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Capítulo 4: Biología y ecología del

suelo

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Tendencias Actuales de la Ciencia del Suelo

N. Bellinfante & A. Jordán (eds.); Sevilla, 2007

ISBN 978-84-690-4129-1

Relación entre la composición y densidad de la cubierta vegetal leñosa y las características superficiales del suelo en bosques mixtos de Quercus del sur de la Península Ibérica

L.V. GARCÍA1, A. POLO1, S. MALTEZ-MOURO2 , E. GUTIÉRREZ1, I.M. PÉREZ-RAMOS1, A. JORDÁN3, L.

MARTÍNEZ-ZAVALA3 & T. MARAÑÓN1

1 Departamento de Geoecología, Instituto de Recursos Naturales y Agrobiología de Sevilla (CSIC). P.O. Box 1052, E-41080 Sevilla, España.

2 Faculdade de Ciências e Tecnologia (Universidade de Coimbra). 3000 Coimbra, Portugal.

3 Departamento de Cristalografía, Mineralogía y Química Agrícola, Facultad de Química (Universidad de Sevilla). C/Profesor García González, 1. CP:41012. Sevilla, España.

Resumen Se ha estudiado la relación entre las características de la cubierta vegetal leñosa, la acumulación de hojarasca y algunas propiedades del suelo relevantes para el desarrollo de las plantas, en bosques mixtos de Quercus del sur de la Península Ibérica; Parque Natural do Sudoeste Alentejano e Costa Vicentina, Portugal (Q. suber y Q. faginea) y P.N. Los Alcornocales, España (Q. suber y Q. canariensis). También se ha cuantificado la acumulación de hojarasca (espesor, recubrimiento y/o peso seco) y los cambios asociados en la composición del horizonte superficial del suelo y el índice de área foliar (LAI) en varias decenas de micrositios, donde se ha estudiado la ecología de la regeneración vegetal, distribuidos a lo largo de gradientes de densidad de la cubierta vegetal leñosa. En todos los casos se encontró una relación muy significativa entre la acumulación de hojarasca (recubrimiento del suelo, espesor, peso seco de hojarasca acumulada por unidad de superficie) y la densidad de la cubierta vegetal leñosa. En general, la máxima correlación (r próxima a 0,90) entre ambas variables se obtuvo considerando el recubrimiento leñoso total (sumando las contribuciones del estrato arbóreo y arbustivo), si bien en el caso del P.N. español la contribución del estrato arbustivo fue especialmente significativa, mientras que en el del portugués la contribución de Q. fagínea a la acumulación de hojarasca fue más relevante. Las estrechas relaciones encontradas plantean la posibilidad de establecer ‘funciones de ecotransferencia’ que permitan estimar razonablemente la acumulación de hojarasca y algunas propiedades relacionadas del suelo a partir de distintas medidas/ estimas

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rápidas de la densidad de la cubierta vegetal leñosa, previas las oportunas calibraciones. Por otra parte, destaca la estrecha asociación encontrada entre la densidad de la cubierta leñosa, la intensidad de la radiación incidente en el sotobosque, la acumulación de hojarasca y determinados cambios en características del suelo (como, por ej., los contenidos de N y P asimilable; muy relevantes en estos suelos oligotrofos). Se concluye que, para explicar la respuesta ecológica durante los procesos de regeneración vegetal, es conveniente separar los efectos directos del dosel (por ej. la limitación de luz) de sus efectos indirectos (mediados por la hojarasca y el suelo) en el sotobosque.

Abstract We studied the relationships between different estimates of the woody canopy density; different estimates of litter release and accumulation, and different soil properties (mainly soil reaction and macronutrient level) which have been recognised as potentially relevant for plant establishment and development in mixed Quercus forest from Natural Park “do Sudoeste Alentejano e Costa Vicentina”, Portugal (with Q. suber, Q. faginea as dominant tree species) and Natural Park “Los Alcornocales”, Spain (with Q. suber and Q. canariensis). We have found 1) A highly significant, quantitative, relationship between litter accumulation and overall canopy density. These relationships can be established either by using objective (but time-consuming) measures (by sampling or using ad hoc measuring devices) or by calibrated by-eye estimates of three simultaneous observers; 2) A significant relationship between some soil properties (N, P, ammonium) and both canopy density and litter accumulation. We conclude that these relationships are interesting in two ways: 1) They may allow to establish ‘ecotransfer functions’ for these forests (i.e. estimates o predictions about surface litter accumulation or surface values for soil properties, as organic carbon, N or P contents, by using quick field estimates of canopy density or even remote sensing estimates of canopy density), after suitable calibrations. 2) Since some soil chemical properties with known ecological relevance (e.g. C, N, P contents, soil reaction) in forest regeneration may change in a close relationship with other more studied, better known, ecological factors (light, moisture, temperature), attention should be paid to separate direct (e.g. light limitation) versus indirect (soil or litter mediated) effects of woody canopy when evaluating ecological responses at the understorey, while studying forest regeneration processes.

Introducción Una característica relevante del dosel forestal es su capacidad para modular, de forma directa o indirecta, la disponibilidad y la variabilidad de recursos esenciales para los organismos que se asientan debajo de él, desempeñando lo que se ha dado en llamar una actividad de “ingeniero de ecosistemas” (Jones et al. 1994, Maltez-Mouro et al. 2005, 2005b) que condiciona su propia regeneración. Hasta el

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momento se ha avanzado considerablemente en el estudio de los efectos que pueden tener la limitación de agua y/o luz en los juveniles de las especies forestales más extendidas, así como en el conocimiento de en qué medida la variación las características del dosel leñoso pueden afectar a la disponibilidad de ambos recursos en el sotobosque, condicionando la regeneración del bosque (Marañón et al. 2004; Pérez-Ramos et al. 2006, Quero et al. 2006, Sánchez-Gómez et al. 2006). Mucho menos conocido es el papel que pueden jugar otros factores de naturaleza multivariable y compleja, como el suelo, en la dinámica y regeneración del bosque mediterráneo. Al igual que para los dos recursos esenciales citados (luz y agua), se admite que la presencia de un bosque establecido modifica las propiedades del sustrato en el que se asienta, con relación al que se produce, en ausencia del mismo, en el mismo contexto abiótico general (latitud/exposición, clima, sustrato geológico, etc.). En particular, los horizontes superficiales del suelo se ven influidos por los aportes vegetales que, a su vez, varían en cantidad y naturaleza en función de la densidad de la cubierta y de las especies vegetales dominantes (Maltez-Mouro et al. 2005a, 2005b). Ello contribuye a la diversificación del medio edáfico y la aparición de diferencias entre suelos desarrollados bajo distintos doseles leñosos, las cuales pueden condicionar, de forma diversa, el desarrollo de las plantas del sotobosque (Herrera, 2002; Rossi y Villagra, 2003; Broncano et al. 2004; Puerta-Piñero et al. 2006). Una circunstancia que puede dificultar la detección y valoración de estos efectos indirectos del dosel leñoso, mediados por el suelo, en la dinámica del sotobosque, es la covariación de los mismos con otros efectos directos ejercidos sobre recursos esenciales (luz, agua) o factores ambientales (temperatura) de reconocida influencia, fácilmente identificables y mesurables (Quero et al. 2006; Sánchez-Gómez et al. 2006).

Figura 1. Localización de las zonas de estudio.

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El objetivo de este trabajo es efectuar una primera aproximación observacional al contraste de esta hipótesis, a través del estudio de las relaciones entre las características generales de la cubierta leñosa (sobre todo su densidad), la acumulación del principal mediador de la influencia del dosel leñoso en las características superficiales del suelo (hojarasca) y algunas variables edáficas de reconocida importancia para el establecimiento y desarrollo de la vegetación (como el pH y los niveles de materia orgánica, N y P en el horizonte superficial del suelo), en dos bosques mixtos de Quercus diferentes localizados en dos zonas protegidas del Sur de España y Portugal: el Parque Natural do Sudoeste Alentejano e Costa Vicentina, en Portugal (en lo sucesivo, PNSOACV) y el P. N. Los Alcornocales, España (en lo sucesivo, PNA) (figura 1).

Material y métodos En la tabla 1 se muestran algunas características generales de los sitios estudiados. En cada sitio se evaluaron 1) parámetros generales de la cubierta vegetal leñosa, como la densidad del estrato arbóreo y arbustivo -tanto mediante estimas de visu (por acuerdo entre tres observadores), como empleando equipos de medida de la densidad del dosel (densímetro esférico a 1 m del suelo ó fotografía hemisférica digital a 0,5m)-; 2) la acumulación de hojarasca (‘litter’), tanto de visu (% recubrimiento del suelo), como mediante medidas objetivas (espesor en cm y cosecha exhaustiva del contenido en cuadrados de 30 x 30 cm, desecación y pesada) y 3) algunas características superficiales del suelo, potencialmente influyentes en la regeneración de especies forestales: como la reacción del suelo (pH), contenido de materia orgánica y en algunos nutrientes esenciales (N-amoniacal, N-Kjeldahl y P-Olsen, sin bien sólo estos dos últimos se midieron en los dos sitios estudiados).

Tabla 1. Características generales de los sitios estudiados (m: valor medio y r: rango del parámetro).

P.N. Los Alcornocales P.N. Sudoeste Alentejano e Costa Vicentina

Situación 36º 25’ N, 5º 33’W 37º 40’ N, 8º 43’W

Altitud ~ 650 m ~ 70 m

Geología Areniscas, Arcillas, Margas Grauvaca, Esquistos

Climatología ~ 1000mm, 16ºC ~ 650 mm, 15ºC

Suelos1

Leptosoles (litico, úmbrico) Leptosoles (eutrico , litico)

Cambisoles (móllico, gleico)

Luvisoles (districo, gleico)

Vertisoles

Reacción mod. ácida (m: 5.9; r: 4.9-8.3) mod. ácida (m: 5.7; r: 5.2-6.6)

Fertilidad P ppm (m: 3.1; r: 1-15) P ppm (m: 3.5; r: 2-6)

N % (m: 0.33; r: 0.12-0.75) N % (m: 0.37, r: 0.23-0.43)

MO % (m: 9; r: 4-19) MO % (m: 12; r: 8-15)

Especies dominantes Q. canariensis y Q. suber Q. faginea y Q. suber

Cobertura leñosa2

m: 49, r: 0-90 m: 85, r: 60-95

Usos / perturbac. Extracción de corcho (~ 9 años) Extracción de corcho (~ 9 años)

Rozas, aclareos (hasta 2000 en zona ) No (despues de 1956)

Caza Mayor No (despues de 1956)1De acuerdo con Jordán et al. (1998)

2% suelo cubierto (medida)

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Otras características, como la fracción de suelo recubierto por especies herbáceas fueron también evaluadas sobre el terreno. El número total de sitios estudiados fue de 60 en el Parque Natural de los Alcornocales y de 25 en el Parque Natural del S.O. Alentejano e Costa Vicentina. Para el análisis de las muestras de suelo (0-25 cm) se emplearon técnicas estandarizadas, recogidas en Sparks (1996).

Resultados En el contexto edáfico de los sitios estudiados, en el que los suelos pueden ser fuertemente ácidos, pobres en bases, hallarse afectados por toxicidad alumínica y muy pobres en P (Tabla 1), es obvio que cualquier aporte que modifique sustancialmente estos parámetros habrá de tener efecto en la evolución del sotobosque, dado que se trata de situaciones fuertemente limitantes del desarrollo vegetal (Lambers, Chapin & Pons 1998). Partiendo de la hipótesis de que la hojarasca es el principal mediador de la influencia del dosel leñoso en el suelo, una primera conclusión es que –en los dos sitios estudiados– la acumulación de hojarasca se relaciona de forma predecible con la densidad de la cubierta vegetal leñosa. Aunque los estudios llevados a cabo en los dos Parques no son totalmente comparables, por no haberse medido (hasta el momento) exactamente los mismos parámetros en ambas zonas, es claro que existen relaciones muy significativas entre los parámetros relacionados (directa o inversamente) con la densidad de la cubierta vegetal (cobertura, LAI, GSF) y aquéllos con la intensidad de acumulación de la hojarasca (% recubrimiento del suelo, espesor, volumen, peso seco por unidad de superficie, etc.) (Fig. 2). Estas relaciones, particularmente las que pueden establecerse entre estimas de visu (debidamente protocolizadas y calibradas a escala regional-local) o derivadas de dispositivos de medida rápida, pueden ser muy útiles para estudiar la variabilidad espacial o para evaluar, de forma extensiva, la influencia del bosque en el suelo y así estimar, de forma indirecta, la cantidad de carbono que puede retenerse en la hojarasca acumulada en los horizontes O de bosques mediterráneos, conocida la densidad de la cubierta leñosa que puede llegar a calibrarse y estimarse mediante sensores remotos. En la Figura 3 se resumen las principales tendencias de variación detectadas en los conjuntos de datos recabados de ambos Parques. El análisis de componentes principales (PCA) acumula en los dos primeros componentes cerca del 50% de la información total analizada, en el caso del PNA, y el 70% de la misma, en el del PNSOACV. En los dos casos, el primer factor (con el 40% y el 53% de la varianza extraída, respectivamente) representa un gradiente combinado de cobertura leñosa, acumulación de hojarasca, contendido de materia orgánica y nutrientes en el suelo e iluminación del sotobosque. Los sitios con elevadas puntuaciones en este factor tienden a presentar las mayores concentraciones de materia orgánica, N y P, elevados contenidos de hojarasca y bajos niveles de iluminación, mientras que los sitios con bajas puntuaciones presentan mayor disponibilidad de luz, pero menor disponibilidad de nutrientes. Existen, no obstante, diferencias de matiz en la interpretación de este primer factor en ambos Parques. En el PNA, parece especialmente importante la contribución del estrato arbustivo a la definición del gradiente principal, ligado a la acumulación de hojarasca, mientras que en el caso

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del PNSOCV parece especialmente decisiva la contribución de la especie arbórea caducifolia dominante (Q. faginea). Por el contrario, en el caso del PNA la importancia del quejigo en el dosel no se asocia de forma específica a este gradiente principal.

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

Cobertura estrato arbóreo + arbustivo (%)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90 Volúmen hojarasca (litros / m

2 de suelo)

r = 0.87

A

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

Volúmen hojarasca (litros / m2)

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

Peso seco hojarasca (gr / m

2)

r = 0.83

B

0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2 2.4

Cobertura estrato arbóreo + arbustivo (%, log)

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

3.5

Indice de Area Foliar (LAI, m

2.m

-2)

r = 0.85

C 0.6 0.7 0.8 0.9 1.0 1.1 1.2 1.3

Cobertura (0-1, arcsen)

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1.0

Recubrimiento hojarasca 1/2

r = 0.85

D Figura 2. Relación entre la densidad de la cubierta vegetal leñosa con la

acumulación de hojarasca (A y D), y con el índice de área foliar estimado (C); y entre el volumen y peso de hojarasca (B). Las figuras A-C corresponden a datos del P.N. Alcornocales y la figura D al PN S.O. Alentejano y Costa

Vicentina.

En lo que respecta a la segunda tendencia principal de variación de las propiedades estudiadas, se trata –en ambos casos- de un gradiente de acidez asociado al menos a una de las especies arbóreas dominantes. En el caso del PNA la especie caducifolia dominante (Q. canariensis) se asocia de forma muy estrecha a un incremento en el pH en el horizonte superficial del suelo, mientras que los suelos que subyacen bajo la especie perennifolia (Q.suber) tienden a ser más ácidos. En el caso del PNSACV la relación de las especies arbóreas dominantes con el gradiente de acidez superficial es menos intensa. La abundancia de la especie caducifolia (Q. faginea) no parece guardar una relación reseñable con el pH del suelo, mientras que la perennifolia (Q.suber) está asociada a los suelos superficialmente menos ácidos (que, nótese sin embargo en la Tabla 1, tienden a ser globalmente algo más ácidos que los del PNA).

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pH

*GSF

-1.0 -0.5 0.0 0.5 1.0

Factor 1 : 39.3%

-1.0

-0.5

0.0

0.5

1.0

Factor 2 : 19.4%

hLitter

%Shrub

LAI C

N P

Q. canariensis

Quercus suber

Nutrientes Luz

* %Hierbas

-1.0 -0.5 0.0 0.5 1.0

Factor 1 : 52.9%

-1.0

-0.5

0.0

0.5

1.0

Factor 2 : 17.1%

P

Quercus suber

pH

% Hierbas Cover

Litter

N-NH4

Quercus.faginea

Nutrientes Luz

Figura 3. Resultados del análisis de componentes principales llevado a cabo con 8 variables del bosque, medidas en el PN los Alcornocales (gráfica de arriba) y en el PN S.O. Alentejano & C. Vicentina (abajo). Las variables

marcadas con asterisco son suplementarias. Las abreviaturas corresponden a: Cover= cobertura leñosa global, %Shrub = densidad del estrato arbustivo

(<3m), GSF=intensidad de luz a 1m/intensidad luz sobre el dosel, LAI= índice de área foliar (GSF y LAI fueron estimadas a partir de fotos hemisféricas del dosel), hLitter= espesor de litter, % Hierbas = porcentaje del suelo cubierto

por vegetación herbácea.

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Conclusiones � En los dos bosque estudiados hemos encontrado una relación estrecha y

cuantitativa entre la densidad de la cubierta vegetal leñosa y la acumulación de hojarasca, así como entre esta última y la acumulación de nutrientes limitantes del desarrollo vegetal (N y P).

� Estas relaciones pueden permitir, por un lado, el establecimiento de funciones de ‘ecotransferencia’ para estos bosques que permitan, tras la adecuada calibración, efectuar estimas o predicciones de la cantidad de hojarasca acumulada en el suelo y de los valores de propiedades del suelo estrechamente asociadas a dicha acumulación, mediante el uso de estimas rápidas de campo de la densidad de la cubierta leñosa o, incluso, a partir de estimas de la misma efectuadas mediante sensores remotos.

� Por otro lado, dado que ciertos parámetros del suelo potencialmente relevantes para el desarrollo de las plantas (como nutrientes limitantes, materia orgánica o reacción del suelo) pueden covariar de forma estrecha con los niveles de otros factores críticos (como la disponibilidad de luz o agua, o la temperatura) que también dependen de la densidad del dosel leñoso, es importante prestar atención y, en su caso, separar los efectos directos de aquél (normalmente los más estudiados) de los posibles efectos indirectos (mediados por el suelo y la hojarasca) durante el estudio de los procesos de regeneración que ocurren a nivel del sotobosque.

Agradecimientos Los autores agradecen el apoyo financiero de la CICYT de España, a través del proyecto DINAMED (CGL2005-05830-C03-01-BOS), y de la FCT de Portugal a Sara Maltez-Mouro (SFRH/BD/8322/2002).

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Lambers, H., Chapin, F.S., & Pons, T.L. (1998) Plant physiological ecology. Springer. New York.

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Tendencias Actuales de la Ciencia del Suelo

N. Bellinfante & A. Jordán (eds.); Sevilla, 2007

ISBN 978-84-690-4129-1

Efeito da estabilidade de um compostado na emissão de C-CO2 e mineralização de N

J.R. SOUSA1, L. FERREIRA1, I. MOURÃO2, L.M. BRITO2 & V. PEIXOTO2

1 Departamento de Edafologia, CECEA, Universidade de Trás-os-Montes e Alto Douro, Ap. 1013, 5001-911, Vila Real, Portugal.

2 Escola Superior Agrária de Ponte de Lima, Refóios, 4990-706 Ponte de Lima, Portugal.

Resumo A compreensão dos factores que influenciam o processo de compostagem e consequentemente a qualidade do produto final é uma preocupação crescente incentivando o desenvolvimento e utilização de métodos capazes de estimar a estabilidade/maturação dos compostados promovendo uma utilização mais segura em práticas agrícolas. Com o objectivo de perceber qual a influencia da qualidade de um compostado, resultante de pilhas com diferente frequência de arejamento, na emissão de C-CO2 e mineralização de N, foram montados dois ensaios de incubação independentes em condições controladas de temperatura, humidade e arejamento, durante um período de 28 dias. Foram aplicadas ao solo quantidades de compostado equivalentes a 150 kg N por hectare de duas pilhas, pilha 1 e pilha 2, cujos compostados resultaram da fracção sólida de um chorume de bovino de pecuária leiteira com diferentes graus de estabilização, proporcionada pelo diferente número de volteios, 5 e 15 volteios, para o compostado não estabilizado e estabilizado, respectivamente, durante um período de 3,5 meses de compostagem. Os resultados observados revelaram uma influência do grau de arejamento na estabilidade dos diferentes compostados. Diferenças significativas de C mineralizado foram observadas entre os compostados da pilha A e pilha C, libertando-se cerca de 12,3% e 7,5% do C total aplicado, respectivamente. Em termos de cinética de decomposição, o compostado da pilha A revelou uma constante de decomposição superior (0,071 d-1) à do compostado da pilha C (0,048 d-1), com valores respectivos de tempo de semi-vida iguais a 8,7 e 13 dias. Em termos de mineralização do N, contrariamente ao esperado, no final do ensaio ambos compostados registaram uma imobilização líquida de N, com valores de 16,30 mg N kg-1 e 2,12 mg N kg-1 para os compostados da pilha A e pilha C, respectivamente. Podemos assim concluir que o arejamento é um factor importante no processo de estabilização da matéria orgânica, dada a sua influência na actividade microbiana. A

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razão C:N revelou limitações na capacidade de avaliar os processos de mineralização-imobilização de N.

Abstract A better understanding of factors that control the composting process and the stability of organic materials, based on a series of methods used for this propose, facilitated and permitted a more safety agriculture practices. With the aim to understanding the influence of stability factor in a solid fraction compost dairy-cattle slurry, resulted of two different levels of piles composting revolving (pile 1 five revolving and pile 2 fifteen revolving), during a composting time of 3,5 months, in the C-CO2 emission and N mineralization and immobilization turnover (MIT), two independent and parallel aerobic incubations experiments was development in laboratory conditions, for a 28 days period. A representative quantity of 150 kg N per hectare of the two pile revolving compost was used. The results reveal a strong influence of the revolving frequency in the stability of two piles composts. Significant differences of C-CO2 emission was observed between the pile 1 and pile 2 treatments, were 12,3% and 7,5% of C total applied was lost, respectively. The C forms in the compost of pile 1 reveal a constant kinetic value of 0,071 day-1 comparatively to 0,048 day-1 observed in the compost of pile 2, with a half-time of 8,7 and 13 days, respectively. In the N mineralization experiment, the results obtained in both treatments reveals a apparent immobilization of the N in soil, with respective values of 16,30 mg N kg-1 and 2,12 mg N kg-1 for the compost of pile 1 and pile 2. The frequency of revolving or ventilation proceeding of composting pile influences the biological stability of the organic matter. Both biological incubation methods revels a approximated sensibility in compost stability analysis, fact that is not valid to the C:N ratio.

Introdução A agricultura intensiva, grande consumidora de recursos naturais, tem permitido aumentos substanciais das produções das culturas pondo frequentemente em causa a sua qualidade devido a uma deficiente gestão dos recursos naturais em sistemas agro-florestais. Uma das alternativas mais promissoras, refere-se à utilização de práticas agrícolas mais eco-compativeis, com o objectivo de obter alimentos de melhor qualidade, reduzindo a aplicação de compostos xenobióticos ou fertilizantes de síntese, protegendo assim a saúde dos consumidores. Do ponto de fertilização das culturas, a concretização desta nova prática implica uma gestão mais eficiente dos nutrientes nestes sistemas tornando-os mais sustentáveis. Parte desta solução passa assim pelo aproveitamento e revalorização dos recursos naturais como os resíduos orgânicos, de natureza vegetal ou animal, que aplicados de forma isolada ou em misturas possam, devido ao seu potencial nutritivo, satisfazer as necessidades das culturas garantindo, simultaneamente, outras condições essenciais ao seu crescimento. Neste sentido, a compostagem é tida como uma metodologia capaz de

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promover a valorização de resíduos orgânicos, transformando-os num produto estabilizado em termos nutritivos e biológicos (Mustin, 1987). Todavia dada a multiplicidade de factores que podem controlar a evolução do processo biológico da compostagem e consequentemente as características finais do compostado, é de todo necessário encontrar métodos capazes de avaliar de forma rápida e eficiente a estabilidade e maturação dos compostados de modo a garantir uma maior segurança e eficiência da sua aplicação ao solo. Assim, o trabalho agora apresentado tem como objectivo avaliar o efeito da qualidade de um compostado, resultante de pilhas com diferente frequência de arejamento, na emissão de C-CO2 e mineralização de N em ensaios de incubação aeróbia realizados em condições controladas.

Material e métodos Com o objectivo de alcançar os objectivos pretendidos foram montados 2 ensaios de incubação aeróbica independentes a funcionar em simultâneo, em condições controladas, durante um período de 28 dias. Para o efeito foi usado um cambissolo umbrico derivado de granito, colhido na região de Trás-os-Montes e cujas características principais são apresentadas no quadro 1.

Quadro 1. Principais características físico-químicas do solo em estudo.

pH (H2O)

M.O. (g kg-1)

Ac.troca (cmolc kg

-1) Argila (g kg-1)

P2O5 Egner-Riehm (mg kg-1)

K2O Egner-Riehm (mg kg-1)

5,3 54,7 0,74 53,0 222 106

Quadro 2. Características dos compostados

Compostado C (g kg-1) N (g kg-1) P (g kg-1) C:N C:P Pilha 1 165,6 14,10 4,78 11,7 34,6 Pilha 2 83,0 7,71 3,43 10,8 24,2

Antes da sua utilização nestes ensaios, o solo foi seco, crivado a uma malha de 2 mm e sujeito a uma processo de pré-incubação para anular o flush resultante destes últimos tratamentos, sendo para isso adicionada uma quantidade de agua equivalente a 60% da sua capacidade máxima de retenção e colocado a incubar durante um período de 7 dias em condições de temperatura igual a 25 ºC. No ensaio foram também usados 2 compostados de fracção sólida de chorume de bovino de pecuária leiteira, resultantes de duas pilhas, com diferentes graus de estabilização, proporcionados pelo diferente número de volteio durante um período de compostagem de 3,5 meses: pilha 1 (5 volteios) e pilha 2 (15 volteios). As principais características são apresentadas no quadro 2. Com o objectivo de proceder à sua preparação para o ensaio, os compostados foram secos a uma temperatura de 60 ºC, moídos e passados por um crivo de malha 2,0 mm. Em ambos ensaios, os compostados foram pesados em quantidades equivalentes de matéria seca a 150 kg N ha-1 e misturados com uma quantidade de solo equivalente a

534

50 g (peso seco) e colocadas a incubar em pequenos reactores de 100 cm3 em conformidade com o descrito por Coutinho et al. (2005). Em cada ensaio foi também incluído um tratamento testemunha, sem aplicação de compostado. Ao, longo do tempo, procedeu-se à recolha de amostras sequenciadas nas datas de 0, 1, 7, 14 e 28 dias de incubação, realizando-se nos ensaios respectivos a extracção de N mineral com uma solução de KCl 2M e quantificação do C-CO2 libertado através de métodos titulométricos (Jenkinson et al., 1976). Para avaliar possíveis diferenças entre tratamentos, os dados obtidos nos respectivos ensaios foram sujeitos a uma análise de variância e um teste LSD, para um grau de probabilidade de 0,05%. Em ambos ensaios e tratamentos os dados obtidos foram ajustados a um modelo exponencial assimptótico de um reservatório (Stanford & Smith, 1972) sendo estimados os respectivos valores dos reservatórios potencialmente mineralizáveis (N0, C0) e cinéticas de mineralização (kN, kC) por métodos de regressão não linear usando para o efeito o software SYSTAT®, modo NONLIN.

Resultados Os resultados observados revelaram uma influência da frequência do arejamento na estabilidade final do compostado. O compostado da pilha com menor número de volteios (pilha 1) apresentou sempre emissões de C-CO2 significativamente superiores ao compostado com menor número de volteios (pilha 2) em todas as datas de amostragem, das quais a figura 1 apresenta apenas as datas inicial e final. No final do ensaio, as quantidades de C mineralizado representaram cerca de 12,3% e 7,5% do C total aplicado nos tratamentos com compostado das pilhas 1 e 2, respectivamente. Estas diferenças observadas sugerem que a fracção de C facilmente mineralizável da pilha 1 é superior à existente na pilha 2, o que estará relacionado com as diferentes condições em que decorreu o processo de compostagem nas respectivas pilhas, concretamente ao nível da arejamento e disponibilidade de O2. Este facto é assim comprovado pela dimensão do reservatório de C potencialmente mineralizável (C0) e respectivas constantes cinéticas (k) obtidas no ajustamento dos valores obtidos a um modelo exponencial assimptótico de 1 reservatório (figura 2). Estes resultados estão de acordo com os apresentados por Castellanos & Pratt (1981) que também observaram maior produção de C-CO2 em sistemas de compostagem com menor arejamento, facto que origina uma maior acumulação de formas de carbono facilmente mineralizáveis devido ao efeito limitante que a disponibilidade de O2 existente nestes sistemas exerce sobre a actividade microbiana comparativamente a sistemas mais arejados (Kulcu & Yaldiz, 2003). No compostado da pilha 2, o maior grau de arejamento terá promovido assim uma maior estabilização das formas de C orgânico registando-se neste tratamento menores cinéticas de decomposição com um tempo de semi-vida (T1/2) de 13 dias comparativamente ao de 8 dias observado no compostado da pilha 1.

535

0

10

20

30

40

50

60

70

80

1d 28d

min. liq. acumulada C-CO2 (mg kg-1)

Pilha 1

Pilha 2

a

ab

b

Figura 1. Quantidades liquidas acumuladas de C-CO2 no compostado da pilha

1 e 2 nas datas relativas a 1 e 28 dias.

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

1,6

1,8

0 5 10 15 20 25 30

dias

mg C-CO2 acum. g-1 C

C min (Pilha 1) = 1,977*(exp(-0,071*t)

)

r2 = 0,999 ***

C min (Pilha 2) = 1,371*(exp(-0,048*t)

)

r2 = 0,999 ***

Figura 2. Mineralização liquida acumulada de C-CO2 (mg g-1C) nos

tratamentos com compostados da pilha 1 (-♦-) e pilha 2 (-▲-).

No que respeita ao N, ao contrário do que seria de esperar, tendo em consideração os valores da razão C:N dos compostados (quadro 2), em ambos tratamentos verificou-se uma imobilização de N mineral no solo, que se manifestou a partir dos primeiros dias e se manteve até ao final da incubação (figura 3). No final os valores de N imobilizado no tratamento com compostado da pilha 1 foram significativamente superiores aos registados no tratamento com compostado da pilha 2, com valores respectivos de 16,30 mg Nimo kg

-1 e 2,12 mg Nimo kg-1, respectivamente.

Os resultados obtidos no ensaio de mineralização de N nos diferentes tratamentos estão de acordo com as respectivas quantidades de C mineralizadas (figura 2). De

536

uma maneira geral, compostados com menor estabilidade promovem fenómenos de imobilização de N mineral no solo ainda que, por vezes, temporários. Estes resultados apoiam assim os obtidos por Bishop & Godfrey (1983) em ensaios de incubação, nos quais estes autores observaram maiores quantidades de N imobilizado em compostados com menor grau de estabilidade. Segundo Bertoldi et al. (1983) os compostados menos estabilizados promovem fenómenos de imobilização de N mineral mais acentuados em resultado da presença de maiores concentrações de compostos de C solúvel, facilmente mineralizáveis, que induzem um aumento da actividade e necessidades nutritivas dos microrganismos. Pelo contrário, compostados resultantes de tratamentos aeróbios, com maior estabilidade, com formas de C e N mais recalcitrantes, constituintes de compostos como celulose e lenhinas, apresentam taxas de mineralização líquidas, ainda que por vezes pouco significativas (Sousa et al., 2002), sendo o seu valor nutricional em N metade do apresentado em compostados não estabilizados (Castellanos & Pratt, 1981). Já a razão Ctot:Ntot evidencia, nestes casos, alguma imprecisão na estimativa dos processos de mineralização-imobilização, bem como na avaliação da qualidade final do compostado, facto também observado por vários autores (Janzen & Kucey, 1988; Matos, 2000). Este índice não integra assim possíveis diferenças existentes na qualidade das formas de C entre o compostado das pilhas 1 e 2 e que poderão reflectir as diferenças observadas ao nível das respectivas fracções potencialmente mineralizáveis.

-18

-16

-14

-12

-10

-8

-6

-4

-2

0

0 5 10 15 20 25 30

dias

mg N kg-1

N imo (Pilha 2) = -2,051*(1-exp(-0,271*t) )

r 2 = 0,999 ***

N imo (Pilha 1) = -17,758*(1-exp(-0,093*t) )

r 2 = 0,998 ***

Figura 3. Imobilização líquida de N (mg kg-1) nos tratamentos com

compostados da pilha 1 (-▲-) e pilha 2 (-♦-).

537

Conclusões Tendo em consideração os resultados obtidos é possível retirar as seguintes conclusões:

� O número de volteios da pilha influencia o grau de estabilidade dos compostados;

� Os compostados com menor grau de estabilidade induzem uma maior actividade microbiana com o consequente aumento da emissão de C-CO2;

� Os fenómenos de imobilização de N mineral observados em ambos os tratamentos parecem ser proporcionais à dimensão do reservatório de C0 em cada compostado;

� A razão Ctot:Ntot não se revelou eficiente na estimativa dos processos de mineralização-imobilização de N no solo, pelo que outros índices serão necessários usar, ao nível da determinação da qualidade do C existente neste tipo de materiais, de modo e melhorar a sua avaliação bem como da sua estabilidade.

� Ambos métodos mostraram-se sensíveis às diferenças observadas ao nível da estabilidade biológica dos compostados. Julgamos por isso que ambos os métodos são ferramentas importantes e de grande utilidade na avaliação da qualidade dos produtos finais da compostagem permitindo aferir e melhorar a eficiência deste processo de estabilização biológica da matéria orgânica.

Referencias Bertoldi, M., Vallini, G., & Pera, A. (1983). The Biology of Composting. A review.

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carbon mineralisation and dissolved organic carbon from organic residues decomposing in soil. 14th N-Workshop 24 to 26 October. Maastricht.

Janzen, H.H., & Kucey, R.M.N. (1988). C, N, and S mineralization of crop residues as influenced by crop species and nutrient regime. Plant and Soil 106:35-41.

Jenkinson, D.S., Powlson, D.S., & Wedderburn, W.M. (1976). The effects of biocidal treatments on metabolism in soil – III. The relationships between soil biovolume, measured by optical microscopy, and the flush of decomposition caused by fumigation. Soil Biol. Biochem. 8:189-202.

Kulcu, R., & Yaldiz, O. (2003). Determination of aeration rate and kinetics of composting some agricultural wastes. Bioresource Technology (in press).

Matos, J.R.M.C. (1997). Estudo da mineralização do azoto em diferentes correctivos orgânicos. Relatório Final de Estágio. UTAD. Vila Real.

Mustin, M. (1987). Le Compost. Gestion de la matiére organique. Editions François Dubusc.

538

Sousa, J.R., Roboredo, M., & Coutinho, J. (2002). Efeito da aplicação de um resíduos sólido urbano na biodisponibilidade do azoto no solo. Revista de ciências Agrárias XXV (3-4):185-190.

Stanford, G., & Smith, S.J. (1972). Nitrogen mineralization potentials in soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 36:465-472.

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Tendencias Actuales de la Ciencia del Suelo

N. Bellinfante & A. Jordán (eds.); Sevilla, 2007

ISBN 978-84-690-4129-1

Efecto de la cubierta vegetal sobre la actividad biológica del suelo

E: FARRÚS, M. ADROVER, A. FORSS & J. VADELL

Departament de Biologia. Universitat de les Illes Balears. 07122. Palma de Mallorca, España.

Resumen La cubierta vegetal desempeña un papel fundamental en la protección del suelo y en la incorporación de materia orgánica, aspectos decisivos en la fertilidad del suelo. Así, cuando la vegetación adquiere una disposición en mosaico, ésta repercute en el desarrollo y evolución del suelo a pequeña escala. En el presente trabajo se ha estudiado el efecto del pino carrasco (Pinus halepensis), el acebuche (Olea europaea), el lentisco (Pistacea lentiscus), una pradera de terófitos y un suelo cultivado en un entorno dominado por una maquia abierta en un ambiente mediterráneo (isla de Mallorca) sobre la actividad biológica de un leptosol. El muestreo del suelo mineral se ha realizado en el área de influencia de cada una de las especies arbóreas y arbustivas, en claros dominados por un estrato herbáceo y en los rodales cultivados. Se han analizado el contenido en materia orgánica, la biomasa microbiana y seis actividades enzimáticas (deshidrogenasa, β-glucosidasa, fosfatasa alcalina, arilsulfatasa, proteasa y ureasa). El contenido de materia orgánica constituye el primer factor de diferenciación del suelo, con valores máximos bajo los lentiscos. De manera similar ocurre con la biomasa microbiana con los valores más altos bajo la cubierta de lentisco y los más bajos bajo la pradera y en el suelo labrado (entre un 20 y 25% de los primeros, respectivamente). Las actividades ezimáticas del suelo presentan comportamientos diferenciados en función de la vegetación: las actividades deshidrogenasa, β-glucosidasa, fosfatasa alcalina y arilsulfatasa son claramente más elevadas en el área de influencia de los pinos, acebuches y lentiscos. La actividad ureasa, en cambio, no presenta diferencias estadísticamente significativas entre las cinco situaciones, mientras que la proteasa presenta valores muy elevados bajo la influencia del pino en comparación con el resto de situaciones.

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Abstract Plant cover is a key factor of the protection of the soil and has an important role in soil organic matter incorporation, increasing soil fertility. When vegetation has a mosaic distribution, it rebounds in the small-scale soil development and evolution. In this work, soil biologic activity was evaluated under Aleppo pine (Pinus halepensis), wild Olive (Olea europea), Mastic (Pistacia lentiscus), therophyte grassland and tilled soil in a Mediterranean area dominated by an open maquis (island of Majorca). Samples were taken under the influence of each species, in patches dominated by a pasture and in tilled areas. Soil organic matter, microbial biomass and six enzymatic activities (dehydrogenase, β-glucosidase, alkaline phosphatase, arylsulfatase, protease and urease) were measured. The main differences between soils were found in soil organic carbon, with the higher values under the Mastic. Microbial biomass followed a similar pattern, with the higher values under the Mastic cover and the lower values under the grassland and in the tilled soil (between 20 and 25% lower than the Mastic, respectively). Soil enzymatic activities were different in function of the species. Dehydrogenase, β-glucosidase, alkaline phosphatase and arylsulfatase activities were significantly higher under the influence of Aleppo pine, wild Olive and Mastic, while there were no statistically differences between the five situations in urease activity. However, protease had very high values under the Aleppo pine, comparing to the rest of situations.

Introducción En los ambientes mediterráneos las formaciones arbustivas presentan características fisonómicas muy variadas, en función de los condicionantes edafoclimáticos. Cuando la disponibilidad hídrica es un factor crítico, la disposición de la vegetación está condicionada por las características edáficas a pequeña escala. Esta distribución en mosaico está marcada por la disponibilidad de agua y nutrientes (Vinton y Burke, 1995; Bennett y Adams, 1999). La vegetación desempeña un papel decisivo para la protección del suelo y en el aporte de materia orgánica, activando los procesos biológicos del suelo (Ros et al., 2003; García et al., 2005) y mejorando progresivamente su potencial productivo y funcional. Estudios realizados sobre formaciones esclerófilas mediterráneas ponen de manifiesto que la cubierta vegetal y, más específicamente, el estado de la sucesión ecológica, son determinantes sobre las características químicas y biológicas del suelo (Rutigliano et al., 2004). El laboreo constituye un fuerte impacto sobre el suelo, reduciendo el contenido de materia orgánica e incidiendo negativamente sobre las propiedades físicas, químicas y biológicas del suelo (Curci et al., 1997; Saviozzi et al. 2001). El estudio paralelo de suelos cultivados y suelos no alterados sometidos a unas mismas condiciones edafoclimáticas permite valorar el impacto del laboreo sobre el suelo y poder establecer estrategias para recuperar su funcionalidad, a partir de la referencia que constituye la vegetación natural establecida.

541

En el presente trabajo, se estudia el efecto de tres especies leñosas (Pinus halepensis, Olea europaea var. sylvestris y Pistacea lentiscus), una cubierta herbácea de terófitos y geófitos y el laboreo sobre las características biológicas del suelo (biomasa microbiana y seis actividades enzimáticas: deshidrogenasa, β-glucosidasa, arilsulfatasa, fosfatasa alcalina, ureasa y proteasa).

Material y métodos El estudio se ha llevado a cabo en la zona de Xorrigo (isla de Mallorca; coordenadas UTM, x=485, y=4380; 130 m sobre el nivel del mar). El clima es típicamente mediterráneo con un marcado déficit hídrico entre finales de primavera y verano. La temperatura media anual es de 16,3 ºC y la precipitación media anual es de 449 mm. El suelo es un leptosol con frecuentes afloramientos de roca. La vegetación está formada por una maquia abierta con presencia de pinos dispersos, acebuches y lentiscos como especies leñosas más relevantes. El estrato herbáceo está constituido por una pradera de terófitos (Hypochoerido Brachypodietum retusi). En las zonas donde el suelo es más profundo (15-25 cm) se siembran cultivos herbáceos. Las labores que se realizan en los rodales cultivados se limitan a un pase anual, o bianual, con cultivadores u otros aperos de labor superficial para incorporar las semillas. Los diferentes tipos de cobertura vegetal y el tipo de gestión condicionan las características edáficas. En las áreas de influencia directa de los pinos y lentiscos se constituye un horizonte orgánico mientras que bajo los acebuches no se desarrolla ninguna capa orgánica. En julio de 2003 se realizó un muestreo del horizonte mineral situado bajo la cobertura de pino carrasco (Pinus halepensis), acebuche (Olea europea var. sylvestris) y lentisco (Pistacia lentiscus), en una pradera de terófitos y en un suelo cultivado. Se recogieron cuatro muestras por cada situación que se tamizaron a 2 mm y se conservaron a 4ºC hasta su análisis. Los parámetros edáficos analizados fueron el carbono orgánico (método de oxidación húmeda con K2Cr2O7), el nitrógeno total (método Kjeldahl), el fósforo asimilable (método Olsen), la biomasa microbiana y seis actividades enzimáticas relacionadas con el ciclo del nitrógeno (proteasa y ureasa), del carbono (β-glucosidasa y deshidrogenasa), del fósforo (fosfatasa alcalina) y del azufre (arilsulfatasa). La determinación de la biomasa microbiana se llevó a cabo con el método de fumigación–extracción (Vance et al., 1987). La actividad ureasa se analizó mediante el método de Kandeler & Gerber (1988). La actividad proteasa se realizó siguiendo el mismo método que la ureasa pero usando N-α-benzoil-L-argininamida como sustrato. Para el resto de actividades enzimáticas se siguieron las metodologías descritas por Tabatabai (1982).

542

Resultados El horizonte mineral situado bajo la cubierta de lentisco presenta el contenido más elevado de carbono orgánico (8,20 %), duplicando los contenidos del mismo horizonte situado bajo pino o acebuche (tabla 1). La cubierta vegetal de plantas herbáceas anuales presenta valores de materia orgánica inferiores, que quedan significativamente reducidos cuando el suelo se labra (1,67 % de carbono orgánico en el suelo cultivado). Los altos valores que presenta el horizonte mineral bajo lentisco son atribuibles a la morfología de este arbusto, con una disposición de las ramas que constituyen una copa cerrada hasta el suelo favoreciendo la conservación de todos los aportes orgánicos que se generan. En cambio, los pinos o acebuches, especialmente cuando se trata de ejemplares dispersos, al presentar copas erguidas la dispersión de la hojarasca no favorece una acumulación equiparable al lentisco. Las condiciones xéricas de este suelo no favorecen el desarrollo de la cubierta herbácea lo que se traduce en una producción de biomasa vegetal limitada y, por ende, de materia orgánica en el suelo. Los valores de biomasa microbiana presentan una gran heterogeneidad en todas las situaciones, con los niveles más altos bajo lentisco seguidos del suelo bajo acebuche y pino. Bajo vegetación herbácea los valores se reducen a alrededor del 20% de los registrados bajo lentisco. En este caso, la biomasa microbiana del suelo cultivado es ligeramente más elevada que en el suelo con terófitos y geófitos, a pesar de que el contenido de materia orgánica es un 50% inferior.

Tabla 1. Características químicas y biológicas del suelo. Valor medio ± error típico (n=4).

Pino Acebuche Lentisco Herbáceas Cultivo CO 4,08b ± 0,23 4,62b ± 0,71 8,20a ± 1,47 3,15bc ± 0,32 1,67c ± 0,19 Nt 0,31bc ± 0,02 0,38b ± 0,06 0,56a ± 0,09 0,28bc ± 0,03 0,16c ± 0,02 C/N 13,3ab ± 0,5 12,1bc ± 0,2 14,5a ± 0,4 11,3c ± 0,4 10,8c ± 0,8 Pas 27b ± 0 26b ± 1 48a ± 7 21b ± 1 23b ± 1 BM 576abc ± 147 645ab ± 155 956a ± 207 177c ± 50 219bc ± 17 DH 3,51ab ± 0,65 3,62ab ± 0,31 4,60a ± 0,47 2,66bc ± 0,26 1,47c ± 0,37 BG 1,53ab ± 0,28 2,57a ± 0,64 1,48ab ± 0,26 1,00b ± 0,16 0,77b ± 0,16 PA 5,82a ± 0,56 5,60a ± 0,77 6,36a ± 0,70 2,94b ± 0,55 1,65b ± 0,21 AS 1,08b ± 0,13 0,83bc ± 0,08 1,77a ± 0,11 0,63c ± 0,09 0,25d ± 0,02 UR 5,27 ± 1,52 6,48 ± 1,23 7,64 ± 1,34 8,14 ± 0,87 4,91 ± 0,56 PR 21,60a ± 1,41 6,48bc ± 0,67 8,58b ± 0,43 6,66bc ± 0,51 5,51c ± 0,92 CO= Carbono orgánico (%) Nt= Nitrógeno total (%), Pas= Fósforo soluble Olsen (mg kg-

1), BM= Biomasa microbiana (mg C kg-1), DH= Deshidrogenasa (mmol tpf kg-1 24h-1), BG= β-glucosidasa (mmol pnf kg-1 h-1), PA= Fosfatasa alcalina (mmol pnf kg-1 h-1), AS = arilsulfatasa (mmol pnf kg-1 h-1), UR= ureasa (mmol NH3 kg

-1 h-1), PR= Proteasa (mmol NH3 kg

-1 h-1) Los valores seguidos de distinta letra difieren estadísticamente según el test de Tukey (p<0,05)

543

La actividad deshidrogenasa presenta los valores más elevados bajo lentisco (4,60 mmol tpf kg-1 24h-1), seguidos del suelo bajo acebuche y pino (un 20% inferiores) y cubierta herbácea (60% respecto al lentisco). El suelo cultivado presenta valores de alrededor el 30% del primero. El comportamiento de la actividad arilsulfatasa es similar a la deshidrogenasa, con marcadas diferencias entre las distintas situaciones. Los valores más elevados de actividad β-glucosidasa se dan bajo acebuche (2,57 mmol pnf kg-1 h-1), seguidos por los registrados bajo lentisco y pino (alrededor de un 60% respecto al primero). Bajo cubierta herbácea y suelo cultivado la actividad β-glucosidasa es claramente inferior (40 y 30% respectivamente, respecto al suelo bajo acebuche). La actividad fosfatasa alcalina bajo las tres especies leñosas es muy similar, entre 6,36 mmol pnf kg-1 h-1 en lentisco y 5,60 mmol pnf kg-1 h-1 en acebuche. Bajo la cubierta herbácea los valores se reducen alrededor del 50% de los anteriores y con cultivo en torno a un 30%. La actividad ureasa no presenta diferencias estadísticamente significativas entre las cinco situaciones pero es en suelo bajo cubierta herbácea donde alcanza los valores más elevados (8,14 mmol NH3 kg

-1 h-1) seguidos de las tres situaciones bajo especies leñosas. La actividad proteasa del horizonte mineral bajo pino presenta valores claramente diferenciados del resto de situaciones: 21,6 mmol NH3 kg

-1 h-1 frente a 8,58 mmol NH3 kg

-1 h-1 registrados en el suelo bajo lentisco. El suelo cultivado presenta una fuerte reducción en el contenido de materia orgánica y actividades enzimáticas en concordancia con otros estudios (García et al., 1997a; Caravaca et al., 2002). Las actividades enzimáticas deshidrogenasa, arilsufatasa y fosfatasa alcalina presentan muy altas correlaciones entre sí y con la biomasa microbiana y el carbono orgánico del suelo (tabla 2), parámetros, a la vez altamente relacionados. Estas interrelaciones altamente significativas están generadas, inicialmente, por el contenido de carbono orgánico del suelo, desencadenante de la proliferación microbiana del suelo, la cual se traduce en un incremento de las actividades, tanto de enzimas directamente vinculados a la biomasa microbiana, como es el caso de la deshidrogenasa (García et al., 1997b), como otros enzimas de más larga persistencia en el medio, como la fosfatasa alcalina o la arilsulfatasa. La correlación entre la actividad β-glucosidasa y la materia orgánica es baja, ya que esta actividad puede verse afectada por las características de los substratos orgánicos, así como por diferencias en la composición microbiana del suelo en las distintas situaciones (Knight & Dick, 2004). La actividad enzimática ureasa presenta escasa diferenciación entre las distintas situaciones edáficas, sin presentar correlaciones con el resto de parámetros estudiados. La actividad proteasa en el suelo bajo pino presenta valores que triplican el valor medio del resto de situaciones. No obstante, si se segregan los resultados correspondientes al suelo bajo pino, el conjunto de valores restantes de la actividad proteasa presenta coeficientes de correlación con el contenido de carbono orgánico

544

total, biomasa microbiana y las actividades deshidrogenasa, arilsufatasa y fosfatasa, elevados (niveles de significación entre p<0,01 y p<0,001).

Tabla 2. Coeficientes de correlación (R) y significación estadística entre los parámetros estudiados.

BM DH BG AS PA UR PR Nt Pas

CO 0,860 ***

0,848 ***

0,441 *

0,867 ***

0,779 ***

0,310 -

0,131 -

0,982 ***

0,850 ***

BM 0,819

*** 0,549 **

0,754 ***

0,838 ***

0,251 -

0,235 -

0,857 ***

0,766 ***

DH 0,618

** 0,867 ***

0,873 ***

0,477 *

0,315 -

0,880 ***

0,635 **

BG 0,391

* 0,668 **

0,371 -

0,126 -

0,535 *

0,100 -

AS 0,804

*** 0,403 *

0,333 -

0,839 ***

0,728 ***

PA 0,256

- 0,484 *

0,798 ***

0,630 **

UR -0,134

- 0,420 -

0,111 -

PR 0,109

- 0,066 -

Nt 0,794

*** CO= Carbono orgánico; BM= Biomasa microbiana; DH= Deshidrogenasa; BG= β-glucosidasa; PA= Fosfatasa alcalina AS = arilsulfatasa UR= ureasa PR= Proteasa, Nt= Nitrogeno total, Pas: Fósforo soluble Olsen. *, **. ***: significación estadística a nivel de p<0,05, p<0,01 y p<0,001, respectivamente.

Conclusiones La distribución en mosaico definida por la vegetación genera características edáficas diferenciadas, con una disposición espacial condicionada por la cubierta vegetal. En el ecosistema estudiado, Pistacea lentiscus es la especie que favorece una mayor incorporación de materia orgánica e incremento de la actividad biológica. El suelo de los rodales dominados por terófitos y geófitos, con un periodo de crecimiento limitado por la disponibilidad hídrica, presenta un contenido en materia orgánica y actividad biológica más reducido que bajo las especies leñosas. Por otro lado, el laboreo supone una fuerte reducción en el contenido de materia orgánica y actividades enzimáticas. La materia orgánica, la biomasa microbiana y las actividades enzimáticas deshidrogenasa, arilsulfatasa y fosfatasa alcalina presentan coeficientes de correlación muy altos entre sí.

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soil nitrogen semi-arid grasslands of Northwestern Australia. Soil Biology and Biochemistry 31:735-746.

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Tendencias Actuales de la Ciencia del Suelo

N. Bellinfante & A. Jordán (eds.); Sevilla, 2007

ISBN 978-84-690-4129-1

Efecto del riego con agua residual tratada sobre la actividad biológica de tres suelos

M. ADROVER, G. MOYÀ & J. VADELL

Departament de Biologia. Universitat de les Illes Balears. 07122, Palma de Mallorca

Resumen Las actividades enzimáticas del suelo tienen interés como indicadores de calidad, por su relación con los procesos de transformación de la materia orgánica y los ciclos biogeoquímicos en general. El riego con aguas residuales tratadas, con aportaciones minerales y orgánicas, puede modificar los procesos biológicos del suelo. Con el objetivo de evaluar el efecto del tipo de agua de riego y del cultivo en diferentes tipos de suelo se ha realizado un estudio en macetas comparando tres tipologías de suelo (luvisol crómico, regosol cálcico y arenosol) regadas con agua destilada, solución nutritiva y agua residual tratada, en suelo desnudo y con un cultivo de cebada. Se ha determinado la salinidad, los nitratos, el contenido en carbono orgánico soluble, la biomasa microbiana, la respiración basal y tres actividades enzimáticas (deshidrogenasa, β-glucosidasa y fosfatasa alcalina). Los resultados obtenidos muestran diferencias significativas entre los tres tipos de suelo y los tres tipos de agua de riego para todos los parámetros estudiados. La mayor actividad biológica se da en el luvisol crómico y es mucho menor en el regosol cálcico y en el suelo arenoso. El riego con agua residual tratada incrementa el contenido en carbono orgánico soluble y en nitratos, así como la salinidad y las actividades enzimáticas. La presencia de cultivo supone un incremento medio del 35% en biomasa microbiana, un 11% en fosfatasa alcalina, un 18% en β-glucosidasa y un 32% en deshidrogenasa. El efecto del riego con agua residual tratada sobre la actividad biológica es mayor en el regosol cálcico, más pobre en materia orgánica.

Abstract Soil enzymatic activities are good soil quality indicators, as they are related with processes of transformation of soil organic matter and with the biogeochemical cycles. Treated wastewater irrigation, with mineral and organic supplies, can change the biologic processes of the soil.

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The effect of the irrigation water and the crop on different types of soil was studied in a pot experiment. Three types of soil (chromic luvisol, calcic regosol and arenosol), irrigated with distilled water, nutrient solution or treated wastewater, were compared with and without a crop of barley. Soil salinity, nitrates and dissolved organic carbon content, soil microbial biomass, soil respiration and three enzymatic activities (dehydrogenase, β- glucosidase and alkaline phosphatase) were measured. Significantly differences were found between the three types of soil and the three types of irrigation water for all the studied parameters. The highest biological activity was found in the chromic luvisol and was much lower in the calcic regosol and in the sandy soil. The irrigation with treated wastewater increased dissolved organic carbon and nitrate content, soil salinity and enzymatic activities. The presence of the crop increased on an average of 35% the soil microbial biomass, 11% the alkaline phosphatase, 18% the β-glucosidase and 32% the dehydrogenase. The effect of treated wastewater irrigation on biological activity was higher in the calcic regosol, with less organic matter content.

Introducción El estudio de los parámetros biológicos y bioquímicos del suelo, tales como la biomasa microbiana, la respiración y las actividades enzimáticas, permite evaluar su estado de salud y su capacidad de responder a cambios ambientales o de uso (Dick, 1994). Las aportaciones orgánicas, en general, tienen un efecto beneficioso sobre la vida microbiana, potenciando la actividad biológica (Bandick y Dick, 1999). En zonas con escasez de agua, el agua residual tratada se ha convertido en un recurso hídrico interesante de cara al riego agrícola, por su disponibilidad y por sus propiedades fertilizantes (Angelakis et al., 1999), que además constituye una fuente de carbono orgánico. Se ha observado que el riego con este tipo de agua durante largos periodos de tiempo incrementa las poblaciones de microorganismos y las actividades enzimáticas (Filip et al., 1999). El tipo de suelo también parece ser un factor determinante en la distribución de las comunidades microbianas (Marschner et al., 2001) y en los procesos químicos y biológicos, pudiendo afectar a la respuesta al riego con agua residual tratada (Barton et al., 2005). En este trabajo se han evaluado los efectos del tipo de agua de riego, el tipo de suelo y la presencia de cultivo sobre la actividad biológica del suelo.

Material y métodos Se compararon tres tipos de suelo, un luvisol crómico (LC), perteneciente a un antiguo olivar abandonado, un regosol cálcico (RC) y un arenosol (AS), procedentes de campos cultivados en secano (tabla 1). La tierra se recogió en marzo de 2005 a una profundidad entre 0 y 20 cm y se pasó por un tamiz de 5 mm para eliminar los elementos gruesos y las raíces. A continuación se rellenaron macetas de 3 litros de capacidad con una mezcla compuesta de una parte de perlita por cada dos partes de

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tierra. Se rellenaron 24 macetas por cada tipo de suelo, en la mitad de las cuales se sembró cebada, mientras que el resto se mantuvieron sin vegetación. Se aplicaron tres tipos de agua de riego, un agua residual procedente de tratamiento secundario (tabla 2), una solución nutritiva completa, con concentraciones de nutrientes del mismo orden de magnitud que el agua residual tratada, y un agua destilada. La dosis de riego fue de 125 ml diarios por maceta y los aportes de nutrientes con el agua de riego se muestran en la tabla 3. El ensayo se inició día 14 de abril de 2005, con la siembra y el inicio del riego, y se finalizó el 30 de mayo, con la siega y el muestreo de suelo. Durante las 24 horas posteriores al muestreo, con el suelo húmedo, se analizaron el carbono de la biomasa microbiana, con el método de fumigación - extracción (Vance et al., 1987), el contenido de nitratos, mediante una extracción con KCl 2M y su posterior análisis con un autoanalizador de inyección de flujo y la respiración basal, siguiendo el método descrito por Alef (1998). Posteriormente, sobre muestras tamizadas a 2 mm y conservadas a 4ºC, se analizaron la conductividad eléctrica a 25ºC en el extracto 1:5 (suelo:agua), el carbono orgánico soluble, mediante un analizador Shimazdu 5000-A, y las actividades deshidrogenasa, β- glucosidasa y fosfatasa alcalina, con la metodología descrita por Tabatabai (1982). Finalmente, los resultados fueron analizados con el programa estadístico SPSS 13.0, realizando un análisis de la varianza de tres factores (tipo de suelo, tipo de agua de riego y presencia de cultivo).

Tabla 1. Características de los suelos estudiados.

Arenas (%)

Limos (%)

Arcillas (%)

COT (%)

Carbonatos (%)

Calcaria activa (%)

CIC (meq 100 g-1)

LC 8,1 58,6 33,4 3,13 0,0 0,0 21,5 RC 21,5 49,5 29,0 0,95 72,3 25,2 12,1 AS 76,5 11,3 12,3 1,21 79,7 10,9 8,2 COT= Carbono orgánico total, CIC= Capacidad de intercambio catiónico.

Tabla 2. Propiedades del agua residual tratada.

Conductividad eléctrica (dS m-1; 25ºC) 1,8 DBO (mg L-1) 20,5 Sólidos en suspensión (mg L-1) 27,5 N-NH4

+ (mg L-1) 48,3 N-NO3

2- (mg L-1) 1,0 P total (mg L-1) 2,3 K+ (mg L-1) 21,4 DBO= Demanda biológica de oxígeno.

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Tabla 3. Aportaciones de nutrientes (mg por maceta) mediante el agua de riego.

N P K Agua destilada 0 0 0 Solución nutritiva 177 53 335 Agua residual tratada 290 14 128

Resultados En la tabla 4 se presentan los resultados del análisis de la varianza. Los valores corresponden a las medias por cada tipo de suelo, tipo de riego y presencia o ausencia de cultivo. Se observan diferencias significativas entre los tres tipos de suelos para todos los parámetros estudiados. El luvisol crómico destaca por un mayor contenido en nitratos y una mayor actividad biológica. En cambio, presenta una conductividad eléctrica en el extracto 1:5 significativamente inferior a la de los otros dos suelos. El contenido en carbono orgánico soluble es mayor en el arenosol, con valores parecidos a los obtenidos por Rees y Parker (2005) en suelos similares. La actividad biológica es mucho menor en el regosol cálcico y en el arenosol que en el luvisol crómico. Estas diferencias se deben a múltiples factores, como el contenido en carbono orgánico y nutrientes, la textura, etc. que afectan a las comunidades microbianas (Marschner et al., 2001) y, en consecuencia, a las actividades enzimáticas. Otro factor a tener en cuenta es el origen de estos suelos ya que, mientras que el regosol cálcico y el arenosol proceden de campos cultivados, el luvisol crómico pertenece a un antiguo olivar abandonado. Caravaca et al. (2002), también observan una menor actividad biológica en suelos cultivados, en comparación con suelos naturales. El efecto del tipo de agua de riego también es importante, en gran parte gracias a las aportaciones de nutrientes y materia orgánica. En este sentido, el riego con agua residual tratada supone un incremento en el contenido de carbono orgánico soluble y de nitratos, en salinidad, respiración basal y actividades enzimáticas, mientras que los suelos regados con agua destilada destacan por su menor salinidad y contenido en nitratos. La presencia de cultivo afecta a todos los parámetros estudiados excepto al carbono orgánico soluble. La captación de agua y nutrientes por parte del cultivo incrementa la salinidad de los suelos, del mismo modo que disminuye considerablemente el contenido en nitratos. El efecto de la vegetación es mayor en la biomasa microbiana del suelo, que se ve estimulada por las exudaciones de carbono por parte de las raíces (Grayston et al., 1998) y, por extensión, en la actividad deshidrogenasa, al tratarse de parámetros muy relacionados (García et al., 1997).

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Tabla 4. Resultados del análisis de la varianza trifactorial para todos los parámetros estudiados

COS N-NO32- CE 1:5 BM RB DH BG PA

Suelo (S) LC 37,2 b 13,2 a 144 b 489 a 5,5 a 2,05 a 2,03 a 7,1 a RC 36,5 b 6,9 c 188 a 248 b 3,7 b 0,33 b 0,60 c 4,0 b AS 42,3 a 8,7 b 194 a 244 b 4,2 b 0,14 c 0,67 b 3,2 c Sig * *** *** *** *** *** *** *** Riego (R) D 36,8 b 2,9 c 85 c 297 b 3,7 b 0,74 c 1,09 4,5 b N 36,6 b 10,9 b 129 b 351 a 4,5 ab 0,83 b 1,08 4,7 b R 42,4 a 15,0 a 309 a 335 ab 5,1 b 0,96 a 1,14 5,0 a Sig * *** *** * ** *** * * Cultivo (C) Sin 39,8 17,7 146 279 3,8 0,73 1,01 4,5 Con 37,5 1,6 203 378 5,0 0,96 1,19 5,0 Sig Ns *** *** *** *** *** *** *** Int. S x R * * Ns Ns Ns *** Ns Ns S x C Ns *** Ns *** Ns *** *** *** R x C Ns *** *** * ** *** Ns *** S x R x C Ns * Ns Ns Ns Ns Ns Ns D= Agua destilada, N= Solución nutritiva, R= Agua residual tratada. COS= Carbono orgánico soluble (mg kg-1); N-NO3

2- (mg kg-1); CE 1:5= Conductividad eléctrica a 25ºC del extracto 1:5 (µS cm-1); BM= Biomasa microbiana (mg C kg-1); RB= Respiración basal (mg CO2 kg

-1h-1); DH= Deshidrogenasa (mmol tpf kg-1 24h-1); BG= β-glucosidasa (mmol pnf kg-1 h-1); PA= Fosfatasa alcalina (mmol pnf kg-1 h-1). *, **, *** representan un nivel de significación de p<0,05, p<0,01 y p<0,001, respectivamente. Los valores seguidos de distinta letra difieren estadísticamente según el test de Tukey (p<0,05).

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Luviso l cróm ico Regoso l cá lc ico Arenoso l

mmol tp

f kg

-1 h

-1

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

Luvisol cróm ico Regoso l cá lcico Arenosol

Desti lada

Nu tritiva

Residua l

a) Desh idrogenasa

Luviso l cróm ico Regoso l cá lc ico Arenoso l

mmol p

hf k

g-1

h-1

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

Luvisol cróm ico Regosol cá lcico Arenosol

b) β -glucosidasa

Luviso l cróm ico Regoso l cá lc ico A renosol

mmol p

nf k

g-1

h-1

0

2

4

6

8

10

Luvisol c róm ico Regoso l cá lc ico Arenoso l

c) Fosfa tasa a lca lina

S IN CULT IVO CON CULT IVO

Figura 1. Actividades enzimáticas en los tres tipos de suelo, regados con los

tres tipos de agua de riego, con cultivo y sin cultivo.

Las interacciones de la presencia de cultivo con el tipo de suelo (S x C) y con el tipo de agua de riego (R x C) son altamente significativas para el contenido de nitratos. Esto es debido a que las diferencias de contenido en nitratos entre tipos de suelo y de agua de riego se dan únicamente sin la presencia de cultivo, ya que el cultivo reduce drásticamente la presencia de este elemento en el suelo. Estas mismas interacciones también difieren significativamente en el caso de las actividades deshidrogenasa y fosfatasa alcalina, aunque por causas distintas. En la figura 1 se puede observar como el efecto del tipo de agua de riego sobre las actividades deshidrogenasa y fosfatasa alcalina es mayor con la presencia de cultivo, obteniéndose valores más altos con el riego con agua residual tratada y con solución nutritiva. Este hecho es debido a los mayores aportes de nitrógeno (tabla 3), que posibilitan un mayor

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desarrollo del cultivo y, en consecuencia, un incremento del efecto de la rizosfera sobre la actividad biológica del suelo. Mientras que la actividad deshidrogenasa se ve más favorecida por el riego con agua residual tratada en el luvisol crómico, el efecto de este tipo de riego sobre las actividades β-glucosidasa y fosfatasa alcalina es mayor en el regosol gleico y en el arenosol (figura 1).

Conclusiones El riego con aguas residuales tratadas tiene un efecto positivo sobre la actividad biológica del suelo, independientemente de la presencia de cultivo. Los tres tipos de suelos responden de manera distinta al riego con aguas residuales tratadas, así, mientras que en el luvisol crómico el efecto de este tipo de riego es mayor sobre la actividad deshidrogenasa, en el regosol cálcico y en el arenosol, con menor presencia de materia orgánica, las actividades β-glucosidasa y fosfatasa alcalina se ven más favorecidas. Sin embargo, la vegetación, a través del efecto de la rizosfera, es el principal generador de la actividad biológica del suelo.

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Tendencias Actuales de la Ciencia del Suelo

N. Bellinfante & A. Jordán (eds.); Sevilla, 2007

ISBN 978-84-690-4129-1

Efecto en los suelos de incendios de baja intensidad en ambiente mediterráneo

F. DEL MORAL, S. DE HARO, J.A. SÁNCHEZ, M. SIMÓN & I. GARCÍA

Departamento Edafología y Química agrícola. Universidad de Almería. 04120-Almería, España.

Resumen El objetivo del presente trabajo es cuantificar, por comparación con parcelas control, el impacto de un incendio programado sobre determinadas propiedades físicas y fisicoquímicas del suelo, así como la evolución en el tiempo (tres años) de dichas propiedades. Se estudiaron 6 parcelas en ladera norte y 6 en ladera sur; en cada orientación 3 parcelas control (sin incendiar) y 3 parcelas problema (incendiadas). Todas las parcelas de estudio se localizan en la Sierra de Bogarra, provincia de Albacete, SE España (38º32’4’’ N, 2º7’10’’ W; altitud 620m). La vegetación es un pinar (Pinus halepensis Mill.) maduro, con una densidad promedio de 300 árboles·ha-1, sin explotación maderera, representativo de las áreas xerófilas y termófilas del sur y este de la Península ibérica. Las pendientes oscilan entre el 25% y el 30%. Los suelos son Regosoles hipercalcáricos desarrollados sobre calizas dolomíticas. Los incendios fueron de baja intensidad, con temperaturas en la superficie del suelo relativamente bajas, especialmente en la ladera norte. Antes del incendio, los suelos de cada ladera (control y problema) no presentaron diferencias significativas entre sus propiedades, por lo que se consideraron homogéneos. El incendio incrementó significativamente el contenido de carbono orgánico en la superficie de los suelos de ambas laderas. La conductividad eléctrica (CE) y el Mg y Na de cambio también se incrementaron como consecuencia del incendio; aunque las diferencias en la CE sólo fueron significativas en la ladera sur y las diferencias en Mg y Na de cambio sólo lo fueron en la ladera norte. Por último, el contenido en CaCO3 equivalente disminuyó en ambas laderas, aunque las diferencias sólo fueron significativas en la ladera norte. Al cabo de tres meses, la dinámica de las propiedades de los suelos en las parcelas quemadas fue similar a la de las parcelas control, salvo en el carbono orgánico que tendió a igualarse al cabo de seis meses.

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Abstract The aim of this work is to quantify the impact of prescribed burning on some physical and physico-chemical properties of soils, and the evolution in time (3 years) of these properties. We studied six plots in the north face and six plots in the south face of a hill; in both faces, three plots were unaltered (control plots) and three were burnt (problem plots). The trials were carried out in Sierra de Bogarra, province of Albacete (SE Spain) (38º32’4’’ N, 2º7’10’’ W; altitude 620 m). The vegetation correspond to a mature pine forest (Pinus halepensis Mill.) with a density of 300 trees·ha-1, typical for xeric and termic areas of south and east of Spain. The slopes change between 25% and 30%. The soils were classified as Hipercalcaric Regosol over dolomitic limestones. The intensity of fire was low, especially on the north face. Before trials, there were no differences between properties of control and problem plots. The total soil organic carbon was significantly higher in problems plots than in control plots in both faces by means of fire. The electrical conductivity (in south exposure) and exchangeable Na and Mg (in north exposure) were increased too by fire. The CaCO3 content of soil decreased by effect of fire, although, we found significant differences only in the north face. After three months, the evolution pattern of soil properties in problem plots was similar to the control plots, except for total organic carbon that trends to be similar in control and problem plots after six months.

Introducción La capacidad de respuesta a las perturbaciones es una de las características más relevantes de las plantas y ecosistemas mediterráneos. La presencia de fuego en cuatro de las cinco regiones mediterráneas del Globo, al menos durante el Pleistoceno, ha sido considerada por muchos autores como una fuerza selectiva determinante en la evolución de diferentes modos de regeneración y como un proceso clave en la convergencia estructural y funcional de las distintas comunidades vegetales mediterráneas (Ojeda, 2001). Existe abundante bibliografía referente a la variación que sufren los valores de las propiedades físico-químicas del suelo tras los incendios, tanto controlados como incontrolados, a corto, medio y largo plazo (Viro, 1969; Raison, 1979; Attiwill, 1994; Neary et al., 1999; DeBano, 2000; Johnson y Curtis, 2001). Sin embargo no sólo nos interesa el efecto del fuego como factor evolutivo en los ecosistemas mediterráneos sino también la posible evolución diferencial ligada a otros factores de relevancia en estos ambientes que puedan afectar a la posible regeneración de los pinares, como son la orientación de la ladera y el paso del tiempo. Las referencias bibliográficas sobre estas cuestiones disminuyen, están enfocadas principalmente a estudios de erosión y escorrentía o al efecto sobre la vegetación tanto briofítica como cormofítica (Marqués y Mora, 1992; De las Heras, Guerra y Herranz, 1995; Andreu, Imeson y Rubio, 2001) y generalmente no incluyen un análisis comparado del efecto de dichos factores en zonas no incendiadas.

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El objetivo de este trabajo es cuantificar el impacto inicial de un incendio programado sobre determinadas propiedades físicas y fisicoquímicas del suelo, por comparación con parcelas control inalteradas y comprobar la evolución en el tiempo de dichos parámetros, durante al menos tres años, discriminando entre orientación norte y orientación sur.

Material y métodos Las parcelas de estudio se localizan en la Sierra de Bogarra, provincia de Albacete, SE España (38º32’4’’ N, 2º7’10’’ W; altitud 620m). La vegetación consiste en un pinar (Pinus halepensis Mill.) maduro (más de 70 años), con una densidad promedio de 300 árboles·ha-1, sin explotación maderera, con sotobosque dominado por Juniperus oxycedrus, Rosmarinus officinalis, Cistus clusii y Stipa tenacissima, representativo de las áreas xerófilas y termófilas del sur y este de la Península ibérica y de otras partes de la cuenca mediterránea (Eugenio, Lloret y Alcañiz, 2006). Las pendientes oscilan entre el 25% y el 30%. El clima es de tipo mediterráneo seco con una precipitación anual media, para un registro de 24 años, de 376,8 mm y una temperatura media anual de 16,1 ºC. La coincidencia de altas temperaturas con bajas precipitaciones determina un período seco desde junio hasta septiembre, que se acentúa en los meses de julio y agosto. Los suelos se clasificaron como Regosoles hipercalcáricos (FAO, ISRIC y SICS, 1999) desarrollados sobre calizas dolomíticas. La zona de estudio se dividió en dos bloques, uno orientado al sur y otro al norte. En cada uno de estos bloques, se realizaron tres repeticiones del ensayo en sentido descendente en la ladera, para lo cual se seleccionaron tres parcelas de 100 m x 50 m dispuestas en sentido perpendicular a la línea de máxima pendiente, en las que tanto el grado como la morfología de la pendiente fueron homogéneos. Posteriormente, cada una de estas parcelas se dividió en dos subparcelas pareadas de 45 m x 50 m, una de las cuales actuaría como testigo inalterado (control) y la otra resultaría quemada (experimental), manteniendo entre ellas un pasillo cortafuegos de 10 m de anchura. Durante el otoño de 1995 se efectuaron sucesivas rozas de la vegetación por los alrededores de las parcelas, con el fin de crear cortafuegos que evitaran la propagación del incendio en el momento de la quema. Los incendios se produjeron entre los días 25 y 30 del mes de septiembre de 1996 a razón de una quema al día, entre las 16:00 y las 17:00 horas, por parte del personal del Centro de Investigaciones Forestales de Lourizan (Pontevedra, España), con la ayuda de dos retenes de la Consejería de Agricultura y Medioambiente de la Junta de Comunidades de Castilla-La Mancha. La quema se realizó desde la parte baja de las subparcelas experimentales hacia la alta. En cada subparcela se instalaron termopares a diferentes profundidades (0,5 cm, 2 cm, 5 cm, 15 cm) para medir la temperatura alcanzada en el suelo. En todas las subparcelas se obró de igual forma y la vegetación de sotobosque fue totalmente calcinada. Las condiciones climáticas durante los incendios fueron las siguientes: la máxima temperatura diurna osciló entre los 25 ºC - 27 ºC; la velocidad del viento osciló entre los 2 km.h-1 - 5 km.h-1 y la humedad relativa varió entre el 20% y el 25%.

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Todas las subparcelas (control y experimentales) fueron muestreadas por primera vez en el mes de julio para establecer los valores de partida de las variables analizadas y validar el diseño experimental. El siguiente muestreo se realizó en el mes de octubre, quince días tras los incendios; a partir de este momento, se realizaron muestreos trimestrales sistemáticos. En todos los casos la muestra final llevada a laboratorio, con un volumen aproximado de tres decímetros cúbicos, se obtuvo para cada subparcela como resultado de la extracción y mezcla de veinte submuestras tomadas al azar, de unos 250 g cada una, sin separar las cenizas y siempre a una profundidad de cinco centímetros. En total se obtuvieron 12 muestras brutas en cada muestreo (2 orientaciones x 3 posiciones en la ladera x 2 tratamientos) Una vez secadas al aire, las muestras fueron pesadas y tamizadas a 2 mm, separando dos fraciones: la fracción de tamaño superior (grava) fue lavada, secada y pesada, y la fracción inferior a 2 mm fue sometida a las siguientes determinaciones analíticas: pH mediante electrodo de vidrio en una suspensión 1:2,5 tierra fina:agua; conductividad eléctrica (CE) medida en el extracto de saturación, expresando los resultados a una temperatura de 25 ºC; carbono orgánico (CO), empleando la técnica de Tyurin; nitrógeno total (Ntot), por el método Kjeldahl con destilador automático; carbonato cálcico equivalente (CO3

=), por volumetría de gases; capacidad de cambio (CIC) y bases de cambio, determinadas sobre la misma muestra de forma sucesiva, lixiviando con acetato amónico (1N, pH = 7) y acetato sódico (1N, pH = 8,2) y midiendo Na+ y K+ mediante fotometría de llama y Ca++ y Mg++ mediante espectrofotometría de absorción atómica; contenido porcentual de agua a saturación (Hsat) según determinación gravimétrica; contenido porcentual de agua a 33 kPa (H33) y 1500 kPa (H1500) de presión, mediante el método de Richards; granulometría, mediante el método de sedimentación discontinua (método de Robinson), expresando las diferentes fracciones según la clasificación USDA completa. Todos los procedimientos aparecen descritos en Marañés et al. (1998).

Resultados La tabla 1 presenta los resultados de los análisis realizados en el primer muestreo, correspondiente al mes de julio. Son suelos moderadamente básicos con bajas conductividades eléctricas y contenidos en carbono orgánico elevados, aunque propios de suelos que soportan vegetación de características similares a los de la investigación. La razón C/N indica que la materia orgánica presenta un grado evolutivo adecuado. El complejo de cambio, saturado en bases, está dominado por calcio y magnesio, lo que resulta razonable conociendo el material geológico de partida. La fracción tierra fina supone aproximadamente el 50% del peso seco del suelo y su textura es equilibrada. Las pruebas estadísticas iniciales revelaron diferencias para las comparaciones realizadas entre las parcelas de la ladera norte y de la sur (tabla 2), pero no para las parejas control-problema, ni para las repeticiones dentro de una misma ladera.

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Tabla 1. Estadísticos descriptivos de las variables analizadas correspondientes al muestreo previo a los incendios. CE: Conductividad eléctrica; C/N razón Carbono/Nitrogeno; CIC Capacidad de intercambio catiónico; V Saturación en bases del complejo de cambio; CO3

= CaCO3 equivalente; H33 Contenido de agua a 33 kPa de presión; H1500 contenido de agua a 1500 kPa de presión;

Grava (fracción granulométrica superior a 2 mm en diametro)

Mínimo Máximo Promedio Desviación típica

pH 7,70 8,60 8,23 0,25 CE (dS·m-1 at 25 ºC) 0,48 0,69 0,54 0,06

Humedad saturación (% p/p) 36,76 105,24 66,88 19,89

Carbono orgánico (% p/p) 2,94 10,79 6,17 2,23

Nitrogeno total (% p/p) 0,18 0,57 0,38 0,13

C/N 13,57 20,39 16,28 2,10 CIC(cmol+.kg-1) 15,22 37,97 26,09 7,61

Ca (cmol+.kg-1) 10,35 24,79 17,20 4,40

Mg (cmol+.kg-1) 3,29 13,66 7,66 3,26

Na (cmol+.kg-1) 0,23 0,52 0,36 0,10

K (cmol+.kg-1) 0,38 1,59 0,86 0,38

V (%) 100,00 100,00 100,00 0,00

CO3= (% w/w) 26,37 76,27 57,48 19,11

H33 (% w/w) 21,10 48,63 32,83 9,67

H1500 (% w/w) 8,70 34,68 17,75 7,88

Grava (%) 50,25 68,12 58,10 5,32

Arena 2-1 mm (%) 4,48 12,59 8,92 3,35

Arena 1-0,5 mm (%) 3,66 10,28 7,49 1,75

Arena 0,5-0,25 mm(%) 2,49 15,55 8,71 4,22

Arena 0,25-0,1 mm(%) 4,00 21,97 14,68 5,29

Arena 0,1-0,05 mm(%) 3,09 10,01 6,48 1,95

Limo 0,05-0,02 mm(%) 6,42 17,17 11,13 3,36

Limo 0,02-0,002 mm(%) 12,42 37,94 20,89 7,54

Arcilla (<0,002 mm) (%) 12,87 24,79 18,55 3,65

Las temperaturas registradas durante los incendios (tabla 3) son relativamente bajas, especialmente en la ladera orientada al norte. La intensidad en la ladera sur puede ser catalogada como moderada, aunque el tiempo de exposición a la máxima temperatura ha sido bajo. En ambas laderas la temperatura desciende drásticamente con la profundidad. Como resultado de este hecho, todos los árboles de la ladera expuesta al sur perecieron durante los incendios, mientras que en la ladera orientada al norte sobrevivieron algunos pinos.

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Tabla 2. Valores promedio, desviaciones típicas (entre paréntesis) y valor p de

significación del test estadístico aplicado para las variables que mostraron diferencias según la orientación de la ladera.

Norte Sur Valor p (bilateral) pH 8,03 (0,16) 8,42 (0,15) 0,002 Humedad saturación 83,08 (12,61) 50,68 (9,01) 0,000 Carbono orgánico 7,62 (1,99) 4,73 (1,39) 0,015 Nitrogeno total 0,48 (0,08) 0,28 (0,08) 0,001 CIC 31,59 (5,01) 20,58 (5,44) 0,004 Ca 20,14 (2,78) 14,26 (3,77) 0,012 Mg 10,05 (2,43) 5,27 (1,93) 0,004 CO3

= 46,40 (18,07) 70,80 (7,16) 0,013 H33 40,43 (6,57) 25,24 (4,91) 0,001 H1500 23,19 (7,02) 12,32 (4,04) 0,008 Arena 2-1 mm 5,61 (1,32) 11,68 (0,97) 0,000 Arena 1-0,5 mm 6,41 (1,80) 8,39 (1,18) 0,056 Limo 0,05-0,02 mm 13,59 (2,89) 9,08 (2,19) 0,016

Tabla 3. Temperaturas del suelo obtenidas a 0,5 cm, 2 cm, 5 cm y 15 cm de profundidad. Se indica el promedio y la desviación típica (entre paréntesis) para la temperatura (Tmax) alcanzada y el tiempo de exposición a dicha

temperatura.

Sur Norte 0,5 cm 2 cm 5 cm 15 cm 0,5 cm 2 cm 5 cm 15 cm

Tmax (ºC) 139,7 (9,4)

35,7 (4,5)

29,6 (1,9)

23,6 (0,5)

37,4 (4,3)

22,0 (1,6)

20,0 (1,0)

18,8 (1,3)

Tiempo (s) 442,8 (91,6)

2731,3 (116,6)

4036 (255,5)

2386,8 (733,6)

764,2 (361,4)

2523,2 (122)

2709,8 (167)

1702,8 (1207,4)

En la ladera orientada al sur, la comparación de medias de las parcelas control antes y después de los incendios no arroja diferencias significativas para ninguna variable. Sin embargo, la comparación entre las parcelas problema antes y después del incendio muestra un incremento diferencial (p=0,031) para la variable carbono orgánico (tabla 4) y establece dudas acerca del comportamiento diferencial de la variable CE (p=0,056). En la ladera orientada al norte, la comparación de medias entre las parcelas control antes y después de los incendios muestran una reducción significativa (p= 0,004) de la conductividad eléctrica. La comparación realizada para las parcelas problema muestra un incremento significativo para el carbono orgánico (p=0,022), para el magnesio de cambio (p=0,009) y para el sodio de cambio (p=0,003), y no se observan las diferencias encontradas para la conductividad eléctrica en las parcelas control. El valor p del análisis de comparación para la variable CO3

= (0,061) no

560

permite aceptar, desde el punto de vista estadístico, la disminución diferencial del carbonato cálcico equivalente como consecuencia de los incendios, pero tampoco aconseja rechazarla. Asimismo existe una excelente correlación entre la disminución del carbonato cálcico equivalente y la elevación de los contenidos en magnesio y sodio de cambio (coeficiente de correlación bilateral de Pearson de -0,942 para el magnesio y -0,899 para el sodio) Tres meses después de ocurridos los incendios, la mayor parte de las variables recuperaron sus valores y su dinámica normal (figura 1). Sólo el carbono orgánico en la ladera sur mantuvo niveles superiores a los esperados hasta seis meses tras los incendios, destacando el incremento significativo que se produce en ambas orientaciones hacia el final del período del muestreo como consecuencia de la recuperación de la vegetación (del Moral et al., 2003; Knicker et al., 2005).

Tabla 4. Medias y desviaciones típicas (entre paréntesis) de las variables que mostraron diferencias significativas en los tratamientos estadísticos de

comparación entre los muestreos 0 (previo a los incendios) y 1 (inmediatemente tras los incendios).

Sur

Control Problema

Muestreo 0 Muestreo 1 Muestreo 0 Muestreo 1 CE (dS·m-1) 0,57 (0,1) 0,62 (0,25) 0,56 (0,06) 1,13 (0,37) Carbono orgánico (%) 4,09 (1,35) 7,21 (3,63) 5,36 (1,34) 10,69 (2,48) Mg (cmol+.kg-1) 5,02 (1,29) 5,21 (2,51) 5,51 (2,73) 6,31 (0,48) Na (cmol+.kg-1) 0,28 (0,05) 0,32 (0,12) 0,35 (0,06) 0,39 (0,05) CO3

= (%) 73,20(3,66) 66,68 (16,30) 68,41 (9,88) 57,02 (6,22)

Norte

Control Problema

Muestreo 0 Muestreo 1 Muestreo 0 Muestreo 1 CE (dS·m-1) 0,54 (0,05) 0,32 (0,04) 0,51 (0,05) 0,53 (0,34) Carbono orgánico (%) 8,62 (2,24) 9,17 (4,44) 6,62 (1,38) 9,8 (0,64) Mg (cmol+.kg-1) 11,47 (2,04) 9,88 (3,59) 8,64 (2,14) 15,36 (1,26) Na (cmol+.kg-1) 0,47 (0,08) 0,45 (0,14) 0,36 (0,12) 0,81 (0,03) CO3

= (%) 39,82 (8,83) 43,05(14,40) 52,99(21,06) 19,57 (7,55)

561

Figura 1.- Evolución a lo largo de las sucesivas tandas de muestro de las

variables que se indican en los ejes de ordenadas. Tanda 0: muestreo previo al ensayo; Tanda 1: primer muestreo tras el incendio. La línea discontinua representa los valores de las parcelas experimentales. La línea continua

representa los valores de las parcelas control. Los puntos representan medias. La barra de error expresa el error típico de la media.

Conclusiones La baja intensidad del fuego y el corto período de exposición a altas temperaturas registradas en este incendio, unido a la calcinación parcial de las cenizas inferido por la observación en campo de su color oscuro, se traducen en un incremento del valor promedio de carbono orgánico oxidable en las parcelas incendiadas respecto a las parcelas testigo. De forma asociada, la liberación de nutrientes como consecuencia de la incineración de la vegetación provocaría la elevación del valor de conductividad eléctrica. Precisamente, dicha liberación de nutrientes suele justificar el incremento del contenido en calcio y magnesio de cambio tras los incendios, dado que tales elementos son especialmente abundantes en la biomasa de pinos desarrollados en ambientes con características climáticas, edáficas y geológicas similares a las del área de estudio; sin embargo, la correlación significativa entre el aumento de los contenidos en magnesio y sodio de cambio y el descenso en los porcentajes de carbonato cálcico equivalente podría indicar que uno de los principales responsables del incremento en los valores de estas bases de cambio es la destrucción de carbonatos secundarios por efecto del fuego.

562

La recuperación de los valores normales de las variables analizadas ocurre en el primer año tras los incendios.

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Tendencias Actuales de la Ciencia del Suelo

N. Bellinfante & A. Jordán (eds.); Sevilla, 2007

ISBN 978-84-690-4129-1

Cambios en la temperatura de un suelo de agricultura de conservación y su influencia sobre

las poblaciones microbianas

A. MUÑOZ1, A. LÓPEZ-PIÑEIRO2, A. ALBARRÁN2 & M. RAMÍREZ1

1 Departamento de Microbiología, Universidad de Extremadura. España.

2 Área de Edafología y Química Agrícola, Universidad de Extremadura. España.

Resumen La temperatura del suelo es un factor clave en el crecimiento del maíz, al ser un cultivo muy sensible a las variaciones de temperatura y tener unos márgenes óptimos bastante elevados de germinación de la semilla, de crecimiento de la plántula y de fructificación. La agricultura de conservación tiende a disminuir la temperatura del suelo, debido a los rastrojos que se dejan en superficie, en cuya descomposición juegan un papel fundamental los microorganismos del suelo, y al incremento de humedad asociado a este tipo de manejo. Para una gestión adecuada de los suelos bajo agricultura de conservación es recomendable el seguimiento y el estudio de la temperatura y de las poblaciones microbianas en la capa superficial del suelo. Por ello, el objetivo de este estudio ha sido realizar un estudio comparativo de las oscilaciones de temperatura en diferentes manejos de agricultura de conservación frente a las obtenidas con un manejo de laboreo convencional, y determinar cómo afectan estas variaciones de temperatura a las poblaciones microbianas asociadas a la rizosfera del cultivo. Para ello se han realizado experiencias de campo en cuatro manejos diferentes bajo un mismo suelo, localizados en subparcelas contiguas; uno de siembra directa (SD), dos de siembra directa con cobertura (SDC) con diferente antigüedad de implantación y un manejo de laboreo convencional (LC). Se ha realizado una medida exhaustiva de la temperatura del suelo durante tres años completos y un seguimiento de la evolución de las poblaciones microbianas. El análisis de los resultados permite concluir que se produce una disminución de la temperatura en SD y SDC respecto a LC durante todo el periodo de cultivo, con unas oscilaciones de temperatura menores para los manejos de agricultura de conservación durante todo el año. Además, se aprecia un incremento en las poblaciones microbianas asociadas a SD y SDC con respecto a LC, que indicarían la existencia de intervalos óptimos de temperatura para el crecimiento microbiano en los manejos de agricultura de conservación.

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Abstract The temperature of the soil is a key factor in the growth of the maize, a sensible culture to the temperature variations, with high optimal temperature for germination of the seed, growth of plant and fruition. The conservation agriculture tends to diminish the temperature of the soil, due to the stubbles that are left in surface, in whose decomposition the microorganisms of the soil play a fundamental role, and to the associated increase of humidity this type of management. For a suitable management of soils under conservation agriculture is recommendable the study of the temperature and the microbial populations in the surface horizon. For these reasons, the objective of this study has been to make a comparative study of the oscillations of temperature in different managements from agriculture of conservation as opposed to the obtained with a conventional management, and to determine how affect these variations of temperature to the microbial populations associated to the rhizosphere of the culture. Field experiences have been made in four different managements under a same soil, located in contiguous subparcels; one of direct seeding (DS), two of direct seeding with cover (DSC) with different antiquity from implantation and a conventional tillage (CT). It has been made an exhaustive measurement of the temperature of the soil during three years and a monitoring of the evolution of the microbial populations. The analysis of the results allows to conclude that during the period of culture takes place a diminution of the temperature in SD and SDC with respect to LC, with smaller oscillations of temperature for the conservation agriculture. In addition, an increase in the microbial populations associated to SD and SDC with respect to LC is observed, that would indicate the existence of optimal intervals of temperature for the microbial growth in the managements of conservation agriculture.

Introducción La temperatura del suelo es un parámetro clave para la agricultura, puesto que afecta a la selección del día de siembra del cultivo, al crecimiento de las plantas y los microorganismos y a las propiedades del suelo a través de su grado de meteorización. El cultivo de maíz tiene unos rangos óptimos de temperatura que se sitúan entre los 25 y los 30º C. Requiere bastante incidencia de luz solar y en aquellos climas húmedos su rendimiento es más bajo. Para que se produzca la germinación de la semilla, la temperatura debe situarse entre los 15 a 20º C. Llega a soportar temperaturas mínimas de hasta 8º C y a partir de los 30º C pueden aparecer problemas serios debido a mala absorción de nutrientes minerales y agua. Para la fructificación se requieren temperaturas de 20 a 32º C. Se ha estudiado que incluso diferencias de 1º C en la temperatura tienen efectos visibles en el crecimiento de la planta (Walker, 1969, Barlow et al., 1977). El laboreo del suelo se realiza con el fin de obtener un lecho de siembra más adecuado para el cultivo, facilitando el crecimiento de la planta en la fase de emergencia y el desarrollo de la raíz. Esto se debe a dos importantes cambios que produce el laboreo, como son el aumento de la temperatura del suelo y la disminución de la compactación superficial (Licht and Al-Kaisi, 2005). En la

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agricultura de conservación, donde no se realiza la labranza, la permanencia de los residuos sobre la superficie del suelo, sumado al mayor contenido de agua del suelo debido a la disminución de las pérdidas por evaporación, hacen que la temperatura del suelo disminuya respecto a un suelo de laboreo convencional. En el cultivo de maíz, esta disminución de temperatura puede producir un retraso en la emergencia del cultivo de entre 2 y 5 días (Echeverría and Studdert, 2000). Por este motivo es muy importante realizar un seguimiento de la temperatura en un cultivo de maíz donde se estén aplicando manejos de agricultura de conservación, así como el estudio de la influencia que estos cambios puedan ejercer sobre la microbiota edáfica, que juega un papel esencial en el mantenimiento de estos sistemas agrícolas y cuyo crecimiento está condicionado por todos los factores edáficos y ambientales que la rodean.

Material y métodos

Descripción de la zona de estudio Las experiencias han sido llevadas a cabo desde 2002 hasta 2004, en tierras cultivadas con maíz (Zea Mays, L.) en regadío en la finca Casas de Hitos, cuya extensión se distribuye entre los Términos Municipales de Madrigalejo (Cáceres) y Navalvillar de Pela (Badajoz), en un entorno agrícola con cultivos predominantes de maíz y de arroz. Se escogió esta ubicación por ser esta finca pionera en el desarrollo de manejos agrícolas de siembra directa en Extremadura. La investigación se ha llevado a cabo en una parcela, con un mismo tipo de suelo, en la cual se aplican tres manejos diferentes. El suelo se clasificó como luvisol dístri-crómico, con una elevada pedregosidad en superficie.

Diseño experimental El área experimental, bajo un cultivo de maíz en regadío, consta de cuatro parcelas de 20 m x 40 m. Una de ellas bajo un manejo de Laboreo Convencional (LC), otra bajo un manejo de Siembra Directa (SD) y las otras dos bajo manejos de Siembra Directa con Cobertura de invierno (SDC). Una de las parcelas SDC sirve como referencia a largo plazo para el estudio, puesto que el año de comienzo de toma de muestras (2002), ya llevaba seis años con este tipo de manejo. Por ello, para diferenciar las dos parcelas SDC, se indicarán los años que lleva aplicando la parcela más antigua ese tipo de manejo al comienzo del estudio (SDC6). En el sistema de laboreo convencional (LC), el manejo del cultivo se ha llevado a cabo mediante el arado del suelo varias veces al año, a profundidades cercanas a los 30 centímetros. Además, los residuos son quemados tras la recolección de la cosecha. El sistema de siembra directa, por el contrario, no utiliza el arado y deja los residuos encima del suelo de cultivo tras la cosecha.

Medida in situ de la temperatura del suelo La temperatura del suelo (de 0 a 5 y de 5 a 10 cms) se midió mediante una sonda de temperatura acoplada a un data logger, en intervalos de una hora durante tres años

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completos, que fue instalada en cada una de las parcelas de estudio y cuyos datos se fueron recuperando periódicamente.

Análisis microbiológicos del suelo La toma de muestras para el posterior análisis microbiano se ha realizado aproximadamente cada dos meses, durante los tres años de duración del experimento. Todas las muestras se han recogido con una espátula marcada para coger los cinco primeros centímetros del suelo de cada una de las parcelas de estudio, por triplicado. Entre las tomas, la espátula se ha limpiado exhaustivamente y flameado con alcohol para evitar contaminaciones. Una vez transportadas las muestras al laboratorio, se almacenaron a 4ºC y se analizaron en un período de no más de 72 horas. Todas las muestras fueron previamente pasadas por un tamiz de 2 mm en condiciones de esterilidad. La siembra en medios de cultivo microbianos se realizó a partir de diluciones 106, con agua destilada estéril, con un volumen de siembra de 100 µl por cada placa Petri de cultivo sólido. La incubación de las placas se realizó a 20º C y en condiciones de oscuridad absoluta, con el fin de asemejar las condiciones edáficas. Los medios de cultivo utilizados han sido: YEPD, Rosa de Bengala (Ottow and Glathe, 1968), Peptona, TSA, Verde Malaquita, medio de cultivo especial para Azotobacter y Azomonas y Almidón-caseína, para analizar las poblaciones de bacterias y hongos (Hurst et al., 2002). Se utilizó el recuento directo de colonias de bacterias y de hongos, efectuando lecturas por triplicado para cada muestra. Los datos obtenidos se expresaron en Unidades Formadoras de Colonias en función del peso seco de cada suelo en el momento de la toma de muestras (UFC/g peso seco).

Resultados A lo largo del año se ha podido realizar un seguimiento de la temperatura del suelo en todos los manejos considerados, entre los cuales se han hallado diferencias significativas, tanto referentes a temperaturas medias como mínimas y máximas, que son muy importantes tanto desde el punto de vista del cultivo como desde el punto de vista microbiano, cuyos márgenes de crecimiento a menudo son limitados. En las siguientes tablas se pueden observar estas diferencias en cada período estacional. Durante el invierno (tabla 1) la temperatura media en el SDC6 fue significativamente mayor que en el LC, con unas máximas y unas mínimas por encima de las halladas en el manejo de laboreo convencional. El SDC tuvo un comportamiento muy parecido al SDC6, mientras que el SD solo se diferenció del LC por tener una temperatura mínima más alta. Durante la primavera (tabla 2) las temperaturas sufrieron una inversión respecto a la tendencia que siguieron los manejos en el invierno. De esta forma el LC mantuvo unas temperaturas medias de más de dos grados por encima de las obtenidas en el SDC6, con unos picos de temperatura máximas y mínimas de más de seis grados de diferencia por encima de este laboreo de conservación. Las temperaturas medias y máximas en el SD y el SDC también fueron menores que las del LC.

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Tabla 1. Temperaturas medias, mínimas y máximas de cada manejo en

invierno.

Temperatura (ºC) Manejo

Media Máxima Mínima

LC 9,46 a 13,96 a 4,03 a SD 9,50 a 14,18 a 4,73 b SDC 9,51 ab 16,21 b 5,08 b SDC6 9,60 b 16,77 b 4,67 b F 3,340 8,882 7,442 Sig. 0,018 <0,001 <0,001 Los datos de una misma columna seguidos por la misma letra no son significativamente diferentes (P< 0,05).

Tabla 2. Temperaturas medias, mínimas y máximas de cada manejo en primavera.

Temperatura (ºC) Manejo

Media Máxima Mínima

LC 17,58 d 27,08 c 13,16 b SD 16,77 c 24,70 b 13,16 b SDC 16,41 b 24,38 b 12,71 b SDC6 15,21 a 19,03 a 8,98 a F 180,016 269,632 24,152 Sig. <0,001 <0,001 <0,001 Los datos de una misma columna seguidos por la misma letra no son significativamente diferentes (P< 0,05).

Las temperaturas de verano (tabla 3) también fueron más altas en el manejo LC respecto a los manejos de agricultura de conservación, aunque estas diferencias no fueron tan altas como durante la primavera, posiblemente debido a que el cultivo de maíz está en su máximo periodo de crecimiento y bajo continuo regadío, de forma que se amortiguan las oscilaciones en la temperatura del suelo. En otoño (tabla 4) las temperaturas de los manejos siguen el mismo patrón que se estableció durante el invierno, con unas temperaturas más bajas para el laboreo convencional y más altas en los manejos de agricultura de conservación. La correlación entre la temperatura del suelo y los microorganismos se establece en rangos de temperatura, puesto que dependiendo del grupo microbiano que se considere, tendrá unos márgenes de crecimiento u otros. De esta forma no se establece una relación lineal microorganismos-temperatura positiva o negativa, sino una correlación negativa con los máximos y los mínimos de temperatura.

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Tabla 3. Temperaturas medias, mínimas y máximas de cada manejo en

verano.

Temperatura (ºC) Manejo

Media Máxima Mínima

LC 21,79 d 25,05 a 18,26 b SD 21,65 c 24,65 a 17,72 a SDC 20,95 b 23,75 a 17,72 a SDC6 20,74 a 23,40 a 17,72 a F 138,954 0,995 1,162 Sig. <0,001 0,431 0,048 Los datos de una misma columna seguidos por la misma letra no son significativamente diferentes (P< 0,05).

Tabla 4. Temperaturas medias, mínimas y máximas de cada manejo en otoño.

Temperatura (ºC) Manejo

Media Máxima Mínima

LC 12,68 a 17,44 a 6,64 a SD 13,55 c 17,37 a 7,92 a SDC 12,94 b 19,36 a 7,16 a SDC6 13,56 d 22,38 b 15,94 b F 36,700 21,020 74,622 Sig. <0,001 <0,001 <0,001 Los datos de una misma columna seguidos por la misma letra no son significativamente diferentes (P< 0,05).

En la figura 1 se observa una disminución de microorganismos cuando se produce un aumento de la temperatura del suelo (desde abril hasta septiembre), que coincide con el ciclo de crecimiento del cultivo. En otoño e invierno se produce una disminución de la temperatura y un aumento de los microorganismos en los manejos de agricultura de conservación y en menor medida en el LC, aunque en este manejo las temperaturas mínimas son menores y hay un menor número de microorganismos.

569

0

50

100

150

200

250

300

Enero

Marzo

Abril

Mayo

Junio

Julio

Septiembre

Octubre

Noviembre

Diciembre

Mes

Microorganismos totales (ufc·10E6/g peso seco)

0

5

10

15

20

25

Temperatura suelo (ºC)

LC

SD

SDC

SDC6

temperatura

Figura 1. Temperatura-microorganismos en cada manejo a lo largo del año.

Conclusiones El laboreo deja a LC más expuesto a la desecación de su capa superficial y la temperatura aumenta un par de grados respecto al suelo sin laboreo. Este aumento de temperatura beneficia al período de siembra y nascencia de la planta (primavera), ya que se produce antes la emergencia del cultivo, pero sin embargo las altas temperaturas perjudican a los microorganismos del suelo, cuyas poblaciones disminuyen sobretodo en el período estival, debido al incremento de la temperatura del suelo. En los manejos de conservación (SD y SDC) las oscilaciones de temperatura a lo largo del año son menores que en el laboreo convencional hecho que, junto a otros parámetros edáficos, hace que las poblaciones microbianas sean mayores en estos manejos que en el LC. La agricultura de conservación ofrece, con relación a la tradicional, la posibilidad de ejercer un mínimo laboreo con una mineralización de la materia orgánica mucho menor que en sistemas tradicionales, y ello produce, además de cambios en la temperatura del suelo, cambios en las poblaciones microbianas del suelo.

Agradecimientos Los autores desean hacer constar que este trabajo ha sido financiado por el Ministerio de Ciencia y Tecnología mediante el proyecto AGL 2000-0463-P4-05.

570

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571

Tendencias Actuales de la Ciencia del Suelo

N. Bellinfante & A. Jordán (eds.); Sevilla, 2007

ISBN 978-84-690-4129-1

Cuantificación del banco de semillas de suelos salobres en la cuenca del Lago de Cuitzeo

(México)

A.L. NAVA-RÍOS

Laboratorio de Sinecología. Facultad de Biología (Univ. Michocana de San Nicolás de Hidalgo). Morelia, México.

Resumen En este trabajo se pretende cuantificar el banco de semillas en suelos salinos de la cuenca del Lago de Cuitzeo, en México. El muestreo se realizó después de la primera lluvia del ciclo de verano-otoño. En cada zona se tomaron 15 muestras de suelo (800 g) hasta una profundidad de 15 cm en cuatro sitios correspondientes a cuatro asociaciones vegetales en un área que comprende 298 km2, el 70% de área total del lago; se analizaron 60 muestras de suelo, en las que se encontró un total de 1292 semillas. Se reconocieron 37 especies pertenecientes a 31 géneros y 17 familias. Las familias con mayor número de especies fueron Gramineae (7 especies) y Chenopodiaceae (6). El resto presenta solo 1 especie. Las especies dominantes y de mayor importancia ecológica son: Opuntia aff. fuliginosa, Sporobolus

pyramidatus, Sesuvium portulacastrum, Leptochloa fascicularis y Echinochloa

crusgalli, Estas especies representan el 78% del total de semillas detectadas. El matorral de Lycium carolinianum es la formación más diversa (25 especies) seguida del pastizal (20), el mezquital (19) y el litoral (13). El tamaño del banco varió de 3378 a 15956 semillas. El promedio de los 4 sitios fue de 7625 m-2, significativamente menor al reportado para suelos agrícolas de la región, aunque la riqueza de especies se ubica en el límite superior del rango registrado para los mismos.

Abstract The objective of this work is to quantify the seed bank in saline soils in Lake Cuitzeo (México). Sampling was carried out after the first rain of the cycle of summer-autumn. For every zone 15 soil samples were taken 15 cm deep (800 g) in four sites corresponding to four vegetal associations distributed all over 298 km2, 70% of the lake total area; 60 soil samples were analyzed, where 1292 seeds were determined. 37 species pertaining to 31 genera and 17 families were recognized. The

572

families with a bigger number of species was Gramineae (7 species), Chenopodiaceae (6). The rest comprises only 1 specie. The dominant species and those with a greater ecological importance in the study area are: Opuntia aff. fuliginosa, Sporobolus pyramidatus, Sesuvium portulacastrum, Leptochloa

fascicularis and Echinochloa crusgalli. These species represent 78% of the total detected seeds. The scrub of Lycium carolinianum is the most diverse formation (25 species), followed by grassland (20), mezquital (19) and the waterline (13). The size of the bank varied from 3378 to 15956 seeds. The average seed number for all sites was 7625 m-2, what is significantly smaller to that reported for agricultural soils in the area, although the registered species richness is in the upper limit.

Introducción El banco de semillas en la mayor parte de las especies vegetales, constituyen la población de semillas viables pero latentes en el suelo y representa una fase importante del ciclo de vida de una población cuya reproducción es sexual, ya que en ese estadio suceden eventos demográficos tales como: muerte fisiológica, parasitismo, depredación, germinación, latencia, etc. las cuales son determinantes en el equilibrio estable de la población que se encuentra en crecimiento activo. Las semillas representan el vehículo por medio del cual una planta puede multiplicarse, el banco de semillas por lo tanto constituye la fuente de abastecimiento de nuevos individuos hacia la población adulta; al mismo tiempo que asegura una reserva de semillas la cual contribuye al restablecimiento de una comunidad destruida por alguna perturbación, como puede ser la tala, o el fuego, entre otras, o en otros casos iniciar los procesos de sucesión primaria de un área recientemente desecada (Guevara-Féfer, 1977). En México, los estudios sobre el tema son escasos y para el área de estudio, no se tiene referencia alguna. Sin embargo, en otros países, los estudios de banco de semillas en el interior de los agroecosistemas son abundantes. Irónicamente, los mejores estudios que han utilizado este concepto se han realizado en el contexto agrícola. De ahí que actualmente carezcamos de conocimiento básico sobre los patrones generales de regulación de algunas poblaciones en otros contextos ecológicos. Esto permitiría aumentar las acciones de reforestación con especies nativas que contribuirían al control de la erosión.

Descripción del área de estudio El área de estudio se encuentra dentro de la cuenca del Lago de Cuitzeo, misma que se localiza al norte del Estado de Michoacán y al Sur de la Altiplanicie Mexicana. Tiene una superficie total de 3675 km2, el fondo de la cuenca presenta una altitud promedio cercana a 1,820 msnm. y se ubica geográficamente entre las coordenadas 19º 25’ 30” y 20º 06’ 48” de latitud Norte y entre los meridianos de 100º 37’ 34” y 101º 32’ 16” de longitud Oeste (figura 1). De acuerdo con sus características hidrográficas la cuenca de Cuitzeo se divide en tres subcuencas: Río grande de Morelia, Río Queréndaro y Río Zinapécuaro. Se encuentra dentro del sistema

573

Volcánico Transversal, se caracteriza por ser una cuenca endorreica, con orientación NE-SW que se encuentra dentro de la fosa tectónica originada por fallamientos de bloques. La zona presenta rocas ígneas extrusivas básicas de tipo basaltos con tobas formadas en el período cuaternario del cenozoico superior, con suelos de tipo lacustre y aluvial. Los suelos del municipio datan de los periodos; terciario inferior y cenozoico, correspondiendo principalmente a los de tipo podzólico y chernozem. Su uso es principalmente forestal y en menor medida agrícola y ganadera. Los suelos de la Estación Queréndaro son de tipo Solonchak gleyco fase sódica, suelos con un elevado contenido de sales en alguna de sus capas, por lo que no son de uso agrícola, tienen mal drenaje, son impermeables y presentan más de 15% de saturación de sodio en algunas porciones a menos de 125 cm de profundidad. De acuerdo a la clasificación de Köppen modificada por García (1988), las estaciones Zinapécuaro y San Sebastián, el clima corresponde a la fórmula: Cb (Wo) (w) (i’) g. Templado con lluvias en verano, variando de templado subhúmedo a seco, el menos seco de los secos. Cuenta con una vegetación de bosque mixto con pino-encino, bosque de coníferas con abeto y pino, pastizales halófilos e inducidos y matorrales, en el área de estudio, de la orilla del lago hacia tierra adentro; el pastizal de Distichlis spicata; después matorral espinoso, predominando Lycium carolinianum, matorral espinoso de Prosopis laevigata y por último matorral en el que predomina Opuntia aff. fuliginosa.

Figura 1. Localización del área de estudio en la Cuenca de Cuitzeo

(Michoacán,México).

574

Figura 2. Esquema de los sitios de muestreo.

Material y métodos El área de estudio se dividió en cuatro sitios, de mayor a menor humedad y salinidad, separando a los sitios de acuerdo a su vegetación; se ubicaron 15 puntos de muestreo de suelo, paralelos a la orilla del lago con 10 m de separación entre sí; en cada uno se tomó una muestra, obteniendo un total de 60 muestras distribuidas aproximadamente en 1 Km2 (figura 2).

575

Las muestras de suelo se realizaron con un dispositivo metálico de 7.8 cm de diámetro y 15 cm. de largo, con una capacidad aproximada de 800 gr, cubriendo un área superficial de 47.78 cm2 se transportaron en bolsas de plástico con su respectiva etiqueta la cual incluyó: fecha, número de muestra y sitio. El muestreo se realizó en el mes de junio después de la primera lluvia del ciclo de verano-otoño. Las muestras se secaron en papel; para homogenizar el peso con una balanza, con la finalidad de contar con una base uniforme que permita obtener mejores resultados, se estandarizó el peso a 682 gr. por muestra para cada una de las 60 muestras la cual se dividió en dos fracciones, cada una de 341 g. Una fracción se sembró en charolas de plástico para cuantificar la germinación bajo condiciones de invernadero, (Zizumbo, 1999); la otra se utilizó para conteo directo de semillas del suelo; Para manipular las semillas, nos auxiliamos con cajas de Petri, agujas de disección y pinzas metálicas y con la ayuda de un microscopio estereoscópico se procedió a separar las semillas. Con el objeto de verificar que el número de muestras tomadas era representativo, se realizó un análisis del número de especies acumuladas, así como el promedio acumulado del número de semillas en relación con el número de muestras, obteniéndose para los cuatro sitios que 15 muestras son representativas tanto de la composición florística como de la estructura del banco de semillas.

Resultados Se registraron 37 especies en toda el área de estudio (4 sitios), pertenecientes a 31 géneros y 17 familias, todas Angioespermas (28 Dicotiledóneas y 9 Monocotiledóneas); las familias más diversas son Gramineae (7 spp.) y Chenopodiaceae (6 spp.), les siguen Euphorbiaceae (3 spp.), Solanaceae (5 spp.), Polygonaceae y Aizoaceae (2 spp.), el resto de las familias está representado por una especie cada una. Llama la atención que la familia Compositae que es una de las más diversas esté tan solo representada por una especie (Tridax coronopifolia); probablemente los altos niveles de salinidad en la zona de estudio limitan su presencia. El género más diverso es Chenopodium spp., con 4 especies seguido de Euphorbia spp., con 4, Physalis spp., con 2; el resto de los géneros está representado por una sola especie cada uno. El sitio con menor número de especies fue la zona litoral con (13), le sigue el pastizal Halófito con (20) especies, el matorral espinoso de Lycium carolinianum siendo el de mayor riqueza con (25) especies, y el matorral espinoso Prosopis laevigata con (19) especies. En lo referente a las formas de vida, predominan las herbáceas anuales con 17 especies, 9 herbáceas perennes, 9 que se comportan tanto anuales como perennes y solo 2 son arbustivas (Lycium carolinianum y Opuntia aff. fuliginosa). El predominio de hierbas anuales es característico de bancos de semillas del suelo de praderas y pastizales así como de sistemas agrícolas. 5 de estas especies se describen como introducidas en México y adaptadas ahí a suelos salinos: Chenopodium murale, Anagallis arvensis, Polygonium lapathifolium, Echinochloa crusgalli y Paspalum dilatatum. En la tabla 1, se resumen los datos sinecológicos para cada una de las 4 asociaciones analizadas, indicando el número de especies, promedio de semillas por muestra,

576

Número de semillas por metro cuadrado, Frecuencia total e Índice de distribución total. Como se puede apreciar, el sitio de litoral (I) presenta el mayor contenido de semillas (15956/m2), seguido del sitio II con pastizal halófito (6691/m2), sitio III el matorral de Prosopis laevigata (3378/m2) y el sitio IV con matorral de Lycium carolinianum (4475/m2). En la figura 3, se muestra una curva del número acumulado de especies diferentes y el número de muestras, se puede apreciar que para los sitios 1, 2, y 4, 15 muestras constituyen una muestra representativa, no así para el Sitio III, donde la curva permanece ascendente. Sin embargo, se puede apreciar que son mínimas las especies diferentes que aparecen después de la muestra 10, y estas están representadas por tan solo 1 a 2 individuos; por lo que pueden ser consideradas como raras en este sitio y su contribución a la estructura del banco de semillas es relativamente mínima.

Tabla 1. Resumen de datos sinecológicos de 4 asociaciones vegetales en los alrededores del Lago de Cuitzeo (Estación Queréndraro)

Sitio I II III IV

Número de especies 13 20 25 19

Promedio de semillas por muestra 76.24 31.97 16.14 21.38

Frecuencia total 2.89 4.46 4.75 4.98

Índice de distribución total

73.58 19.11 6.19 14.79

N semillas/m2 15956 6691 3378 4475

Figura 3. Curva del número acumulado de especies diferentes y el número de muestras.

0

5

10

15

20

25

30

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15

NÚMERO DE MUESTRAS

NÚMERO ACUMULADO DE

ESPECIES

SITIO I SITIO II SITIO III SITIO IV

577

Tabla 2. Abundancia, frecuencia, índice de distribución y porcentaje de las especies del banco de semillas de suelos salobres. NiΣ= Número total de semillas en el Banco por especie; F= Frecuencia por sitio; NI= Número

promedio de individuos por sitio; ID= Índice de distribución en toda el área; ID %= Porcentaje.

S1 S2 S3 S4 NI NI NI NI ESPECIE

Ni Σ

F F F F

NI(F) ID ID%

72.7 11.2 0.06 0 83.96/4=20.99 Opuntia aff. fuliginosa 1260

1 0.86 0.06 0 1.92/4=0.48 10.075 68.39

0.46 0 1.06 10.86 12.38/4=3.09 Sporobolus pyramidatus 186

0.13 0 0.53 0.93 1.59/4=0.397 1.226 8.32

0.33 6.46 0.86 2.4 10.05/4=2.512 Sesuvium portulacastrum 151

0.2 0.46 0.4 0.53 1.59/4=0.397 0.997 6.76

0.66 5.4 0.26 0.86 7.18/4=1.79 Leptochloa fascicularis 108

0.33 0.73 0.13 0.33 1.52/4=0.38 0.680 4.61

0.2 0.2 2.13 3.86 6.39/4=1.59 Echinochloa crus-galli 96

0.2 0.2 0.33 0.8 1.53/4=0.38 0.604 4.10

0.06 1.6 3.2 0.73 5.59/4=1.39 Portulaca oleracea 84

0.06 0.2 0.66 0.46 1.38/4=0.345 0.479 3.25

0 0 2.53 0.93 3.46/4=0.865 Tridax coronopifolia 52

0 0 0.4 0.4 0.8/4=0.2 0.173 1.17

0 2.46 0.13 0.2 2.79/4=0.697 Heliotropium curassavicum 42

0 0.4 0.13 0.2 0.73/4=0.182 0.126 0.85

0.46 0.4 1.06 0 1.92/4=0.48 Trianthema portulacastrum 29

0.2 0.13 0.38 0 0.66/4=0.165 0.079 0.53

0.06 1.2 0.06 0.4 1.72/4=0.43 Suaeda torreyana 27

0.06 04 0.06 0.2 0.72/4=0.18 0.077 0.52

0.06 1.73 0.06 0.06 1.91/4=0.477 Atriplex muricata 29

0.06 0.33 0.06 0.06 0.51/4=0.127 0.060 0.40

0.06 0.33 1.33 0.06 1.78/4=0.445 Eriochloa acuminata 28

0.06 0.06 0.33 0.06 0.51/4=0.127 0.056 0.37

0 0 1.93 0.06 1.99/4=0.497 Lycium carolinianum 30

0 0 0.2 0.06 0.26/4=0.065 0.032 0.21

0.93 0 0 0 0.93/4=0.232 Rizoma globoso 14

0.4 0 0 0 0.4/4=0.1 0.0232 0.15

0.13 0.33 0 0.06 0.52/4=0.13 Heteranthera peduncularis 8

0.13 0.13 0 0.06 0.32/4=0.08 0.010 0.06

0 0 0.13 0.4 0.53/4=0.132 Gomphrena ducumbens 8

0 0 0.06 0.26 0.32/4=0.08 0.010 0.06

0 0 0.46 0 0.46/4=0.115 Anagallis arvensis 7

0 0 0.33 0 0.33/4=0.082 0.0094 0.06

0 0 0.2 0.2 0.4/4=0.1 Trifolium sp. 6

0 0 0.13 0.13 0.26/4=0.065 0.0065 0.04

0 0.06 0.13 0.06 0.25/4=0.06 Euphorbia serpyllifolia 4

0 0.06 0.13 0.06 0.25/4=0.06 0.0036 0.02

0 0.13 0 0 0.13/4=0.032 Chenopodium graveolens 2

0 0.06 0 0 0.06/4=0.015 0.00048 0.0032

0 0 0.13 0 0.13/4=0.032 Rumex mexicanus 2

0 0 0.06 0 0.06/4=0.015 0.00048 0.0032

0 0 0.06 0 0.06/4=0.015 Euphorbia heterophylla 1

0 0 0.06 0 0.06/4=0.015 0.00022 0.001

0 0 0.06 0 0.06/4=0.015 Physallis foetens 1

0 0 0.06 0 0.06/4=0.015 0.00022 0.001

0 0 0.06 0 0.06/4=0.015 Cressa aff. Depresa 1

0 0 0.06 0 0.06/4=0.015 0.00022 0.001

0 0 0.06 0 0.06/4=0.015 Distichlis spicata 1

0 0 0.06 0 0.06/4=0.015 0.00022 0.001

578

Tabla 2. Continuación.

ESPECIE Ni Σ

S1 S2 S3 S4 NI(F) ID ID%

0 0 0.06 0 0.06/4=0.015 Euphorbia hirta var. nocens 1

0 0 0.06 0 0.06/4=0.015 0.00022 0.001

0 0 0.06 0 0.06/4=0.015 Solanum rostratum 1

0 0 0.06 0 0.06/4=0.015 0.00022 0.001

0 0 0 0.06 0.06/4=0.015 Chenopodium murale 1

0 0 0 0.06 0.06/4=0.015 0.00022 0.001

0 0 0 0.06 0.06/4=0.015 Tripogranda purpurancens 1

0 0 0 0.06 0.06/4=0.015 0.00022 0.001

0 0.06 0 0 0.06/4=0.015 Petunia parviflora 1

0 0.06 0 0 0.06/4=0.015 0.00022 0.001

0 0.06 0 0 0.06/4=0.015 Bacopa monnieri 1

0 0.06 0 0 0.06/4=0.015 0.00022 0.001

0 0.06 0 0 0.06/4=0.015 Erioneuron pilosum 1

0 0.06 0 0 0.06/4=0.015 0.00022 0.001

0 0.06 0 0 0.06/4=0.015 Polygonum lapathifolium 1

0 0.06 0 0 0.06/4=0.015 0.00022 0.001

0 0.06 0 0 0.06/4=0.015 Paspalum dilatatum 1

0 0.06 0 0 0.06/4=0.015 0.00022 0.001

0 0.06 0 0.06 0.12/4=0.03 Physalis philadelphica 2

0 0.06 0 0.06 0.12/4=0.03 0.0009 0.006

0.06 0.06 0 0 0.12/4=0.03 Chenopodium glaucum 2

0.06 0.06 0 0 0.12/4=0.03 0.0009 0.006

0 0 0.06 0.06 0.12/4=0.03 Chenopodium ambrosioides 2

0 0 0.06 0.06 0.12/4=0.03 0.0009 0.006

76.24 31.97 16.14 21.38 TOTALES = 37 2192

2.89 4.46 4.75 4.48 14.73 99.90

Aunque a nivel de composición florística los sitios son muy similares, los datos sugieren que los sitios I y II son más similares estructuralmente que con respecto a los otros, ya que el resto de las comparaciones muestran muy poca semejanza estructural. En la tabla 2, se listan las 37 especies registradas en el banco de semillas por orden de importancia considerando el índice de distribución (ID%) en toda el área de estudio, indicando el número promedio de individuos por muestra, la frecuencia y el índice de distribución para cada especie, sitio y área. Se aprecia que la especie dominante es Opuntia aff. fuliginosa con un Índice de Distribución (ID) de 68.39%, seguida de Sporobolus pyramidatus (8.32%) Sesuvium portulacastrum (6.6%), Leptochloa fascicularis (4.61%) Echinochloa crus-galli (4.10%), estas especies representan el 98.2% y junto con Portulaca oleracea (3.25%) Tridax coronopifolia (1.37%) Heliotropium curassavicum (0.85%) y Trianthema portulacastrum (0.53%), Suaeda torreyana (0.52%), Eriochloa acuminata (0.37%) y Lycium carolinianum (0.21%) suman el 99.48%. Todas estas especies se consideran halófitas, el resto de las especies presentan bajos valores de índice de distribución y se pueden considerar como especies acompañantes esporádicas.

579

Conclusiones El tamaño del banco varió de 3378 a 15956 semillas/m2 , el promedio de los cuatro sitios fue de 7625/m2.Valores más elevados que los reportados para bosques templados y mucho menor que los registrados para suelos agrícolas de la región. Se registraron un total de 37 especies, distribuidas en 31 géneros y 17 familias , siendo las Chenopodiaceae (6 especies) y las Gramíneae (7 especies), las mas diversas. El resto están representadas por una ó dos especies. El número de especies por sitio varió de 13 a 25. El matorral de Lycium carolinianum es el más diverso ( 25 especies), seguido de pastizal de Distichlis spicata (20 especies), el mezquital de Prosopis laevigata (19 especies) y la zona de litoral (13 especies). Valores que caen dentro del rango reportado para suelos agrícolas de la región. De las 37 especies registradas solo germinaron bajo condiciones de invernadero 17 especies, es decir, el 46% Opuntia aff. fuliginosa, Sporobolus pyramidatus, Sesuvium portulacastrum,

Leptochloa fascicularis, Echinochloa crusgalli, constituyen las especies más importantes tanto por abundancia como por frecuencia, representan el 78% del total de semillas detectadas en el suelo. A pesar de que Distichlis spicata y Prosopis laevigata son las especies dominantes de la vegetación del pastizal halófito y el matorral espinoso (sitio II y IV respectivamente), sus bancos de semillas del suelo están escasa o nulamente representados, para la primera solo se registró una semilla y para la segunda ninguna. La mayoría de las especies dominantes en el banco de semillas del suelo, son halófitas comunes a varios sistemas salobres de México. La formación de bancos permanentes de semillas permite a estas especies reclutar individuos a la población y colonizar los ambientes que se encuentran sujetos a cambios estacionales en el sistema lacustre de la Estación Queréndaro en la Ribera del Lago de Cuitzeo.

Referencias García, E. (1988). Modificaciones al sistema de Clasificación Climática de Köppen.

Instituto Geográfico de la UNAM. México, D.F. Guevara–Féfer, F. (1977). Dinámica de la población de semillas de Cordia

elaeagnoides (CD), en Selva Baja Caducifolia. Tesis Profesional. Facultad de Ciencias, UNAM. México, D.F.

Zizumbo, R.A.M. (1999). Germinación y descripción de plántulas en muestras de suelos salinos al sureste del Lago de Cuitzeo, Mich. México. Tesis profesional. Facultad de Biología de la UMSNH. Morelia.

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Tendencias Actuales de la Ciencia del Suelo

N. Bellinfante & A. Jordán (eds.); Sevilla, 2007

ISBN 978-84-690-4129-1

Obtención de Bioestimulantes orgánicos y su influencia en la bioquímica, actividad metabólica

y biodiversidad en suelos

A.M. GARCÍA-MARTÍNEZ1, A. DÍAZ2, M. TEJADA3, J. BAUTISTA1, I. SUSAETA2 & J. PARRADO1.

1 Dpto. de Bioquímica, Bromatología,Toxicologíay M.L. Facultad de Farmacia C/Prof. Garcia Gonzalez 2 , Universidad de Sevilla, 41012. Sevilla, España.

2 Gaiker, Centro Tecnológico 48170. Zamudio, España.

3 Departamento de Cristalografía, Mineralogía y Química Agrícola Universidad de Sevilla. E.U.I.T.A. Ctra. de Utrera km. 1. 41013 Sevilla. España.

Resumen El objetivo de esta comunicación es describir la producción de bioestimulantes edafológicos a partir de residuos agroindustriales mediante un proceso enzimático y comprobar su influencia en la bioestimulación microbiana del suelo. La bioestimulación es proporcional a la actividad metabólica de las poblaciones indígenas del suelo. Distintas fuentes de nutrientes, tales como fertilizantes inorgánicos y urea, y residuos orgánicos como estiércol, aguas residuales, compost o subproductos con un alto contenido en materia orgánica han sido utilizados para incrementar este proceso. En esta comunicación se muestra el proceso hidrolítico llevado a cabo para la conversión de dos residuos con un alto contenido proteico, con malas propiedades funcionales referentes a la inducción de bioestimulación en suelos. En primer lugar, se usa un subproducto sólido procedente de la industria del bioetanol obtenido mediante secado de los residuos de esta industria y por último, un subproducto de origen vegetal procedente de la industria alimentaria. Ambos son convertidos mediante hidrólisis enzimática en nuevos productos con una alta capacidad bioestimulante. Se muestra, la caracterización fisicoquímica de estos nuevos productos, atendiendo principalmente al tamaño de las proteínas que lo componen. Éstas están formadas mayoritariamente por proteínas solubles en forma de péptidos. Se describe su influencia en la biomasa y actividad microbiana del suelo mediante la medida de los niveles de ATP y de la actividad enzimática deshidrogenasa.

581

Abstract The aim of comunication is to describe the production of soil biostimulant by an enzymatic process from agroindutrial wastes and to determine its influence on soil biostimulation. Biostimulation relies on the metabolic capacities of indigenous microbial populations. Various nutrient sources such as inorganic fertilizer, urea, and organic wastes, such as animal manure, sewage sludge, compost crop residues or by-products with high organic matter content, have been use to improve this process. In this communication we show a hydrolytic process for conversion two protein rich wastes, with bad functional properties on biostimulant soil capacity. First a co-product from dry-mill bioethanol process, and second a vegetable by-product onto a new products with higher biostimulant capacity. We also shows the physicochemical characterization mainly focus on the protein size, mainly composed by soluble proteins in forms of peptides. We describe its influence on soil microbial biomass and activity, measuring the ATP formation, and deshidrogenase activity

Introducción La aplicación de residuos orgánicos, como residuos de mataderos (Haynes and Naidu, 1998), fangos de depuradoras (Albiach et al., 2001), compost (Tejada and Gonzalez, 2003), residuos agrícolas (Trinsoutrot et al., 2000), o suproductos agroindustriales con un alto contenido en materia orgánica (Tejada and González, 2004), al suelo es una práctica común desde el punto de vista ambiental como agrícola para el mantenimiento de la materia orgánica en suelos, la recuperación de suelos degradados y para el aporte de nutrientes a las plantas. Existen numerosos productos disponibles para uso agrícola englobados en la categoría de “bioestimulantes del suelo”, y cuyo uso potencial es la mejora del crecimiento de los cultivos vegetales, a través de mecanismos diversos como el aumento de la actividad microbiana del suelo, la incorporación de micronutrientes o la activación de enzimas críticos u hormonas del crecimiento de las plantas. La introducción de nutrientes adicionales en forma orgánica o inorgánica en los sistemas contaminados que conducen a un incremento de la diversidad y número de las poblaciones microbianas (bioestimulación), pueden producir la aceleración del los procesos de biorremediación. El uso de los bioestimulantes orgánicos por otra parte evita la perdida de nutrientes debido a su interacción con el suelo, disminuye el impacto ambiental como un uso alternativo de los fertilizantes inorgánicos y estimulan a las plantas en situaciones de estrés.

582

Material y métodos

Obtención de los bioestimulantes Mediante hidrólisis enzimática en un biorreactor con control de pH, temperatura y agitación, usando como sustrato los residuos, como solvente agua y como medio activo enzimas proteolíticas. La reacción enzimática transcurre a pH 8 y a una temperatura de 60ºC. Se mantiene la hidrólisis durante unos 120 minutos. El proceso continua con distintas etapas de centrifugación, filtración, atomización, inactivación enzimática y esterilización.

Ecotoxicidad El test se ha realizado según la ORDEN de 13 de Octubre de 1989 correspondiente al R.D. 833/1988, publicada en BOE nº 270, de fecha 10 de Noviembre de 1989, mediante un ensayo de luminescencia de la bacteria Vibrio fisheri. Para la determinación de su toxicidad en los suelos, se ha aplicado el protocolo de Microtox en Fase Sólida (SPT), suministrado por AZUR Environmental (AZUR, 1999)

Caracterización en un suelo modelo Se han realizado mediciones de los niveles de ATP producido para estudiar el efecto de los bioestimulantes. Se ha determinado mediante la extracción de ATP del suelo y su posterior determinación bioluminiscente, basada en la reacción luciferasa-luciferina, según la modificación del método de WEbster, a984, realizada por Ciardi y Nannipieri, 1990. También se ha determinado la actividad bioquímica mediante la medición de la actividad deshidrogenasa y la biodinámica mediante el contaje de bacterias, hongos y levaduras.

Determinación de Bacterias Aerobias, hongos y levaduras Las muestras son sembradas en placas tipo “Rodac P.C.A.” e incubadas en estufa durante 48 horas a 30ºC, tras lo cual se procede a su recuento final.

Resultados

Caracterización fisico-química Se han obtenido mediante un proceso de hidrólisis enzimática dos tipos de bioestimulantes uno de residuos de la industria del Bioalcohol (EEVT) y el otro de la industria alimentaria de la algarroba (EEVA). En la tabla se muestra la composición químico física, su principal característica es un alto contenido en N en forma de péptidos y aminoácidos libres (ver figura 1) y su alta solubilidad, el tamaño molecular de los péptidos es calculado mediante cromatografía de exclusión molecular.

583

Ecotoxicidad Para determinar los posibles efectos tóxicos de los bioestimulantes una vez añadidos al suelo, se ha utilizado el ensayo de Microtox en Fase Sólida, por su sencillez y reproducibilidad, y dado que está actualmente propuesto como ensayo de screening para la clasificación de suelos y sedimentos de acuerdo a su toxicidad. Por lo que respecta a la determinación de la ecotoxicidad de las muestras, no se observa una tendencia marcada o diferencial entre el control sin adiciones y los tratamientos. Parece existir una ligera tendencia al aumento de toxicidad del suelo, pero los valores al cabo de 28 días son muy similares para todos los tratamientos.

Tabla 1. Caracterización química de los bioestimulantes.

Ve (ml)

0 10 20 30 40 50 60

-500

0

500

1000

1500

2000

2500

EEVAEEVT

Estimulación microbiana Se estudió el efecto de la adición de los bioestimulantes en parámetros bioquímicos de fertilidad en un suelo modelo. Se observa la inducción de los niveles de ATP en el suelo, en muy corto período de tiempo (horas) y su mantenimiento durante el tiempo de estudio (1 mes), por lo que se puede atribuir este incremento a la síntesis de nueva biomasa microbiana, un efecto similar es observado a nivel bioquímico y microbiológico Los resultados obtenidos a nivel microbiológico son los siguientes: Respecto a la Bacterias Aerobias la dinámica se muestra en la figura 1.

584

0

50

100

150

200

250

0 5 10 15 20 25 30

Tiempo (días)

UFC (E+07)/g peso seco

CONTROL EEVT 0'2% EEVT 1% EEVA 0'2% EEVA 1%

CONTROL EEVT EEVA DÍAS 0,2% 1% 0,2% 1% 0 1,20 1,20 1,20 1,20 1,20 3 1,157 34,6 14,1 17,9 2,68 14 0.97 20,0 157 18 77,4 28 0,873 14,5 151 11,l7 211

Figura 1.

Como se observa, las poblaciones de microorganismos del suelo aumentan hasta dos órdenes de magnitud, en el caso de las bacterias aerobias siendo su inducción idependiente , con la aplicación de los bioestimulantes. En el caso de las bacterias se aprecia una clara diferencia entre las dos dosis aplicadas, siendo más efectiva la dosis más alta (1%), que mantiene las poblaciones en torno a 109 ufc/g Ps durante los 28 días de ensayo. La dosis del 0,2% incrementa la población en un orden de magnitud con respecto al control, manteniéndose en torno a 108 ufc/g Ps. Respecto a los Hongos y Levaduras la dinámica se muestra en la figura 2. En el caso de los hongos y levaduras, hay un comportamiento diferencial respecto al tipo de bioestimulante. El EEVT es un mejor inductor de hongos y levaduras a cualquier dosis que el EEVA. Respecto a las dosis a los 3 día, el 0,2% parece estimular más el crecimiento en los dos Bioestimulantes. Este efecto se revierte, no obstante, a los 15 días y en adelante, donde la dosis al 1% presenta poblaciones más altas en todos los casos. En cuanto a la población de microorganismos del suelo control, se mantiene constante a lo largo de todo el periodo de ensayo, tanto para hongos como para bacterias.

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0

50

100

150

200

250

0 5 10 15 20 25 30

Tiempo (días)

UFC (E+04)/g pseco

CONTROL EEVT 0'2% EEVT 1% EEVA 0'2% EEVA 1%

CONTROL EEVT EEVA DÍAS 0,2% 1% 0,2% 1% 0 4,10 4,10 4,10 4,10 4,10 3 5,37 224 14,4 46,3 10,2 14 6,30 111 83,4 32,5 42,6 28 6,29 25,8 158 6,73 37,2

Figura 2.

Actividad enzimática Las enzimas del suelo pueden proceder tanto de microorganismos como de plantas y animales, aunque se considera que la fuente principal de enzimas son los microorganismos. Algunas enzimas, por ejemplo las deshidrogenasas (DH), sólo se encuentran en células viables, y nos dan información sobre la actividad metabólica global de los microorganismos. Se considera que la actividad deshidrogenasa se produce de manera intracelular y que esta asociada a procesos respiratorios de los microorganismos. Por ello, se estima que la deshidrogenasa es más dependiente del estado metabólico y de la actividad biológica en general que cualquiera de las demás enzimas presentes en el suelo. La inclusión de los bioestimulantes (figura 3) induce un incremento de la DH, siendo el perfil de inducción similar al observado en la inducción de bacterias aerobia y hongos y levadura con respecto a las dosis. A 0,2% se observa un pico de inducción a las 24 horas con ambos bioestimulantes en cambio a dosis superiores el máximo de expresión enzimática se encuentra a los 8 días.

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0 1 2 3 4 5 6

Actividad Deshidrogenasa (

µg IN

T/g suelo hora)

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

Día 1

Día 8

Día 15

Día 26

EEVT

EEVA

1% p/p Bioestimulante

0.2% p/p Bioestimulante

EEVA EEVT

Controles

Figura 3.

Conclusión El efecto bioestimulante se manifiesta en la actividad microbiológica y metabólica del suelo. Se corrobora el efecto estimulante sobre las poblaciones microbianas del suelo, tanto bacterias como hongos. Por tanto, y a falta de posteriores datos sobre el tipo de microorganismos estimulados y su capacidad degradativa/regenerativa del suelo, se puede concluir que los productos bioestimulantes ensayados son efectivos para promover la actividad microbiana en el suelo modelo empleado.

Referencias Haynes, R.J., & Naidu, R. (1998). Influence of lime, fertilizer and manure

applications on soil organic matter content and soil physical conditions: a review. Nutr. Cycl. Agroecosyst. 51:123-137.

Albiach, R., Canet, R., Pomares, F., & Ingelmo, F. (2001). Organic matter components, aggregate stability and biological activity in a horticultural soil fertilized with different rates of two sewage sludges during ten years. Biores. Technol. 77:109-114.

Tejada, M., & Gonzalez, J.L. (2003b). Effects of the application of a compost originating from crushed cotton gin residues on wheat yield under dryland conditions. Eur. J. Agron. 19 :357-368.

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Trinsoutrot, J., Nicolardot, B., Justes, E., & Recous, S. (2000). Decomposition in the field of residues of oilseed rape grown at two levels of nitrogen fertilization. Effects on the dynamics of soil mineral nitrogen between successive crops. Nutr. Cycl. Agroecosyst. 56:125-137.

Tejada, M., & Gonzalez, J.L. (2004a). Effects of application of a byproduct of the two-step olive oil mill process on maize yield. Agron. J. 96:692-699.

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Tendencias Actuales de la Ciencia del Suelo

N. Bellinfante & A. Jordán (eds.); Sevilla, 2007

ISBN 978-84-690-4129-1

Laboreo de conservación: efectos a largo plazo sobre el carbono orgánico y propiedades

bioquímicas del estrato superficial de un suelo representativo de Andalucía occidental

E. MADEJÓN1, F. MORENO1, J.M. MURILLO1 & F. PELEGRÍN2

1 Instituto de Recursos Naturales y Agrobiología de Sevilla. CSIC. Avda. Reina Mercedes, 10. 41012 Sevilla, España.

2 Escuela Universitaria de Ingeniería Técnica Agrícola, Universidad de Sevilla, Sevilla, España.

Resumen En este trabajo se han estudiado a largo plazo las mejoras en superficie ocasionadas por el laboreo de conservación (LC) sobre la biología de un suelo franco-arcillo-arenoso calcáreo, Xerofluvent, bajo condiciones semiáridas. El experimento se inició en 1991, con una rotación trigo-girasol, bajo condiciones de secano. Durante 2005 se introdujo un guisante forrajero en la rotación. El estado microbiológico del suelo se estudió en función del carbono de la biomasa microbiana (CBM) y actividades enzimáticas deshidrogenasa, fosfatasa alcalina, ß-glucosidasa y proteasa. Se realizaron dos muestreos de suelo (0-5, 5-10 y 10-25 cm de profundidad) uno en otoño de 2004 y otro en verano de 2005, antes y después del cultivo de guisante. En ambos muestreos se observó un aumento en superficie (0-5 y 5-10 cm) de la concentración de carbono orgánico (COT), carbono orgánico soluble (CS), CBM y actividades enzimáticas del suelo bajo LC, respecto al suelo tratado bajo laboreo tradicional (LT). El contenido de CBM resultó más bajo en verano, mientras que los valores de actividades enzimáticas fueron similares en ambos muestreos. Todas las variables analizadas experimentaron un marcado descenso en profundidad, sin que se registraran diferencias significativas entre ambos tratamientos a esta profundidad. Los valores de las actividades enzimáticas, COT, CS y CBM estuvieron significativamente correlacionados (p < 0.01). El laboreo de conservación mejoró la calidad del suelo en superficie mediante el aumento de COT y, especialmente, de la actividad biológica del suelo.

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Abstract We study the effects of long term conservation tillage (CT) on soil biological status of a semi-arid sandy clay loam soil (Xerofluvent). The results are compared with those obtained under traditional tillage (TT). The study was conducted in a wheat-sunflower crop rotation established in 1991 under rainfed conditions in SW Spain. A fodder pea crop was introduced in the rotation in 2005. Soil biological status was evaluated by measuring the microbial biomass carbon (MBC) and some enzyme activities (dehydrogenase, alkaline phosphatase, ß-glucosidase and protease) in autumn of 2004 and in summer of 2005, before and after the fodder pea crop, respectively. Soil analyses were performed in samples collected at three depths (0-5, 5-10 and 10-25cm). In general and in both samplings, increases in the organic matter content, MBC and enzymatic activities were found in the more superficial layers of soil under CT in comparison with those found under TT. Values of MBC were lower in summer, whereas values of enzyme activities were similar in both samplings. Biological properties showed a pronounced decrease with increasing soil depth. Statistical differences in biochemical properties between soils under the different tillage were not found in the deeper layer (10-25cm). Enzymatic activities, MBC, and organic matter (water-soluble carbon (WSC) and total organic carbon (TOC) contents) were strongly correlated (p< 0.01). The conservation tillage improved the quality of soil in the superficial layer by enhancing its organic matter content and, especially, its biological status.

Introducción Las prácticas agrícolas influyen de manera determinante en el contenido y dinámica de la materia orgánica del suelo, factores que son muy importantes para la funcionalidad desde el punto de vista físico, químico y biológico. La conservación y la mejora del contenido de materia orgánica de los suelos es un gran reto, sobre todo en los suelos de la cuenca mediterránea. El laboreo causa rápidas pérdidas de materia orgánica del suelo lo que redunda en un descenso de la actividad biológica, un deterioro de las propiedades físicas y a largo plazo en una disminución de la productividad. La eficacia del laboreo de conservación para paliar la erosión del suelo, y mejorar el contenido en materia orgánica y la capacidad de retención de agua es un hecho universalmente conocido. Este aspecto es particularmente importante en zonas semiáridas, en las que las condiciones climáticas llevan a continuas pérdidas de materia orgánica. En estas condiciones, el agua es el factor limitante para el desarrollo del cultivo y en las que un buen manejo del agua y de los residuos de cosecha son de vital importancia para la producción (Du Preez et al., 2001). La mejora del agua en el perfil del suelo en laboreo de conservación ha sido constatada por numerosos autores en condiciones semiáridas del sur (Moreno et al., 1997) y del norte (Lampurlanés and Cantero-Martínez, 2006) de España. Además, se ha demostrado el aumento de los contenidos en carbono orgánico y nutrientes y una disminución de las pérdidas de carbonato en las capas superficiales del suelo (Murillo et al., 2004; Moreno et al., 2006). Paralelamente a estas mejoras físicas y

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químicas del suelo, algunos trabajos han puesto de manifiesto los beneficios del laboreo de conservación en las propiedades bioquímicas del suelo y en general en las de la ecología del suelo (Kladivko, 2001). El manejo del suelo afecta a los microorganismos y a los procesos que éstos llevan a cabo. Los parámetros biológicos y bioquímicos se han mostrados como excelentes y rápidos indicadores de la calidad del suelo. Muchos estudios han indicado que bajo laboreo de conservación la biomasa microbiana y la actividad de numerosas enzimas del suelo aumentan con respecto a las medidas bajo laboreo tradicional en la capa más superficial del suelo (Dick 1984) (0-10 cm, sin embargo este hecho no es tan evidente en capas más sub-superficiales). El objetivo del presente estudio fue determinar el efecto del laboreo de conservación a largo plazo (tras 14 años de aplicación) en las propiedades químicas y bioquímicas del suelo. Los resultados se compararon con los obtenidos bajo laboreo tradicional. Propusimos como hipótesis que el laboreo de conservación podría tener un efecto positivo en los contenidos de materia orgánica del suelo lo que podría repercutir en la funcionalidad microbiológica del mismo. Para probar dicha hipótesis se determinó el contenido en carbono total (COT), el contenido en carbono hidrosoluble (CS) y algunas propiedades bioquimicas como al carbono de la biomasa microbiana (CBM), actividad deshidrogenasa (DHA), proteasa (PROT), b-glucosidasa (GLUC) y fosfatasa alcalina (FOS).

Material y métodos

Área de estudio: Características climáticas y sistemas de laboreo. El experimento de campo de llevó a cavo en un suelo franco-arcillo arenoso (Xerofluvent, Soil Survey Staff, 1996) en la finca experimental del IRNAS (CSIC). El clima de la zona es típicamente mediterráneo con inviernos moderadamente lluviosos y veranos muy calurosos (media anual de 484 mm en el periodo desde 1971-2004). En los años que engloban al presente estudio las precipitaciones fueron 450 mm en 2004 y 222 mm (valor muy por debajo de la media) en 2005. Las parcelas experimentales se establecieron en 1991 en un área de 2.500 m2, en ese año las parcelas se sembraron con trigo siguiendo las prácticas de laboreo tradicionales en la zona. Después de la cosecha en junio de 1992, el área se dividió en 6 subparcelas de 300 m2 (22 x 14 m). Se establecieron dos sistemas de laboreo: laboreo tradicional (LT) y laboreo de conservación (LC). En LT se utilizó vertedera (hasta 30 cm de profundidad), quemándose el rastrojo del cultivo precedente. La práctica de quema se suspendió desde 2003. En LC no se utilizó vertedera y se redujo el número de operaciones (Moreno et al., 1997). En ambos tratamientos se estableció una rotación trigo (Triticum aestivum, L.)- girasol (Helianthus annuus, L.) bajo condiciones de secano. En 2005 se introdujo una leguminosa, guisante forrajero (Pisum arvense, L.). Se dispusieron tres replicados por tratamiento distribuidos al azar. El girasol y el guisante no recibieron fertilización y el trigo recibió fertilización de fondo con 400 kg ha-1 de un fertilizante 15 N-15 P2O5-15 K2O antes de la siembra y una cobertera de urea (46% N) de 200 kg ha-1. Desde 2002, la fertilización de fondo se redujo a 100 kg ha-1 y se

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suprimieron las coberteras (Murillo et al., 2004). Los resultados del presente trabajo corresponden a dos muestreos, uno realizado en noviembre de 2004, antes de la siembra de la leguminosa y otro realizado en junio de 2005 después de la recolección de la misma.

Muestreo de suelo y análisis El muestreo de suelo se llevó a cabo a tres profundidades (0-5, 5-10 y 10-25 cm) en dos puntos de cada subparcela experimental para componer una muestra conjunta por profundidad. Las muestras húmedas se tamizaron (2 mm) y se dividieron en dos submuestras. Una se conservó a 4ºC para la realización de los análisis microbiológicos y la otra se secó al aire para los análisis químicos. El COT se determinó según la metodología propuesta por Walkley y Black (1934), el CS se determinó en el extracto acuoso (1/10) usando un analizador TOC-V-CSH/CSN. El CBM se determinó por el método de fumigación con cloroformo seguido de extracción (Gregorich et al.,1990). La DHA se determinó por el método de Trevors (1984), la FOS por el método propuesto por Tabatabai (1994), la GLUC por el método de Tabatai (1982) y la PROT siguiendo el método propuesto por Ladd y Butler (1972).

Análisis estadístico Las diferencias entre tratamientos se establecieron mediante el test de t-Student. Las pruebas de normalidad de las variables y el análisis estadístico de los resultados se realizaron con el programa SPSS 11.5 para Windows.

Resultados y discusión En general, el suelo bajo LC mantuvo contenidos de COT mayores que el suelo bajo LT, especialmente en el muestro de verano y las diferencias fueron significativas hasta los 10 cm (Tabla 1). Algunos autores coinciden con este resultado y han demostrado que los contenidos en COT en los suelos bajo laboreo de conservación son superiores a los encontrados bajo laboreo tradicional (Díaz-Zorita and Grove, 2002). Este incremento es especialmente importante en los suelos de la zona de estudio en los que los niveles de materia orgánica son muy bajos (alrededor de 10 g kg-1) contenido normal en suelos de zonas semiáridas (Acosta-Martínez et al., 2003). Por el contrario, las concentraciones de CS fueron solo superiores en el tratamiento LC en el muestreo de otoño (Tabla 1). En el muestro de verano los valores de CS fueron similares en ambos tratamientos e incluso superiores en LT en los primeros 5 cm. Probablemente las altas temperaturas en primavera y verano provocaron una alta mineralización de las fracciones más lábiles de carbono, como puede constatarse por el importante descenso observado entre los dos muestreos. El enriquecimiento de CS en el LC fue más notable en las capas más superficiales, mientras que el caso del LT el CS se distribuyó a lo largo de todo el perfil. El carbono de la biomasa (CBM) es una de las formas más labiles de C y aunque no supone más del 3% del C total del suelo representa una gran reserva de nutrientes para las plantas (Marumoto et al., 1982). MBC fue superior en el tratamiento LC

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que en el tratamiento LT hasta los 10 cm de profundidad, especialmente en el muestreo de otoño (Tabla 2). Este incremento está estrechamente relacionados con los incrementos de COT y CS, como corroboran los altos coeficientes de correlación encontrados entre estos parámetros (Tabla 3). Para ambos tratamientos se encontró que el MCB decrecía en el muestreo de verano, debido a probablemente a que la disminución de la humedad del suelo afecta al crecimiento microbiano (Alvear et al., 2005). Como ocurre con el TOC, el CBM disminuyó con la profundidad

Tabla 1. Valores medios de TOC y CS en los suelos bajo los dos sistemas de laboreo a las tres profundidades. Las diferencias entre tratamientos de indican

por (*) (p < 0.05).

Tratamiento Profundidad (cm) Noviembre 2004 0 - 5 5– 10 10-25

LC 13,5 12,3 7,00 TOC (g kg-1) LT 13,2 10,5 6,50

LC 326* 151 90,4 CS (mg kg -1) LT 183 136 138 Junio 2005

LC 14,8* 12,7* 8,80 TOC (g kg-1) LT 10,0 9,80 7,50

LC 126 114 45,0 CS (mg kg -1) LT 161* 129 97,4

Debido a su importancia en la funcionalidad del suelo, las actividades enzimáticas se han considerado como indicadores útiles para evaluar tanto la mejora como la degradación del mismo (Dick 1994). Las actividades enzimáticas pueden servir como estimadores de las alteraciones tanto naturales como antropogénicas que tienen lugar en los suelos. La DHA es una oxido-reductasa presente en las células vivas y se considera como un buen indicador de la calidad del suelo. En ambos muestreos, la DHA fue significativamente superior en el LC en la capa superficial (0 - 5cm) e incluso en el primer muestreo las diferencias fueron significativas hasta 10 cm de profundidad (Tabla 2). Este hecho indica una mejora de la calidad del suelo bajo el laboreo de conservación, resultado obtenido también por otros autores en condiciones climáticas similares (Roldán et al., 1995). Las actividades hidrolasas son indicadoras de la fertilidad del suelo ya que están íntimamente relacionadas con el ciclo de nutrientes. En general, LC tuvo un efecto positivo en las actividades hidrolasas (Tabla 2). En la capa superficial del suelo (0 - 5 cm), FOSF, GLUC y PROT fueron superiores en LC y en algunos casos las diferencias fueron significativas (Tabla 2). Aumentos de las actividades hidrolasas bajo sistemas de laboreo de conservación han sido publicados también por otros autores, comprobándose que el efecto disminuye con la profundidad (Kandeler et al., 1999). Los resultados de los dos muestreos indicaron además que las actividades hidrolasas no mostraron cambios estacionales significativos.

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Tabla 2. Valores medios de CBM y actividades enzimáticas en los suelos bajo los dos sistemas de laboreo en las tres profundidades. Las diferencias entre

tratamientos de indican por (*) (p < 0.05). (INTF, iodonitrotetrazolium formazan; PNP, p-nitrofenol; Tyr, tyrosina).

Tratamiento Profundidad (cm) Noviembre 2004 0 - 5 5 – 10 10 - 25

LC 316* 151 90,4 CBM (mg kg-1) LT 183 136 138

LC 3,95* 2,07* 1,22 DHA (mg INTF kg -1 h-1) LT 2,96 1,51 1,07

LC 435 249 295 FOSF (mg PNP kg -1 h-1) LT 402 213 260

LC 92,6* 15,6 9,52 PROT (mg Tyr kg -1 h-1) LT 49,6 25,6 12,2

LC 203 86,0* 40,0 GLUC (mg PNP kg -1 h-1) LT 172 67,1 39,0 Junio 2005

LC 90,7 62,0 44,6 CBM (mg kg-1) LT 78,0 59,0 97,4

LC 5,54* 1,61 0,62 DHA (mg INTF kg -1 h-1) LT 2,95 1,98 0,68

LC 350 211 184 FOSF (mg PNP kg -1 h-1) LT 313 186 167

LC 92,7* 23,9 8,97 PROT (mg Tyr kg -1 h-1) LT 59,4 22,7 12,3*

LC 198* 140 65,4 GLUC (mg PNP kg -1 h-1) LT 125 125 56,0

Tabla 3. Coeficientes de correlación de Pearson entre las variables químicas y bioquímicas del suelo. n = 48 (** p<0.01)

COT CS CBM DHA PROT GLUC FOSF COT 1 0.403** 0.381** 0.721** 0.687** 0.819** 0.470** CS 1 0.763** 0.485** 0.542** 0.528** 0.607** CBM 1 0.372** 0.496** 0.391** 0.544** DHA 1 0.908** 0.779** 0.581** PROT 1 0.811** 0.651** GLUC 1 0.613** FOSF 1

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En este estudio se encontraron altas correlaciones entre las actividades enzimáticas, TOC y CS (Tabla 3) lo que indica la alta dependencia de la funcionalidad de las enzimas del suelo con el contenido en materia orgánica del mismo. Por otra parte se encontró una alta correlación entre todas las actividades enzimáticas (Tabla 3).

Conclusiones El laboreo de conservación a largo plazo se mostró como una alternativa más eficaz que el laboreo tradicional para aumentar el contenido en materia orgánica y mejorar las propiedades bioquímicas de la capa superficial de un suelo cultivado en secano. Esta mejora de la calidad del suelo puede contribuir a la sostenibilidad de la agricultura en climas semiáridos.

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Tendencias Actuales de la Ciencia del Suelo

N. Bellinfante & A. Jordán (eds.); Sevilla, 2007

ISBN 978-84-690-4129-1

Fluxos de carbono e nutrientes em Cistus ladanifer L.

M.P. SIMÕES1, L. GAZARINI1 & M. MADEIRA2

1 Dep. Biologia, Universidade de Évora, Apartado 94, 7002-554 Évora, Portugal.

2 Dep. Ciências do Ambiente, Instituto Superior de Agronomia, Tapada da Ajuda, 1349-017 Lisboa, Portugal.

Resumo Estudou-se a produção de biomassa e a variação sazonal da partição de carbono pelos seus componentes, numa comunidade arbustiva de Cistus ladanifer L. Avaliaram-se ainda os fluxos anuais de devolução de nutrientes ao solo, através da folhada e da precipitação, assim como os efeitos dos arbustos nas características do solo. A produção (1038 g m-2 ano-1) e acumulação (980 g m-2 ano-1) anuais de biomassa atingiram valores elevados, embora inferiores aos apontados para as espécies arbóreas presentes neste tipo de formações. A massa anual de folhada (451 g m-2 ano-1), por seu lado, foi da mesma ordem de grandeza da geralmente indicada para espécies arbóreas perenifólias ou mesmo caducifólias. Grande parte da biomassa produzida foi investida em folhas (44%), as quais constituíram o componente maioritária da folhada (88%). As quantidades de nutrientes armazenados na biomassa aérea (10,50, 1,41, 6,79, 17,71 e 1,90 g m-2, de N, P, K, Ca e Mg, respectivamente) enquadram-se nos intervalos obtidos para formações florestais, o mesmo se passando com os fluxos anuais de retorno ao solo, através da folhada (1,72, 0,41, 1,55, 4,64 e 0,95 g m-2) e da precipitação (0,15, 0,01, 0,94, 0,82 e 0,25 g m-2). Os teores de C e de N, assim como os de Ca, Mg e K de troca, e de P e K extraíveis foram mais elevados sob as copas dos arbustos do que na área fora da sua influência. Os resultados indicam uma elevada capacidade de C. ladanifer para a assimilação de carbono, assim como uma elevada eficiência de utilização de água e nutrientes. Para além disso, as quantidades de nutrientes envolvidas nos fluxos anuais são comparáveis às determinadas para espécies mediterrânicas arbóreas.

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Abstract Biomass production and seasonal variation of carbon allocation were assessed in a Cistus ladanifer shrubland. Nutrient fluxes in litterfall and water-related pathways along with the effects of shrub presence on soil properties were also examined. Annual biomass production (1038 g m-2 yr-1) and accumulation (980 g m-2 yr-1) were high, although smaller than those reported for Mediterranean trees. Litterfall mass (451 g m-2 yr-1) was of the same magnitude than generally found for evergreen and even deciduous forests. A great proportion of biomass production was allocated to foliage (44%) and leaf litter was the main component of litterfall (88%). Nutrient pools in aboveground standing biomass (10.50, 1.41, 6.79, 17.71 e 1.90 g m-2, for N, P, K, Ca and Mg, respectively), as well as annual nutrient fluxes to the soil through litterfall (1.72, 0.41, 1.55, 4.64 and 0.95 g m-2) and throughfall (0.15, 0.01, 0.94, 0.82 e 0.25 g m-2) are in the ranges reported for forests. Total organic C and N, as well as exchangeable Ca, Mg and K, and extractable P and K were more concentrated in the soil under the shrubs than in the shrub interspaces. The results indicate that C. ladanifer shrubs have a high carbon assimilation capacity, as well as a high water and nutrient use efficiency. Moreover, annual nutrient fluxes involved are of the same magnitude as those found for Mediterranean trees.

Introdução Uma das espécies mais comuns no sub-coberto dos montados do sul de Portugal é Cistus ladanifer L. As mudanças que têm ocorrido nos sistemas de uso do solo têm facilitado a sua expansão, o que confere grande importância ao conhecimento da ecofisiologia desta espécie, nomeadamente no que respeita aos padrões de utilização de recursos, essencial para a gestão racional destas comunidades. Neste contexto, estudou-se a produção de biomassa e a variação sazonal da partição de carbono pelos seus componentes, numa comunidade arbustiva de Cistus ladanifer. Avaliaram-se, ainda, os fluxos anuais de devolução de nutrientes ao solo, através da folhada e da precipitação, assim como os efeitos dos arbustos nas características do solo.

Material e métodos

Área experimental O trabalho experimental decorreu na zona de Évora (38o 32’ N; 8o 01’ W; 240 m alt.). O clima da região é do tipo mediterrânico, sendo a temperatura anual média de 15,7oC e a precipitação média de 624,8 mm (Normais Climatológicas de 1961-90). A litologia da área experimental corresponde a formações de corneanas e gnaisses granitóides e migmatitos (Aguiar & Grilo, 1975). Os solos predominantes são Solos Litólicos Não Húmicos. A vegetação consiste num montado aberto de Quercus

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suber L. e Q. rotundifolia Lam., com um sub-bosque arbustivo dominado por Cistus salviifolius L. e C. ladanifer L. incluído na classe Cisto-Lavanduletea.

Amostragens e determinações A amostragem da biomassa e da folhada decorreu de Janeiro de 1994 a Dezembro de 1995. A biomassa aérea foi quantificada, de 2 em 2 meses, por determinação directa em 3 arbustos, através da colheita e pesagem do material contido numa coluna quadrangular com 0,5 m de lado. As camadas orgânicas do solo nas mesmas áreas foram também colhidas. Na primavera de 1995, a biomassa subterrânea foi colhida por escavação, até 50 cm de profundidade, nos mesmos indivíduos e áreas utilizadas para a biomassa aérea. A folhada foi recolhida quinzenalmente, em recipientes de rede distribuídos sob a copa de 20 arbustos escolhidos ao acaso. Todos os componentes da biomassa e da folhada, depois de separados, secos (80ºC) e pesados, foram moídos num moinho centrífugo com um crivo de malha de 1 mm, para análise química. As amostras da precipitação bruta (PFC) e sob coberto (PSC) foram colhidas durante 2 anos hidrológicos (1994-95 e 1995-96), em colectores colocados em locais sem influência das copas e sob as copas de 12 arbustos escolhidos ao acaso. Das soluções obtidas, depois de filtradas e medidas separadamente, retiraram-se sub-amostras, para análise química. As camadas minerais do solo foram amostradas à profundidade de 5 cm, com uma sonda de perfuração, quer sob as copas dos arbustos (SC), quer nos espaços fora da sua influência (FC). As amostras foram secas na estufa a 45º C e crivadas por um crivo de 2 mm, para análise química.

Métodos analíticos Nos materiais vegetais, o N foi determinado pelo método de Kjeldahl (Bremner & Mulvaney, 1982), com um Kjeltec Auto 1030 Analiser. A quantificação de P foi efectuada por colorimetria, num espectrofotómetro de U.V./Visível, no comprimento de onda de 882 nm, segundo o método de Murphy & Riley (1962) adaptado por Watanabe & Olsen (1965). As concentrações de K, Ca and Mg foram obtidas por espectrofotometria de absorção atómica após digestão. Nas amostras aquosas o azoto amoniacal foi determinado por colorimetria, através do método do fenol-nitroprussiato, a um comprimento de onda de 636 nm (Dorich & Nelson, 1983) e o azoto nítrico pelo método espectrométrico do 2,6-dimetilfenol. O Cl e o S-SO4 por electroforese capilar num Water Capillary Ion Analyzer da Millipore, após filtração e desgaseificação por ultrasons. As concentrações de P, K, Ca, Mg e Na foram determinadas através dos mesmos métodos que no material vegetal. Nas amostras de solo, o C orgânico total foi determinado por combustão (1200ºC); a fracção correspondente à matéria orgânica não humificada foi separada pelo método descrito por Bruckert (1979), e o respectivo teor de C determinado por via húmida. O N (Kjeldahl) foi determinado pelo sistema referido para os materiais orgânicos. A capacidade de troca catiónica foi determinada pelo método do acetato de amónio ajustado a pH 7. As bases de troca (Ca, Mg, K e Na) foram quantificadas por EAA.

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O P e o K extractáveis foram obtidos pelo método de Egner-Riehm e o método para a sua determinação foi o utilizado para o material vegetal. Os dados foram analisados estatisticamente através de análises de variância, com recurso ao programa SPSS vs. 13 (Apache Software Found., USA).

Resultados A biomassa aérea (em média, 1569 g m-2) e a biomassa subterrânea (1356 g m -2), embora inferiores às indicadas para espécies mediterrânicas arbóreas (Canadell et al., 1999; Ibàñez et al., 1999), foram elevadas em comparação com outras espécies mediterrânicas arbustivas (Kummerow et al., 1981). A maior proporção da biomassa aérea estava incluída nas estruturas lenhosas (64%), correspondendo as folhas a 29% do total. A massa anual de folhada (em média, 451 g m-2) foi elevada comparativamente com os valores referidos para outras comunidades mediterrânicas arbustivas (Arianoutsou, 1989; Núñez-Olivera et al., 1993), ou mesmo arbóreas (Martin et al., 1996). As folhas, com uma proporção média de 86% do total, foram o componente predominante da folhada. A restituição anual de biomassa através da folhada representou 43% da produção anual total. Por seu lado, a quantidade de folhas restituídas (390 g m-2) foi inferior à da biomassa foliar (441 g m-2), o que significa que a renovação anual das folhas foi parcial (88%). A queda de folhada foi marcadamente sazonal, apresentando um pico de queda na primavera e início do verão, antes da secura estival, e uma acentuada redução nos meses de outono e inverno. Os resultados mostram que a produção total de biomassa aérea (1038 g m-2 ano-1) e a acumulação líquida de biomassa foram elevadas (980 g m-2 ano-1), enquadrando-se os valores obtidos nos intervalos indicados para este tipo de comunidades (Kummerow et al., 1981). A PPL (1414 g m-2 ano-1) foi também bastante elevada e, embora a quantidade de biomassa se assemelhe às de outras comunidades arbustivas, a produção é superior à indicada por Gray (1982) para comunidades arbustivas do tipo mediterrânico, aproximando-se da apontada por este autor, para florestas temperadas. A maior proporção da biomassa produzida (53%) foi investida em caules e ramos (44% em folhas). Tendo em consideração que as taxas de crescimento das comunidades mediterrânicas são baixas, comparativamente com as de regiões temperadas, a elevada proporção de fotossintatos investidas na produção de componentes fotossinteticamente activos representa uma eficiente estratégia para obtenção de elevadas taxas de crescimento. As quantidades de nutrientes armazenados na biomassa aérea (63% do total) foram superiores às da biomassa radical (37%). As maiores proporções foram determinadas nos componentes lenhosos (57%), devido à sua maior biomassa (quadro 1). Os nutrientes armazenados nas folhas compreenderam 35% do total da biomassa aérea viva. Contudo, enquanto as quantidades de N, P e K das folhas (37, 36 e 31% do total, respectivamente) eram próximas das distribuídas pelos caules e ramos lenhosos (25, 25 e 30%) e raízes (30, 30 e 28%), a maior parte do Ca encontrava-se nos caules e ramos (46%) e nas raízes (42%), incluindo-se apenas uma quantidade reduzida nas folhas (9%). A maior proporção de Mg estava

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armazenada nas raízes (47%), seguidas das folhas (25%) e dos componentes lenhosos (22%). Durante o processo de senescência, as concentrações foliares de N, P e K diminuíram acentuadamente por translocação (respectivamente, 13,14, 1,71 e 6,90 mg g-1 nas folhas vivas e 3,69, 0,98 e 3,43 mg g-1 na folhada), o que sugere disponibilização de elevadas proporções destes elementos a partir de fontes internas.

Quadro 1. Acumulação de nutrientes (g m-2 ano-1) na biomassa aérea e subterrânea de Cistus ladanifer.

N P K Ca Mg

Folhas vivas 5,51 0,72 2,89 2,84 0,89 Raminhos 0,44 0,09 0,53 0,47 0,09 Caules e ramos lenhosos 3,53 0,46 2,72 13,16 0,73 Flores 0,15 0,02 0,12 0,03 0,02 Frutos 0,47 0,07 0,30 0,17 0,07 Folhas senescentes 0,10 0,01 0,08 0,19 0,05 Ramos mortos 0,29 0,03 0,15 0,86 0,07 Biomassa aérea 10,50 1,41 6,79 17,71 1,90 Biomassa subterrânea 4,57 0,60 2,69 12,60 1,69

Quadro 2. Retorno de nutrientes ao solo (g m-2 ano-1) através da folhada de Cistus ladanifer.

N P K Ca Mg Folhas 1,44 0,38 1,34 4,34 0,90 Ramos 0,07 0,01 0,02 0,14 0,01 Flores 0,08 0,01 0,11 0,04 0,01 Frutos 0,14 0,01 0,09 0,13 0,03 Total 1,72 0,41 1,55 4,64 0,95

A devolução de nutrientes ao solo através da folhada atingiu 9,26 g m-2 ano-1, 50% dos quais corresponderam ao Ca (quadro 2). Dependendo dos elementos, o retorno anual variou entre 0,41 g m-2 para o P e 4,64 g m-2 para o Ca, tendo o N atingido 1,72 g m-2 . As folhas constituíram o principal vector de devolução de todos os nutrientes ao solo, mais como resultado da sua elevada massa do que como reflexo das concentrações. Este componente da folhada foi responsável pelo fluxo de 83% do N, 93% do P, 87% do K e 94% do Ca e do Mg, tendo os maiores fluxos ocorrido durante a primavera e início do verão (79 to 85% do total). Os valores obtidos enquadram-se nos intervalos indicados para outras comunidades mediterrânicas arbustivas (Núñez-Olivera et al., 1993) e florestais (Rapp et al., 1999). Os arbustos enriqueceram a água da precipitação que atravessou as suas copas, para a generalidade dos nutrientes, como observado noutras espécies mediterrânicas arbustivas (Bellot & Escarré, 1991) e arbóreas (Bellot & Escarré, 1991; Bellot et al., 1999). As maiores taxas de enriquecimento foram obtidas para o K (6,6) e para o Mg (1,9), seguindo-se o Ca (1,1). No respeitante ao N, pelo contrário, parece ter havido absorção pelas copas dos arbustos. De acordo com Bellot & Escarré (1991), os fluxos negativos de N são frequentes nos ecossistemas mediterrânicos, onde a

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disponibilidade deste elemento é geralmente baixa, pelo que a sua absorção é uma estratégia de economia. Os fluxos anuais de retorno de nutrientes através da precipitação foram, contudo, muito inferiores aos efectuados através da folhada, sendo o do K o que mais se aproximou, devido à sua susceptibilidade à lixiviação. As propriedades químicas do solo foram influenciadas pela presença dos arbustos. As concentrações de C, N, bases de troca e P e K extractáveis eram mais elevadas sob as copas, do que nas áreas fora da sua influência. O teor de Ca, Mg e K de troca, bem como o da respectiva soma, era também substancialmente mais elevado no solo sob os arbustos do que no das áreas adjacentes. Apesar da maior concentração das bases de troca, os solos das áreas sob os arbustos apresentavam valores de pH semelhantes aos determinados nos das áreas inter-arbustos. Tal facto dever-se-á atribuir ao acréscimo de matéria orgânica que constitui um factor de acidificação do solo. Esta heterogeneidade espacial da fertilidade do solo, em comunidades arbustivas, tem sido apontada por outros autores (Van Breemen & Finzi, 1998; Schlesinger & Pilmanis, 1998).

Conclusões Os elevados valores obtidos para a produção e acumulação de biomassa indicam uma elevada capacidade de C. ladanifer para a assimilação de carbono. Para além disso, as quantidades de nutrientes envolvidas nos fluxos anuais, comparáveis às determinadas para espécies mediterrânicas arbóreas, sugerem uma elevada eficiência de utilização de água e nutrientes por parte desta espécie e, portanto, boa adaptação às condições ambientais. Sendo a produtividade real dos ecossistemas dependente, não só da quantidade de carbono fixado pelas plantas, mas também da partição que efectuam entre tecido produtivo e tecido de suporte (Arianoutsou, 1989), a conservação do carbono fixado é muito importante, exercendo o padrão sazonal da queda das folhas acentuada influência no padrão de disponibilização e nos ciclos de nutrientes. O padrão observado nas espécies em estudo pode revestir-se de elevado valor ecológico nas condições mediterrânicas. Por outro lado, a abscisão das folhas envelhecidas, com menor rendimento fotossintético, antes do período de secura estival e em simultâneo com o período de crescimento vegetativo mais intenso permite a transferência de água e nutrientes para folhas mais jovens e eficazes, o que, segundo Arianoutsou (1989), representa um eficiente mecanismo de economia energética. Para além disso, o facto de a abscisão foliar máxima ocorrer antes do período de secura estival, diminui a perda de nutrientes do sistema visto, nesta época do ano, a lixiviação pela precipitação ser reduzida (Núñez-Olivera et al., 1993). A queda estival das folhas assegura ainda a permanência de uma camada de resíduos orgânicos sobre a superfície do solo, ao longo do período mais seco do ano, o que produz um efeito benéfico sobre o balanço térmico do solo (Schlesinger & Pilmanis, 1998), a retenção de água e a reciclagem de nutrientes (Andreu et al., 1998). Por outro lado, a deposição de elementos no solo sob a copa dos arbustos, através da folhada e da precipitação, parece resultar na acumulação de nutrientes na área de influência das suas copas. À medida que os arbustos desenvolvem estas ilhas de fertilidade, poderão promover o crescimento de espécies mais exigentes e a regeneração da vegetação.

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Agradecimentos O presente trabalho realizou-se no âmbito do Projecto PRAXIS 3/3.2/AGR/2187/95.

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Tendencias Actuales de la Ciencia del Suelo

N. Bellinfante & A. Jordán (eds.); Sevilla, 2007

ISBN 978-84-690-4129-1

Influence of swine slurry application on soil enzyme activities

P. FARELEIRA1, M. A. CASTELO BRANCO1 & O. MOREIRA2

1 Departamento de Ciência do Solo, Estação Agronómica Nacional, INIAP. Quinta do Marquês, Av. da República, 2784-505 Oeiras, Portugal.

2 Estação Zootécnica Nacional, Fonte Boa, Vale de Santarém, 2005-048 Vale de Santarém, Portugal.

Abstract This study examined the influence of soil amendment with swine slurries, produced by animals submitted to different diets, on soil enzyme activities. The diets consisted in the following: diet T (standard diet) - 18% crude protein and bicalcic phosphate; diet N - 15% crude protein, essential aminoacids and bicalcic phosphate; and diet P - 18% crude protein and monocalcic phosphate. The slurries corresponding to the several diets were applied to a clayey soil cultivated with sweet sorghum. Soil dehydrogenase, acid phosphatase and alkaline phosphatase activities were assayed monthly, over a period of 4 months. Immediately after the treatment, the slurry amended plots showed significantly higher levels of dehydrogenase activity than the control plots, probably reflecting the changes in microbial populations and activity induced by the slurries. These higher activities persisted for at least one month, and afterwards decreased gradually. Although not allowing distinction between the different diets, this enzymatic activity showed to be a sensitive indicator for the alterations induced in soil microbial activity by the application of pig slurries. In contrast, acid and alkaline phosphatase activities were mainly influenced by rizosphere effects of the crop plants, the observed variations being independent of the soil amendment with slurries.

Resumo No presente trabalho, avaliou-se a influência da fertilização com chorumes, produzidos por animais submetidos a diferentes dietas, em actividades enzimáticas do solo. As dietas testadas consistiram em: dieta T (dieta padrão) - 18% de proteína bruta e fosfato bicálcico; dieta N - 15% de proteína bruta, aminoácidos essenciais e fosfato bicálcico; e dieta P - 18% de proteína bruta e fosfato monocálcico. Os chorumes correspondentes a cada dieta foram aplicados num solo argiloso cultivado com sorgo. As actividades desidrogenase, fosfatase ácida e fosfatase alcalina nos solos foram avaliadas mensalmente, durante um período de cerca de 4 meses.

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Imediatamente após o tratamento, os talhões fertilizados com chorumes apresentaram níveis de actividade desidrogenase significativamente mais elevados que os talhões controlo, reflectindo provavelmente alterações na população e actividade microbianas induzidas pelos chorumes. Este incremento na actividade persistiu durante pelo menos um mês, começando depois a decrescer. Embora não permitindo distinguir entre as diferentes dietas, a actividade desidrogenase mostrou ser, nestas condições, um indicador sensível das alterações induzidas no solo pela aplicação de chorumes. Em contraste, as variações observadas nas actividades fosfatases ácida e alcalina mostraram-se independentes da fertilização dos solos com chorumes, sendo essencialmente influenciadas por efeitos de rizosfera das plantas cultivadas.

Introduction Enzymes in soil catalyze numerous important reactions responsible for maintaining the biological activity of soil, being essential mediators of fundamental processes, such as organic matter degradation, mineralization and nutrient cycling (Tabatabai, 1994). Soil enzymes can originate from plants and animal residues, but most are primarily of microbial origin. Some of them, such as dehydrogenase, are associated with living cells, whilst others are synthesized and secreted extracellularly by bacteria and fungi (e.g. phosphatases, urease, cellulases, pectinases) (Dick & Tabatabai, 1993). Each of the organic and mineral fractions in both bulk soil and rhizosphere has a special influence on enzyme activities (Dick & Tabatabai, 1993; Bolton et al., 1993), and consequently soil enzymes may respond rapidly to environmental disturbances, such as soil degradation or changes in soil management (Bergstrom et al., 1998; Bandick & Dick, 1999). Because of their relationship to soil microbiota and their rapid response to changes in soil condition or management, soil enzymes have been suggested as potential indicators of soil quality (Dick, 1994). Particularly for farming systems, in which soil fertility is strongly tied to the turnover of organic matter, a close relationship may exist between enzyme activities and soil fertility. The objective of this work was to evaluate the influence of soil amendment with swine slurry on soil enzyme activities. The study was performed in the scope of a long-term agro-zootechnic experiment, aimed to minimize the environmental impact of intensive pig production by applying the excreted slurry to soils as low-cost fertilizer. The incorporation of the large amounts of organic matter present in slurries may increase soil fertility and become an additional profit to farmers. Due to this, and in spite of the risks associated to unwary disposal of swine slurry, soil amendment with manures from intensive swine breeding farms is nowadays a common practice. Several soil properties, including microbial biomass and enzyme activities, may be affected by the application of manures to soil (Goyal et al., 1993). Two enzyme activities acting on basic processes of organic matter decomposition, dehydrogenase and phosphatases, were assayed in a clayey soil cultivated with sweet sorghum and amended with pig slurry produced by animals submitted to different diets. Both these enzymes are fundamental for the nutrient recycling in soils. The dehydrogenase enzyme systems fulfil a significant role in the oxidation of

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soil organic matter by transferring hydrogen and electrons from substrates to appropriate acceptors (Tabatabai, 1994). The total dehydrogenase measured in the soil is the sum of the activities of many different dehydrogenase systems, which are integral part of the microorganisms. Therefore, the result of the assay is an index of the average activity of the active microbial population. Phosphatases are considered key enzymes in the phosphorus cycling in soil, catalyzing the hydrolysis of P-ester bonds from organic matter, with subsequent release of inorganic phosphorus that can be assimilated by plants (Nakas et al., 1987; Tabatabai, 1994), and have been considered as good indicators of the organic phosphorus mineralization potential and biological activity of soils.

Materials and Methods

Field experiment The study was carried out in an experimental field located in Quinta da Fonte Boa (Estação Zootécnica Nacional), Vale de Santarém. The field is situated in an area comprising a Fluvisoil Gleyic and a Calcisoil Haplic (ISSS-ISRIC-FAO, 1998), characterized as sand textured, with an average porosity of 50%, medium organic matter content (33 g kg-1), and slightly alkaline pH (7,8). The experiment was designed into complete randomized blocks (9 x 15 m2 each), with three replicates and three slurry levels (0, 85, and 170 kg/ha of total nitrogen) of three different swine diets. The diets consisted in: diet T (standard diet) - 18% crude protein and bicalcic phosphate; diet N - 15% crude protein, essential aminoacids and bicalcic phosphate; and diet P - 18% crude protein and monocalcic phosphate. Only the highest level of slurry, corresponding to 170 kg of total nitrogen per hectare (the highest nitrogen amount allowed to be introduced in the soil by the Portuguese legislation) were addressed in this study; non-treated plots were used as experimental control. After tillage, the field was sown with sweet sorghum (the hybrid Sorghum bicolour (L.) Moench x S. sudanense cv. Rocket). The organic fertilization was complemented with mineral ammonium nitrate fertilizer, applied twice in the course of the experiment (50 kg/ha basal and 25 kg/ha spreading). The field was irrigated by pivot system. The relevant agronomic operations performed at the experimental field, from April to September 2005, are summarized in table 1. Composite soil samples were collected from the first 10 cm depth of plots and kept immediately at 4ºC. Soil sampling was performed 2 days after the application of slurries to soil, and afterwards monthly, over a total period of 4 months. Soils were sieved (2 mm) and conserved refrigerated until biochemical analysis. Soil moisture determination was performed at 105ºC till constant weight.

Enzyme activities Dehydrogenase activity was measured by a modification of the method from von Mersi & Schinner (1991), as described by Camiña et al. (1998), using iodonitrotetrazolium (INT) as a substrate and a mixture of 1:1 methanol-acetonitrile for extraction of the reaction product, INT-formazan (Mosher et al., 2003).

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Dehydrogenase activity is expressed as milligrams INT-formazan produced per g of dry soil during 1 hour, and corresponds to the average of four determinations. Acid and alkaline phosphomonoesterases activities were determined by the method of Tabatabai (1994). Results of activity are expressed as micrograms p-nitrophenol released over 1 hour by 1 g dry soil, and are averages of triplicate assays. The data were interpreted by analysis of variance and Fisher’s least significance difference (LSD) at P<0.05, using the statistical software package StatGraphics.

Table 1. Historical of relevant agronomic operations performed on the experimental field, from April to September 2005.

Date Operation April 12th Application of herbicide to all plots May 11th Slurry amendment of plots T, N and P May 12th Tillage and sowing of all plots May 13th Soil sampling June 13th Soil sampling June 15th Forage cut June 23rd Application of nitrogen fertilizer to all plots July 13th Soil sampling July 15th Application of nitrogen fertilizer to all plots August 12th Soil sampling September 14th Soil sampling

Results The time courses of enzyme activities in soils from the experimental field of Vale de Santarém, treated with slurries (diets T, P and N) or without organic amendment (Control), are presented in figure 1. The addition of slurries induced a rapid and significant increment in soil dehydrogenase activities, comparing with the average of the control plots. This result probably reflects the changes in microbial populations and activity, induced by the incorporation of slurries into the soils (Trevors, 1984). The high activity levels observed upon the application of slurries persisted for at least one month, and afterwards started to decrease gradually. Three months after the treatment, dehydrogenase activities in the amended plots were still higher than in the control, indicating a long-term stimulating effect of the slurries over microbial activity in soil. Although no differences were detected among the different diets, this enzymatic activity proved to be a sensitive indicator of the alterations induced in soil microbial activity by the application of the slurries.

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Figure 1. Temporal evolution of dehydrogenase, alkaline phosphatase and acid phosphatase activities in soils, following treatment with swine slurries

produced by animals submitted to different composition diets (T, N and P), or without organic amendment (Control).

Alkaline phosphatase activity was significantly higher than acid phosphatase in all treatments and throughout all sampling dates. It was previously observed that alkaline phosphatase generally exceeds acid phosphatase activity in high pH soils (Eivasi & Tabatabai, 1977; Juma & Tabatabai, 1977; 1978), as is the case of these calcaric soils exhibiting moderate alkaline reaction. Plant roots are major producers of acid phosphatase (Dinkelaker & Marschner, 1992), but do not produce alkaline phosphatase (Nakas et al., 1987; Juma & Tabatabai, 1988), which originates from soil bacteria, fungi and fauna (Nakas et al., 1987). The high ratio between alkaline and acid phosphatase activities observed here indicates that, in these conditions, microbes were the main producers of soil phosphatases. No relationship was found between variations in phosphatase activities and soil amendments with slurries, including in the treatment corresponding to the higher phosphorus content diet (diet P). The significant differences observed in alkaline phosphatase activity, either along the sampling dates or among treatments, seemed to be mainly associated with particular development stages of the crop and the agronomic operations common to all plots. The activity peak observed at July 13th in all slurry amended soils probably reflects the increased activity of natural populations of microorganisms in the rizosphere of the sorghum plants that, by that time, were completely developed. Acid phosphatase activity followed similar trends, possibly directly influenced by plant root exudates.

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Conclusions Dehydrogenase activity was frankly stimulated by the addition of pig slurries to soil. The activity levels of this enzyme reacted very rapidly to the slurry amendment, probably reflecting the immediate changes in microbial activity induced by the treatment. The increased dehydrogenase activities persisted for at least three months in the slurry-amended plots. Although no differences were found among the different pig diets, this enzymatic activity proved to be a sensitive indicator for the alterations induced in these soils by the application of swine slurry. Variations in acid and alkaline phosphatase activities were mainly associated to the growth stage of the crop plants, showing no direct effects from the application of slurries to the soils. The high ratio between alkaline and acid phosphatase activities observed in all plots throughout the experiment denotes that, in these conditions, microbes were the main producers of soil phosphatases.

Acknowledgements This work had the collaboration of Ana Maria Domingues, from Instituto de Investigação Científica e Tropical. The authors are indebted to Eugénio M. Ferreira, from Estação Florestal Nacional, for valuable scientific discussions and statistical advice, and to Maria Regina Menino, from Estação Agronómica Nacional, for critically reading the manuscript. This research was supported by project AGRO 440.

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Tendencias Actuales de la Ciencia del Suelo

N. Bellinfante & A. Jordán (eds.); Sevilla, 2007

ISBN 978-84-690-4129-1

Dinâmica de C e N em solos de plantações de Eucalyptus globulus em Portugal: influência

climática

M.X. GÓMEZ-REY1, S.J. GONZALEZ-PRIETO2, E. VASCONCELOS3 & M. MADEIRA1

1 Instituto Superior de Agronomia, Departamento de Ciências do Ambiente, Tapada da Ajuda, 1349-017 Lisboa, Portugal.

2 Instituto de Investigaciones Agrobiológicas de Galicia, CSIC, Avda. de Vigo, s/n Apartado 122. 15780. Santiago de Compostela, España.

3 Instituto Superior de Agronomia, Departamento de Química Agrícola, Tapada da Ajuda, 1349-017 Lisboa, Portugal.

Resumo A dinâmica de C e N foi avaliada em solos de plantações de Eucalyptus globulus Labill. seleccionadas em cinco sítios do Centro e Norte de Portugal com diferente precipitação média anual: (CS) Cabeço Santo com 1600-2000 mm; (VT) Vale Travanca, com 1000-1200 mm; (PG) Penegral, com 800-1000 mm; (PR) Pedra Rato, com 700-800 mm; (FR) Furadouro, com 500-600 mm. O solo foi incubado em condições aeróbias, avaliando-se a produção líquida de N-NH4

+ e N-NO3-, a

quantidade de C microbiano e a actividade respiratória. O potencial de mineralização de N foi avaliado por incubação anaeróbia. Os solos dos sítios com precipitação superior a 1000 mm (CS e VT) apresentaram teores de C orgânico e de N totais maiores (respectivamente 34,0-63,4 e 2,1-3,6 g kg-1) do que naqueles com precipitação inferior (respectivamente 9,3-13,8 e 0,5-0,6 g kg-1). A mineralização líquida de N correlacionou-se positivamente com os teores de N total (r2= 0,84), variando entre 44,9-150,6 mg N kg-1 solo nos primeiros e 5,0-39,6 mg N kg-1 solo nos segundos. A nitrificação foi predominante nos sítios mais húmidos, diminuindo a sua importância nos menos pluviosos. As maiores taxas de mineralização específica observaram-se nos sítios com menor humidade (44,6 e 72,1 mg N g-1 N total em PR e FR, respectivamente), sendo de 21,6-44,2 mg N g-1 N nas localizações mais pluviosas. As taxas de mineralização potencial apresentaram tendência semelhante às observadas na incubação aeróbia. Nos sítios mais pluviosos, a quantidade de C na biomassa microbiana antes da incubação também foi superior (209,8-352,0 mg kg-1) às das outras localizações (60,0-232,5 mg kg-1). A respiração basal correlacionou-se com o teor de C orgânico total (r2=0,86), verificando-se os

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valores mais elevados no local com maior quantidade de precipitação (14,0 mg C-CO2 kg

-1 solo dia-1 em CS, após 32 semanas).

Abstract Dynamics of C and N were evaluated in five Eucalyptus globulus Labill. plantations located in Centre and North of Portugal with different mean annual rainfall: (CS) Cabeço Santo, with 1600-2000 mm; (VT) Vale Travanca, with 1000-1200 mm; (PG) Penegral, with 800-1000 mm; (PR) Pedra Rato, with 700-800. mm; (FR) Furadouro, with 500-600 mm. Mineral soil was incubated under aerobic conditions and N-NH4

+, N-NO3

-, microbial C, and soil basal respiration were measured. Potentially mineralizable N was evaluated through anaerobic incubation. Contents of soil organic C and total N were higher in the wetter sites, CS and VT, (34,0-63,4 and 2,1-3,6 g kg-1, respectively) than in those with low precipitation (9,3-13,8 and 0,5-0,6 g kg-1, respectively). Net mineralization was positively correlated with total N contents (r2= 0,84), ranging between 44,9-150,6 mg N kg-1 soil in the former and 5,0-39,6 mg N kg-1 soil in the latter. Nitrification was the dominant process in the wetter sites and its contribution decreased in sites with low precipitation. The highest rates of mineralization (per unit of N) were observed in sites with low precipitation (44,6 and 72,1 mg N g-1 N in PR and FR, respectively), while the lowest (21,6-44,2 mg N g-1 N) were measured in wetter sites. Potential mineralization of N showed similar pattern. Before incubation, amounts of microbial C was also greater in the wetter sites (209,8-352,0 mg kg-1) than in the others (60,0-232,5 mg kg-1). Soil respiration was correlated with organic C contents (r2=0,86), and the highest values were observed in the wettest site (14,0 mg C-CO2 kg

-1 soil day-1 in CS, 32 weeks).

Introdução Em plantações de Eucalyptus globulus na zona centro de Portugal, localizadas em áreas com precipitação média anual da ordem de 600 mm, observaram-se sistematicamente baixos teores de N-NO3 e a predominância de N-NH4 no solo (Azevedo, 2000). Além disso, em incubações aeróbias de solos dessas plantações realizadas em condições controladas também foi observado um largo predomínio da produção de N-NH4 (Madeira et al., 2002), como aliás também o foi por Gonçalves et al. (1999) para plantações de E. grandis no Brasil. No entanto, em estudos realizados em diferentes condições ecológicas tem sido reportada a predominância de produção de N-NO3 tanto em formações naturais de E. regnans (Attiwill et al., 1996) como em plantações com híbridos de E. grandis no Congo (Nzila et al., 2002). A intensidade de mineralização de N e a natureza da forma de N mineral produzida têm sido atribuídas a inúmeros factores entre os quais se incluem a razão C/N, o teor de N, o conteúdo em lignina, a fracção lábil da matéria orgânica ou a biomassa microbiana (Ellis e Pennington, 1989; Janzen et al., 1992; Polglase et al., 1992). Porém, não é conhecida informação sobre a influência da diferenciação dos

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factores climáticos, como a precipitação media anual, na proporção relativa das formas minerais de N nas plantações de eucaliptos. Assim, como as plantações de eucalipto em Portugal ocorrem em sítios com precipitação média anual entre 600 e 1800 mm, em que o solo apresenta uma forte diferenciação do teor de matéria orgânica, desenvolveu-se um estudo laboratorial para avaliar, em condições controladas, o possível efeito das diferentes condições ecológicas dessas plantações na mineralização líquida de N, na proporção relativa de nitrificação e amonificação líquidas, no C na biomassa microbiana e na taxa de respiração do solo.

Material e métodos Foram seleccionadas cinco plantações representativas da gama de condições climáticas em que Eucalyptus globulus é explorada em Portugal. Todas elas consistem em plantações em segunda rotação e com 10-12 anos de idade. Duas foram seleccionadas no Norte de Portugal: Cabeço Santo (CS) com uma precipitação anual de 1600-2000 mm e Vale Travanca (VT), com precipitação de 1000-1200 mm; em ambos os sítios os solos são Cambiossolos húmicos. No Centro de Portugal foram seleccionadas três plantações: Penegral (PG) com precipitação média entre 800-1000 mm; Pedra Rato (PR) com 700-800 mm e Furadouro (FR) com 500-600 mm. O solo de Penegral foi classificado como Cambissolo eutrico e os de Pedra Rato e Furadouro como Cambisssolos dístricos. A amostragem foi realizada em Janeiro de 2005 na profundidade de 0-20 cm. Em cada sítio colheram-se 12 amostras de solo por sondagem, as quais foram agrupadas numa amostra composta que, após crivagem (5 mm) e homegeneização, foi dividida em quatro subamostras. O pH do solo foi determinado em uma suspensão de solo com H2O (razão 1:2,5). O teor de N total foi obtido pelo método de Kjeldahl. A fracção não humificada da matéria orgânica foi separada por um crivo de 50 µm segundo a metodologia descrita por Bruckert (1979). A extracção de C lábil efectuou-se com água fervente (razão 1:5). O C foi determinado por via húmida pelo método descrito por De Leenheer e Van Hove (1958). As amostras (1 kg) foram incubadas em condições aeróbias, à temperatura de 25 ºC e a uma humidade equivalente à capacidade de campo, durante 32 semanas. O N-NH4 e N-NO3 foram quantificados periodicamente após extracção com KCl 2M, num analisador automático de fluxo segmentado. A mineralização líquida foi calculada pela diferença entre a quantidade mineralizada durante a incubação e a quantidade inicial. O potencial de mineralização de N foi avaliado por incubação anaeróbia, durante duas semanas, à temperatura de 40ºC (Keeny, 1982). O C da biomassa microbiana foi avaliado pelo método de fumigação-extracção (Vance et al., 1967), usando um factor de correcção de 2.22. A actividade respiratória avaliou-se por quantificação do C-CO2 libertado de solo incubado em contentores de 2L e que foi fixado numa solução 0,5M NaOH.

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Resultados Os solos dos sítios com precipitação superior a 1000 mm (CS e VT) apresentaram teores de C orgânico total e de N totais maiores (respectivamente 34,0-63,4 e 2,08-3,57 g kg-1) do que naqueles com precipitação inferior (respectivamente 9,3-13,8 e 0,45-0,55 g kg-1, quadro 1). O teor de C lábil também foi maior nos primeiros (0,44-0,55 g kg-1) do que nos segundos (0,19-0,30 g kg-1), embora a percentagem em relação ao C orgânico total foi superior nos últimos (2% vs 1%). A maior parte do C orgânico correspondia à fracção humificada da matéria orgânica, sendo cerca de 3 vezes superior à não humificada nos sítios mais húmidos e 1,5 vezes superior nos mais secos. A razão C/N variou entre 16,4 e 25,2, verificando-se os menores valores nos sítios mais pluviosos.

Quadro 1. Teores (g kg-1) de C orgânico total, N total, C lábil (L), C na matéria orgânica humificada (H) e não humificada (NH), bem como as razões

C/N total, nos solos no início e após 32 semanas de incubação.

------------------------ Inicial ------------------------

------------------------- Final -------------------------

Sítio C N C/N CL CH CNH C N C/N C L CH CNH CS 63,4 3,57 17,7 0,55 45,7 17,6 60,2 3,42 17,6 0,40 56,9 3,3 VT 34,0 2,08 16,4 0,44 26,3 7,7 25,3 1,87 13,5 0,08 23,8 1,5 PG 9,3 0,45 20,7 0,19 5,7 3,6 6,8 0,33 20,6 0,04 4,2 2,6 PT 10,2 0,50 20,6 0,28 6,0 4,2 7,5 0,39 19,2 0,16 4,7 2,8 FR 13,8 0,55 25,2 0,30 7,3 6,5 13,0 0,54 24,1 0,15 7,3 5,7 A concentração inicial de N mineral (N-NH4+N-NO3) variou entre 3,20 e 5,24 mg kg-1, observando-se os valores mais elevados nas localizações mais pluviosas. Em todos os sítios o N-NH4 foi a forma predominante (quadro 2). O potencial de mineralização de N por incubação anaeróbia, apresentou valores significativamente superiores nos sítios mais húmidos (19,83-24,16 mg N-NH4 kg

-1 solo) do que nos outros (12,71-14,60 mg N-NH4 kg

-1 solo). No entanto, os sítios com precipitação inferior a 1000 mm apresentaram as maiores taxas de mineralização expressas em relação ao teor de N total (25,42-28,84 mg N g-1 N total). Após 32 semanas de incubação aeróbia, a mineralização líquida de N correlacionou-se positivamente com os teores de N total do solo (r2= 0,84). A taxa de mineralização variou entre 5,02 e 150,60 mg N kg-1 solo, verificando-se os valores máximos nas localizações mais húmidas. As taxas de mineralização em relação ao teor de N total seguiram uma tendência semelhante à observada sob condições anaeróbias (excepto em PG) e os maiores valores foram observados nos solos de FR e PT (72,1 e 44,6 mg g-1 N, respectivamente).

615

Quadro 2. Valores médios e desvio padrão (n=4) da concentração inicial de N mineral (mg kg-1) e da taxa de mineralização líquida (mg kg-1 solo e mg g-1N)

após 2 e 32 semanas de incubação anaeróbia e aeróbia, respectivamente.

----------- Inicial ------------

------------ Inc. Aneróbia ------------

---------- Inc. Aeróbia ----------

N-NH4 N-NO3 mg N-NH4 kg-1 solo

mg g-1 N mg N kg-1 solo

mg g-1 N

CS 2,91±0,16 ac

2,33±0,06 a

24,16±0,63 a

6,77±0,18 a

150,60±25,41 a

42,2±7,12 a

VT

2,98±0,56 a

1,72±0,07 b

19,83±0,43 b

9,53±0,21 a 44,86±7,26 b

21,6±3,49 b

PG 2,42±0,28 ab

1,97±0,08 c

12,98±0,55 c

28,84±1,22 b 5,02±2,86 c

11,2±6,36 b

PT 2,04±0,38 b

1,16±0,13 d

12,71±1,58 c

25,42±3,16 b

22,29±6,49 bc

44,6±12,9 a

FR 2,09±0,44 bc

1,12±0,02 d

14,60±0,87 c

26,55±1,57 b 39,63±5,74 b

72,1±10,4 c

Valores da mesma coluna com letras diferentes diferem significativamente (p>0,05), pelo teste de Tukey Na incubação aeróbia, verificou-se quase sistematicamente a ocorrência de nitrificação líquida nos solos das localizações mais pluviosas, atingindo ao fim da mesma, valores de 129,89 e 44,74 mg N-NO3 kg

-1 em CS e VT, respectivamente (figura 1). Nos solos das localizações menos húmidas a amonificação predominou durante as primeiras semanas de incubação e a nitrificação só foi observada após 8-10 semanas, nos solos de PR e FR, protelando-se até 24 semanas no solo de PG. Os nossos resultados estão em consonância com os estudos de Attiwill et al. (1996) que reportam uma taxa de nitrificação insignificante para solos sob eucalipto com razão C/N>20. A nitrificação durante as primeiras semanas de incubação pode ter sido limitada por uma baixa população de bacterias nitrificadoras (Vitousek e Matson, 1985). Além disso, a existência de concorrência entre organismos heterótrofos e nitrificadores pelo baixo teor de N-NH4 pode protelar a produção de N-NO3 de tal forma que a nitrificação não é observada até que diminui a disponibilidade de C (Hart et al., 1994). As concentrações de C microbiano antes da incubação variaram de 60,0 a 352,0 mg kg-1, e tenderam a ser superiores nos sítios mais húmidos (quadro 3). A razão Cmic/Ctotal observada foi de 5,6-16,8 mg g-1, verificando-se os valores mais baixos nos sítios mais pluviosos. Os teores de C microbiano no final do período de incubação diminuíram em relação aos iniciais.

616

Figura 1. Valores médios (n=4) de nitrificação e amonificação líquida (mg/kg) nos solos dos sítios de estudo durante 32 semanas de incubação em condições

aeróbias.

A respiração basal do solo no final da incubação foi positivamente correlacionada com o teor inicial de C orgânico total (r2=0,86), de C lábil (r2=0,92) e de C microbiano (r2=0,78), verificando-se os valores mais elevados nos sítios mais pluviosos (13,1-14,0 mg C-CO2 kg

-1 solo dia-1, após 32 semanas) e os mais baixos nos sítios mais secos (7,9-9,7 mg C-CO2 kg

-1 solo dia-1). A respiração basal por unidade de C apresentou fortes diferenças entre os dois grupos de sítios, as quais parecem estar relacionadas com a razão C/N do solo. As localizações mais húmidas (C/N≅17) apresentaram valores de respiração basal de cerca de 55 mg g-1 C após 32 semanas, enquanto que nos sítios mais secos (C/N=21-25) estes valores atingiram os 160 mg g-1 C. O quociente metabólico inicial apresentou um padrão de variação

617

semelhante, registando-se os valores mais elevados nas localizações menos húmidas (4,6-15,1 µg C-CO2 h

-1 mg Cmic -1). Assim, embora estas localizações apresentem umas taxas de mineralização relativamente baixas, o turnover de C e N resultou mais elevado que nos outros sítios.

Quadro 3. Valores médios do C (mg kg-1), da razão Cmic/Ctotal (mg g-1), da respiração basal diária (mg C-CO2 kg

-1 solo dia-1) e do quociente metabólico (qCO2) (µg C-CO2 h

-1 mg-1 Cmic) no inicio e ao fim de 32 semanas de incubação aeróbia.

Conclusões A dinâmica de C e N foi influenciada pelas condições climáticas. Os solos das localizações mais pluviosas apresentaram uma maior acumulação de C orgânico e de N no solo, bem como taxas de mineralização mais elevadas quando comparadas com os sítios menos húmidos. No entanto, a maior eficiência na disponibilidade de C e N foi observada nos sítios menos húmidos, facto que deverá estar em correspondência com a maior disponibilidade relativa de compostos orgânicos lábeis.

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619

Tendencias Actuales de la Ciencia del Suelo

N. Bellinfante & A. Jordán (eds.); Sevilla, 2007

ISBN 978-84-690-4129-1

Diversity of rhizobia nodulating annual medics in stressing environments

P.I. ALVES 1,2, M.T. CRESPO 1,2, J. FIGUEIREDO MARQUES 1,2, E.M. FERREIRA3 & P. FARELEIRA4

1 Instituto de Tecnologia Química e Biológica, UNL, Apartado 127, 2781-901,Oeiras, Portugal.

2 Instituto de Biologia Experimental e Tecnológica, Apartado 12, 2781-901, Oeiras, Portugal.

3 Estação Florestal Nacional, INIAP, Quinta do Marquês, 2784-505 Oeiras, Portugal.

4 Estação Agronómica Nacional, INIAP, Quinta do Marquês, 2784-505 Oeiras, Portugal.

Abstract A collection of rhizobial strains nodulating annual medics was isolated from stressing environments in southeastern and central Portuguese locations. Strains were either isolated from nodules of spontaneous annual medic plants collected in the field, or trapped from soils by the plant infection method, using Medicago

polymorpha as host plant. Identification of Sinorhizobium strains among the collection of isolates was performed by using a simple polymerase chain reaction (PCR) method based on the simultaneous detection of two highly conserved regions in S. meliloti genome: the nodbox 4 promoter and the mucR gene. In most strains, the PCR reaction was unspecific, resulting in the amplification of several other distinct fragments. The obtained DNA patterns were analyzed by agglomerative clustering using the unweighted pair group with mathematical average algorithm. The resulting dendograms allowed the distinction of several clusters among the isolates, with different affinities to the related Sinorhizobium type strains. Diversity varied with place of origin, in inverse proportion with the harshness of the local environment. The method may be useful for the fast selection of effective strains for a given host.

Resumo Procedeu-se ao isolamento de uma colecção de estirpes rizobianas, capazes de nodular luzernas anuais, provenientes de diversos locais do sul e centro de Portugal com características ambientais desfavoráveis. As estirpes foram obtidas a partir de nódulos de luzernas anuais espontâneas ou isoladas de solos pelo método de infecção de plantas e usando Medicago polymorpha como hospedeiro. Para identificação das estirpes de Sinorhizobium, recorreu-se ao método da reacção em

620

cadeia da polimerase (PCR), usando um procedimento simples baseado na detecção simultânea de duas regiões altamente conservadas no genoma de S. meliloti: o promotor nodbox 4 e o gene mucR. Na maioria das estirpes, a reacção de PCR não foi específica, resultando na amplificação de vários outros fragmentos. Os perfis de DNA obtidos foram submetidos a análise aglomerativa, usando o método de agrupamento segundo a associação média. Os dendogramas permitiram distinguir vários agrupamentos entre os isolados, com diferentes afinidades para estirpes tipo de Sinorhizobium. O grau de diversidade entre isolados variou com o local de origem, em proporção inversa com o nível de agressividade das condições ambientais. O método poderá ser útil para a selecção rápida de estirpes eficazes para um dado hospedeiro.

Introduction Rhizobia constitute a very diverse and widely distributed group of soil bacteria that share the ability to elicit root or stem nodules on leguminous plants, where they differentiate into nitrogen-fixing bacteroids (Hirsh et al., 2001). The establishment of the symbiotic interaction between rhizobia and legumes is an extremely complex and well-regulated process, whose specificity is mainly determined by the genotypes of both symbionts. In the absence of the host plant, rhizobia are free-living members of the soil microbiota, without any special genetic or ecological advantage over other soil microorganisms, with whom they have to compete for limited resources (Keyser et al., 1991). However, rhizobia are quite exceptional in their ability to thrive in very different environments, and this implies high flexibility and capacity for adaptation to particular situations. It is well known that the structure of natural populations of microbes in soil can be influenced by a series of biotic and abiotic factors, that include environmental conditions, biological barriers to gene exchange or geographical isolation, as well as the type of soil or the availability of nutrients, including the composition and concentration of root exudates excreted by plants into the rizosphere (Bianchi & Bianchi, 1995). This work is part of a study directed towards the search for rhizobial strains able to nodulate annual medics and adapted to thrive in unfavourable environments. Within this aim, a collection of strains was isolated from different locations in southern and central Portugal, in which geological, topological and climatic conditions, associated with land use practices, conduced to stressful environments. The host legume selected for the study, the burr medic (Medicago polymorpha L.), is an adaptable species that has naturalised in many environments worldwide. Advantages of this species over other Medicago members include its tolerance to poor drainage and the ability to grow on mildly acidic soils (Charman & Ballard, 2004). Burr medics are quite specific in their rhizobial requirements, and often form ineffective symbiosis with Sinorhizobium isolates. Natural nodulation of burr medics with effective nitrogen fixation seems to be preferentially associated with S. medicae; the closely related species, S. meliloti, often forms rudimentar and ineffective nodules on this host (Rome et al., 1996). Upon the establishment of a collection of strains able to nodulate annual medics, clear identification of Sinorhizobium among the isolates was attempted by using a

621

simple Polymerase Chain Reaction (PCR) method that targets simultaneously two highly conserved regions in the genome of S. meliloti: the nodbox 4 promoter and the mucR gene (Sánchez-Contreras, 2000). The nodbox 4 promoter region is located in one of the symbiotic megaplasmids of S. meliloti (Baev et al., 1991), while the mucR gene, coding for a regulatory zinc finger protein implicated in regulation of exopolysaccharides, is located in the chromosome (Keller et al., 1995). In our hands, PCR amplification of these two regions was generally unspecific, resulting in several distinct complex patterns of DNA fragments. We used this information to perform a similarity analysis of the isolates, in order to access whether the observed matchings could be related with environmental conditions in the sites of origin or with known phenotypic characteristics.

Materials and Methods

Strains isolation and growth conditions Samples of surface soils (1-10 cm) and spontaneous annual medic plants were collected from several locations in southeastern and central Portugal. Sampling sites were selected in places with distinct geological characteristics and affected by different levels of stressing environmental conditions, mainly drought and high temperatures (table 1). Strains were either isolated from root nodules of the field plants, or trapped from soils by the plant infection method (Vincent, 1970), using Medicago polymorpha cv. Santiago as host plant. Each isolate was labelled with the following code: four letters, identifying the place of origin; a number, indicating the number of the isolation in that place; Md.p. or Md.sp., identifying the host plant used for isolation (M. polymorpha cv. Santiago or spontaneous annual medics, respectively); and two numbers, indicating, respectively, the plant and the nodule used for isolation. Isolates were routinely grown in mannitol-yeast medium at 27°C, and stock cultures were kept in 15% glycerol at -80ºC. Nitrogen fixing activity of the isolates was evaluated by comparing the dry weight of inoculated test plants with nitrogen-supplied plants. The following type strains of Sinorhizobium were obtained from commercial sources: S. fredii DSMZ 5851, S. medicae LMG 18864, S. meliloti DSMZ 30135, S. saheli DSMZ 11273, and S. terangae DSMZ 11282.

DNA extraction and PCR amplification Strains were cultured in 5 ml tryptone-yeast medium for 48h and total genomic DNA was extracted using the AquaPure Genomic DNA Isolation Kit (BioRad, USA). Extracted DNA from each strain was screened for the presence of the nodbox 4 promoter and the mucR gene, as previously described by Sánchez-Contreras et al. (2000). The nodbox 4 region was amplified by using the primers 5′-TCTTTTCTTATCCATAGGGTGG-3’ and 5’-ACGGATCCTCCTCGAAG-3’, yielding a fragment with 646 base pairs. For the amplification of the mucR gene, primers 5´-ATGACAGAGACTTCGCTCGGT-3’ and 5’-TCACTTGCCGCGACGCTT-3’ were used, yielding a fragment with 431 base pairs. The reactions were performed with 2 U of ImmolaseTM DNA polymerase

622

(Bioline, UK) and 1µM of each of the four primers, in a total volume of 25µl, using a DNA Thermal Cycler (Biometra, Germany). The conditions for the reaction were the following: initial denaturation at 95ºC for 6 min, 30 cycles at 95ºC for 1 min, 55ºC for 1.5 min, 72ºC for 1 min, and an extension cycle at 72ºC for 10 min. Amplified DNA fragments were separated by electrophoresis on 2% agarose gel.

Data Analysis The software BioNumerics, version 4.0 (Applied Maths, Belgium, 2004), was used to calculate the similarity matrices of whole densitometric curves of DNA fingerprints by using the pair-wise Pearson’s product-moment correlation coefficient (r value) (Häne et al., 1993). Cluster analysis of the similarity matrices was performed according to the unweighted pair group with mathematical average (UPGMA) algorithm. The reproducibility level of the method was assessed by the minimum correlation value observed in a random sample of 10% duplicate DNA extracts.

Results The S. meliloti reference strain originated two PCR products with molecular sizes compatible to the nodbox 4 promoter (646 base pairs) and the mucR gene (431 base pairs), as previously described (Sánchez-Contreras, 2000). These same DNA fragments were also obtained with the S. medicae reference strain, as it was expected given the close relatedness of this species to S. meliloti (Rome et al., 1996). The two-band pattern could still be observed in S. teragae, but not in the remaining Sinorhizobium species, S. fredii and S. saheli, in accordance to a well-differentiated phylogenetic position previously proposed for these organisms (Turner & Young, 2000). Among 107 field isolates, only 63 yielded the expected two PCR products. Moreover, in most field isolates and type strains, the PCR reaction targeting nodbox 4 promoter and mucR gene was unspecific, resulting in the amplification of several genomic fragments and originating distinct fingerprints. The DNA fingerprints of the isolates obtained from soil samples using test plants were analysed by agglomerative clustering. The resulting dendogram allowed the distinction of several significant clusters (r>70%) among the isolates, with different affinities to the related Sinorhizobium type strains (figure 1). A major group (I, in figure 1), clustering together with S. meliloti and S. medicae type strains, is consistent with the results from nitrogen fixation assays (figure 1, N2 fixation results): only the strains within this group were able to establish effective symbiosis with M. polymorpha in laboratory conditions, reflecting its higher affinity to the host. This suggests that the PCR method may be useful for the fast detection of probable nitrogen fixing effectiveness of new isolates from known hosts.

623

Table 1. Characteristics of the places of origin of strains nodulating annual medics isolated in this work.

Sampling place Localization Geological characteristics* Stress /Degree of harshness

AltA Alter do Chão Transition: schist, grauwacke/sand, sandstone, clay

Drought, heat / Strong

AviA Avis Eruptive rocks Drought, heat / Strong

CalA Caldas da Rainha

Sands Salinity / Medium

CraA, CraB Crato Granites Drought, heat / Strong

MerA Mértola Schist, quartzite, amphibolites Drought, heat / Strong

MerB Mértola Slate clay, grauwacke, sandstone Drought, heat / Medium

MerC, MerE, MerF

Mértola Slate clay, grauwacke, sandstone Drought, heat / Strong

MorA Mora Transition: schist, grauwacke /sand, sandstone, clay

Drought, heat / Medium

MouA Moura Limestone with diorites and schist Drought, heat / Mild

MouB Moura Limestone Drought, heat / Mild

NisA Nisa Granites Drought, heat / Strong

PorA Portel Schist, grauwacke Drought, heat / Mild

SerA Serpa Granites Drought, heat / Medium

SerB Serpa Transition: diorites, garboard-strake/limestone/granite

Drought, heat / Medium

SerC Serpa Schist, grauwacke Drought, heat / Medium

* According to Soares (1983)

624

646 bp

MouA-4 (Md.p2-1)SerB-1 (Md.p.1-1)MouA-3 (Md.p.1-1)SerA-1 (Md.p.1-1)SerB-2 (Md.p.2-1)MouB-1 (Md.p.1-1)MouB-2 (Md.p.2-1)PorA-2 (Md.p.2-1)MorA-1 (Md.p.1-1)PorA-1 (Md.p.1-1)Cra-B1 (Md.p.1-1)MerD-1 (Md.p.1-1)MerB-2 (Md.p.2-1)S. medicaeSalA-1 (Md.p.1-1)SalA-2 (Md.p.2-1)MerA-1 (Md.p.1-1)MerA-4 (Md.p.4-1)MerF-2 (Md.p.2-1)MerF-1 (Md.p.1-1)SalA-3 (Md.p.3-1)S. terangaeS. meliloti DSMZ 30135S. meliloti ATCC 51124MerE-1 (Md.p.1-1)MerE-2 (Md.p.2-1)S. frediiS. saheliMerC-1 (Md.p.1-1)AltA-1 (Md.p.1-1)MerC-2 (Md.p.2-1)MerD-2 (Md.p.2-1)AviA-1 (Md.p.1-1)SerA-2 (Md.p.2-1)MorA-3 (Md.p.3-1)MorA-4 (Md.p.4-1)MerB-1 (Md.p.1-1)MerA-3 (Md.p.3-1)SerA-3 (Md.p.3-1)MerA-2 (Md.p.2-1)CraA-1 (Md.p.1-1)MorA-2 (Md.p.2-1)MouB-3 (Md.p.3-1)NisA-1 (Md.p.1-1)

+++++++++++-+

+++++++

++

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

N2 fixation100

90

80

70

60

50

40r

I

431bp

646 bp

MouA-4 (Md.p2-1)SerB-1 (Md.p.1-1)MouA-3 (Md.p.1-1)SerA-1 (Md.p.1-1)SerB-2 (Md.p.2-1)MouB-1 (Md.p.1-1)MouB-2 (Md.p.2-1)PorA-2 (Md.p.2-1)MorA-1 (Md.p.1-1)PorA-1 (Md.p.1-1)Cra-B1 (Md.p.1-1)MerD-1 (Md.p.1-1)MerB-2 (Md.p.2-1)S. medicaeSalA-1 (Md.p.1-1)SalA-2 (Md.p.2-1)MerA-1 (Md.p.1-1)MerA-4 (Md.p.4-1)MerF-2 (Md.p.2-1)MerF-1 (Md.p.1-1)SalA-3 (Md.p.3-1)S. terangaeS. meliloti DSMZ 30135S. meliloti ATCC 51124MerE-1 (Md.p.1-1)MerE-2 (Md.p.2-1)S. frediiS. saheliMerC-1 (Md.p.1-1)AltA-1 (Md.p.1-1)MerC-2 (Md.p.2-1)MerD-2 (Md.p.2-1)AviA-1 (Md.p.1-1)SerA-2 (Md.p.2-1)MorA-3 (Md.p.3-1)MorA-4 (Md.p.4-1)MerB-1 (Md.p.1-1)MerA-3 (Md.p.3-1)SerA-3 (Md.p.3-1)MerA-2 (Md.p.2-1)CraA-1 (Md.p.1-1)MorA-2 (Md.p.2-1)MouB-3 (Md.p.3-1)NisA-1 (Md.p.1-1)

+++++++++++-+

+++++++

++

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

N2 fixation

MouA-4 (Md.p2-1)SerB-1 (Md.p.1-1)MouA-3 (Md.p.1-1)SerA-1 (Md.p.1-1)SerB-2 (Md.p.2-1)MouB-1 (Md.p.1-1)MouB-2 (Md.p.2-1)PorA-2 (Md.p.2-1)MorA-1 (Md.p.1-1)PorA-1 (Md.p.1-1)Cra-B1 (Md.p.1-1)MerD-1 (Md.p.1-1)MerB-2 (Md.p.2-1)S. medicaeSalA-1 (Md.p.1-1)SalA-2 (Md.p.2-1)MerA-1 (Md.p.1-1)MerA-4 (Md.p.4-1)MerF-2 (Md.p.2-1)MerF-1 (Md.p.1-1)SalA-3 (Md.p.3-1)S. terangaeS. meliloti DSMZ 30135S. meliloti ATCC 51124MerE-1 (Md.p.1-1)MerE-2 (Md.p.2-1)S. frediiS. saheliMerC-1 (Md.p.1-1)AltA-1 (Md.p.1-1)MerC-2 (Md.p.2-1)MerD-2 (Md.p.2-1)AviA-1 (Md.p.1-1)SerA-2 (Md.p.2-1)MorA-3 (Md.p.3-1)MorA-4 (Md.p.4-1)MerB-1 (Md.p.1-1)MerA-3 (Md.p.3-1)SerA-3 (Md.p.3-1)MerA-2 (Md.p.2-1)CraA-1 (Md.p.1-1)MorA-2 (Md.p.2-1)MouB-3 (Md.p.3-1)NisA-1 (Md.p.1-1)

+++++++++++-+

+++++++

++

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

N2 fixation100

90

80

70

60

50

40r

I

431bp

Figure 1. Product-moment/UPGMA cluster analysis of genomic fingerprints of isolates from Medicago polymorpha test plants inoculated with soils, and Sinorhizobium type strains, obtained upon PCR amplification of nodbox 4 promoter and mucR gene. Nitrogen fixing activity was determined with M.

polymorpha test plants. On the scale, r values are expressed as percentages.

625

.

.

.

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PorA-12 (Md.sp.6-2)

PorA-15 (Md.sp.7-1)

PorA-11 (Md.sp.6-1)

PorA-7 (Md.sp.5-1)

PorA-14 (Md.sp.6-4)

MorA-12 (Md.sp.3-1)

MorA-2 (Md.p.2-1)

MerE-7 (Md.sp.3-1)

MerE-9 (Md.sp.5-1)

MerF-4 (Md.sp.2-1)

MerF-5 (Md.sp.2-2)

MerF-6 (Md.sp.3-1)

MerE-17 (Md.sp.9-1)

MerE-18 (Md.sp.9-2)

MerE-20 (Md.sp.11-1)

MerE-16 (Md.sp.8-1)

Sinorhizobium medicae

MerE-10 (Md.sp.5-2)

MerE-15 (Md.sp.7-3)

MerE-13 (Md.sp.7-1)

MerE-19 (Md.sp.10-1)

MerD-2 (Md.p.2-1)

MerC-2 (Md.p.2-1)

MerF-7 (Md.sp.4-1)

MerC-1 (Md.p.1-1)

PorA-13 (Md.sp.6-3)

PorA-18 (Md.sp.10-1)

MorA-3 (Md.p.3-1)

MorA-4 (Md.p.4-1)

PorA-16 (Md.sp.8-1)

PorA-8 (Md.sp.5-2)

MerE-1 (Md.p.1-1)

MerE-2 (Md.p.2-1)

MorA-10 (Md.sp.2-2)

MerD-1 (Md.p.1-1)

MorA-14 (Md.sp.5-1)

MorA-5 (Md.sp.1-1)

MorA-13 (Md.sp.4-1)

MorA-9 (Md.sp.2-1)

PorA-9 (Md.sp.5-3)

MouB-4 (Md.sp.1-1)

MerE-5 (Md.sp.3-1)

MerE-6 (Md.sp.4-1)

MerE-8 (Md.sp.4-1)

MerE-4 (Md.sp.2-1)

MerF-3 (Md.sp.1-1)

MerE-12 (Md.sp.6-2)

MerE-14 (Md.sp.7-2)

MouB-1 (Md.p.1-1)

MouB-2 (Md.p.2-1)

PorA-2 (Md.p.2-1)

MorA-1 (Md.p.1-1)

PorA-1 (Md.p.1-1)

MouA-3 (Md.p.1-1)

MouA-4 (Md.p2-1)

MorA-7 (Md.sp.1-3)

PorA-3 (Md.sp.1-1)

MerC-6 (Md.sp.5-1)

MerF-1 (Md.p.1-1)

MerF-2 (Md.p.2-1)

Sinorhizobium meliloti

Sinorhizobium terangae

Sinorhizobium fredii

Sinorhizobium saheli

MorA-6 (Md.sp.1-2)

MouB-3 (Md.p.3-1)

MerE-11 (Md.sp.6-1)

100

90

80

70

60

50

40

30

20

10

r

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PorA-12 (Md.sp.6-2)

PorA-15 (Md.sp.7-1)

PorA-11 (Md.sp.6-1)

PorA-7 (Md.sp.5-1)

PorA-14 (Md.sp.6-4)

MorA-12 (Md.sp.3-1)

MorA-2 (Md.p.2-1)

MerE-7 (Md.sp.3-1)

MerE-9 (Md.sp.5-1)

MerF-4 (Md.sp.2-1)

MerF-5 (Md.sp.2-2)

MerF-6 (Md.sp.3-1)

MerE-17 (Md.sp.9-1)

MerE-18 (Md.sp.9-2)

MerE-20 (Md.sp.11-1)

MerE-16 (Md.sp.8-1)

Sinorhizobium medicae

MerE-10 (Md.sp.5-2)

MerE-15 (Md.sp.7-3)

MerE-13 (Md.sp.7-1)

MerE-19 (Md.sp.10-1)

MerD-2 (Md.p.2-1)

MerC-2 (Md.p.2-1)

MerF-7 (Md.sp.4-1)

MerC-1 (Md.p.1-1)

PorA-13 (Md.sp.6-3)

PorA-18 (Md.sp.10-1)

MorA-3 (Md.p.3-1)

MorA-4 (Md.p.4-1)

PorA-16 (Md.sp.8-1)

PorA-8 (Md.sp.5-2)

MerE-1 (Md.p.1-1)

MerE-2 (Md.p.2-1)

MorA-10 (Md.sp.2-2)

MerD-1 (Md.p.1-1)

MorA-14 (Md.sp.5-1)

MorA-5 (Md.sp.1-1)

MorA-13 (Md.sp.4-1)

MorA-9 (Md.sp.2-1)

PorA-9 (Md.sp.5-3)

MouB-4 (Md.sp.1-1)

MerE-5 (Md.sp.3-1)

MerE-6 (Md.sp.4-1)

MerE-8 (Md.sp.4-1)

MerE-4 (Md.sp.2-1)

MerF-3 (Md.sp.1-1)

MerE-12 (Md.sp.6-2)

MerE-14 (Md.sp.7-2)

MouB-1 (Md.p.1-1)

MouB-2 (Md.p.2-1)

PorA-2 (Md.p.2-1)

MorA-1 (Md.p.1-1)

PorA-1 (Md.p.1-1)

MouA-3 (Md.p.1-1)

MouA-4 (Md.p2-1)

MorA-7 (Md.sp.1-3)

PorA-3 (Md.sp.1-1)

MerC-6 (Md.sp.5-1)

MerF-1 (Md.p.1-1)

MerF-2 (Md.p.2-1)

Sinorhizobium meliloti

Sinorhizobium terangae

Sinorhizobium fredii

Sinorhizobium saheli

MorA-6 (Md.sp.1-2)

MouB-3 (Md.p.3-1)

MerE-11 (Md.sp.6-1)

100

90

80

70

60

50

40

30

20

10

r

Figure 2. Dendogram UPGMA of genomic fingerprints of strains isolated

from nodules of field annual medics, and Sinorhizobium type strains. The field isolates selected for this analysis were originated from places bearing different degrees of harsh environmental conditions (see table 1). On the scale, r values

are expressed as percentages.

626

The existence of eventual relationships among genotypic patterns and the environmental characteristics in the sites of origin was evaluated. Within this aim, a sample of 62 isolates, originated from places with different degrees of harshness (mild, medium and strong stressing environments; see table 1) and obtained from both field and laboratory plants, was selected and used for comparison. The similarity dendogram (Figure 2) shows that isolates obtained from the same soil sample with trap plants of M. polymorpha tend to group together, indicating low genetic diversity. Using isolates obtained from diverse nodules within the same plant as indicators, as suggested by Young et al. (1987), differences in diversity related with the characteristics of the places of origin could be observed. In general, the isolates from locations presenting milder stressing environments (e.g. PorA) evidenced the greater diversity, as shown by the low degree of similarity among the isolates from the same plant. On the other hand, isolates from the most stressing environments (e.g. MerE) showed higher levels of similarity, and medium stressing conditions were associated with intermediate degrees of similarity. These results fit the theory proposed by Brown (1981), relating diversity with the productivity/carrying capacity of the environments. Analysis of the stress tolerance of the isolates obtained from soils in laboratory conditions showed that the more tolerant strains were preferentially originated from the harsher environments (Fareleira et al., 2006); however, no apparent relation could be detected between the tolerance to stress and specific similarity clusters established by this analysis.

Conclusions The PCR method used in this work proved to be useful for the molecular identification of Sinorhizobium strains among the collection of field isolates originated from stressing environments. Additionally, the method also allowed for similarity analysis of DNA fingerprints. Effective isolates originated from M.

polymorpha test plants clustered together with S. meliloti and S. medicae reference strains, reflecting its higher affinity to the host and suggesting a possible utilization of the method as a fast tool for selection of effective isolates from a known host. Diversity among strains varied with the place of origin, in inverse proportion with the harshness of the local environmental conditions.

Acknowledgements This research was supported by POCTI, co-financed by FEDER (Project POCTI/AGG/46371/2002).

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628

Tendencias Actuales de la Ciencia del Suelo

N. Bellinfante & A. Jordán (eds.); Sevilla, 2007

ISBN 978-84-690-4129-1

Influencia de factores bióticos y abióticos en las emisiones de CO2 en Andosoles forestales de las

Islas Canarias (España)

C.D. ARBELO, A. RODRÍGUEZ, C.M. ARMAS, J.L. MORA, J.S. NOTARIO, B. SANTANA & J.A.GUERRA

Departamento de Edafología y Geología, Fac. Biología, Universidad de La Laguna, Avda. Astrofísico Francisco Sánchez s/n, 38204. La Laguna, España

Resumen En este trabajo se presentan los primeros resultados sobre la cuantificación de las emisiones de CO2 en Andosoles forestales de las Islas Canarias y se trata de evaluar la influencia de algunos parámetros bióticos y abióticos en las mismas. Se han seleccionado tres Andosoles fúlvicos (Fulvudands), dos bajo vegetación de laurisilva y otro bajo plantación de pinos (P. radiata) y un Andosol vítrico (Udivitrands) bajo bosque de pino canario, midiendo en cada uno de ellos, la respiración del suelo en campo durante 24 horas y la respiración del suelo en condiciones óptimas de laboratorio durante 10 días, además de algunos parámetros biológicos y otros abióticos. Los resultados indican que las mayores emisiones de CO2 en campo y las mayores tasas de respiración potencial se producen en los andosoles fúlvicos (185-197 mgC- CO2 m

-2h-1 y 736-918 mgC- CO2m-2h-1 respectivamente), mucho mayores que en los

Andosoles vítricos (129 mgC- CO2 m-2h-1 y 487 mgC- CO2m

-2h-1 respectivamente). La respiración de campo está relacionada fundamentalmente con el contenido de humedad del suelo y con el contenido de carbono orgánico total, mientras que las mayores tasas de respiración potencial se relacionan también con el contenido de carbono orgánico total y sobre todo con la actividad de las enzimas celulasa y β-glucosidasa y con la existencia de formas lábiles de carbono orgánico extraibles con agua caliente.

Abstract The first results of measurements of CO2 emissions in forest Andosols from the Canary Islands are presented in this paper. Our aim is to evaluate the influence of some biotic and non-biotic parameters on them. Three fulvic Andosols (Fulvudands) have been selected for this, two of them under laurel forest and another one under

629

Pinus radiata plantations, together with a vitric andosol (Udivitrand) under Canarian pine forest. Soil respiration has been measured in field conditions, as well as in optimum laboratory conditions (potential respiration rates) over a 24-hour period, together with some biological and non-biotic parameters. It is observed that the highest CO2 emissions in the field and the highest potential respiration rates have taken place in fulvic andosols (185-197 mgC- CO2 m

-2h-1 y 736-918 mgC- CO2m

-2h-1, respectively), much higher than in vitric andosols (129 mgC- CO2 m

-2h-1 y 487 mgC- CO2m-2h-1, respectively).

Soil respiration rates in the field show a strong dependence on the soil moisture and total soil organic C contents, whereas the highest potential respiration rates are related to the total soil organic C content and mainly with the cellulase and β-glucosidase enzymatic activities, as well as the existence of labile, hot water-extractable organic C forms.

Introducción La respiración del suelo o flujos de CO2 desde la superficie del suelo es uno de los componentes fundamentales del ciclo del carbono en los ecosistemas forestales, de tal modo que el suelo juega un importante papel en las emisiones de gases de efecto invernadero (Merino et al., 2004; Adachi et al., 2006). La respiración del suelo ha recibido una considerable atención en los últimos años debido a las importantes cantidades de CO2 que se emiten anualmente a la atmósfera, fundamentalmente debido a cambios de uso en los suelos (Bouwman, 1990) y se han realizado numerosos estudios sobre la respiración de suelos en una amplia variedad de ecosistemas relacionando generalmente la variación espacial y temporal de los flujos de CO2 con fluctuaciones en la temperatura y humedad edáfica. Además las emisiones de CO2 a partir del suelo se relacionan con procesos complejos que comprenden la repiración de las raices de las plantas, la respiración de los microorganismos y la descomposición de la materia orgánica del suelo (Kirchsbaum, 2006). La comprensión de los factores responsables y que mayor influencia tienen en las emisiones de CO2 a partir del suelo es esencial para poder predecir los cambios producidos en las mismas, como consecuencia de cambios de uso y de manejo en los suelos y para comprender el papel emisor o secuestrador de CO2 de los suelos volcánicos en los ecosistemas forestales de las Islas Canarias. Sin embargo existen muy pocos datos de la magnitud de los flujos de CO2 a partir de los Andosoles forestales de Canarias (Arbelo et al., 2004) y de los suelos volcánicos en general (Castillo and Joergensen, 2001; Joergensen and Castillo, 2001; Xu et al., 2006; etc), a pesar de que estos suelos tienen un alto contenido de carbono orgánico y una alta actividad biológica y bioquímica (Armas et al., 2004, 2005; Santana et al., 2006). Por ello en este trabajo se presentan los primeros resultados sobre la cuantificación de estas emisiones en Andosoles forestales de las Islas Canarias y se trata de evaluar la influencia de algunos parámetros bióticos y abióticos en las mismas.

630

Material y métodos Se han seleccionado tres Andosoles fúlvicos (Fulvudands), dos bajo vegetación de laurisilva(Lauro novocanariensis-Perseetum indicae, facie de Laurus azorica) y otro bajo plantación de pino californiano (Pinus radiata, Myrico fayae-Ericetosum

arboreae) y un Andosol vítrico (Udivitrands) bajo bosque de pino canario (Sideritido solutae-Pinetum canariensis, subass. ericetosum arboreae). La precipitación media anual (700-800 mm/año) da lugar a una régimen Údico de humedad edáfica. La temperatura media anual es de aproximadamente 14ºC, mientras que la evapotranspiración potencial ha sido estimada en casi 600 mm/año. En los suelos de cada ecosistema estudiado se midió la respiración del suelo en campo durante 24 horas (Anderson,1982) y la respiración del suelo en condiciones óptimas de laboratorio durante 10 días (Guitián and Carballas, 1976), además de algunos parámetros biológicos como carbono orgánico total (Nelson and Sommers, 1982), carbono ligado a la biomasa microbiana (Vance et al., 1987), carbono extraible con pirofosfato sódico (Blakemore et al., 1981) y con sulfato potásico (Horwarth and Paul, 1994), carbono soluble en agua caliente (Ghani et al., 2003), relación C/N y actividades celulasa (Schinner and Von Mersi, 1990), β-glucosidasa (Eivazi and Tabatabai, 1988) y deshidrogenasa (Camiña et al., 1997) y otros abióticos (contenido de humedad del suelo, pH, contenido de arcilla, densidad aparente, contenido de alofana, relación Alp/Alo). Las medidas se realizaron estacionalmente durante un año, en tres épocas diferentes en cada año.

Resultados En la tabla 1 se señalan los valores obtenidos para las emisiones de CO2 en campo y en incubación controlada en el laboratorio, para los cuatro suelos estudiados. Estos resultados indican que las mayores emisiones y las mayores tasas de respiración potencial se producen en los Andosoles fúlvicos, mucho mayores que en los Andosoles vítricos, correpondiéndose con unos mayores contenidos de carbono orgánico total, de biomasa microbiana, de carbono ligado a la fracción mineral y de las forma más lábiles de carbono orgánico, extraibles con sulfato potásico y agua caliente, además de con un mayor grado de humificación de la materia orgánica reflejada en una relación C/N más baja (tabla 2). Los resultados obtenidos, en parte son similares a aquellos de trabajos anteriores sobre los suelos volcánicos de Canarias (Arbelo et al., 2004), que señalan que las mayores emisiones de CO2 en campo se producen en los andosoles bajo vegetación forestal de laurisilva, con importantes variaciones estacionales ligadas a la variación del estado de humedad de los suelos. Sin embargo los valores de emisiones de CO2 son mucho más bajos que los señalados por otros autores para suelos no ándicos (Frank et al., 2006; La Scala et al., 2006). Esto puede significar que la disponibilidad para la mineralización microbiana de la materia orgánica en estos suelos es muy baja, probablemente debido a la formación de complejos organominerales.

631

Tabla 1. Emisiones de CO2 en campo y laboratorio de los suelos de los

diferentes ecosistemas.

Ecosistema Respiración del suelo en campo (mgC-CO2m-2h-1, 24 h)

Respiración del suelo en incubación (mg C- CO2 kg-1, 10 días)

Fulvudands típicos bajo laurisilva 185,5±5,3 918,5±25,5 Fulvudands líticos bajo laurisilva 197,1±5,8 849,5±20,1 Fulvudands últicos bajo plantación de pino californiano

186,8±5,0 736,3±15,8

Udivitrands húmicos bajo pinar canario

128,9±4,6 486,8±15,2

Tabla 2. Formas de carbono orgánico en los suelos de los diferentes ecosistemas.

Ecosistema C-orgánico total (gkg-1)

C-biomasa (gkg-1)

C-pirofosfato (gkg-1)

C-sulfato potásico (gkg-1)

C-agua caliente (gkg-1)

Relación C/N

Fulvudands típicos bajo laurisilva

194±3,2 5,6±0,8 54±4,8 1,1±0,3 4,1±1,2 16,1

Fulvudands líticos bajo laurisilva

188±2,1 3,5±0,3 60±4,9 1,5±1,0 4,2±1,0 18,5

Fulvudands últicos bajo plantación de pino californiano

171±2,0 3,3±0,2 66±4,7 1,2±0,5 2,3±0,5 17,3

Udivitrands húmicos bajo pinar canario

68±1,5 2,1±0,2 25±2,9 0,8±0,1 1,7±0,2 20,8

De acuerdo con los resultados de la tabla 3, la actividad bioquímica reflejada en los valores obtenidos para las enxoenzimas estudiadas no presenta variaciones significativas entre los cuatro suelos, aunque si parece observarse una cierta tendencia a que también los Andosoles fúlvicos sean más activos a este respecto que los Andosoles vítricos

632

Tabla 3. Actividades enzimáticas en los suelos de los diferentes ecosistemas.

Ecosistema Actividad celulasa (µmol glucosa g-1h-1)

Actividad β-glucosidasa (µmol p-nitrofenol g-1h-1)

Actividad deshidrogenasa (µmol INTF g-1h-1)

Fulvudands típicos bajo laurisilva

0,09 4,9 0,8

Fulvudands líticos bajo laurisilva

0,31 4,7 0,6

Fulvudands últicos bajo plantación de pino californiano

0,25 3,9 0,7

Udivitrands húmicos bajo pinar canario

0,16 2,5 0,5

Tabla 4. Algunos parámetros abióticos de los suelos de los diferentes ecosistemas.

Ecosistema Humedad del suelo (gkg-1)

pH Arcilla (gkg-1)

Densidad aparente (MgM-3)

Alofana (gkg-1)

Alp/Alo

Fulvudands típicos bajo laurisilva

932±21 5,8±0,2 193 0,34 9,3 0,9

Fulvudands líticos bajo laurisilva

503±14 5,2±0,2 89 0,51 38,0 0,6

Fulvudands últicos bajo plantación de pino californiano

685±18 5,8±0,3 97 0,48 156,4 0,5

Udivitrands húmicos bajo pinar canario

314±10 7,0±0,1 130 0,69 9,7 0,8

Los parámetros abióticos analizados tampoco muestran tendencias claras entre los diferentes tipos de suelos, salvo un pH más ácido y una mejor estructuración, con más baja densidad aparente, en los Andosoles fúlvicos (tabla 4). En la tabla 5 aparecen los resultados del análisis de correlación realizado entre las emisiones de CO2 y algunos parámetros edáficos. Como puede observarse, la emisión de CO2 en campo está altamente correlacionada con la tasa respiratoria en incubación controlada y depende estrecha y directamente del contenido en carbono orgánico total y de la humedad del suelo en el momento de las medidas, como ha sido señalado por otros autores en varios tipos de suelos (Dilustro et al., 2005),

633

aunque también presenta buena correlación con el carbono orgánico ligado a la fracción mineral (carbono pirofosfato) y con las forma de carbono lábiles extraidas con sulfato potásico, asi como con la actividad β-glucosidasa. Por otra parte la respiración del suelo en incubación presenta las mejores correlaciones también con el contenido en carbono orgánico total y también, en este caso, con las formas lábiles extraidas con agua caliente, así como con las actividades celulasa y β-glucosidasa. La estrecha correlación entre la liberación de CO2 en incubación y el carbono extraible con agua caliente, ha sido señalada por otros autores (Ghani et al., 2003) y es indicativa de que este método extrae una proporción importante del carbono orgánico disponible para la microflora edáfica. Como se ve, tanto la respiración en campo, como las emisiones en incubación están fuertemente correlacionadas con la actividad de la enzima β-glucosidasa, lo cual es lógico si consideramos que este enzima juega un papel clave en la descomposición enzimática de la celulosa, el principal polisacárido de los restos vegetales (Turner et al., 2002). Algunos autores señalan una correlación positiva entre la biomasa microbiana y las emisiones de CO2 en campo, pero no con la respiración en incubación (Wang et al., 2003); en nuestro caso no existe una relación significativa, aunque la mayor significación (p=0,12) se presenta con las emisiones en condiciones de incubación controladas (Tabla 5). En ambos casos existe una correlación negativa con el pH, determinando que las emisiones de CO2 son mayores en suelos ácidos, como ha sido señalado por otros autores en suelos ándicos y que reflejan bien, un estrés en la actividad de las comunidades microbianas o bien cambios en las asociaciones metal-humus características de estos suelos al aumentar la cantidad de cargas positivas a bajo pH (Huygens et al., 2005; Xu et al., 2006). Para el caso de la respiración en incubación se observa también una correlación negativa con el contenido de arcilla, siendo menor la emisión de en suelos arcillosos, tratándose éstos de los únicos parámetros edáficos abióticos que muestra una influencia significativa en la respiración de este tipo de suelos.

Conclusiones Las mayores emisiones de CO2 y las mayores tasas de respiración potencial se producen en los Andosoles fúlvicos, correpondiéndose con unos mayores contenidos de carbono orgánico total, de biomasa microbiana, de carbono ligado a la fracción mineral y de las forma más lábiles de carbono orgánico, extraibles con sulfato potásico y agua caliente, además de con un mayor grado de humificación de la materia orgánica reflejada en una relación C/N más baja. Sin embargo los valores de emisiones de CO2 son mucho más bajos que los señalados por otros autores para suelos no ándicos, lo que puede significar que la disponibilidad para la mineralización microbiana de la materia orgánica en estos suelos es muy baja, probablemente debido a la formación de complejos organominerales. La emisión de CO2 en campo está altamente correlacionada con la tasa respiratoria en incubación controlada y depende estrecha y directamente del contenido en carbono orgánico total y de la humedad del suelo en el momento de las medidas. Tanto la respiración

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en campo, como las emisiones en incubación están fuertemente correlacionadas con la actividad de la enzima β-glucosidasa, lo cual es lógico si consideramos que la β-glucosidasa juega un papel clave en la descomposición enzimática de la celulosa, el principal polisacárido de los restos vegetales. En ambos casos existe una correlación negativa con el pH, determinando que las emisiones de CO2 son mayores en suelos ácidos, lo que puede ser reflejo bien, de un estrés en la actividad de las comunidades microbianas o bien de cambios en las asociaciones metal-humus características de estos suelos al aumentar la cantidad de cargas positivas a bajo pH

Tabla 5. Coeficientes de correlación de Pearson y significación bilateral entre las emisiones de CO2 y algunos parámetros bióticos y abióticos. Se resalta la

significación para p <0,1.

Respiración del suelo

en campo

Respiración del suelo

en incubación Respiración del suelo en campo 0,91 (p=0,09) Respiración del suelo en incubación 0,91 (p=0,09) C-orgánico total 0,98 (p=0,02) 0,97 (p=0,03) C-biomasa 0,63 (p=0,37) 0,90 (p=0,12) C-pirofosfato 0,95 (p=0,05) 0,77 (p=0,23) C-sulfato potásico 0,91 (p=0,09) 0,75 (p=0,25) C-agua caliente 0,77 (p=0,23) 0,92 (p=0,08) Relación C-biomasa/C-orgánico total -0,70 (p=0,30) -0,34 (p=0,66) Relación C-pirofosfato/C-orgánico total -0,45 (p=0,53) 0,78 (p=0,22) Actividad celulasa 0,40 (p=0,60) 0,96 (p=0,04) Actividad β-glucosidasa 0,92 (p=0,08) 0,997 (p=0,003) Actividad deshidrogenasa 0,57 (p=0,43) 0,77 (p=0,23) Relación C/N -0,78 (p=0,22) -0,87 (p=0,13) Humedad del suelo 0,92 (p=0,01) 0,80 (p=0,20) pH -0,97 (p=0,03) -0,94 (p=0,06) Arcilla -0,15 (p=0,85) -0,93 (p=0,07) Densidad aparente -0,77 (p=0,23) -0,96 (p=0,03) Alofana 0,37 (p=0,63) 0,62 (p=0,37) Alp/Alo -0,29 (p=0,71) -0,81 (p=0,18)

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