.88 2.92 5.22 3.04 2.42 0.65 3.04 7.75 2.36 2.82 3.64 4.74 3.87 2.28 3.18 2.84 4.12 1.76 3.96 1.18 1.72 2.46 2.12

4.69 4.65 4.64 4.67 7.33 4.53 4.53 6.54 4.53 6.41 4.52 4.53 6.59 7.87 7.93 7.50 7.21 7.21 7.22 4.06 7.35 3.09 2.79 7.24 7.23 7.24 5.04 5.03 5.10

7.96 18.05 6.22 13.11 20.94 12.84 13.34 13.09 0.48 11.34 4.41 15.05 12.63 0.01 31.01 21.95 12.72 6.08 11.20 3.17 17.43 0.06 1.77 30.00 10.68 36.76 10.99 6.63 8.87

12.20 24.63 10.33 18.60 6.83 19.48 20.10 5.97 0.02 5.40 8.66 22.21 5.40 5.70 9.02 6.47 2.97 0.39 2.23 9.51 4.77 6.37 1.55 12.98 1.97 17.50 13.27 8.43 10.52

41 42 43 44 45 46 47 48 49 50 51 52 53 54 55 56 57 58 59 60 61 62 63 64 65 Suma Media SEE

RO

RS

0.52 0.52 5.56 4.00 5.66 3.44 5.69 6.25 6.82 4.10 4.16 3.37 3.82 5.18 3.77 2.07 1.72 1.26 1.91 2.72 2.32 1.95 1.98 2.70 1.20

5.24 5.24 4.97 5.39 5.36 5.31 5.34 5.24 5.35 5.24 2.80 4.90 3.01 3.10 4.73 4.85 5.27 5.27 5.34 5.31 5.29 4.93 5.01 4.94 5.08

2.98

5.36

(RO-RS)2 22.31 22.31 0.35 1.94 0.09 3.49 0.13 1.02 2.16 1.29 1.86 2.33 0.65 4.34 0.92 7.74 12.59 16.05 11.78 6.72 8.81 8.90 9.16 5.03 15.09 521.84

(RO-MRS†)2 23.46 23.46 0.04 1.86 0.09 3.70 0.11 0.79 2.12 1.60 1.45 3.97 2.38 0.03 2.54 10.85 13.27 16.84 11.93 6.99 9.26 11.65 11.45 7.09 17.33 454.98

9.66

Media de los rendimientos (t ha-1) simulados antes y después del ajuste.

campo. Los rendimientos de maíz, reportados por la SEDAGRO y utilizados en la etapa de validación del modelo de simulación, generaron un bajo ajuste entre los rendimientos estimados y simulados. LITERATURA CITADA Dewi, A. H., W. J. White y G. Hoogenboom. 1999. Simulation & modeling: interfacing geographic information systems with agronomic modeling: a review. Agron. J. 91:761-772. Easterling, W. E., E. M. McKenney, N. J. Rosenberg y K. M. Lemon. 1992a. Simulation of crop responses to climate change: effects with present technology and no adjustments (the ‘dumb farmer’ scenario). Agric. Ecosystems Environ. 59: 53-73. Easterling, W. E., N. J. Rosenberg, K. M. Lemon y E. M. McKenney. 1992b. Simulation of crop responses to climate change: effects with present technology and currently available adjustments (the ‘smart farmer’ scenario). Agric. For. Meteorol. 59: 75-102. Easterling, W. E., C. J. Hays, E. M. McKenney y J. R. Brandle. 1997. Modelling the effect of shelterbelts on maize productivity under climate change: an application of the EPIC Model. Agric. Ecosystems Environ. 61: 163-176.

Ellen, J. C. y B. D. Gyanedra. 1995. A solar radiation model for use in biological applications in the South and Southeastern USA. Agric. For. Meteorol. 78: 31-51. Gyanedra, B. D., C. L. Campbell, S. K. LeDuc y E. J. Cooter. 1997. Maize growth: assessing the effects of global warning and CO2 fertilization with crop models. Agric. For. Meteorol. 87: 253-272. INIFAP (Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias). 1990. Guía para la Asistencia Técnica Agrícola; área de influencia del Campo Agrícola Experimental Valle de México. Chapingo, estado de México. Lee, J. J., D. L. Phillips y R. F. Dodson. 1996. Sensitivity of the US Corn Belt to climate change and elevated CO 2: II. Soil erosion and organic carbon. Agric. Systems 52: 503-521. McKenney, E. M., W. E. Easterling y N. J. Rosenberg. 1992. Simulation of crop productivity and responses to climate change in the year 2030: the role of future technologies, adjustments and adaptations. Agric. For. Meteorol. 59: 103127. Overton, D. E. y M. E. Meadows. 1976. Stormwater modelling. Academic Press. New York, NY, USA. Rosenberg, N. J., E. M. McKenney, W. E. Easterling y K. M. Lemon. 1992. Validation of EPIC model simulations of crop responses to current climate and CO2 conditions: comparisons with census, expert judgement and experimental plot data. Agric. For. Meteorol. 59: 35-51.

LICONA ET AL. USO DE EPIC PARA ESTIMAR RENDIMIENTO DE MAÍZ CON BASE EN VARIABLES FISIOTÉCNICAS 291 Sharpley, A. N. y J. R. Williams. 1990. EPIC-Erosion Productivity Impact Calculator: 1. Model Documentation. Technical Bulletin 1768. US Department of Agriculture. Washington, DC, USA. Tiscareño-López, M., C. Izaurralde, N. J. Rosenberg, A. D. BáezGonzález y J. Salinas-García. 2003. Modeling El Niño Southern Oscillation climate impact on Mexican agriculture. Geofísica Internacional 42: 331-339.

Villar-Sànchez, B., B. Figueroa-Sandoval, J. L. Oropeza-Mota, L. Landois-Palencia y V. Volke-Haller. 1998. Erosionabilidad de suelos y su impacto en la productividad del maíz en el trópico mexicano. Agrociencia 32: 199-207. Williams, J. R., P. T. Dyke, W. W. Fuchs, V. W. Benson, O. W. Rice y E. D. Taylor. 1990. EPIC-Erosion Productivity Impact Calculator: 2. User Manual. Technical Bulletin 1768. US Department of Agriculture. Washington, DC, USA.

INOCULACIÓN EN DURAZNERO CON PRODUCTOS MICORRÍZICOS COMERCIALES Inoculation of Peach with Commercial Mycorrhizal Products Ana Ma. Castillo-González1‡, Edilberto Avitia-García1 y Tarsicio Corona-Torres2 RESUMEN

SUMMARY

Con la finalidad de determinar la respuesta de plántulas de duraznero criollo (Prunus persica (L.) Batsch) de Zacatecas a la micorrización y determinar la eficacia de productos comerciales endomicorrízicos, se evaluaron crecimiento, peso seco de hoja, tallo y raíz, volumen radical, área foliar, peso específico de hojas, concentración de clorofilas a, b y total en hoja, porcentaje de micorrización y concentración nutrimental en plántulas de tres meses de edad obtenidas a partir de semilla, inoculadas con pr oductos comerciales endomicorrízicos (composta inoculada Nocon, PHC Hortic Plus y micorriza líquida Nocon), o fertilizadas con un producto comercial (Abonare crecimiento). El producto que más favoreció el crecimiento vegetativo fue el PHC Hortic Plus con longitud de planta de 96 cm. No se observaron diferencias entre tratamientos para diámetro del tallo, número de ramas, área foliar, peso específico de hoja, peso seco de hoja, tallo y volumen radical. El mayor peso seco de raíz (12.1 g) se presentó con la micorriza líquida. Ninguno de los productos utilizados tuvo efecto en la concentración de clorofila de las hojas. El porcentaje de micorrización fue bajo (composta inoculada 14%, PHC Hortic Plus 1% y micorriza líquida 9%). La concentración de P no varió significativamente entre los tratamientos (0.19 a 0.23%); la concentración de los demás elementos (N, K, Ca, Mg, Fe, Mn, Cu, Zn y B) no mostró efecto de la micorrización, sino más bien del contenido nutrimental del producto.

With the objective to determine the response of peach (Prunus persica (L.) Batsch) seedlings from Zacatecas to colonization and to know the efficacy of commercial mycorrhizal products, vegetative growth, leave, stem, and root dry weight, root volume, foliar area, leaf specific weight, a, b and total chlorophyll concentration in leaves, colonization percentage, and nutrient concentration in three months old peach seedlings inoculated with commercial endomycorrhizal products (composta inoculada Nocon, PHC Hortic Plus, and micorriza líquida Nocon) or fertilized with a commercial fertilizer (Abonare crecimiento) were evaluated. The best plant length (96 cm) was obtained with PHC Hortic Plus. The highest root dry weight (12.1 g) was obtained with the liquid mycorrhizae. None of the used products had any effect on the chlorophyll concentration in the leaves. The mycorrization percentage was low (composta inoculada Nocon 14%, PHC Hortic Plus 1%, and micorriza líquida Nocon 9%). There were no differences in P concentration between treatments (0.19 to 0.23%). The concentration of the other elements (N, K, Ca, Mg, Fe, Mn, Cu, Zn, and B) did not show any effect of mycorrhization, but of the nutrient content of the product.

Palabras clave: Prunus persica (L.) Batsch), crecimiento vegetativo, concentración de clorofila, volumen radical, concentración nutrimental.

Algunos frutales se han diseminado con tal rapidez que se han adaptado a diversas condiciones climáticas, tal es el caso del duraznero; el cual, aunque es predominantemente una especie caducifolia de clima templado, se ha adaptado a diversos climas, incluyendo los subtropicales, en los cuales se comporta como una especie perennifolia (Rodríguez-Alcázar et al., 1994). Los centros más importantes de producción de durazno se ubican en latitudes entre 30 y 45° N y S; China (centro de origen del duraznero) es el principal productor, con

Index words: Prunus persica (L.) Batsch, seedlings growth, chlorophyll concentration, root volume, nutrient concentration. INTRODUCCIÓN

1

Departamento de Fitotecnia, Universidad Autónoma Chapingo. 56230 Chapingo, estado de México. ‡ Autor responsable ([email protected]) 2 Colegio de Postgraduados, Campus Montecillo. 56230 Montecillo, estado de México. Recibido: agosto de 2003. Aceptado: diciembre de 2005. Publicado como nota de investigación en Terra Latinoamericana 24: 293-297.

293

294

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

una producción aproximada de 2 705 000 t; después le siguen Italia, con 797 000 t, y Estados Unidos, con 764 000 t (Scorza y Sherman, 1996). En México, se estima que se producen alrededor de 126 000 t (Anónimo, 1999). La simbiosis micorrízica es un fenómeno natural que se presenta casi en 90% de las especies vegetales (Gerdemann, 1968). Con la micorrización se incrementa la eficiencia de absorción de fósforo, lo que permite ahorrar en fertilizantes fosforados y reducir los gastos de producción (González y Ferrera-Cerrato, 1995). También se incrementa la absorción de otros elementos como Zn, Mn, Cu y Mo (Marschner y Römheld, 1996). Tiene algún papel en el control biológico de patógenos de la raíz, fijación biológica del nitrógeno, producción de hormonas y resistencia a sequía (González y FerreraCerrato, 1995; Alarcón y Ferrera-Cerrato, 1999) e influencia en la formación y estabilidad de agregados en el suelo o sustrato (Wright y Upadhyaya, 1998). Por esta razón, las plantas micorrizadas en general crecen más rápido, son menos susceptibles a plagas y enfermedades, son más vigorosas, tienen mejor rendimiento, más producción de biomasa, mayor supervivencia y mejor calidad del producto (Gerdemann, 1968; González y Ferrera-Cerrato, 1995). La manifestación de estas características ventajosas para las plantas dependen de las cepas o especies endomicorrízicas y del grado de fertilidad del suelo o sustrato (González y Ferrera-Cerrato, 1995). En México, se han hecho estudios del manejo de la simbiosis micorrízica arbuscular en plantas frutícolas, observándose gran potencial de uso para cítricos, aguacatero, fresa, papayo, piña, vid, capulín, zapote blanco, chirimoyo y guanábana (González-Chávez et al., 1998). Lo anterior pone de manifiesto la importancia de la endomicorriza en la fruticultura, por lo que su uso debe incorporarse en la tecnología de viveros para obtener plantas sanas, vigorosas y con alta probabilidad de sobrevivencia cuando se establecen en el huerto. La aplicación biotecnológica de los hongos micorrízicos arbusculares (HMA) en los sistemas de producción de plantas es una alternativa con alta posibilidad de aplicación. La necesidad del uso de inoculantes con base en HMA surge por el conocimiento de los múltiples beneficios que ofrecen a las plantas hospedantes, en particular en aquellos viveros donde el sustrato se fumiga por vaporización o esterilización y la flora microbiana se elimina y obligadamente se requiere de la introducción de micorrizas.

La disponibilidad del inóculo micorrízico es importante para cubrir tales necesidades (González-Chávez, 2002); sin embargo, su uso extensivo no ha sido posible debido a la falta de productos comerciales disponibles en el mercado y a la poca difusión de la ventajas de la micorrización de las plantas. Por lo anterior, el presente trabajo se realizó con los objetivos de conocer la respuesta de plántulas de duraznero criollo de Zacatecas a la micorrización con productos comerciales y determinar el mejor producto comercial endomicorrízico arbuscular para esta especie que pueda ser utilizado en viveros comerciales. MATERIALES Y MÉTODOS El trabajo se realizó en Chapingo, localizado a 19o 29’ N, 98o 53’ O y a una altitud de 2250 m. Se utilizaron semillas de duraznero criollo de Zacatecas, las cuales se estratificaron durante tres meses entre 4 y 7 o C en agrolita húmeda. Una vez que emergió la radícula, las semillas se colocaron en semilleros de unicel con sustrato formado por una mezcla de suelo, cosmopeat y fibra de coco (proporción 2:2:1); a 30 días, las plántulas se trasplantaron a bolsas negras para vivero de 22 x 22 cm en las que se aplicó el tratamiento correspondiente. Las plántulas se mantuvieron bajo condiciones ambientales en el campo. Se probaron los productos comerciales: composta Nocon inoculada (complejo integrado por endomicorrizas arbuscular, Azotobacter y Trichoderma spp.); micorriza Nocon líquida (complejo multicepa de ectomicorrizas y micorrizas arbuscular); Abonare Crecimiento (abono orgánico, con 2.05% de N, 1. 37% de P, 1.26% de K, 6.9% de Ca, 0.43% de Fe, 3.2% de materia orgánica, 15% de ácidos húmicos y 5% de ácidos fúlvicos); y PHC Hortic PlusTM (complejo formulado, según su etiqueta, con 20 000 esporas por kg de producto de endomicorrizas arbuscular: Entrophospora columbiana, Glomus intraradices, G. etunicatum y G. clarum, enriquecido con 10.53% de P [P2O5], 0.74% de N total, 47.39% de cenizas y 7.88% de ácidos húmicos). Se establecieron cinco tratamientos utilizando las cantidades recomendadas en la etiqueta del producto o por el proveedor: 1) testigo (sustrato sin micorrizas); 2) composta Nocon inoculada (36.36 g por bolsa); 3) Abonare Crecimiento (36.36 g por bolsa); 4) PHC Hortic PlusTM (11.25 g por bolsa); 5) micorriza Nocon líquida (10 mL de solución, preparada con 1 mL del producto micorrízico por litro de agua). El sustrato

CASTILLO ET AL. RESPUESTA DE DURAZNERO A INOCULACIÓN CON PRODUCTOS MICORRÍZICOS COMERCIALES 295

utilizado fue la mezcla de suelo, cosmopeat, fibra de coco y agrolita en proporción 6:3:2:2, cuyas propiedades físicoquímicas se presentan en el Cuadro 1. El diseño experimental fue completamente al azar con cinco tratamientos y 10 y cuatro repeticiones por tratamiento como se indica enseguida; la unidad experimental estuvo constituida por una planta. A los cuatro meses del trasplante a bolsa, a 10 plantas (repeticiones) por tratamiento, se les midió el diámetro de tallo, longitud de la planta y número de ramas. A cuatro plantas (repeticiones) por tratamiento se les determinaron: área foliar de la copa (con integrador de área foliar LI-COR 3100), peso seco de hojas, peso específico de hojas (PE = peso seco/área foliar), peso seco de brotes, peso seco de raíces, volumen radical (por desplazamiento de agua), concentración de clorofilas a, b y total en hojas (método descrito por Witham et al., 1971); asimismo, se determinó el porcentaje de micorrización de las raíces (FerreraCerrato et al., 1993). También se determinó la concentración nutrimental en la parte aérea de las plántulas (hojas y tallos); para ello, se utilizó una muestra compuesta integrada por la mezcla de las hojas y tallos de cuatro plántulas por tratamiento. Se determinó el N por el método de microkjeldahl y el P, K, Ca, Mg, Fe, Mn, Cu, Zn y B con un ICP-AES de Varian. Para el análisis de datos se realizaron un análisis de varianza y la prueba de medias de Tukey con el paquete estadístico SAS (SAS Institute, 1997).

del tratamiento con Hortic Plus; la menor longitud de planta (89.8 cm) se observó en el tratamiento testigo (Cuadro 2). Estos resultados muestran que no hubo efecto diferencial de los productos micorrízicos en el crecimiento vegetativo de las plantas. Syvertsen y Graham (1990) han observado que las comunidades o complejos de hongos micorrízicos arbuscular, más que los inóculos con una sola especie de hongo, pueden moderar substancialmente diferentes aspectos del crecimiento de la planta y esto debido a cambios en la producción y distribución de fotosintatos. Plantas de diversas especies frutales como cítricos, papayo y aguacatero, inoculados con diversas endomicorrizas, como Scutellispora calospora, Glomus intraradix, G. versiforme o G. macrocarpum, incrementaron su diámetro y altura (González y Ferrera-Cerrato, 1995). El área foliar, peso específico de hojas, peso seco de hojas, peso seco de tallos y volumen radical no presentaron diferencias estadísticas entre tratamientos. Fidelibus et al. (2000) tampoco observaron diferencias en el peso específico de las hojas y manifiestaron que éste no fue afectado por el tipo de inóculo en plantas de limón ‘Volkameriana’. El peso seco de la raíz fue superior (12.10 g) en el tratamiento con la micorriza líquida Nocon, aunque estadísticamente no presentó diferencias con el testigo, PHC Hortic Plus y Abonare Cuadro 2. Efecto de productos comerciales endomicorrízicos sobre la longitud de planta y peso seco de raíz en duraznero criollo de Zacatecas.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN Tratamiento

No se observaron diferencias estadísticas entre tratamientos en cuanto al diámetro del tallo y al número de ramas. En longitud de plantas, se encontraron diferencias estadísticas significativas entre los tratamientos, la mayor longitud de planta (96 cm) se presentó en las plantas inoculadas con el complejo micorrízico Hortic Plus; la inoculación con las micorrizas Nocon y el tratamiento con el abono orgánico mostraron alturas estadísticamente iguales a las

Testigo (sin micorrizas) Composta inoculada Nocon Abonare crecimiento PHC Hortic Plus Micorriza líquida Nocon DMSH

Longitud de planta

Peso seco de raíz

cm

g †

89.8 b 91.6 ab 93.7 ab 96.0 a 94.4 ab 5.21

10.80 ab 8.60 b 10.10 ab 11.25 ab 12.10 a 3.201

†

Medias con la misma letra dentro de columnas son estadísticamente iguales de acuerdo con la prueba de medias de Tukey (P £ 0.05).

Cuadro 1. Características físico-químicas del sustrato utilizado.

pH

†

Sustrato †

6.14

Conductividad eléctrica

Capacidad de intercambio catiónico

dS m-1 2.08

cmolc kg-1 20.06

Densidad aparente

Densidad real

- - - g cm-3 - - 0.84 2.34

Sustrato formado por la mezcla de suelo, cosmopeat, fibra de coco y agrolita (6:3:2:2).

Espacio poroso

Punto de marchitez permanente

- - - - - - % - - - - - 64.1

15.53

296

TERRA Latinoamericana VOLUMEN 24 NÚMERO 2, 2006

crecimiento. La composta inoculada Nocon presentó el peso más bajo (8.60 g) (Cuadro 2). En limón ‘Volkameriana’, el inóculo, que estuvo conformado con gran diversidad de especies de HMA, mejoró el crecimiento de la planta, el peso seco del tallo y de la raíz, el área foliar de la copa y la longitud de la raíz; en tanto que el inóculo conformado por 80% de la población de HMA por una sola especie (Glomus occultum Valker) deprimió dichas var iables de crecimiento (Fidelibus et al., 2000). Con respecto al contenido de clorofilas a, b y total en las hojas, no se observaron diferencias estadísticas entre tratamientos. El porcentaje de micorrización fue bajo, la composta inoculada presentó 14%, el PHC Hortic Plus 1% y la micorriza líquida 9%. El producto Hortic Plus en su etiqueta indica contener 2 x 10 4 esporas de hongos micorrízicos arbusculares por kg; los otros productos micorrízicos no dan este dato, aunque todos ellos mencionan que son complejos endomicorrízicos. Este bajo porcentaje de micorrización podría deberse al contenido de fósforo en los productos, ya que un buen contenido de P en el sustrato reduce la efectividad de la simbiosis, en general las endomicorrizas son más eficientes en suelos con baja fertilidad (Wolf y Snyder, 2003). Las compostas por ser abonos orgánicos contienen P entre otros elementos y pueden contener de 0.5 a 3% de N, 0.1 a 2% de P, 0.2 a 1.0% de K, 0.8 a 3.5% de Ca, 0.3 a 0.6% de Mg y 0.1 a 2.0% de S (Wolf y Snyder, 2003), lo cual pudo inhibir el establecimiento de la simbiosis. El producto Hortic Plus contiene (según su etiqueta) 10.53% de P (P2O5), 0.74% de N total, 47.39% de cenizas y 7.88% de ácidos húmicos, lo que lo hace un producto enriquecido con minerales. En el Cuadro 3, se presenta la concentración nutrimental de la parte aérea de las plántulas y se observa

que la concentración de cada nutrimento fue diferencial entre tratamientos. Los tratamientos con los productos micorrízicos no mejoraron la concentración de P como se esperaba y como se ha observado en diversos trabajos (González y Ferrera-Cerrato, 1995; Wolf y Snyder, 2003). Las mejoras en la concentración de N y Zn con la composta inoculada y de K, Ca, Fe y Cu con el producto micorrízico líquido, y considerando los muy bajos porcentajes de micorrización, sugieren que estas concentraciones en la planta se debieron más a la fertilidad de los productos que a la micorrización. La concentración de micronutrimentos en plántulas tratadas con los productos micorrízicos superó la concentración de aquellas con el tratamiento del abono orgánico (Abonare crecimiento). Los productos endomicorrízicos no deben contener minerales sobre todo P, ya que con ello se puede inhibir el establecimiento y la eficacia de la simbiosis. Es necesario mayor control de calidad de estos productos, ya que son comercializados como productos micorrízicos cuando más bien actúan como fertilizantes dado su alto contenido nutrimental, e incluso algunos de ellos (composta inoculada y micorriza líquida) carecen de la información precisa de su composición, sobre todo de la cantidad de inóculo y del contenido nutrimental. CONCLUSIONES Con los resultados anteriores puede concluirse que las plántulas de duraznero respondieron de manera semejante a todos los tratamientos incluyendo al testigo, debido a que no se mostró un efecto micorrízico de los productos comerciales utilizados. Por lo anterior, no pudo determinarse cual producto endomicorrízico comercial puede ser el mejor para usarse en viveros de plántulas de duraznero.

Cuadro 3. Efecto de productos comerciales endomicorrízicos sobre la concentración nutrimental en la parte aérea (hojas y tallo) de plántulas de duraznero criollo de Zacatecas. Tratamiento

N

P

K

Ca

Mg

- - - - - - - - - - - - % - - - - - - - - - - - Testigo (s/micorrizas) Composta inoculada Abonare crecimiento PHP Hortic Plus Micorriza líquida

Fe

Mn

Cu

Zn

B

- - - - - - - - - - - mg kg-1 - - - - - - - - - - -

0.84

0.2

0.34

0.57

0.26

104.8

27.6

2.3

16

35.5

0.98 0.25 0.21 0.21

0.21 0.22 0.19 0.23

0.49 0.58 0.39 0.94

0.64 0.55 0.55 0.67

0.25 0.25 0.21 0.27

130.6 97.9 123.6 132.9

28.1 20.3 27.3 25.7

3.2 1.9 3.9 5.2

22.1 17.2 17.2 16.5

32.3 30 25 30

CASTILLO ET AL. RESPUESTA DE DURAZNERO A INOCULACIÓN CON PRODUCTOS MICORRÍZICOS COMERCIALES 297

LITERATURA CITADA Alarcón, A. y R. Ferrera-Cerrato. 1999. Manejo de la micorriza arbuscular en sistemas de propagación de plantas frutícolas. Terra 17: 179-191. Ferrera-Cerrato, R., M. del C. González-Chávez y M. N. Rodríguez M. 1993. Manual de agromicrobiología. Trillas. México, D.F. Fidelibus, M. W., C. A. Martin, G. C. Wright y J. C. Stutz. 2000. Effect of arbuscular mycorrhizal (AM) fungal communities on growth of ‘Volkamer’ lemon in continually moist or periodically dry soil. Scientia Hort. 84: 127-140. Gerdemann, J. W. 1968. Vesicular-arbuscular mycorrhiza and plant growth. Ann. Rev. Phytopathol. 6: 397-418. González-Chávez, C. 2002. Producción y control de calidad de inoculantes de hongos micorrízicos arbusculares. pp. 36-46. In: Pérez-Moreno, J., J. Alvarado-López y R. Ferrera-Cerrato (eds.). Producción y control de calidad de inoculantes agrícolas y forestales. Comité Mexicano de Inoculantes Agrícolas y Forestales-Colegio de Postgraduados-Instituto de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias-Sociedad Mexicana de la Ciencia del Suelo. Texcoco, estado de México. González-Chávez, M. C. y R. Ferrera-Cerrato. 1995. La endomicorriza vesículo-arbuscular. Asociación simbiótica entre hongos para la producción de frutales. Agroproductividad 3: 11-17. González-Chávez, C., R. Ferrera-Cerrato y J. Pérez-Moreno. 1998. Biotecnología de la micorriza arbuscular en fruticultura. Universidad Autónoma de Tlaxcala-Colegio de Postgraduados. Montecillo, estado de México.

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COMENTARIO: ACTUALIZACIÓN DE LOS HONGOS MICORRÍZICOS ARBUSCULARES: (GLOMEROMICETOS) A. Franco-Ramírez1, A. Alarcón1 y R. Ferrera-Cerrato1 ([email protected]), ([email protected]), ([email protected]) 1 Colegio de Postgraduados, Campus Montecillo. 56230 Montecillo, estado de México

La diversidad taxonómica de los hongos micorrízicos arbusculares (HMA) no ha sido muy estudiada en México; la mayor parte de los estudios se han enfocado a determinar la respuesta de la planta por el establecimiento de la micorriza arbuscular y, en su mayoría, no consideran la procedencia e identidad taxonómica del endófito. Recientemente, Schüßler et al. (2001) propusieron una nueva clasificación para los HMA. Esta propuesta se basa en características morfológicas, moleculares y evolutivas, por las que tanto los HMA como el hongo endocitobiótico Geosiphon pyriforme fueron separados del Phylum Zygomycota, para ubicarse en un nuevo Phylum, denominado Glomeromycota. Con base en la anterior clasificación, los HMA pertenecen a la división Glomeromycota y a la clase Glomeromycetes; los órdenes a los que pertenecen estos hongos son los Glomerales, Paraglomerales, Archaeosporales y Diversisporales (Cuadro 1). Esta nueva clasificación se basa en el análisis filogenético de pequeñas subunidades (SSU) de ARN, por el cual se concluyó que los hongos micorrízicos arbusculares (incluyendo Geosiphon pyriforme) representan un grupo monofilético que, probablemente, comparte un ancestro común con los miembros de los Phylum Ascomycota y Basidiomycota. La división Glomeromycota incluye más de 200 especies, muchas de las cuales son sinónimos. Tradicionalmente, las especies de HMA se habían identificado usando características morfológicas de esporas que se forman asexualmente; la estructura de la pared, el tamaño, el color y la ornamentación fueron los criterios principales usados para la identificación de especies. Estas características presentan poca variación entre especies, lo que hace más difícil la identificación de los HMA. En la actualidad, la taxonomía tradicional no puede desligarse de estudios y avances en materia de la biología molecular, la cual representa una herramienta complementaria para la identificación de especies de hongos micorrízicos arbusculares. La identificación adecuada de estos hongos, a menudo, requiere su propagación en plantas hospedantes para observar las diferentes etapas de su desarrollo. Las esporas recolectadas directamente de suelo en campo, con frecuencia, están parasitadas por otros organismos y no es posible obtener suficiente información con relación a la variabilidad de sus características. Es importante destacar que en micro y macrocosmos artificiales se ha logrado determinar que la composición y riqueza de especies de HMA contribuyen, de manera importante, a la composición de especies vegetales, la variabilidad, la productividad y la biodiversidad en el ecosistema.

300 Cuadro 1. Nueva clasificación taxonómica de hongos micorrízicos arbusculares. †

Reino

División

Clase

Orden

Familia

Fungi

Glomeromycota

Glomeromycetes

Glomerales

Glomeraceae

Glomus

Paraglomerales

Paraglomeraceae

Paraglomus

Archaeosporales

Archaeosporaceae

Archaeospora

Geosiphonaceae

Geosiphon

Acaulosporaceae

Acaulospora

Diversisporales

Género

‡

Entrophospora Gigasporaceae

Gigaspora Scutellospora

Pacisporaceae † ‡

Pacispora

Schüβler et al. (2001); Oehl y Sieverding (2004); Walker et al. (2004). Hongo no micorrízico arbuscular.

Esta nueva clasificación resuelve algunos problemas taxonómicos de los HMA; en la actualidad, está considerada como la más adecuada para este tipo de estudios. Para mayor profundidad del tema se sugiere consultar las siguientes referencias. Oehl, F. y E. Sieverding. 2004. Pacispora, a new vesicular arbuscular mycorrhizal fungal genus in the Glomeromycetes. J. Appl. Bot. 78: 72-82. Schüßler, A., D. Schwarzott y C. Walker. 2001. A new fungal phylum, the Glomeromycota phylogeny and evolution phylogeny and evolution. Mycol.Res. 105: 1413-1421. Walker, C., J. Baszkowski, D. Schwarzott y A. Schüßler. 2004. Gerdemannia gen. nov., a genus separated from Glomus, and Gerdemanniaceae fam. nov., a new family in the Glomeromycota. Mycol. Res. 108: 707–718.

301

Revisores de este número Reviewers of this number Adema, Edgardo O. Adriano Anaya, Ma. de Lourdes Aguirre, Ma. Elina Alcántar González, Gabriel Álvarez, Roberto Álvarez Sánchez, Ma. Edna Arteaga Tovar, R. Eduardo Bautista Zúñiga, Francisco Carrillo González, Rogelio Cortés Flores, José I. Cortés Torres, Héctor De León González, Fernando Escalante Estrada, J. Alberto Espinosa Espinosa, Honorio Fimbres-Fontes, A. Flores Flores, J. L. Flores Román, David García-Moya, E. González Eguiarte, Diego R. Jasso Ibarra, Rodolfo Larqué Saavedra, A. López, Martínez, José D. Martínez Ríos, Juan José Mora Gutiérrez, Manuel Morales López, Alfredo Morrás M., Héctor J. Olalde Portugal, Víctor Ortega Escobar, Manuel Pineda Pineda, Joel Ramírez Ayala, C. Rebolledo Robles, Héctor Hugo Rodríguez Neave, Francisco Sánchez del Castillo, F. Siebe Grabach, C. Vergara Sánchez, Miguel Ángel

Anguil, La Pampa, Argentina Tapachula, Chiapas, México Bahía Blanca, Argentina Montecillo, estado de México Buenos Aires, Argentina Chapingo, estado de México Chapingo, estado de México Mérida, Yucatán, México Montecillo, estado de México Montecillo, estado de México Jiutepec, Morelos, México México, D. F. Montecillo, estado de México Chapingo, estado de México Caborca, Sonora, México San Luis Potosí, San Luis Potosí, México México, D. F. Montecillo, estado de México Guadalajara, Jalisco, México Ciudad Lerdo, Durango, México Mérida, Yucatán, México Ciudad Lerdo, Durango, México Ciudad Lerdo, Durango, México Querétaro, Querétaro, México Temuco, Chile Buenos Aires, Argentina Irapuato, Guanajuato, México Montecillo, estado de México Chapingo, estado de México Montecillo, estado de México Chapingo, estado de México Chapingo, estado de México Chapingo, estado de México México, D. F. Chapingo, estado de México

Editores Técnicos de este número Technical Editors of this number Acevedo Sandoval, Otilio Alcántar González, Gabriel Alvarado López, Jorge Becerril Román, A. E. Castellanos, J. Z. Coras Merino, Pablo M. Estrada Ávalos, Juan Martínez Ríos, J. J. Rodríguez Neave, Francisco Sandoval Villa, Manuel Vargas Hernández, J. Jesús Vergara Sánchez, Miguel Ángel Villalpando Barriga, Omar Kayam

Pachuca, Hidalgo, México Montecillo, estado de México Montecillo, estado de México Montecillo, estado de México Celaya, Guanajuato, México Chapingo, estado de México Ciudad Lerdo, Durango, México Ciudad Lerdo, Durango, México Chapingo, estado de México Montecillo, estado de México Montecillo, estado de México Chapingo, estado de México Montecillo, estado de México

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