orchard c. ginocchio r. 2011. rev.conserv.ambient

Ciencia Ambiental
Revista Conservación Ambiental
ESTABLECIMIENTO DE ESPECIES NATIVAS CON POTENCIAL USO ECONÓMICO EN RELAVES DE
COBRE ACONDICIONADOS DEL CENTRO-NORTE DE CHILE
CRISTINA ORCHARD G.
Facultad de Agronomía e Ingeniería Forestal, Pontificia Universidad Católica de Chile.
Vicuña Mackenna 4860, Macul, Santiago, Chile Casilla 306
caorchar@uc..cl
ROSSANA GINOCCHIO C.
Centro de Investigación Minera y Metalúrgica, CIMM
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Resumen.
La actividad minera histórica y actual ha dejado un importante número de tranques de relaves en la zona centro-norte de
Chile, los que han impuesto diversos riesgos ambientales al ser abandonados en forma inadecuada. Por ello, las nuevas
normativas ambientales mineras establecen criterios de cierre que involucran la estabilización de los tranques de relaves.
Dentro de las tecnologías ambientalmente sustentables disponibles, se encuentra la fitoestabilización. En el marco de esta
tecnología, el presente estudio evaluó experimentalmente el establecimiento de tres especies vegetales nativas de la zona
centro-norte (Caesalpinia spinosa, Eulychnia acida y Alstroemeria pulchra) en relaves de la minería del cobre acondicionados
con distintos mejoradores (guano de cabra, biosólidos, orujo de uva y ripio de lixiviación). Estas especies podrían dar mayor
valor agregado a los programas de fitoestabilización realizados en la zona centro-norte considerando sus potenciales usos
económicos y de subsistencia. Los resultados indicaron que C. spinosa logró un crecimiento mayor en los relaves acondicionados que en el relave sin acondicionar, probablemente dado el aporte de materia orgánica y macronutrientes de los acondicionadores, aunque la solubilización de cobre y la salinidad habrían limitado su crecimiento. Los acondicionadores habrían
favorecido del mismo modo el enraizamiento de las columnas de E. acida en relaves manejados, siendo ésta también afectada por la solubilización de cobre y la salinidad. A. pulchra, posiblemente afectada de mayor magnitud por la biodisponibilidad de cobre y la salinidad del sustrato que las otras especies en estudio, no reflejó un crecimiento positivo atribuible a los
acondicionadores en los relaves manejados. Tanto C. spinosa como E. acida podrían crecer en depósitos de relaves mineros
acondicionados de lograrse un mejor control sobre la solubilización de cobre y la salinidad, mediante otras alternativas de
acondicionamiento y/o de manejo de los relaves. A. pulchra no sería una especie recomendada para programas de fitoestabilización de relaves mineros. Deben realizarse mayores investigaciones tendientes a determinar la metodología de fitoestabilización más adecuada para estas especies.
Palabras clave: fitoestabilización, Caesalpinia spinosa, Eulychnia acida, Alstroemeria pulchra, uso sustentable.
Abstract.
Historical and current mining activity has left an important number of tailing storage facilities (TSF) in north-central Chile,
which may impose diverse environmental risks as being inadequately abandoned. The new Chilean mining regulations request, however, specific TSF closing actions that involve physical and chemical stabilization of surfaces. Within the available
environmentally sustainable technologies is phytostabilization. The present study evaluated the potentiality of three native
species of north-central Chile (Caesalpinia spinosa, Eulychnia acida and Alstroemeria pulchra) for being established on copper mine tailings amended with different materials (goat manure, sewage sludge or biosolids, grape residues and gravel
from copper leaching piles), by means of an experimental laboratory assay. Selected species may give additional added
value to phytostabilization programs, given its potential economic and subsistence uses. Results indicated that C. spinosa
achieved a mayor growth on amended mine tailings than in non amended tailings, given probably the contribution of organic matter and macronutrient of organic amendments, even though copper solubilization and salinity would have limited
its growth. Amendments could have also favored rooting in columns of E. acida in managed tailings, being this specie also
affected by copper solubilization and salinity. A. pulchra, possibly more sensitive to available copper and salinity than the
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other evaluated species, did not show a positive growth response, irrespective of amendments used in managed tailings. C.
spinosa and E. acida may be established on amended TSF if better control of copper solubilization and salinity are achieved
in tailings, by means of other amendment and/or management alternatives of tailings. A. pulchra may not be recommended
for TSF phytostabilization programs. Mayor investigations seeking to determine the most adequate phytostabilization
methodology for this species should be performed.
Key words: phytostabilization, Caesalpinia spinosa, Eulychnia acida, Alstroemeria pulchra, sustainable use.
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INTRODUCCIÓN
Los tranques de relaves, principales desechos de la actividad minera de sulfuros de metales, conllevan potenciales
riesgos ambientales, constituyendo un importante problema en diversos países del mundo (Cheng y Wong, 2008),
situación que no es ajena a Chile. La industria minera metálica, ha dejado un legado de casi 500 tranques de relaves en
la zona centro-norte de Chile (29°-35°S), ocupando una
superficie de 4.649 ha (SERNAGEOMIN, 1989; 1990). En las
condiciones de clima Mediterráneo semiárido imperante en
esta zona del país, los tranques post-operativos se deshidratan rápidamente (Dold y Fontboté, 2001), dejando el material particulado susceptible a la erosión y dispersión por el
viento y la lluvia. La dispersión permanente de este material
al aire, los cursos de agua y los suelos aledaños puede determinar riesgos para la salud humana, los ecosistemas
naturales y los agrosistemas (Piha et al. 1995; Santibáñez,
2006). Sin embargo, las nuevas normativas establecidas en
Chile en el ámbito del cierre de los depósitos de relaves
mineros enfatizan que éstos deben ser estabilizados antes
de ser abandonados, a través del uso de tecnologías ambientalmente sustentables, las que permitan evitar los riesgos ambientales asociados a ellos (Ministerio de Minería,
2004; 2007).
Debido a la gran extensión superficial de los tranques de
relaves y al enorme volumen de material acopiado, las estrategias de rehabilitación enfatizan la estabilización in situ
de los metales/metaloides contenidos por sobre la remoción de ellos (Petrisor et al. 2004). La tecnología de fitoestabilización proporciona una solución eficiente, ambientalmente sustentable y de bajo costo (Berti y Cunningham,
2000), cuya relación costo-beneficio puede ser mejorada
utilizando especies vegetales que proporcionen beneficios
adicionales (Ginocchio, 2004). Otros países, como Australia
y Estados Unidos, entre otros, se encuentran estudiando
especies vegetales con potencial de explotación comercial
en la rehabilitación de relaves mineros (Osborne y Doronila,
2005).
Aunque la fitoestabilización ha sido muy efectiva en la
estabilización de depósitos de relaves mineros en países
industrializados, ésta no ha sido aún utilizada en tranques
de relaves abandonados y post-operativos ubicados en la
zona Mediterránea semiárida de Chile. Estudios internacionales han mostrado que uno de los factores críticos para el
éxito de esta tecnología es la adecuada selección de las
especies metalófitas excluyentes (especies tolerantes a
metales, eficientes en limitar la translocación de metales
hacia los tejidos aéreos; Dietz y Schnoor, 2001). Adicionalmente, la selección y utilización de enmiendas capaces de
mejorar las características físicas, químicas y biológicas del
sustrato, de modo de reducir la movilidad y la biodisponibilidad de los metales, promover la vida microbiana y asegurar el establecimiento de la cubierta vegetal, constituye
otro factor crítico de la fitoestabilización. De esta manera,
sería posible lograr la funcionalidad integral y la autosustentabilidad del sistema tanto en el mediano como en el
largo plazo (Conesa et al. 2007; Ludeke, 1973; Martin y
Ruby, 2004; Miller, 1996; Petrisor et al. 2004; Zhou et al.
1999). Como mencionan algunos estudios, es preferible la
utilización de plantas nativas para estos fines, ya que éstas
suelen ser más apropiadas que las plantas exóticas a las
condiciones ambientales y geográficas de cada lugar y se
encuentran integradas a los ecosistemas locales (Conesa et
al. 2007; Mahmud et al. 2008).
Si bien existe un gran potencial de que se hayan desarrollado naturalmente especies metalófitas en la zona
centro-norte de Chile, debido a la presencia de numerosos
yacimientos de minerales y a la alta exclusividad y aislamiento de la flora, el conocimiento actual sobre este tipo de
especies es prácticamente inexistente (Ginocchio y Baker,
2004). Específicamente, la zona centro-norte de Chile es
una zona metalogénica rica en yacimientos de hierro, oro,
plata, cobre y manganeso (Henríquez y Vivallo, 2000), la
que ha co-existido con la flora nativa y endémica Mediterránea actual desde millones de años, por lo que es esperable la evolución de especies y/o ecotipos tolerantes a esos
metales.
Estudios biogeoquímicos realizados recientemente en
tranques de relaves abandonados de la zona centro-norte
del país han permitido identificar 32 especies metalófitas
excluyentes para cobre (León-Lobos et al. 2008). Adicionalmente, es posible que otras especies de la zona que aún no
han colonizado los tranques de relaves abandonados, también posean potencial de metalófitas y, por ende, sean
adecuadas para ser establecidas sobre relaves mineros en el
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marco de la tecnología de fitoestabilización. Las zonas áridas y semiáridas del centro-norte de Chile reúnen la mayor
riqueza de plantas vasculares en el país (Squeo et al. 2001;
Riedemann et al. 2006), muchas de ellas adaptadas a las
condiciones de sequía, de alta radiación solar y a sustratos
nutricionalmente pobres. Estas características las hacen
candidatas adecuadas para ser establecidas en los tranques
de relaves abandonados y post-operativos de la zona a
través de métodos de fitoestabilización.
Debido a la escasa información existente actualmente
en la zona norte-centro de Chile, se hace indispensable
estudiar los recursos fitogenéticos propios de la zona, de
forma de poder disponer de herramientas locales adecuadas para ser usadas en forma efectiva en la mitigación de
impactos ambientales relacionados con el sector minero.
Por ello, a través del presente estudio se busca identificar
especies vegetales que, además de ser adecuadas para la
estabilización física de la superficie de los relaves, permitan
el uso alternativo de la superficie de los tranques de relaves, entregando un valor agregado a esta tecnología. Se
evaluó experimentalmente la capacidad de establecimiento,
de crecimiento y de movilización de metales a los tejidos
aéreos de algunas especies vegetales nativas de la zona
norte-centro con usos identificados, al ser transplantadas a
relaves de cobre acondicionados.
METODOLOGÍA
Especies de estudio
Se seleccionaron 3 especies vegetales nativas de la zona
centro-norte de Chile cuyas características ecológicas permiten suponer que podrían establecerse en depósitos de
relaves mineros acondicionados y que son interesantes
desde el punto de vista de su utilización: Caesalpinia spinosa (Caesalpinaceae), Eulychnia acida (Cactaceae) y Alstroemeria pulchra (Alstroemeriaceae). Con esta elección se
buscó abarcar una variedad de formas de vida, de formas
de propagación y de usos de la flora de la zona centro-norte
de Chile.
C. spinosa (Tara) es una especie ampliamente distribuida
en las zonas áridas y semiáridas de América Latina, incluyendo la zona centro-norte de Chile. Es un árbol siempreverde que puede llegar a medir hasta 10 m de altura, el que
se propaga por estacas y semillas. Resiste la sequía, heladas,
plagas, enfermedades y suelos degradados. La Tara posee
potencial medicinal, alimenticio e industrial, siendo de gran
utilidad para la producción de hidrocoloides, taninos y ácido
gálico a partir de sus frutos. Además, es una especie adecuada para las prácticas vinculadas a la recuperación de
suelos degradados y es una especie fijadora de nitrógeno,
por lo que su utilización favorece la fertilidad de los suelos.
Adicionalmente, es una especie ornamental por su follaje,
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sus flores y sus frutos (Pastor et al. 1997; Riedemann et al.
2006).
E. acida (Copao) es una especie endémica de las zonas
norte y centro-norte de Chile. Es un cactus columnar arborescente, de gran tamaño (4 m de alto) y con numerosas
ramas desde la base, lo que le da un gran volumen. Su propagación es a través de semillas y vegetativamente a través
de la sección de las columnas (Riedemann et al. 2006). Las
cactáceas columnares son adecuadas para la protección de
los suelos, disminuyendo la erosión eólica y pluvial, dada las
características de su sistema radical amplio y superficial, su
adaptabilidad a suelos delgados y/o degradados y la resistencia a factores climáticos de aridez. Los usos actuales de
esta especie son variados: artesanía (palos de agua), alimenticio, forrajero, elaboración de productos caseros como
miel y shampoo, así como construcción de cercos vivos. Su
fruto, denominado “Copao”, es adecuado para el consumo
humano destacando su alto contenido de vitamina C, sodio
y potasio (Bustamante, 1996).
A. pulchra (Mariposa del Campo) es una especie endémica de las zonas centro-norte y central de Chile (Hoffmann, 1978). Es una planta herbácea geófita cuyos brotes
pueden alcanzar 60 cm de altura, provista de un rizoma y de
raíces de consistencia carnosa que almacenan almidón. Su
propagación es a través de semillas y vegetativamente a
través de los rizomas. Su valor ornamental radica en las
grandes flores blancas o rosado pálido, siendo comercializadas en caminos, esquinas y puestos de flores durante la
primavera (Montenegro, 2000; Muñoz y Moreira, 2003;
Riedemann y Aldunate, 2001).
Para el ensayo experimental descrito más adelante, se
obtuvieron plántulas de C. spinosa de aproximadamente 7
meses desde el vivero del Instituto de Investigaciones Agropecuarias (INIA-Intihuasi) ubicado en la localidad de Vicuña
(Valle del Elqui, Región de Coquimbo). Se usaron almacigueras plásticas conteniendo un sustrato de 3 partes de relave,
2 de tierra local y una de compost para la propagación individual de las plantas. En el caso de E. acida se obtuvieron
trozos terminales de columnas (aprox. 25-30 cm de largo) a
partir de individuos adultos ubicados en la localidad de
Gualliguaica (Valle del Elqui, Región de Coquimbo). Los
trozos de columnas se mantuvieron durante 17 días al aire
libre y a la sombra, para permitir el secado de la zona de
corte. Además, se obtuvieron rizomas frescos de A. pulchra
de aproximadamente 1 año de edad desde el vivero de
INIA-Intihuasi en Vicuña. Para la propagación de los rizomas
se usó un sustrato de 4 partes de compost, una de perlita y
una de vermiculita, donde se realizó la siembra.
Sustratos y mezclas experimentales
Se usó relaves del tranque La Cocinera generados por la
planta de flotación de sulfuros de cobre perteneciente a la
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Planta Ovalle de ENAMI (ex Cía. Minera de Panulcillo), comuna de Ovalle, Región de Coquimbo. Los relaves (150 kg)
fueron colectados de la capa superficial (0-20 cm de profundidad), en distintos sectores de la cubeta del tranque.
Los relaves fueron trasladados al laboratorio de Plantas y
Suelos del CIMM donde se produjo una mezcla compuesta
por homogeneización mecánica.
Se seleccionaron acondicionadores de relaves tanto orgánicos como inorgánicos, los que constituyen desechos de
otras industrias de la zona. Específicamente, se usó guano
de cabra, orujo de uvas y biosólidos como acondicionadores
orgánicos, con el objetivo de mejorar la capacidad de retención de agua del relave, de incorporar macronutrientes y
materia orgánica y de adicionar los microorganismos requeridos para el reciclado de la biomasa vegetal muerta. Estos
materiales fueron obtenidos a partir de la industria ganadera extensiva de caprinos (guano), de la industria productora
de pisco (orujos de uva) y de la planta de tratamiento de
aguas servidas domiciliarias de Tongoy, Región de Coquimbo (biosólidos). Como acondicionador inorgánico se usó
ripio de lixiviación, para mejorar la granulometría del relave; este material se obtuvo de la planta de óxidos de cobre
de la misma empresa minera que los relaves. Estos materiales fueron usados tal cual se obtuvieron en terreno a excepción del biosólido, el cual fue molido en una procesadora de
alimentos con cuchillas de acero inoxidable para una mejor
incorporación del material al relave en las macetas de experimentación.
Con estos materiales se prepararon 3 mezclas experimentales, según las proporciones indicadas en la Cuadro 1.
Las mezclas fueron preparadas en bidones plásticos de 2 L,
con tapa, las que se homogeneizaron en un Roller automatizado (velocidad de 20 vueltas por minuto) por 2 horas; las
mezclas fueron distribuidas en macetas plásticas de tamaños adecuados a las distintas especies de estudio. Adicionalmente a las mezclas, se consideró como control negativo
(C-) el relave sin acondicionar y como control positivo (C+)
Cuadro 1. Composición de las mezclas experimentales de relaves y
acondicionadores orgánicos e inorgánicos usados en este estudio
(porcentaje en base a peso seco, p.s.).
Tratamiento
1
2
3
Materiales (%, p.s.)
Ripio lixiviación Güano cabra Biosólido Orujo uva Relave
26
3
71
26
3
72
3
2
95
un suelo representativo de la zona norte-centro de Chile. El
suelo fue colectado en el sector de Vicuña a 50 cm de profundidad y tamizado a 5 mm.
Los sustratos experimentales fueron caracterizados físico-químicamente. El nitrógeno disponible se determinó
mediante extracción con cloruro de potasio 2 mol L-1, destilación con óxido de magnesio (MgO) y titulación, destilación
con Devarda y titulación (método Laboratorio de Análisis de
Suelo y Foliar, FAIF-PUC). El fósforo disponible se determinó
mediante extracción con solución de bicarbonato de sodio
0,5 mol L-1 a pH 8,5 y posterior determinación colorimétrica
de azul de molibdeno usando ácido ascórbico como reductor (Método 6.1; Sadzawka et al. 2004). El potasio disponible se determinó mediante extracción con solución de acetato de amonio 1 mol L-1 a pH 7,0 y posterior determinación por espectrofotometría de emisión atómica con lantano (Método 4.1; Sadzawka et al. 2004).
La determinación del contenido total de metales (cobre,
zinc, fierro y calcio) se realizó de acuerdo a un procedimiento modificado del descrito por US EPA 3052 (US EPA, 1994)
de digestión ácida de sustratos, con el empleo de un sistema de digestión microondas MILESTONE 1200 modelo Ethos D. Los metales se determinaron por espectrometría de
absorción atómica. Para la determinación del contenido de
cobre y zinc en el extracto acuoso, se realizó el procedimiento descrito por Allen (1997), para cuantificar el contenido de metales por absorción atómica.
Los análisis de pH, carbono orgánico, conductividad
eléctrica, contenido de sulfatos y capacidad de intercambio
catiónico se realizaron de acuerdo a los protocolos descritos
por el “Soil Survey Laboratory Methods Manual” (USDA,
1996). El análisis de distribución de tamaño de partículas,
que determina la textura del sustrato, se realizó con el método del hidrómetro que está basado en la relación de Strokes. Este procedimiento es descrito en SSSA y ASA (Gee y
Bauder, 1986).
Cultivos experimentales
Se evaluó el establecimiento y el crecimiento de C. spinosa,
E. acida y A. pulchra en los 5 sustratos experimentales
usando los propágulos indicados anteriormente. Específicamente, se trasplantaron 5 plántulas de C. spinosa por
tratamiento en macetas individuales de 1 L, las que fueron
regadas con 400 mL de agua desionizada luego del trasplante. En el caso de E. acida, se plantaron 8 columnas por tratamiento en macetas individuales de 3 L. A los 4 días desde
el transplante, las macetas con las columnas fueron regadas
con 1 L de agua desionizada, para disminuir la posibilidad de
entrada de patógenos hacia las columnas por posibles heridas que pudiesen haberse ocasionado al momento de la
plantación. Finalmente, se plantaron 7 rizomas de A. pulchra por tratamiento en macetas individuales de 240 mL.
Posteriormente se regaron con 100 mL de agua desionizada.
Las macetas fueron mantenidas en una sala de cultivo
de plantas, con condiciones controladas de temperatura (20
+ 4 °C) y de intensidad lumínica (160 μmol m-2 s-1). El fotoperíodo fue de 9 horas de luz al día durante las primeras 27
semanas y luego se aumentó a 11 horas durante las 10
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semanas restantes, para simular en el paso del invierno a la
primavera. Las macetas fueron regadas dos veces a la semana durante el transcurso del ensayo, con un promedio de
83, 148 y 32 mL de agua desionizada por cada riego para C.
spinosa, E. acida y A. pulcra, respectivamente; estas cantidades de agua permitieron humedecer los sustratos pero
sin la lixiviación fuera de las macetas. Una vez a la semana,
las macetas fueron reordenadas en forma aleatoria, de
forma de evitar efectos de borde. Los ensayos se mantuvieron durante 32, 35 y 37 semanas para C. spinosa, A. pulcra y
E. acida, respectivamente.
Las variables respuesta evaluadas en cada una de las especies se describen a continuación. Para C. spinosa se midió
la altura desde el sustrato hasta la yema apical del tallo
principal y el diámetro a la altura del cuello (DAC) del tallo
principal, al inicio y al término del ensayo; adicionalmente,
se determinó la biomasa seca final tanto de los vástagos
como de las raíces. En E. acida se pesó cada sección de
columna tanto al inicio como al término del ensayo. También se cuantificó la biomasa seca total de las raíces por
columna al finalizar el ensayo. Los rizomas de A. pulchra se
pesaron tanto al inicio como al término del ensayo y se
midió el largo del vástago a lo largo del ensayo. Se cuantificó también la biomasa seca total de los vástagos, el rizoma
y las raíces al final del ensayo.
Para cuantificar la biomasa seca total de las partes aéreas, éstas fueron lavadas con agua desionizada, secadas
con papel secante y secadas en estufa a 43° C, hasta peso
constante. Las raíces y rizomas fueron lavados con agua
desionizada y con la ayuda de pinceles, para eliminar las
partículas de sustrato adheridas. Luego fueron puestas en
un vaso precipitado con agua desionizada, el que se introdujo en un sonicador por ultrasonido por 5 minutos. Posteriormente, las raíces y rizomas fueron enjuagados con agua
desionizada y finalmente secados en estufa a 43° C hasta
peso constante.
Finalmente, se evaluó la acumulación de metales (Cu, Zn
y Fe) en los vástagos y raíces de C. spinosa, en las columnas
y raíces de E. acida y en los vástagos, rizomas y raíces de A.
pulchra, usando la metodología descrita a continuación.
Determinación de metales en tejidos vegetales
Para evaluar la translocación de metales desde los sustratos
a las distintas estructuras vegetales, los tejidos vegetales de
las especies de estudio fueron secados y procesados. Las
partes aéreas (tallo y hojas) de C. spinosa fueron molidas en
una procesadora de alimentos con cuchillas de acero inoxidable, mientras que sus raíces fueron reducidas a porciones
pequeñas (no más de 5 mm) con tijeras podadoras. En el
caso de E. acida, el tercio central de la columna fue seccionado y lavado con agua desionizada; se quitaron las aréolas
y se redujo a cubos de aproximadamente 1 cm3, los que
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fueron secados en estufa a 45°C por 3 días. Luego se molieron en una procesadora de alimentos con cuchillas de acero
inoxidable. Las raíces de E. acida fueron reducidas al igual
que en el caso de C. spinosa. Los vástagos de A. pulchra
fueron cortados con tijera a porciones de menor tamaño
en el caso de ser mayores a 2 cm. Tanto los rizomas como
las raíces se usaron sin procesar por su pequeño tamaño.
Para determinar el contenido total de metales en las diferentes estructuras se realizó una digestión ácida en microondas (MILESTONE, modelo Ethos D), de acuerdo a la
metodología indicada por el fabricante. Una muestra de
hasta 0,25 g fue digerida en 6 mL de ácido nítrico concentrado y 1 mL de peróxido de hidrógeno, durante 24 minutos
(6 min – 250W; 6 min – 400W; 6 min 650W y 6 min –
250W). Las muestras se enfriaron a temperatura ambiente y
se trasvasijaron a matraces de 25 mL, en ambiente ácido
nítrico al 0,2%. El contenido total de Cu, Zn y Fe se determinó por espectrometría de absorción atómica (US EPA, 1994;
USDA, 1996).
Análisis estadístico
Las variables respuestas evaluadas para cada una de las tres
especies de estudio fueron contrastadas mediante ANOVA
de una vía y test de Tukey como prueba a posteriori, considerando un 95% de confianza. Los análisis estadísticos fueron realizados con el programa estadístico Statistica versión
6.0 (StatSoft Inc., USA).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Características físico-químicas de los sustratos experimentales.
Las características físico-químicas generales de los sustratos
experimentales se entregan en la Cuadro 2. El tratamiento
C-, relave sólo, presenta un contenido muy bajo de N disponible (4 mg kg-1) y un contenido bajo de P disponible (7 mg
kg-1), según los valores referenciales para suelos agrícolas
indicados por Etchevers (1980). Los contenidos de ambos
macroelementos fueron aumentados con la incorporación
de los acondicionadores orgánicos. Tanto el tratamiento 1
como el 3 aumentaron el contenido de N, aunque no alcanzaron los niveles del suelo C+ (26 mg kg-1). Sin embargo, el
tratamiento 2, con incorporación de biosólidos, alcanzó un
nivel alto de N disponible (55 mg kg-1), superando al del C+.
Los tres tratamientos experimentales contienen un nivel
excesivo de P disponible (mayor a 25 mg kg-1), siendo el
nivel adecuado de P entre 8 y 15 mg kg-1 (Etchevers, 1980).
El nivel de P del C+ se acerca a este valor. El exceso de P
puede inducir carencias de Zn y Fe, aún cuando estos elementos se encuentren en suficiente cantidad en el sustrato.
En cuanto al K, éste se encuentra en niveles adecuados en
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todos los tratamientos y controles. La deficiencia de N y P,
así como la adecuada disponibilidad de K han sido reportadas en otros relaves de cobre, como en Zhong Tiao Shan,
China (Zhou et al. 1999).
Los contenidos totales de Cu, Zn y Fe del C- y los tres tratamientos son muy superiores a los del C+. En el caso del
Cu, los contenidos superan considerablemente el rango
normal descrito para suelos entre 2 y 250 mg kg-1 (Alloway,
1990), indicando una alta concentración total de este micronutriente en esos sustratos. Los contenidos de Zn se
encuentran en el rango normal para suelos descrito por
Alloway (1990) entre 1 y 900 mg kg-1. El Fe, cuarto elemento en mayor abundancia en la litósfera, tiene una concentración en el suelo que varía entre 0,7 y 55%, encontrándose los contenidos registrados en los tratamientos y en los
controles dentro del rango normal. Además, es esperable
una solubilización de Fe extremadamente baja a pH entre
7,3 y 8,5 (Havlin et al. 1999). Al evaluar el contenido de Cu y
Zn solubles (extracto acuoso) de los sustratos experimentales, se observa que en el caso del C+, las concentraciones
son muy bajas en comparación al C- y a los 3 tratamientos
experimentales. Aunque el contenido de metales en extracto acuoso no corresponde necesariamente a la fracción de
metales biodisponibles, su valor entrega una idea de como
se comporta la solubilización de
los metales en el sustrato. Los tres tratamientos con adición de acondicionadores
orgánicos muestran una mayor solubilización de Cu, de
entre 13 y 26 veces la del C- (Cuadro 2).
La disponibilidad de los metales para las plantas en un
sustrato depende de diversos factores químicos, los cuales
están gobernados principalmente por el pH, el contenido de
materia orgánica y el contenido total de cada metal (McBride et al. 1997). En general, la incorporación de materias
orgánicas estables a un sustrato rico en metales, como los
relaves mineros de cobre, favorece la formación de complejos órgano-metálicos, los que no están disponibles para las
plantas (De Coninck and Karam, 2008). Sin embargo, la
aplicación de algunas materias orgánicas, como los biosólidos y los güanos frescos, aumentarían la carga de carbono
orgánico disuelto (COD) en el agua intersticial o agua de
poro, debido a que la materia orgánica contenida en ellos
no se encuentra en una forma estable; esto redunda en una
mayor fracción de cobre total disuelto, debido a la gran
capacidad complejante de los cationes de cobre por parte
del COD (Bowen 1979; Mc Bride et al. 1997). De esta forma,
a diferencia de lo esperado, la incorporación de estas materias orgánicas no estabilizadas aumentaría la biodisponibilidad de los metales en el agua de poro, en particular del Cu,
facilitando la absorción de metales por las raíces de las
plantas y el movimiento vertical de metales hacia las estratas inferiores (Antoniadis, 1998; Guisquiani et al. 1992;
Santibáñez, 2006). En cuanto al zinc, es menos probable
que éste pueda ser absorbido y traslocado por las plantas
debido a su baja solubilidad y a su fuerte retención en el
sustrato (Allen, 2001).
No existen diferencias de pH entre los tratamientos y los
controles (Cuadro 2), encontrándose todos dentro del rango
de levemente alcalinos (8,06 y 8,57). Estos valores de pH no
constituyen un parámetro relevante en cuanto a la solubilización de los metales, ya que éstos aumentan su solubilización hacia pH ácidos (Adriano, 2001; Honorato, 2000), pero
podrían limitar el crecimiento de algunas plantas que no
toleran sustratos alcalinos.
Los acondicionadores orgánicos incorporados al relave
aumentaron el porcentaje de materia orgánica (cuantificado a través del porcentaje de C orgánico total) con respecto
al C-, llegando a valores similares e incluso superiores (en el
caso del tratamiento 3) a los del suelo C+. La materia orgánica tiene efectos sobre las propiedades físicas, químicas y
biológicas del suelo y es especialmente importante en el
desarrollo de los organismos del suelo, por lo tanto, es
esencial en la obtención de un ecosistema autosustentable
(Honorato, 2000). En términos del ensayo, sus efectos más
relevantes tienen relación con la mayor disponibilidad de
macronutrientes, la mayor capacidad de intercambio catiónico y la mayor capacidad de retención de humedad (Cuadro 2).
De acuerdo a la escala de salinidad de la USDA (1996) el
C+ constituye un suelo no salino, mientras que los 3 tratamientos y el C- corresponden a sustratos muy salinos (CE
entre 8 y 12 dS m-1), lo que podría afectar el establecimiento, crecimiento y sobrevivencia de la vegetación (Conesa et
Cuadro 2. Características físico-químicas generales de los sustratos experimentales
Sustrato
Macronutrientes
Disponibles
(mg kg-1)
(mg kg-1)
N
P
K
Metales en
extracto
Acuoso (mg L-1)
Metales Totales
Cu
Zn
Fe
Ca
Cu
pH
COT
(%)
CE
(dS m-1)
Sulfato
(mg L-1)
CIC
Zn
T1
9 57 544 5238 335 114155 26901 4,40
0,06 8,28 1,02 11,00
T2
55 32 140 5824 384 123449 37062 8,68
0,16 8,07 0,95
9,75
T3
7 57 612 5408 300 136050 54240 7,71
0,06 8,28 1,43 10,48
C+
26 16 346
61 106 38117 22809 0,09
0,06 8,06 1,15
1,94
C4
7 161 5661 304 129930 29020 0,33
0,08 8,57 0,77
8,09
COT, carbono orgánico total; CE, conductividad eléctrica, CIC, capacidad de intercambio catiónica
ISSN 0719-1618
3208
5574
4952
836
2225
Textura
(meq 100g-1)
5,1
3,3
5,0
23,9
2,2
(%)
<2
µm
10,6
10,0
9,5
12,9
11,7
2-50
µm
18,2
17,0
17,7
23,7
34,9
50-2000
µm
71,2
73,0
72,8
63,4
53,4
21
Ciencia Ambiental
Revista Conservación Ambiental
al. 2007; Ho et al. 1999). La salinidad del sustrato puede
estresar a las plantas de dos maneras; la alta concentración
de sales solubles en el sustrato puede dificultar la extracción de agua por parte de las raíces y la alta concentración
de sales en las plantas puede generar efectos de toxicidad o
de deficiencias nutricionales (Bernstein, 1975; Munns y
Tester, 2008). Sin embargo, dependiendo del tipo y concentración de sales en el sustrato, se pueden producir o no
efectos tóxicos en las plantas o deterioro en las propiedades físicas del suelo, disminuyendo la provisión de oxígeno y
la infiltración del agua, como en el caso del Na intercambiable (Honorato, 2000). En general, los iones Na+ y Cl-, que
pueden causar toxicidad directa, no son comunes en los
relaves mineros y no constituyen las sales solubles predominantes en los acondicionadores orgánicos utilizados. Por
otra parte, el Ca+2 puede contrarrestar los efectos del Na+,
por lo que el problema de estas sales no sería relevante en
este ensayo.
A pesar de no haberse realizado un detallado análisis
sobre las sales solubles contribuyendo en los niveles de
salinidad, el origen de los acondicionadores orgánicos permite inferir cuales serían las sales interactuando en los
sustratos. Tanto los biosólidos como los güanos son mejoradores orgánicos salinos ricos en compuestos nitrogenados
(Chiu et al. 2006; Kihanda et al. 2004) que podrían estar
contribuyendo con la presencia de nitratos y por ende aumentando la CE de los tratamientos con respecto al C(Cuadro 2). Del mismo modo, el alto contenido de K en el
güano de cabra y en el orujo de uva (datos no presentados)
podría estar afectando la CE de los tratamientos. Es esperable entonces, que la alta salinidad de los tratamientos podría estar generando una limitante en la extracción de agua
por parte de las raíces al disminuir el potencial osmótico de
la solución del suelo (Bernstein, 1975), y no una toxicidad
directa en las plantas, a excepción de una posible toxicidad
por sulfatos, los que pueden generar problemas cuando
sobrepasan las 1000 mg kg-1 (Navarro y Navarro, 2000). El
alto contenido de Ca tanto en el relave sólo como en los
tratamientos podría permitir la neutralización de los sulfatos presentes, produciéndose sulfato de calcio (CaSO4) o
yeso, el que por su reacción neutra y por su baja solubilidad
no genera acidificación del sustrato ni toxicidad en las plantas. Sin embargo, no es posible asegurar la ocurrencia de
estas reacciones en los sustratos experimentales de este
estudio.
Según el triángulo textural de la USDA (2008), todos los
sustratos tienen una textura franco arenosa, a pesar de que
los 3 tratamientos tienen un mayor porcentaje de partículas
más gruesas (entre 50 y 2000 μm) en comparación con
ambos controles (Cuadro 2). La capacidad de intercambio
catiónico (CIC) es una propiedad vinculada a la arcilla y el
limo de la fracción mineral, y a la fracción coloidal de la
materia orgánica (Honorato, 2000). Es entonces esperable
22
que las arenas de relaves, deficientes en la fracción de limo
y arcilla del suelo, así como de materia orgánica, tengan una
CIC muy baja. Existe una fuerte correlación negativa entre la
CIC y la solubilidad de los metales, relación que también es
afectada por el pH (McBride et al. 1997). La baja CIC de los
tratamientos, sumado a la incorporación de desechos orgánicos no estabilizados, explicarían la solubilización de cobre
detectada y, por ende, aumentarían su biodisponibilidad.
Cabe destacar que el análisis físico-químico de los sustratos experimentales se realizó al inicio del ensayo, por lo
que ciertos parámetros podrían haber variado a lo largo del
estudio, como por ejemplo el N disponible, el que probablemente aumentó producto de la mineralización en el
tiempo con liberación de nitrato y amonio.
Especies vegetales
Caesalpinia spinosa
En general, los parámetros evaluados indican que los tratamientos experimentales proporcionan un sustrato más
adecuado que el C- (relave solo), pero el C+ (suelo) constituye el sustrato más favorable (Figura 1). Al comparar los
incrementos en altura de las plantas, se observa que existe
un incremento mayor de las plantas en los tratamientos
experimentales en comparación al C-, pero sólo el tratamiento 3 es significativamente mayor (Figura 1A). Una respuesta similar ocurre con la biomasa aérea y radicular de las
plántulas (Figura 1B); los tratamientos alcanzan biomasas
mayores que la del C-, pero éstos alcanzan una menor acumulación de biomasa que el C+; sólo el tratamiento 3 tiene
diferencias significativas con respecto al C-. En el caso del
diámetro basal del tallo no se detectaron diferencias entre
los tratamientos y el C-, pero todos ellos fueron significativamente menores que el diámetro alcanzado en las plántulas del C+ (Figura 1A).
Estudios recientes han permitido determinar que la Tara
es sensible a concentraciones elevadas de Cu (Ginocchio,
datos no publicados). De este modo, la mayor solubilización
de Cu detectada en los tratamientos (Cu en extracto acuoso; Cuadro 2) y la acumulación de este metal en las raíces
(Cuadro 3) podrían explicar el menor crecimiento de las
plántulas de C. spinosa en los tres tratamientos, en comparación con el C+, por efecto de toxicidad. Las raíces de las
plántulas del C- también tienen una importante acumulación de Cu, aunque menor que en los 3 tratamientos (posiblemente debido a un menor desarrollo radicular), lo que
podría explicar, sumado a otros factores, el pequeño crecimiento de las plántulas. Los niveles de Cu acumulados en
las raíces de las plántulas en los tres tratamientos y en el Cexceden considerablemente el nivel crítico de Cu en las
plantas, de 100 mg kg-1, sobre el cual es muy probable que
existan efectos de toxicidad (Kabata-Pendias y Pendias,
Fundación Ecomabi 2011®
6
Año 1/Número 1/Noviembre 2011
(A)
(B)
b
5
b
4
T1
4
b
T2
3
T3
a
2
b
5
C+
ac ac
C-
c
a
a
a
a
Biomasa seca (g)
Incremento altura (cm) y diámetro altura del cuello
(mm)
Ciencia Ambiental
T1
3
T2
a
2
ac
a
ac
ac
0
C+
ac
c
1
1
T3
C-
c
0
Altura
Diámetro
Aérea
Radicular
Figura 1. (A) Incremento en altura del vástago y en diámetro del tallo principal (a la altura del cuello) de plántulas de Caesalpinia spinosa. (B) Biomasa aérea y radicular (en base seca) de plántulas de Caesalpinia spinosa. Se muestran los valores medios y el error estándar (N=5). Letras distintas
indican diferencias significativas entre los tratamientos.
1984; citado en Alloway, 1990). Sin embargo, no se pudo
detectar síntomas que avalen la toxicidad por Cu en el sistema radical más allá de su escaso desarrollo (Adriano,
2001; Navarro y Navarro, 2000). La coloración café normal
de las raíces impide apreciar a simple vista signos de toxicidad por metales. No obstante, fue posible constatar el menor crecimiento de las plántulas en los tratamientos y el Cen comparación con el C+, además de producirse clorosis,
tamaños reducidos y senescencia de los folíolos, signos y
síntomas que podrían corresponder a toxicidad por Cu
(Adriano, 2001). No se detectó mayor translocación de
metales (Cu, Zn y Fe) hacia las partes aéreas de las plántulas
crecidas en los tres tratamientos y en el C-, en comparación
a las del C+.
Los niveles de Zn y Fe acumulados en las raíces no constituirían factores detrimentales en el crecimiento de las
plántulas, aún cuando los valores de ambos elementos son
mayores en los tratamientos y en el C-, en comparación con
C+ (Cuadro 3). Las concentraciones registradas de Zn se
encuentran incluso bajo el límite de toxicidad para tejido
foliar (400 mg kg-1; Mendez y Maier, 2008), por lo que un
menor crecimiento de las plántulas no sería atribuíble a una
toxicidad por Zn. En el caso del Fe, la toxicidad por este
metal se da en pocos casos, salvo en condiciones de ane-
gamiento (Virgili, 1996).
Es probable también que el menor crecimiento alcanzado por las plántulas en los tres tratamientos en comparación con el C+ se deba a las altas conductividades eléctricas
presentes en los tratamientos. Las plántulas de Tara pueden
ser afectadas por la salinidad del sustrato (De la Cruz, 2004),
posiblemente dificultando la extracción de agua por parte
de las raíces dada la naturaleza de las sales potencialmente
presentes.
El mayor crecimiento alcanzado por las plántulas en los
tratamientos en comparación con el C- puede deberse al
mayor contenido de N y P disponible (Cuadro 2), nutrientes
esenciales en la formación de nuevos tejidos estructurales y
en los procesos metabólicos (Bellairs, 1999; Bradshaw,
1999). Por otra parte, la adición de mejoradores en los
tratamientos permitió aumentar el porcentaje de C orgánico total, incidiendo aquello en un posible aumento en la
liberación paulatina de nutrientes, un aumento en la retención de humedad y una mayor aireación del sustrato (Chiu
et al. 2006).
La exitosa colonización de comunidades microbianas en
sustratos deficientes en microorganismos, como los relaves
mineros, puede estimular fuertemente el desarrollo de la
vegetación, siendo la actividad microbiana la responsable
Cuadro 3. Contenido total de metales en el vástago y raíces de Caesalpinia spinosa. Se muestra el valor medio y el error estándar
(N=5); letras distintas indican diferencias significativas entre los tratamientos.
Tratamientos
T1
T2
T3
C+
C-
Cu
29 ± 8,7
13 ± 1,7
13± 2,6
13 ± 7,1
16 ± 2,4
Vástago (mg kg-1)
Zn
Fe
a 26 ± 2,9 a 186 ± 61,3 a
a 27 ± 2,6 a 62 ± 27,1 a
a 22 ± 0,8 a 80 ± 21,7 a
a 18 ± 3,2 a 88 ± 45,5 a
a 19± 1,0 a 84 ± 13,8 a
Cu
4157 ± 808 a
2593 ± 378 a
3489 ± 757 a
278 ± 33 b
2101 ± 293 ab
ISSN 0719-1618
Raíces (mg kg-1)
Zn
135 ± 13 ab
184 ± 28 a
174 ± 27 a
57 ± 7 b
109 ± 37 ab
Fe
4611 ± 790 a
2916 ± 959 ab
4689 ± 276 a
1877 ± 265 b
2593 ± 321 ab
23
Ciencia Ambiental
Revista Conservación Ambiental
de la liberación de importantes nutrientes (Petrisor et al.
2004). Aunque la Tara es capaz de fijar el N atmosférico a
través de una asociación simbiótica con bacterias del género Rhizobium, ellas deben estar presentes en el sustrato, o
bien, ser incorporadas para que la fijación ocurra. No se
visualizaron nodulaciones en las raíces de las plántulas en
ninguno de los sustratos luego de la finalización del ensayo,
lo que sugiere que los acondicionadores orgánicos incorporados carecían de bacterias del género Rhizobium, o que
podrían existir otros factores que inhibieran la nodulación.
Estas relaciones simbióticas han sido usualmente la fuente
más valiosa de N en la remediación de áreas degradadas
(Bradshaw, 1999).
Aunque los resultados de los parámetros evaluados en
las plántulas de los tratamientos se alejan considerablemente de los alcanzados por aquellas en el C+, las plántulas
en los tratamientos lograron desarrollos significativos con
respecto al C-, es decir, el acondicionamiento del relave
permitió incrementar el crecimiento de las plántulas. Cabe
destacar que incluso en el C- las plántulas lograron crecer.
De este modo, se sugiere que C. spinosa podría crecer y
desarrollarse en depósitos de relaves mineros acondicionados. Sin embargo, para optimizar su crecimiento debería
lograrse una mayor reducción en la solubilización del Cu y
en la salinidad del sustrato.
El estudio de Petrisor et al. (2004) apoya la hipótesis que
la inoculación bacteriana de relaves mineros incrementa la
resistencia de las plantas frente a elementos contaminantes, efecto que se debería a la disminución de la absorción
de elementos fitotóxicos y al aumento en la absorción de
nutrientes. En este sentido, la inoculación artificial de las
plántulas podría contribuir en la disminución de los efectos
de toxicidad por Cu en las plantas susceptibles, como C.
spinosa, al mismo tiempo que se favorece la fijación de N.
Por otra parte, una manera efectiva de disminuir la solubilización de metales sería mediante el compostaje de los
desechos orgánicos previa incorporación de ellos en los
relaves, lo cual aumentaría la fracción de materia orgánica
humificada y estable, capaz de complejar los metales (Santibáñez, 2006), o bien, incorporar otros materiales orgánicos e inorgánicos estabilizantes capaces de reducir las concentraciones de metales solubles. Se ha demostrado que los
aluminosilicatos, como las zeolitas y las montmorillonitas,
tienen una gran capacidad de retención de cationes monovalentes y divalentes, y pueden ser utilizados como agentes
inorgánicos estabilizantes capaces de reducir las concentraciones de metales solubles y de mejorar el crecimiento
vegetal en áreas contaminadas por metales. Además, entre
los adsorbentes de iones metálicos de bcosto, las zeolitas
han sido identificadas entre las más eficientes, por lo que
pueden ser de gran utilidad en la rehabilitación y remediación de sustratos con problemas de toxicidad por metales
pesados como Cu, Zn, Cd, Ni, Mn, Fe, Pb, As, Cd y Hg (Babel
24
y Kurniawan, 2003; Curi et al. 2006; Garcia-Sanchez et al.
1999; Lothenbach et al. 1997; Martin y Ruby, 2004). El chitosán, un polisacárido producido por la deacetilación del
chitin (elemento estructural del exoesqueteto de crustáceos
y otros artrópodos), es también un excelente adsorbente de
metales. Se reportó que 1 g de chitosán podía adsorber 13
mg de Cu+2 en condiciones de equilibrio a pH 5,5 (Annachhatre et al. 1996, citado en Babel y Kurniawan, 2003). Es
indispensable, entonces, evaluar otras alternativas de
acondicionamiento de los relaves a partir de materias orgánicas e inorgánicas disponibles a bajo costo en la zona para
lograr un mejor establecimiento de la Tara en relaves mineros.
Una alternativa que podría disminuir la salinización del
relave acondicionado es el lavado previo a la incorporación
de los desechos orgánicos, produciendo una lixiviación de
las sales (Ho et al. 1999). Cabe mencionar que en condiciones de terreno, riegos abundantes permitirían la lixiviación
de sales hacia estratas inferiores fuera del alcance de las
raíces. Esto podría haberse evaluado en el ensayo aplicando
una menor cantidad de riegos con un mayor volumen de
agua, de manera de permitir la lixiviación de las sales fuera
de las macetas experimentales.
Eulychnia acida
La evaluación del incremento en la biomasa (en base fresca)
de las columnas de E. acida indicó que este parámetro es
significativamente menor en los tratamientos T2, T3 y C- en
comparación con el C+ y el tratamiento T1 (Figura 2A), donde se produjo un incremento positivo de la biomasa de las
columnas. Se observó una descomposición de la porción
basal de algunas de las columnas en los tratamientos T2 y
T3 y en el C- al final del ensayo, lo que explicaría la disminución en biomasa fresca. La biomasa radicular (base seca)
muestra los mismos resultados (Figura 2B); los tratamientos
con biomasa radicular significativamente menor son los
tratamientos T2 y T3 y el C-. De esta forma, las columnas
que desarrollaron un sistema radicular más extenso, como
las del tratamiento T1 y el C+, lograron tener un crecimiento
positivo, reflejado en el incremento en altura de las columnas (datos no presentados) y en el incremento de biomasa
fresca de las columnas.
Estudios preliminares han mostrado que E. acida es sensible a concentraciones elevadas de cobre (Ginocchio, datos
no publicados), lo que explicaría la inhibición en el desarrollo de las raíces desde las columnas. La menor solubilización
de Cu detectada en el tratamiento T1, en comparación a los
tratamientos T2 y T3 (Cuadro 2), podría explicar el mayor
enraizamiento e incremento en biomasa de las columnas
detectado en este tratamiento. Es importante destacar que
muchas de las columnas, en especial aquellas de los tratamientos T2, T3 y del C-, estaban iniciando la generación de
Fundación Ecomabi 2011®
Ciencia Ambiental
Año 1/Número 1/Noviembre 2011
b
400
300
0,5
(A)
b
(B)
0,4
ab
100
Biomasa (g)
Biomasa (g)
200
0
-100
ab
a
0,3
ab
a
0,2
a
a
-200
0,1
-300
a
0
-400
T1
T2
T3
C+
T1
C-
T2
T3
C+
C-
Figura 2. (A) Incremento en biomasa (en base fresca) de las columnas de Eulychnia acida. (B) Biomasa radicular (en base seca) de Eulychnia acida.
Se muestran los valores medios y el error estándar (N=8). Letras distintas indican diferencias significativas entre los tratamientos.
raíces al momento de finalizar el ensayo, apoyando la teoría
de que la mayor solubilización de estos sustratos se encontraría afectando el enraizamiento de las columnas.
En cuanto a los contenidos de metales en los tejidos de
esta especie (Cuadro 4) se encontró que los contenidos de
metales en las columnas fueron similares, indicando que no
hubo traslocación de metales hacia tejidos aéreos. Es posible en todo caso, que de extenderse la duración del ensayo,
pudiese detectarse traslocación de metales hacia tejidos
aéreos. Los contenidos fueron significativamente mayores
en las raíces del C- y de los tres tratamientos. Específicamente, las raíces de los tres tratamientos y el C- alcanzaron
valores superiores a los 500 mg kg-1 de Cu y valores superiores a los 4.400 mg kg-1 de Fe, aunque este último metal
podría no estaría produciendo una toxicidad directa al ser
posiblemente oxidado fuera de la endodermis radicular
(Smolders y Roelofs, 1996). Se observó necrosis de los meristemas radicales apicales, particularmente de las columnas del C- y en los tratamientos T2 y T3, lo que indica síntomas de toxicidad por metales (Adriano, 2001).
Las cactáceas son excelentes evasoras del estrés hídrico,
en vista de que son capaces de inducir el metabolismo ácido
de crasuláceas (CAM por su sigla en inglés), evitando la
pérdida de agua durante la fotosíntesis. Incluso, son
capaces de mantener los estomas cerrados durante el día y
realizar reciclaje intracelular de CO2, aunque ello en
perjuicio del crecimiento (Lüttge et al. 1989). De este modo,
es posible que las columnas expuestas a altas
concentraciones salinas, como en los tres tratamientos y en
el C-, hayan tenido un menor desarrollo tanto radicular
como aéreo como resultado de una respuesta ante un bajo
potencial osmótico. Por otra parte, a pesar de esta
capacidad de las cactáceas, no es descartable que E. acida
pueda verse afectada ante altas concentraciones de
sulfatos. Así, la menor cantidad de sulfatos en el
tratamiento 1 también podría explicar el mayor desarrollo
de las columnas revelado en este tratamiento, ya que la
presencia de Ca no necesariamente neutraliza la totalidad
de los sulfatos.
A pesar de que el C- presenta menor CE, menor
concentración de sulfatos y menor contenido de Cu en
extracto acuoso que los tres tratamientos, el crecimiento
alcanzado por las columnas en el C- se asemeja al alcanzado
en los tratamientos. De ello se desprende que
probablemente hay otros factores incidiendo en este escaso
crecimiento, entre los que podrían encontrarse la menor
disponibilidad de N y P, y el menor contenido de materia
orgánica presente en el C- en contraste con los
tratamientos.
Si el ensayo de E. acida se hubiese prolongado por un
Cuadro 4. Contenido total de metales en las columnas (N=4) y raíces (N=3) de Eulychnia acida. Se muestra el valor medio y el error
estándar; letras distintas indican diferencias significativas entre los tratamientos.
Tratamientos
T1
T2
T3
C+
C-
Cu
4 ± 0,8
6 ± 0,9
4 ± 0,7
4 ± 0,4
6 ± 0,5
Columnas (mg kg-1)
Zn
Fe
a 30 ± 4,9 a 80 ± 13,3 a
a 26 ± 2,0 a 79 ± 14,0 a
a 28 ± 1,8 a 71 ± 13,3 a
a 26 ± 0,5 a 42 ± 10,7 a
a 24 ± 2,0 a 47 ± 8,4 a
ISSN 0719-1618
Cu
875 ± 90 a
679 ± 43 a
515 ± 79 a
13 ± 2 b
817 ± 168 a
Raíces (mg kg-1)
Zn
Fe
43 ± 6 a
7437 ± 1356 a
49 ± 5 a
4432 ± 538 ab
23 ± 4 ab 5488 ± 1128 ab
11 ± 1 b
1237 ± 195 b
44 ± 10 a 5649 ± 1347 ab
25
Ciencia Ambiental
Revista Conservación Ambiental
Cuadro 5. Contenido total de metales en vástagos, raíces y rizomas de Alstroemeria pulchra (muestras compuestas)
Vástagos (mg kg-1)
Cu
Zn
Fe
60
24
674
35
13
373
42
11
404
9
21
53
29
22
214
Tratamientos
T1
T2
T3
C+
C-
Raíces (mg kg-1)
Cu
Zn
Fe
3405
185
8123
3091
170
14697
4834
124
9371
112
42
5769
624
75
6912
tiempo mayor, probablemente los resultados variarían a los
entregados en este estudio, entregando incrementos
positivos en la biomasa y en la altura de las columnas,
además de mayor biomasa radicular. De todos modos, los
resultados obtenidos en el ensayo nos permiten vislumbrar
el comportamiento de esta especie en programas de
fitoestabilización de relaves mineros, y afirmar que aunque
el potencial de crecimiento de esta cactácea a partir de
trozos de columnas se ve limitado en relaves
acondicionados, su crecimiento y desarrollo es posible. El
ensayo además permitió identificar los factores positivos y
negativos de los sustratos experimentales en relación al
crecimiento y desarrollo de E. acida en relaves
acondicionados.
Los estudios sobre cactáceas en programas de
recuperación de áreas contaminadas por la actividad
minera han sido escasos. Sin embargo, un programa de
estabilización de los taludes de un tranque de relave de
cobre realizado décadas atrás por la compañía minera Pima
localizada en el sur del estado de Arizona, EUA, incorporó el
transplante de cactus recuperados del lugar antes de que el
área fuese cubierta con relaves. Carnegiea gigantea,
Opuntia bigelovii y Echinocactus grusonii figuran entre las
especies que fueron trasplantadas, las que junto a especies
de poáceas y leguminosas sembradas, fueron capaces de
controlar la erosión causada por el viento y el agua (Ludeke,
a
T1
Alstroemeria pulchra
La brotación de los rizomas de A. pulchra se vio retrasada
tanto en los tres tratamientos como en el C- al compararla
con la ocurrida en el C+. La brotación comenzó en el C+ a los
18 días luego de ser trasplantados los rizomas, mientas que
ésta no comenzó sino después de 39, 60, 74 y 78 días en los
tratamientos T2, T3, C- y T1, respectivamente. Esta
diferencia se ve reflejada en las biomasas finales alcanzadas
por los vástagos en los distintos tratamientos
experimentales (Figura 3A), donde la biomasa en los
tratamientos T1, T2, T3 y en el C- son significativamente
menores que la del C+. El mismo patrón se detectó en la
biomasa radicular (Figura 3B), aunque la biomasa radicular
del C+ fue mucho menor a la biomasa aérea. Al evaluar la
a
T2
a
T3
a
C+
C-
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
(C)
b
a
a
T1
a
T2
a
T3
C+
b
500
C-
Incremento en biomasa (mg)
300
270
240
210
180
150
120
90
60
30
0
1973). Por otra parte, estudios en Chile han logrado
identificar una especie de la familia, Echinopsis chiloensis,
colonizando un tranque de relave en la provincia del Limarí,
Región de Coquimbo (León-Lobos et al. 2008), apoyando la
posibilidad de establecimiento y desarrollo de E. acida en
relaves mineros acondicionados. Al igual que C. spinosa, E.
acida podría ser establecida a través de propagación
vegetativa en depósitos de relaves fitoestabilizados,
siempre y cuando se logre una mayor reducción en la
solubilización del cobre y en la salinidad del sustrato.
(B)
b
Biomasa (mg)
Biomasa (mg)
(A)
Rizomas (mg kg-1)
Cu
Zn
Fe
549
52
3004
304
37
897
159
23
456
15
16
256
60
20
285
400
300
200
ab
a
a
100
0
-100
-200
a
T1
T2
T3
C+
C-
Figura 3. (A) Biomasa (base seca) del vástago de Alstroemeria pulchra. (B) Biomasa (base seca) de raíces de Alstroemeria pulchra. (C) Incremento
en biomasa (base fresca) de rizomas de Alstroemeria pulchra. Se muestran los valores medios y el error estándar (N=7). Letras distintas indican
diferencias significativas entre los tratamientos..
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Ciencia Ambiental
Año 1/Número 1/Noviembre 2011
variación en la biomasa de los rizomas a lo largo del ensayo
(Figura 3C) se encontró un gran aumento en la biomasa del
C+, mientras que el aumento fue significativamente menor
en el C- y los tratamientos T2 y T3. En el caso del
tratamiento T1 se detectó incluso una disminución en la
biomasa de los rizomas, disminución que puede atribuirse a
la deshidratación o la pudrición de tres de los rizomas.
Conjuntamente al retraso en la brotación de los rizomas,
al reducido crecimiento de los vástagos, a la menor
acumulación de biomasa radicular y al menor incremento
en biomasa de los rizomas, se observó una importante
necrosis de las hojas en los tres tratamientos y en el C-. Lo
anterior sugiere que A. pulchra podría haber sido afectada
por la alta salinidad de los tratamientos experimentales,
considerando que las plantas susceptibles a la salinidad
disminuyen o detienen su crecimiento y pueden presentar
síntomas visuales, entre los que se encuentra la necrosis de
los tejidos (Bernstein, 1975; Honorato, 2000).
Generalmente, una conductividad eléctrica superior a 4 dS
m-2 limita severamente el crecimiento de la mayoría de las
plantas, aunque la intensidad de los efectos negativos que
pueda producir la salinidad sobre las plantas está en
relación con la tolerancia a la salinidad de las especies o de
las variantes genéticas (Ho et al. 1999; Honorato, 2000;
Munns y Tester, 2008).
Probablemente, los altos niveles de Cu soluble en los
tratamientos también hayan afectado el crecimiento y brotación de los rizomas. El Cuadro 5 muestra los contenidos
de metales en los tejidos de A. pulchra. Se observa que
ocurrió una importante traslocación de Cu hacia tejidos
aéreos en los tres tratamientos y, en menor medida, en el
C-, además de acumularse en rizomas y raíces de los tres
tratamientos en concentraciones muy altas. La concentración elevada de cobre en los tejidos subterráneos, por sobre
-1
los 100 mg kg definido como valor crítico para las plantas
por Kabata-Pendias & Pendias (1984; citado en Alloway,
1990), podría estar generando problemas por toxicidad
(Adriano, 2001).
Es probable que tanto la salinidad como la solubilización
del Cu se encuentren limitando el crecimiento de A. pulchra
en relaves acondicionados, los mismos factores que estarían afectando el crecimiento de las otras dos especies en
estudio. Sin embargo, en el caso de A. pulchra las diferencias encontradas entre el C+ y los tratamientos con respecto
a los parámetros evaluados son considerables. Se pudo
apreciar el desarrollo de vástagos débiles, arrocetados,
necróticos y senescentes tanto en el C- como en los tratamientos. Además, se produjo una importante acumulación
de Cu en los tejidos aéreos, lo que constituiría un riesgo
ambiental producto de la potencial incorporación de metales en la cadena alimentaria de la vida silvestre. Unido a
ello, es importante resaltar que el material de propagación
utilizado para esta especie fue el rizoma, por lo que es posi-
ble que la generación de vástago se deba a los nutrientes
almacenados en el rizoma, más bien que a un real establecimiento de la especie en el relave acondicionado.
De esta manera, dadas las condiciones de este ensayo,
A. pulchra no sería una especie recomendada para programas de fitoestabilización de relaves mineros. No obstante,
es posible que el deficiente crecimiento y desarrollo de la
especie a partir de rizomas pueda ser maximizado a través
de un distinto acondicionamiento y manejo de los relaves.
Sería recomendable indagar en el cultivo de otras especies
nativas en relaves mineros acondicionados, dando prioridad
a aquellas especies descritas por su tolerancia a la salinidad
o a aquellas recientemente identificadas como metalófitas
excluyentes para cobre (León-Lobos et al. 2008).
CONCLUSIONES
El alto contenido de cobre soluble y la salinidad de los tratamientos experimentales (T1, T2 y T3) serían los principales problemas asociados al cultivo de C. spinosa, E. acida y
A. pulchra en relaves mineros de cobre acondicionados,
problemas magnificados dadas las condiciones del ensayo
en macetas y la inestabilidad de los acondicionadores utilizados. Sin embargo, otras alternativas de acondicionamiento y manejo de los relaves, que permitan abatir estos problemas, podrían promover el establecimiento y crecimiento
adecuado de estas especies en tranques de relaves abandonados y post-operativos. C. spinosa y E. acida serían especies capaces de establecerse y desarrollarse sobre relaves
mineros acondicionados, mientras que A. pulchra no sería
una especie recomendada para programas de fitoestabilización en etapa inicial. Deben realizarse mayores investigaciones, no sólo de laboratorio sino que también de campo,
de forma de determinar la metodología de fitoestabilización
más adecuada para estas especies vegetales.
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