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Agrociencia

versión On-line ISSN 2521-9766versión impresa ISSN 1405-3195

Agrociencia vol.42 no.3 México abr./may. 2008

 

Agua–Suelo–Clima

 

Cambios en indicadores de calidad de suelos de ladera reforestados con pinos (Pinus caribaea) y eucaliptos (Eucalyptus robusta)

 

Changes in quality indicators of hillside soils reforested with pines (Pinus caribaea) and eucalyptus (Eucalyptus robusta)

 

Rosa M. Hernández–Hernández1, Elizabeth Ramírez1, Ignacio Castro2 y Sandra Cano2

 

1 Laboratorio Biogeoquímica. IDECYT (Instituto de Estudios Científicos y Tecnológicos). Universidad Simón Rodríguez. Caracas, Venezuela (rhernandez@reacciun.ve) (rodama33@yahoo.com.mx).

2 Facultad de Ciencias. Postgrado de Ecología. Instituto de Zoología Tropical. Universidad Central de Venezuela.

 

Recibido: Marzo, 2007.
Aprobado: Diciembre, 2007.

 

Resumen

Mantener la calidad del suelo es crítico para la sostenibilidad ambiental, aspecto especialmente importante para suelos tropicales de ladera. Varias fracciones de la materia orgánica (MO) del suelo se han reconocido como buenos indicadores de su calidad y resiliencia. Por tanto, el carbono orgánico, sus fracciones pesadas y ligeras, la biomasa microbiana, la respiración basal y los ácidos húmicos y fúlvicos, además de la estabilidad de los agregados, se evaluaron en suelos de ladera que rodean el embalse de La Mariposa, que suministra agua potable a Caracas, Venezuela, donde la vegetación ha cambiado debido al incremento demográfico. Con un muestreo estratificado al azar se tomaron tres muestras de suelos (0–10 cm; cada una con 10 submuestras) en tres parcelas de 20 x 30 m (unidades experimentales), de cuatro suelos adyacentes de ladera de bosques húmedos (BH), sabanas secundarias (SS), plantaciones de pinos (Pin) y eucaliptos (Eu) (tratamientos). El objetivo fue determinar el efecto de la reforestación con pinos y eucaliptos en suelos de laderas sobre indicadores de su calidad. Mediante A de V (una vía) y usando la prueba de Tukey (p<0.05), se encontró una disminución significativa del C (mayor a 55%) en los suelos Pin y Eu respecto al suelo BH. Otras fracciones de MO: biomasa microbiana (BH:124.0 vs Pin:73.7 vs Eu:113.7 kg ha–1), C de la fracción ligera (BH:3.9 vs Pin:1.2 vs Eu:2.3 Mg ha–1), relación ácido húmico/ácido fúlvico (BH:5.0 vs Pin:2.3 vs Eu:3.7) mostraron un comportamiento similar. El suelo SS presentó valores intermedios para todas las fracciones orgánicas y valores más altos de estabilidad de agregados. Considerando la fragilidad ambiental y los cambios significativos en los indicadores evaluados, parece adecuado permitir el proceso de sucesión natural en lugar de continuar con las prácticas de reforestación actuales para el manejo de la zona.

Palabras clave: Agregados, biomasa microbiana, carbono, eucaliptos, pinos.

 

Abstract

Maintaining soil quality is critical for environmental sustainability, an especially important aspect for tropical hillside soils. Several fractions of soil organic matter (OM) have been recognized as good indicators of soil quality and resilience. Therefore, organic carbon, light and heavy soil fractions, microbial biomass, basal respiration, humic and fulvic acids as well as aggregate stability were evaluated in hillside soils which surround the Reservoir La Mariposa, which supplies drinking water to the city of Caracas, Venezuela, where the vegetation has changed due to population increase. Using randomized stratified sampling, three soil samples (0–10 cm; each with 10 subsamples) were taken from three 20 x 30 m plots (experimental units), from four adjacent soils pertaining to humid forests (BH), secondary savannas (SS) and pine (Pin) and eucalyptus (Eu) (treatments) plantations. The objective was to determine the effect of reforestation on quality indicators using pines and eucalyptus in hillside soils. Using analysis of variance (one way) and Tukey test (p<0.05), a significant decrease in C (more than 55%) was found in Pin and Eu soils compared with that of BH. Other OM fractions: microbial biomass (BH:124.0 vs Pin:73.7 vs Eu:113.7 kg ha–1), light fraction C (BH:3.9 vs Pin:1.2 vs Eu:2.3 Mg ha–1), humic acid/fulvic acid relation (BH:5.0 vs Pin:2.3 vs Eu:3.7) showed similar behavior. Secondary savanna soils presented intermediate values for the organic fractions and higher values for aggregate stability. Considering the environmental fragility and the significant changes in the indicators evaluated, it appears adequate to allow the natural succession process to occur instead of continuing current reforestation practices for management of the zone.

Key words: Aggregates, microbial biomass, carbon, eucalyptus, pines.

 

INTRODUCCIÓN

El mantenimiento de la calidad del suelo es crítico para un ambiente sostenible; así, es necesario una buena selección de indicadores de calidad del suelo para una rápida respuesta al cambio, clara discriminación entre los sistemas de manejo, mayor sensibilidad al estrés y a la restauración ambiental, y reflejo de la variabilidad espacial y temporal (Gil–Stores et al., 2005). El indicador más usado de calidad del suelo es el contenido de materia orgánica (MO), pero aproximaciones basadas sobre la caracterización de varias fracciones de MO (activas, pasivas y lentas) se han reconocido como buenos indicadores de calidad del suelo y resiliencia.

En el trópico la conservación de la MO se puede considerar como un factor crítico para sistemas sos–tenibles de uso de la tierra. La MO tiene un efecto positivo sobre la formación y estabilidad de agregados del suelo y la retención de nutrientes (Hernández–Hernández y López–Hernández, 2002). Su principal constituyente son las sustancias húmicas, que junto con los polisacáridos y la biomasa microbiana, son los ingredientes activos para la agregación del suelo (Yamaguchi et al., 2004). El uso de variables físicas y bioquímicas como indicadores de calidad del suelo podría ser importante para evaluar los cambios en suelos de ladera que rodean el embalse de La Mariposa, que suministra agua potable a Caracas, Venezuela.

En esta zona de ladera, la deforestación ha sido una de las principales consecuencias del aumento del desarrollo demográfico en los últimos 30 años. Ésto ha producido importantes cambios en la vegetación nativa del bosque, que se ha sustituido por especies herbáceas de sabanas secundarias o plantaciones de especies arbóreas exóticas de rápido crecimiento, como pinos y eucaliptos.

Bouillet y Bernhard–Reversat (2001) señalan que los pinos y eucaliptos agotan las fuentes de agua y de nutrientes y limitan el crecimiento de la vegetación bajo su dosel, disminuyendo la biodiversidad, activando la erosión y mermando la fertilidad del suelo. Pero, según Parrota (1995), estos árboles ayudan a regenerar plantas del sotobosque y a elevar el contenido de nutrientes. El impacto en la calidad del suelo, con los cambios de la composición florística de los ecosistemas, es consecuencia de los cambios en la calidad y cantidad de residuos que entran en el suelo. Prina et al. (2001) señalan que la biomasa microbiana, su actividad y estructura comunitaria, son influenciadas por diferentes especies arbóreas, debido a que la composición química de la hojarasca y de las raíces influye en la descomposición de las entradas orgánicas (Dighton et al., 2000) y mineralización de nutrientes (John et al., 2002). A su vez, los ecosistemas con una mayor biodiversidad generan una mayor diversidad catabólica de la comunidad microbiana del suelo (Nsabimana et al., 2004).

El objetivo del presente estudio fue evaluar las fracciones activas, lentas y pasivas de la MO, y la estabilidad de los agregados del suelo, como posibles indicadores de su calidad a fin de determinar los efectos de la reforestación con pinos y eucaliptos en suelos de ladera en el área circundante del embalse La Mariposa, Venezuela.

 

MATERIALES Y MÉTODOS

Descripción del área de estudio

El estudio se realizó en suelos de ladera que rodean el embalse La Mariposa, a 8 km de Caracas (10° 24' 41" N; 66° 33' 53" O), Serranía del Litoral, Cordillera de la Costa, al norte de Venezuela. El ecosistema de la cuenca está caracterizado por bosques húmedos, sobre 1500 m de altitud, con especies arbóreas que alcanzan en promedio 10 a 15 m de altura y dominan: Tetrorchidrium rubrivenium, Richeria grandis, Protium tovarense, Erythrina poeppigiana, Inga spectabilis. Las sabanas secundarias originadas por la acción humana (quema frecuente desde hace más de 60 años, deforestación, labranza, cultivos) son cada vez más extensas en las zonas más altas e intermedias de las montañas circundantes. En los ecosistemas de sabana, entre 1300 y 1600 m de altitud, las especies más importantes son Trachypogon plumosus, Andropogon sp, Melinis minutiflora y Panicum sp. La tierra se ha reforestado con Pinus caribaea y Eucalyptus robusta, reconocidos por su ventaja competitiva en la absorción de agua comparada con las especies nativas. El cultivo con especies arbóreas exóticas obedece a planes de reforestación de instituciones públicas y privadas para disminuir los riesgos de erosión en las zonas con mayor pendiente.

Los suelos son ultisoles, de textura arenosa a franco arenosa, ácidos, ricos en aluminio, bajos en fósforo disponible y con valores altos de MO en el horizonte superficial (Herrera y Cuevas, 2003). La región tiene una marcada estacionalidad, con una época de lluvia de mayo a diciembre; la precipitación total anual es 1100 mm y la temperatura media anual es 19 °C. Es característica la erosión eóli–ca en la época de sequía y la erosión hídrica en la época lluviosa con importantes movimientos en masa en las zonas donde la cobertura de plantas está ausente o es escasa. Sobre los 1500 m de altitud la neblina es un aporte importante de precipitación anual (Herrera y Cuevas, 2003).

Procedimiento de muestreo

En un área de aproximadamente 3 km2 se seleccionaron cuatro ecosistemas adyacentes como tratamientos experimentales: sabana secundaria (SS), bosque húmedo (BH), monocultivo de pinos (Pin), y monocultivo de eucaliptos (Eu), ubicados en suelos de ladera, con una pendiente y altitud de aproximadamente 45% y 1400 m. En cada ecosistema se ubicaron tres parcelas (20X30 m), que fueron los sitios para el muestreo del suelo, efectuado al inicio de la estación lluviosa (mayo). En cada unidad experimental (parcela) se obtuvieron tres muestras compuestas, cada una con 10 submuestras tomadas al azar a 0–10 cm de profundidad. Las muestras de suelo se colocaron en bolsas de polietileno y se almacenaron con un contenido de humedad de 17% a 4°C, hasta los análisis en el laboratorio.

Análisis físicos, químicos y biológicos de suelos

Una porción homogeneizada de cada muestra compuesta de suelo fue secada al aire (aproximadamente 25 °C) y pasada por un tamiz de 2 mm, para los análisis de pH, CIC, textura y fraccionamiento químico y físico de la MO. El C orgánico total (Cot) se midió según el método de oxidación húmeda, el N total por el método de Kjeldahl, el pH en una relación agua:suelo 2.5:1, y la CIC por el método de acetato de amonio (Anderson e Ingram, 1993). La distribución de tamaño de partícula y la densidad aparente se determinaron según Pla (1983). Se calculó la densidad aparente del suelo para expresar cada variable química y biológica en término de superficie (Mg ha–1 y kg ha–1).

Se usaron 20 g de cada muestra de suelo por triplicado para determinar C y N de la biomasa microbiana (C–BM y N–BM), según el método de fumigación–extracción (Sparling y West, 1988). Las muestras a aproximadamente 50% de capacidad de campo, se fumigaron con cloroformo libre de alcohol (Riedel–Hägen) por 24 h. La biomasa microbiana fue considerada la fracción activa de la MO. La respiración basal (CO2) se determinó mediante el método de trampas de álcali (Alef, 1995): se pusieron 50 g de triplicados de muestras de suelo en frascos (250 mL) y se midió el CO2 atrapado después de 24 h de exposición.

Se hizo el fraccionamiento físico de la MO en fracción ligera y pesada, fracción pasiva y lenta de la MO, usando 250 g de muestra suelo (<2 mm) secada al aire, la cual se separó según la densidad del agua como aquel material que flota en agua que pasa por un tamiz de 2 mm, pero no de 250 µm (Anderson e Ingram, 1993). En las fracciones ligeras y pesadas de la MO se midió el C orgánico total según el método de oxidación húmeda.

El contenido de ácidos húmicos y fúlvicos se determinó mediante una extracción de 10 g de suelo con una solución de NaOH/ Na4P2O7 (Merck) (Schnitzer y Schuppli, 1989). Para separar los ácidos húmicos, fúlvicos y sustancias no húmicas se usó un medio ácido (H2SO4 al 50%) para precipitar los ácidos húmicos y una columna de polivinilpirrolidona insoluble (Sigma P6755) para purificar los ácidos fúlvicos de las sustancias no húmicas (Ciavatta y Govi, 1993).

Los agregados estables se determinaron mediante triplicados de muestras secas homogenizadas pasadas en un tamiz de 4 mm. Tres submuestras de 100 g de estos agregados se tamizaron en húmedo a través de cuatro tamices: 850, 500, 250 y 150 µm. Antes del tamizado en húmedo, las muestras fueron pre–humedecidas por capilaridad hasta saturación y luego sumergidas 2 min en agua en un equipo para tamizado en húmedo. El tiempo de tamizado fue 5 min, con movimientos ligeros y verticales, descartando el material flotante durante el tamizado. El porcentaje de arenas en cada fracción se corrigió usando una solución de hexametafosfato de sodio al 10% (Merck), pasándolas por el mismo tamaño de tamices correspondiente a cada fracción (Hernández–Hernández y López–Hernández, 2002). Se determinó el porcentaje de agregados estables en cada fracción, así como el diámetro medio ponderado (DMP) según el cálculo: ' donde di es el peso de los agregados del intervalo de tamaño i corregidos por las arenas del tamaño i; ; es el diámetro medio del intervalo de tamaño i; b es el peso de los agregados y partículas de arenas del intervalo de tamaño i (Pla, 1983).

Análisis estadístico

Para explicar la variación de las características bioquímicas y físicas de los suelos en los diferentes ecosistemas, distinguir los sitios según estas variables y determinar posibles indicadores de estas diferencias que definan la calidad de los suelos de los ecosistemas, se hizo un análisis de componentes principales (ACP) y de correlaciones con el coeficiente de Pearson (p<0.05). Los datos fueron estandarizados y el ACP se generó usando el programa MVSP versión 3.0. El diseño experimental fue completamente al azar; se usó el A de V de una vía y las medias entre los suelos de los cuatro ecosistemas se compararon con la prueba de Tukey (p<0.05). Cuando no se alcanzaron los supuestos de una distribución normal de homogeneidad de varianza, se usó la prueba no paramétrica de Kruskal–Wallis (<0.05). Los análisis estadísticos se hicieron con la versión SPSS 10.0.

 

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Características físicas y químicas

La textura de los suelos es franco arenosa, con un pH de 4.9 a 5.7 y el valor más bajo correspondió al suelo con eucalipto (Eu). La CIC varió de 3.2 a 7.4 cmol(+) kg –1 la MO de 0.6 a 5.1% y el N total de 0.1 a 0.3% (Cuadro 1). Por tanto, la fertilidad del suelo en los cuatro ecosistemas es baja. En general, el suelo con pino (Pin) presentó los valores más bajos, mientras que el suelo del bosque (BH) tuvo los valores más altos.

Esto indica que la calidad química del suelo en los primeros 10 cm de profundidad es mejor en el ecosistema del bosque debido a una mayor entrada orgánica sobre y debajo la superficie del suelo, al haber una mayor diversidad de especies de plantas, cuya cantidad y calidad de hojarasca y raíces contribuyen fuertemente a los ciclos biogeoquímicos.Según Tremont y Cuevas (2006), en bosques maduros próximos a la zona de estudio, la riqueza de especies arbóreas es 37 especies 0.1 ha–1. No obstante, el suelo del bosque húmedo del presente estudio tuvo un menor contenido de MO y un pH menos ácido que los suelos de ladera de bosques maduros y sabanas secundarias ubicados a una mayor altitud, posiblemente relacionado con la intrínseca variabilidad espacial, con un bosque más denso y con una mayor humedad todo el año, incluyendo la sabana secundaria, por la presencia de neblina.

Calidad del suelo

Se hizo un análisis de componentes principales y se usó el método de representación gráfica de la matriz de datos de Gabriel (1971), para mostrar si las variables bioquímicas y físicas evaluadas permiten explicar las diferencias en la calidad de los suelos de los ecosistemas estudiados de la cuenca del embalse la Mariposa, y encontrar indicadores que den información de los cambios sin necesidad de determinar un mayor número de variables que complican y encarecen los monitoreos de los ecosistemas en el área (Figura 1). Un 60.24% de la varianza de los datos pudo ser explicada por los dos primeros componentes. A lo largo del eje uno, las muestras del suelo Pin y el resto de los suelos se separaron adecuadamente. Con este análisis se distinguió claramente tres patrones de calidad del suelo: el suelo Pin tuvo la peor calidad por sus valores más bajos en muchas de las variables, los suelos SS y Eu con calidad intermedia y el suelo BH con la mejor calidad, al tener los más altos valores. El Cot, el C asociado a las fracciones pesada (C–FP) y ligera (C–FL), fracciones pasiva y lenta de la MO, la fracción ligera (FL) de la MO, así como el N de la biomasa microbiana (N–BM) y el CO2, aumentaron en la dirección del bosque húmedo. El C de la biomasa microbiana (C–BM), fracción activa de la MO, los agregados > 850 µm y el DMP aumentaron hacia los suelos SS, Eu y BH, mientras que la fracción de agregados < 150 µm lo hizo hacia el suelo Pin.

El C y N de la biomasa microbiana, Cot y el C–FP tuvieron una correlación significativa (p<0.05) con el DMP (R=0.89; 0,83; 0.85; 0.78) y con el porcentaje de agregados estables >850 µm (R=0.78; 0.72; 0.70; 0.69). Estas correlaciones están bien representadas en los suelos del BH y de la SS y en menor proporción en el suelo de Eu. Por el contrario, los agregados < 150 µm es la variable más importante en el suelo de Pin. Dicha característica está correlacionada negativamente (R=–0.81; –0.71; –0.75; –0.67) con las características bioquímicas C–BM, N–BM, Cot y C–FP, con el DMP (–0.96) y con la fracción de mayor tamaño de agregados, >850 µm, (–0.98). Estas variables físicas y bioquímicas mencionadas son menos costosas, más fáciles de determinar, y pueden ser buenos indicadores de cambios positivos o negativos de la calidad del suelo.

Carbono orgánico total y fracciones orgánicas activas

Los cambios en la vegetación influenciaron claramente las variables bioquímicas que pueden ser usadas como indicadores de calidad de suelo. Se observaron cambios significativos tanto en el Cot como en su fracción activa, la biomasa microbiana (Cuadro 2). El Cot disminuyó 55 a 85% cuando la vegetación del bosque húmedo es remplazada por especies como plantaciones de eucaliptos y pinos. El contenido más bajo de reservas de Cot se encontró en el suelo Pin, seguido por SS y de Eu. Esta tendencia es contraria a la reportada por Nsabimana et al. (2004) en suelos templados, donde las reservas de C fueron más altas en el bosque de pino comparadas con las de eucaliptos o las de la pradera. La disminución de la reserva de C en los primeros 10 cm de profundidad con la introducción de estas especies arbóreas de rápido crecimiento, está de acuerdo con lo señalado por Bouillet y Bernhard–Reversat (2001), sobre el impacto negativo que pueden tener dichas especies en los niveles de MO, principalmente atribuido al manejo de tala y preparación del suelo. Lo mismo sucede con las plantas herbáceas de las SS donde el material vegetal tiene menor contenido de fibra y aporte de residuos que tienden a permanecer más como material muerto en pie con y un menor contacto con el suelo. Tanto el pino como el eucalipto tienden a producir mayor biomasa de hojarascas. Según Zinn et al. (2002), los pinares en suelos tropicales, especialmente P. caribaea, acumulan alrededor de cinco veces más hojarasca que los árboles de eucalipto. Sin embargo, la descomposición lenta del material orgánico aportado por los pinos debido a su contenido de compuestos hidrofóbicos e inhibidores químicos, provoca la ausencia de edafofauna necesaria para la descomposición (Virzo de Santo et al., 1993). En este sentido, Herrera y Cuevas (2003) encontraron en un mosaico de vegetación de estadios sucesionales, en suelos cercanos a la zona de estudio, una relación positiva entre la complejidad de la vegetación, con la riqueza y abundancia de organismos del suelo, cuantificando la mayor riqueza en los bosques maduro y secundario, en comparación con la sabana secundaria.

En C y N de la biomasa microbiana (C–BM y N–BM) hubo cambios significativos (p<0.05) entre tratamientos (Cuadro 2). El C–BM en el suelo Pin (73.4 kg ha–1) fue el más bajo con respecto al suelo de los otros ecosistemas, entre los cuales no hubo diferencias significativas. Hubo una mayor sensibilidad con el N–BM debido a diferencias más marcadas entre los suelos, donde Pin tuvo el valor más bajo (2.5 kg ha–1) y BH el más alto (42.0 kg ha–1). Estos valores son comparables con los de otros suelos tropicales, pero son más bajos que los reportados por Tremont y Cuevas (2006) en suelos de bosque nublado maduro y secundario de una zona cercana a la del presente estudio, así como los de Nsabimana et al. (2004) y O'Brien et al. (2003) en bosques de eucaliptos y pinos en suelos templados, y Luizao et al. (1992) en suelos de bosques del Amazonas. Los bajos valores de C en el presente estudio pudieran explicar los menores contenidos de C y N microbianos (Cuadro 2).

La producción microbiana de CO2 (respiración basal) disminuyó significativamente cuando el pino se introdujo como monocultivo, pero cuando el eucalipto fue usado en la reforestación, el suelo no mostró cambios en la actividad microbiana (CO2) con relación al suelo BH. Algunos cambios significativos se observaron en los coeficientes microbianos como la relación C–BM/N–BM y el coeficiente metabólico (qCO2), calculado como la producción de CO2 por unidad de biomasa microbiana. En ambos índices el suelo Pin tuvo valores significativamente diferentes (p<0.05) de los otros suelos. Este suelo produjo la más alta relación C–BM/N–BM y qCO2 (Cuadro 2), indicando un cambio en la estructura de la biomasa microbiana y su funcionamiento con la introducción del pino como monocultivo. Valores más altos de los índices metabólicos están relacionados con mayores condiciones de estrés o ecosistemas no maduros. Los organismos serían menos eficientes en la síntesis microbiana, al mineralizarse más C como CO2 por unidad de biomasa microbiana producida. Sin embargo, entre los cuatro ecosistemas evaluados, el porcentaje de C orgánico total más alto como biomasa microbiana se encuentra en el suelo Pin: cuatro veces más que en el suelo BH (4.1 vs 1.0) (Cuadro 2). Estos resultados son similares a los reportados por Nsabimana et al. (2004) comparando suelos de pinos y eucaliptos en regiones templadas.

Las diferencias entre calidad de la hojarasca en los suelos podrían producir cambios en la biota del suelo y sus actividades. El pino afectó la estructura de la biomasa microbiana, aunque la respiración basal fue la más baja, indicando un posible efecto negativo en la descomposición de los residuos. Los valores más altos en la relación C–BM/N–BM y qCO2, encontrados en el suelo Pin, pueden reflejar una mayor proporción relativa de hongos en la biomasa microbiana, como lo señalaron Jenkinson y Ladd (1981), así como una alteración en los requerimientos energéticos de los microorganismos. Esta población microbiana tendría un mayor consumo energético por unidad de N incorporado, estimulado por las bajas relaciones C/N en estos suelos que llevarían a un déficit de oferta energética (Cuadro 1), así como por los bajos contenidos de N en el suelo que mantendría a estas comunidades de microorganismos en condiciones limitantes de N y, por tanto, mostrar valores bajos de N–BM (Cuadro 2). La hojarasca de pino podría ser de menor calidad como fuente de recurso para la fauna y la microflora del suelo, lo cual puede incidir en un gran cambio en la estructura de la comunidad microbiana del suelo. En ese sentido, Rayner (1994) señaló una exploración más rápida y difusa de las hifas sobre recursos de baja calidad, que la de otros grupos microbianos.

La respiración microbiana en suelos con eucaliptos fue tan alta como la del bosque húmedo, lo que sugiere que los residuos orgánicos aportados por los eucaliptos podrían tener una tasa de descomposición microbiana mayor que la del suelo Pin, atribuida posiblemente a un menor contenido relativo de lignina y polifenoles solubles en los eucaliptos, como lo señalaron Corbeels et al. (2003). Según Nsabima–na et al. (2004), la hojarasca de pino contiene más compuestos fenólicos que disminuyen la diversidad catabólica de la comunidad microbiana, en comparación con la del eucalipto. Por tanto, el pino tiene una menor función de resiliencia en respuesta al estrés ambiental.

En bosques cercanos a la zona de estudio hay diferencias en la cantidad de hojarasca, su material particulado y ramas finas, aportadas por distintas especies arbóreas (Tremont y Cuevas, 2006). Esta diversidad en cantidad, tipos y tamaños de residuos orgánicos favorece la diversidad de la edafofauna y la actividad desintegradora de los microorganismos, a pesar de que las hojas de árboles de bosques maduros están más lignificadas y con mayor contenido de celulosa que las de ecosistemas boscosos en estadios sucesionales tempranos (Herrera y Cuevas, 2003). La mayor abundancia y diversidad de recursos pudieron promover la mayor biomasa microbiana en los suelos del bosque húmedo evaluado.

Fracciones de MO pasivas y lentas

Al separar la MO en sus fracciones lentas y pasivas (Cuadro 3), la fracción ligera (FL) de la fracción de MO lenta disminuyó significativamente (p<0.05) con Pin (83%), mientras que no hubo diferencias significativas entre ecosistemas Eu y BH. Sin embargo, la contribución de la FL en el C de la fracción ligera de MO del suelo (C–FL) fue superior (p<0.05) en BH, mientras que SS tuvo el valor más bajo (0.7 Mg ha–1). Si se considera el C de la fracción pesada (C–FP), se observa que BH>Eu>SS>Pin. Estas fracciones se obtuvieron en función del tamaño de partícula orgánica y su densidad tomando como referencia la del agua 1 g cm–3 (Anderson e Ingram, 1993). Las partículas orgánicas con densidad menor que 1 y tamaño mayores de 250 µm, son consideradas potencialmente mineralizables y sus compuestos de C fácilmente degradables; sin embargo, su cantidad, calidad y facilidad de transformación depende en buena medida de la calidad de los residuos orgánicos.

Las plantaciones de pinos sólo produjeron 0.5 Mg ha–1 de FL comparado con la de eucaliptos (3.8 Mg ha–1). El aporte de C al suelo siguió el mismo patrón, por ello se supone que el material vegetal de los pinos (acículas y raicillas) sufre un proceso lento de desintegración y el material orgánico resultante es de más difícil transformación bioquímica. También el C asociado a las fracciones minerales del suelo (C–FP) es menor en Pin, lo cual se refleja en la menor reserva de C en ese ecosistema.

El desmenuzamiento físico de los residuos orgánicos del suelo, que produce un material fraccionado más fino y más susceptible al ataque microbiano, depende en buena medida de la actividad de la edafofau–na y del microclima. La mayor riqueza y abundancia de la fauna en los suelos de la región, encontradas por Herrera y Cuevas (2003) en los bosques maduros de la zona, puede favorecer el mayor aporte de material fraccionado orgánico como la FL en los suelos BH y Eu. Según los mismos autores, las SS mostraban una menor abundancia de edafofauna y ello explicaría los valores bajos de FL en dicho suelo. En el suelo Pin, las características propias de la hojarasca, principalmente conformadas por acículas, no favorecen la actividad de la edafofauna y en consecuencia su desmenuzamiento y aporte de la FL.

El fraccionamiento químico de la MO en ácidos húmicos (AH) y fúlvicos (AF) no permitió detectar cambios significativos en estas fracciones entre los suelos estudiados (Cuadro 3). Pero la relación AH/AF fue superior en el suelo BH que en los otros suelos, y en todos los casos los AH fueron más altos que los AF. En ese sentido se puede inferir que no se han producido cambios en las fracciones orgánicas más estables asociadas a los minerales con el cambio de uso de la tierra, pero se observa una tendencia a disminuir la proporción de AH con respecto a los AF.

Distribución de agregados estables y diámetro medio ponderado (DMP)

El cambio de uso de la tierra influenció la distribución de agregados estables al agua (Cuadro 4) y los mayores cambios ocurrieron en las fracciones de agregados >850 y < 150 µm. Excepto en las fracciones de agregados de 250–150 µm, los agregados de los otros tamaños no presentaron diferencias significativas.

El mayor porcentaje de agregados (p<0.05) de la fracción >850 µm se encontró en BH y SS. El suelo Pin mostró los valores significativamente (p<0.05) más bajos de porcentaje de agregados en la fracción >850 µm y recíprocamente el mayor porcentaje (85%) en el tamaño de las fracciones más pequeñas (< 150 µm). Este comportamiento se refleja en los valores DMP, donde el suelo Pin mostró la estabilidad más baja y los suelos BH y SS, las más altas. Es importante destacar que la metodología usada en la separación de agregados estables implicó una fuerza de rompimiento relativamente suave, puesto que los agregados fueron prehumedecidos lentamente por capilaridad usando un papel filtro, antes de sumergirlos 2 min en agua y tamizarlos por 5 min. Esto explicaría que estos suelos, con una alta fragilidad, tuvieran contrariamente un DMP cercano a uno, lo cual pudiera llevar a concluir que son estables. No obstante, la comparación relativa entre los suelos (Cuadro 4) muestra una reducción significativa de DMP en el suelo Pin seguido del suelo Eu, ambos reforestados.

Los cambios en la distribución de agregados estables, por el manejo distinto en estos suelos, podrían ser producidos por la disminución significativa en los reservorios de C orgánico total (55 y 85%) siguiendo la reforestación con eucaliptos y pinos. Las fracciones orgánicas que pueden contribuir en estos resultados serían la biomasa microbiana, las fracciones ligeras y pesadas en el suelo Pin, y sólo la fracción pesada en el suelo Eu. Cuando ocurre el proceso de sucesión natural y el bosque es sustituido por una sabana secundaria, el suelo mantiene una estabilidad de agregados similar a la que tenía con el bosque, posiblemente debido a agentes de unión temporal como la abundante masa de raíces finas propia de la vegetación herbácea en los estados sucesionales tempranos. En ecosistemas con plantaciones de pinos con más de 30 años de edad, tiende a haber más raíces gruesas que proveen mejores soportes mecánicos y menos raíces finas en la superficie (John et al., 2002).

 

CONCLUSIONES

Los resultados confirman que hubo una buena correspondencia entre las características bioquímicas y físicas de los suelos. Las variables seleccionadas reflejaron los cambios en la calidad del suelo por el tipo de manejo aplicado, especialmente aquellas relacionadas con los procesos de transformación biológica que influencian la estabilidad estructural y su estado nutricional. Los agregados estables con diámetro < 150 µm ó > 850 µm son indicadores sencillos que dan información integrada de dicha transformación. Por tanto, la introducción de pinos ha sido menos favorable que la de eucaliptos, puesto que ha producido un efecto negativo en la estabilidad del suelo, debido a una fuerte disminución en las fracciones orgánicas relacionadas con la calidad del suelo. La sabana secundaria, como consecuencia de un proceso de sucesión natural después de la deforestación, ha producido mejores condiciones en la calidad del suelo que el monocultivo con pinos y eucaliptos, especialmente en el mejoramiento de la estabilidad del suelo, aspecto que se podría considerar en los planes de manejo para esta área. En todos estos cambios pueden incidir las diferencias en la calidad, cantidad y distribución de la hojarasca de las comunidades vegetales de cada ecosistema, lo cual se ha reflejado en el funcionamiento de las comunidades microbianas y en las fracciones orgánicas potencialmente mineralizables. En consecuencia, puede ser viable permitir el proceso de sucesión natural, una vez impactado el bosque. En caso de considerarse la reforestación, es deseable promover el uso de especies locales fundamentada en principios de la biodiversidad.

 

LITERATURA CITADA

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