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Revista Chapingo serie ciencias forestales y del ambiente

versión On-line ISSN 2007-4018versión impresa ISSN 2007-3828

Rev. Chapingo ser. cienc. for. ambient vol.22 no.1 Chapingo ene./abr. 2016

http://dx.doi.org/10.5154/r.rchscfa.2014.06.026 

Artículos

Especies forestales para la recuperación de suelos contaminados con cobre debido a actividades mineras

Roberto Pizarro1 

Juan P. Flores2 

Jaime Tapia3 

Rodrigo Valdés-Pineda5  * 

David González4 

Carolina Morales1 

Claudia Sangüesa1 

Francisco Balocchi1 

Lastenia León1 

1Universidad de Talca, Facultad de Ciencias Forestales, Centro Tecnológico de Hidrología Ambiental. Av. Lircay s/n, casilla 747. Talca, CHILE.

2Centro de Información de Recursos Naturales (CIREN). Av. Manuel Montt 1164, casilla 750156. Providencia, Santiago, CHILE.

3Universidad de Talca, Instituto de Química de Recursos Naturales. Av. Lircay s/n, casilla 741. Talca, CHILE.

4 Universidad de Concepción, Facultad de Ciencias Forestales. Victoria 631, Barrio Universitario, Casilla 160-C. Concepción, CHILE.

5University of Arizona, Department of Hydrology and Water Resources. 1133 E James E. Rogers Way. Tucson, Arizona, USA.

Resumen:

La minería es la actividad económica más importante de Chile, la cual causa degradación significativa en las regiones áridas. Los suelos de la Región de Coquimbo han sufrido contaminación metales pesados provenientes de la minería, particularmente cobre. La implementación de medidas, que ayuden a minimizar el impacto ambiental de los relaves mineros, requiere conocer la capacidad de adaptación de especies vegetales ante la degradación de suelos contaminados. El objetivo de este estudio fue determinar y comparar la capacidad de fitoestabilización de especies vegetales nativas y exóticas en áreas degradadas por la actividad minera en la Región de Coquimbo. Las tasas de supervivencia, crecimiento y desarrollo del dosel de 20 especies fueron evaluadas en dos ensayos experimentales. La concentración de Cu se evaluó en tallos y hojas de los árboles y en diferentes profundidades del suelo. Los resultados indicaron que Acacia saligna tiene la mejor capacidad de acumulación de metales pesados (34.8 ppm en hojas y 12.3 ppm en tallos, ambos en suelos sin fertilizar), con tasas de supervivencia mayores de 80 %. Se concluye que A. saligna es la mejor especie para actividades de fitoestabilización en relaves mineros de la Región de Coquimbo.

Palabras clave Fitorremediación; fitoestabilización; fitotoxicidad; relaves mineros; degradación de suelos; manejo y conservación de suelos

Introducción

La minería extractiva es crucial para la economía de Chile; sin embargo, ha dado lugar a un número considerable de minas abandonadas (pequeña, mediana y gran escala). Algunos de estos sitios mineros son ahora pasivos ambientales, lo que genera riesgos significativos para la salud de la población y el medio ambiente (Ginocchio et al., 2006; Karczewska et al., 2015; Mendez & Maier, 2008; Verdejo, Ginocchio, Sauvé, Salgado, & Neaman, 2015).

Uno de los minerales (desde una perspectiva biológica, micronutrientes) de mayor importancia en los suelos del norte de Chile es el cobre (Cu). Este es un elemento esencial para los animales y las plantas y tiene un papel importante en algunos procesos fisiológicos (Stern, 2010); sin embargo, el Cu se vuelve tóxico a concentraciones altas (Canning-Clode, Fofonoff, Riedel, Torchin, & Ruiz, 2011). El manejo inadecuado de los desechos de Cu puede provocar impactos ambientales a largo plazo y gran escala, que pueden ser muy difíciles y costosos para remediar a posteriori (Ginocchio et al., 2004; Meier et al., 2012). Existen varias maneras para rehabilitar las zonas con gran deterioro ambiental causado por contaminantes generados por relaves mineros. Una de las técnicas de mitigación se conoce como fitorremediación (Environmental Protection Agency [EPA], 2000; Sarma, 2011), que comprende el uso de plantas para degradar, asimilar, metabolizar o detoxificar metales pesados y compuestos orgánicos en el suelo (Azadpour & Matthews, 1996; Rascio & Navari-Izzo, 2011). La fitorremediación se basa en procesos que ocurren de forma natural mediante los cuales las plantas y los microorganismos de la rizósfera degradan y secuestran contaminantes orgánicos e inorgánicos. De hecho, los enfoques más comunes para la remediación de relaves mineros son la fitoextracción (Nanda-Kumar, Dushenkov, Motto, & Raskin, 1995), la hiperacumulación de metalofitas (González, Muena, Cisternas, & Neaman, 2008) y la fitoestabilización utilizando técnicas de fitorremediación con metalofitas (Ginocchio & Baker, 2004).

Desde la década de 1980, la revegetación se ha utilizado tradicionalmente para estabilizar los residuos sólidos y relaves mineros, así como para restaurar áreas degradadas, con el fin de evitar la pérdida de suelo por erosión y rehabilitar el medio ambiente. Sin embargo, la experiencia internacional ha demostrado que un método más beneficioso y eficaz a largo plazo es estabilizar los relaves mediante la fitoestabilización (Li & Huang, 2015). Aunque este método puede parecer muy similar a la revegetación tradicional, la fitoestabilización tiene objetivos y metodologías diferentes. La fitoestabilización (Salt et al., 1995; Neuman & Ford, 2006) es el uso de plantas y remediadores de sustratos adecuados para inmovilizar o reducir in situ la biodisponibilidad de metales en un sustrato sólido, como los relaves mineros (Li & Huang, 2015; Mendez & Maier, 2008). La aplicación de una cubierta vegetal sobre el sustrato también permite la estabilización física, lo que previene la dispersión de metales por el viento o el agua en las áreas circundantes. Además, este enfoque evita la necesidad de tratamiento químico de residuos. En Chile, a pesar de la gran diversidad de especies y el gran número de minas en operación, se han identificado solo algunas especies de metalofitas para Cu: Schinus polygamus (Cav.) Cabrera, Atriplex deserticota Phil. (Ortiz-Calderón et al., 2008) y Oenothera affinis Camb. (González et al., 2008). Debido a la importancia del Cu y su papel en la contaminación de suelos en el norte y centro de Chile (Badilla-Ohlbaum et al., 2001; Ginocchio, Rodríguez, Badilla-Ohlbaum, Allen, & Lagos, 2002; González, 1994; Verdejo et al., 2015), es fundamental establecer la capacidad de adaptación de nuevas especies vegetales a condiciones extremas de degradación del suelo. En este contexto, el objetivo de esta investigación fue determinar y comparar las capacidades de fitoestabilización de especies arbustivas nativas y exóticas en zonas altamente dañadas por actividades mineras.

Materiales y métodos

Área de estudio

El estudio de relaves se llevó a cabo alrededor de la Planta de Procesamiento de Minería Tunquén, que se encuentra en El Almendro, a 25 km al norte de la ciudad de Illapel en la Región de Coquimbo, Chile (Figuras 1a,1b). La planta se encuentra junto al humedal de Tunquén a 550 m de altitud. Los relaves datan de mediados de la década de 1980 (Figura 1c). El área cubierta por los relaves es aproximadamente de 4 a 5 ha, a una altura entre 20 y 30 m sobre el humedal de Tunquén. Los relaves se encuentran dentro de la cuenca del Choapa (31° 30' LS y 71° 6' LO), que es parte de una región predominantemente seca, con un régimen bajo de lluvias invernales (Figura 1d). La precipitación anual oscila entre 200 y 450 mm, con media aproximada de 240 mm en años normales (Favier, Falvey, Rabatel, Pradeiro, & López, 2009). Anomalías positivas de precipitación se observan durante los eventos de El Niño, mientras que precipitaciones inferiores a lo normal se asocian sobre todo con condiciones de La Niña (Falvey & Garreaud, 2007; Pizarro et al., 2012; Valdés-Pineda et al., 2014; Valdés-Pineda et al., 2015).

Figura 1. a) Área de estudio ubicada en la Región de Coquimbo, Chile; b) Ubicación de la planta minera; c) Área de relaves; d) Área de relaves cubierta con parcelas que contienen los tratamientos. 

El suelo de la zona es principalmente franco-arenoso profundo con permeabilidad moderadamente rápida y con bajo contenido de materia orgánica (Morales, Canessa, Mattar, Orrego, & Matus, 2006; Organización para la Agricultura y la Alimentación [FAO], 1998). El tipo de suelo medio e hidrológico de esta área ofrece condiciones favorables para la formación de agua ácida que puede infiltrarse en el suelo y contaminar todo un sistema de agua; esta agua contaminada se suma a la asociada con la presa de relaves. En el área también es evidente que la actividad minera y las tasas altas de erosión eólica generan exceso de partículas. En condiciones normales de suelo, las concentraciones de Cu oscilan entre 20 y 110 ppm (Pinto, Aguiar, & Ferreira, 2014); sin embargo, en soluciones del suelo, las concentraciones de Cu oscilan entre 0.03 y 0.25 ppm (Buccolieri, Buccolieri, Dell'Atti, Strisciullo, & Gagliano- Candela, 2010; Kwon-Rae & Owens, 2009; Mackie, Müller, & Kandeler, 2012).

Diseño experimental

En este estudio, el experimento se llevó a cabo durante dos periodos. Un total de 20 especies (14 especies de árboles, cuatro especies de arbustos de hoja perenne y dos especies herbáceas) se utilizaron en las dos parcelas experimentales (Figura 2). El tratamiento "A" fue plantado en 2002 y consistió en un área fertilizada y un área adyacente no fertilizada. Las especies individuales se sembraron en cajas de 40 x 40 x 40 cm a una distancia de 2 x 2 m. Un sistema de riego se instaló para proporcionar 8 L de agua por planta, dos veces al día cada tres días. Un total de 60 plantas se establecieron en el tratamiento A con tres individuos de cada especie. Con base en los resultados del tratamiento de 2002, otra parcela se estableció en 2004 (tratamiento "B"). Solo tres especies se utilizaron en este tratamiento con un total de 15 plantas (cinco individuos de cada especie) y no se aplicó ningún fertilizante. Estas tres especies se eligieron, ya que mostraron las mejores tasas de supervivencia en el tratamiento "A". El tratamiento "B" se regó con la misma proporción y frecuencia que el tratamiento "A". Además, se estableció una parcela testigo, el tratamiento "C".

Figura 2. Especies utilizadas para la evaluación de capacidad de supervivencia en suelos contaminados con Cu, en la Región de Coquimbo, Chile. 

Concentración de Cu en los suelos

Las concentraciones (ppm) de Cu en el suelo de las parcelas con los tratamientos A y B se compararon con las concentraciones de Cu en el suelo de las parcelas del tratamiento "C" (testigo), en tres niveles de suelo (10-20, 40-50 y 60-80 cm) con tres muestras tomadas en cada nivel. No se consideró el perfil de suelo de 0-10 cm ya que se tiene la hipótesis de que la concentración de Cu se ve afectada durante la remoción de suelo que tiene lugar cuando las plantas se colocan. La única razón para medir los niveles de Cu en cada suelo de la parcela del tratamiento fue para demostrar que son bastante altos y que, aun con niveles tóxicos, algunas especies fueron capaces de sobrevivir y desarrollar la biomasa con buenas tasas. La concentración total de Cu en suelos se midió por espectrometría de absorción atómica (Bersier, Howell, & Bruntlet, 1994; L'vov, 2005).

Tasas de supervivencia y evaluación de la biomasa

Los datos sobre la supervivencia de plantas individuales se obtuvieron de las campañas de campo realizadas en enero de 2003 y diciembre de 2007 por la Corporación Nacional Forestal (CONAF). El desarrollo de biomasa se evaluó utilizando los siguientes índices: diámetro del cuello (DC, mm), diámetro del dosel norte-sur (DNS, cm), diámetro de corona este-oeste (DEO, cm) y altura (H, cm). La concentración total de Cu en las plantas también se midió por espectrometría de absorción atómica (L'vov, 2005). Las concentraciones promedio de Cu para cada especie se compararon dentro de cada tratamiento y entre los tratamientos. Además, los datos de referencia sobre Acacia saligna (Labill.) H. L. Wendl en condiciones normales de suelo (Cuadro 1) se compararon con las concentraciones de Cu en tallos, hojas y suelo de los especímenes de A. saligna en los sitios de tratamiento. Dichos contenidos de referencia fueron analizados por el equipo de investigación, con base en muestras coleccionadas por el personal de la Corporación Nacional Forestal (CONAF).

Cuadro 1. Contenido de referencia de cobre para Acacia saligna en condiciones normales de suelo. 

Análisis estadístico

La prueba no paramétrica de Kruskal-Wallis (Kruskal y Wallis, 1952) se realizó para probar la hipótesis nula de que las medianas dentro y entre los tratamientos son iguales (H0 : x1 = x2). Un nivel de confianza de 95 % (P = 0.05) se utilizó para todos los análisis y evaluaciones de biomasa (alturas y diámetros de dosel) y para las concentraciones de Cu. La prueba de Wilcoxon se utilizó para determinar qué concentraciones fueron significativamente diferentes de la mediana de la población; los valores de P < 0.05 llevaron al rechazo de la hipótesis nula. Los resultados se representaron gráficamente y se evaluaron para todos los individuos, especies y tratamientos, con el fin de determinar las mejores especies para la fitoestabilización en el área de estudio.

Resultados y discusión

Tasas de supervivencia

A pesar de las concentraciones altas de Cu observadas en los relaves, las especies bajo análisis demostraron buenas tasas de supervivencia. Por ejemplo, la tasa promedio de supervivencia de la especie plantada sin suelo fertilizado (área de relaves adyacente al tratamiento "A") fue 74.8 %, mientras que para las especies cultivadas en suelo fertilizado (tratamiento "A") fue 87 %. Se observó un aumento promedio de 12 % en las tasas de supervivencia de las especies plantadas en suelos fertilizados en comparación con aquellas en contacto directo con los relaves. Solamente A. saligna, Atriplex nummularia Lindl. y Schinus molle L. mostraron tasas de supervivencia de 100 % en suelos no fertilizados. Estos resultados se utilizaron para evaluar el desarrollo de la biomasa.

Tasas de crecimiento

Al evaluar las tasas de crecimiento promedio observadas entre 2003 y 2007, los resultados indicaron que A. saligna mostró los mayores niveles de crecimiento, tanto en las parcelas fertilizadas y no fertilizadas del experimento de 2002, alcanzando 3.3 m y 2.7 m, respectivamente. Acacia cyclops A. Cunn. ex G. Don, también mostró notables incrementos de altura en el mismo periodo, alcanzando 2.6 y 2.3 m, respectivamente. Otras especies, por ejemplo A. capensis Colla y E. camaldulensis Dehnh mostraron buenos resultados en suelo fertilizado, ambas alcanzaron alrededor de 1.4 m (Cuadro 2).

Cuadro 2. Incrementos en la altura de las plantas del experimento del año 2002 con respecto al final del periodo de medición (2007). Experimentos establecidos en suelos contaminados con Cu en la Región de Coquimbo, Chile. 

Para el experimento del año 2002, las muestras individuales de A. saligna, que alcanzaron las mayores alturas en 2007, se midieron adicionalmente en 2008, registrando un máximo de 6.6 m y un mínimo de 4.9 m con un coeficiente de variación de 11.5 %. Acacia cyclops mostró altura máxima y mínima de 4.6 y 3.1 m, con un coeficiente de variación de 14.2 %. Acacia caven (Mol.) Mol. tuvo las alturas más bajas, entre 2.5 y 1.5 m, así como una mayor variabilidad en la respuesta de crecimiento (15.1 %) (Figura 3). Las respuestas observadas para el experimento de 2004 indicaron que, después de solo tres años, los árboles de A. saligna alcanzaron alturas entre 1.7 y 4.7 m; A. cyclops alcanzó alturas de 1 a 3.6 m y Prosopis chilensis (Molina) Stuntz tuvo una altura menos desarrollada (< 2 m) con relación a las otras dos especies mencionadas (Figura 3).

Figura 3. Variabilidad en altura máxima, media y mínima de individuos de Acacia saligna, A. cyclops y A. caven evaluados en los experimentos de los años 2002 y 2004. Experimentos establecidos en suelos contaminados con Cu en la Región de Coquimbo, Chile. 

Diámetro del dosel

Las mismas especies que obtuvieron buenos resultados en términos de crecimiento vertical mostraron los mejores resultados en términos de desarrollo de dosel. Por ejemplo, en el experimento de 2002, A. saligna alcanzó los diámetros más grandes de dosel con un máximo de 4.9 m y un mínimo de 2.5 m (Figura 4). Las áreas de dosel para esta especie oscilaron entre un máximo de 19.1 m2 y un mínimo de 4.8 m2. Acacia caven mostró menor crecimiento de dosel, el diámetro máximo fue de 3 m y la superficie máxima fue de 16.9 m2, mientras que el diámetro mínimo fue de 1.4 m y el área mínima fue de 2.9 m2. En el experimento de 2004, el diámetro de dosel de A. saligna alcanzó un valor máximo de 3.9 m con área máxima de dosel de 11.9 m2. En este último experimento, A. cyclops y P. chilensis mostraron el mismo patrón que en el experimento de 2002, con mucho menos desarrollo que A. saligna (Figura 4).

Figura 4. Variabilidad en diámetro máximo, medio y mínimo del dosel de individuos de Acacia saligna, A. cyclops y A. caven evaluados en los experimentos de los años 2002 y 2004. Experimentos establecidos en suelos contaminados con Cu en la Región de Coquimbo, Chile. 

Los resultados estadísticos y las comparaciones finales entre las especies con relación a las tasas de supervivencia, también mostraron que los árboles A. saligna son más adaptables en términos de crecimiento y desarrollo de biomasa que las otras especies estudiadas (Cuadro 3; Figura 5). Resultados similares fueron encontrados por Coates (2005) al estudiar las especies de árboles seleccionadas para un proyecto de biorremediación de relaves mineros en Perú. El estudio de Coates mostró que A. saligna tuvo el mayor diámetro base y altura de 25 especies y variedades probadas. Este estudio confirma que A. saligna es muy capaz de adaptarse a condiciones de suelo desfavorables con altas concentraciones de Cu y a climas áridos.

Cuadro 3. Resultados de la prueba no paramétrica de Wilcoxon (P < 0.05). 

Figura 5. Diagrama de cajas para la altura y el diámetro de dosel de los árboles en los experimentos de los años 2002 y 2004. Experimentos establecidos en suelos contaminados con Cu en la Región de Coquimbo, Chile. El cuantil bajo (25 %) y cuantil superior (75 %) están representados por los límites de la caja; la mediana está representada por la línea que cruza las cajas. 

Concentraciones de Cu en suelos y A. saligna

La concentración promedio de Cu en diferentes profundidades del suelo (tres muestras para cada profundidad en cada tratamiento) mostró valores de concentración más altos cerca de la superficie del suelo (10-20 cm) con un valor promedio de 3,064.8 ppm. Entre 40 y 50 cm, la concentración promedio fue de 2,045.2 ppm, y para 60 a 80 cm, la concentración promedio de Cu fue de 2,066.2 ppm. Este patrón se observó dentro de cada tratamiento y entre todos los tratamientos (Cuadro 4). Estas concentraciones de Cu son más grandes que las encontradas por Das y Maiti (2007) en relaves de Cu ubicados en India, que oscilaban entre 1,008 y 1,803 ppm. Además, las concentraciones de Cu reportadas en el presente trabajo son desde dos a más de 100 veces mayores que las encontradas en 26 suelos agrícolas de las regiones norte-centro de Chile por De Gregori, Fuentes, Rojas, Pinochet, y Potin-Gautier (2003); quienes reportaron concentraciones promedio de Cu que oscilan entre 11 y 530 ppm. Las concentraciones de Cu en el suelo de los tratamientos frente a las parcelas testigo no fueron significativamente diferentes (P > 0.05), lo que indica que los árboles no absorben una cantidad significativa de Cu o que rehabilitan significativamente el suelo. Los árboles más antiguos del estudio tenían solo cinco años de edad en el momento de la evaluación; por ello se tiene la hipótesis de que los árboles podrían absorber más Cu y, por tanto, reducir las concentraciones de Cu del suelo de manera más significativa, a medida que estén más viejos y grandes.

Cuadro 4. Concentración de cobre (ppm) en suelos de la Región de Coquimbo, Chile. 

Las concentraciones de Cu registradas en las hojas de A. saligna fueron significativamente diferentes (P < 0.05) de los valores de referencia reportados en el Cuadro 1 en condiciones normales de suelo. Las diferencias significativas en la concentración de Cu solamente se observaron cuando se comparó el tallo con la hoja en el mismo individuo dentro de cada tratamiento (experimentos de 2002 y 2004). Los resultados de este trabajo son consistentes con González et al. (2008), quienes indicaron que los tallos tienen concentraciones de Cu significativamente más bajas que las hojas (Figura 6).

Figura 6. Representación conceptual de las concentraciones promedio de Cu en cada tratamiento, para tallos y hojas de Acacia saligna (Tratamiento A con 15 muestras y tratamiento B con ocho muestras), y para diferentes profundidades de suelo (10-20, 40-50 y 60-80 cm) (cada tratamiento con tres muestras). 

Los resultados del presente trabajo mostraron tasas más altas de acumulación de Cu para hojas y tallos en A. saligna, cuando se comparó con todas las especies consideradas en este estudio. Por lo tanto, a pesar de un gran número de factores que limitan el crecimiento y la salud de las plantas, tales como la fertilidad, la toxicidad física, química y biológica de los metales, y las deficiencias de macronutrientes, entre otros, se demuestra que la fitoestabilización para la recuperación de suelos contaminados con Cu, a través de especies nativas y exóticas es exitosa en la región de Coquimbo. Para estos propósitos, A. saligna parece ser una de las mejores especies con mayores tasas de supervivencia y desarrollo de biomasa. Esto presenta información crucial para futuros estudios o proyectos de fitoestabilización dirigidos a minimizar los impactos ambientales de la minería o de actividades industriales en las regiones áridas de Chile.

Conclusiones

En la literatura se sugieren diversas formas para rehabilitar las áreas de residuos mineros, pero la mayoría de ellas son tecnologías de alto costo con un despliegue rápido y muchas no son apropiadas para el medio ambiente. Dentro de este marco, las técnicas de fitoestabilización representan el enfoque más barato con el menor y positivo impacto ambiental. De acuerdo con nuestros resultados, A. saligna es la mejor especie para las actividades de fitoestabilización en la Región de Coquimbo. A pesar de estos resultados, no se puede concluir que A. saligna debe ser la única especie utilizada, ya que una mezcla de diferentes especies (acumuladoras de Cu) parece ser una alternativa apropiada. El desarrollo de un enfoque de especies mixto requiere más investigación, con el fin de determinar qué combinación de especies y árboles candidatos logra el desarrollo forestal óptimo y la rehabilitación de suelos en áreas contaminadas por cobre.

Agradecimientos

Los autores agradecen a todos los que colaboraron con el desarrollo de esta investigación, en particular a la Corporación Nacional Forestal (CONAF), Ministerio de Agricultura de Chile.

REFERENCIAS

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Recibido: 16 de Junio de 2014; Aprobado: 28 de Septiembre de 2015

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