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ISSN 0716-6192

BOLETIN Nº 24

SIMPOSIO NACIONAL DE LA

CIENCIA DEL SUELO

ORGANIZAN

SOCIEDAD CHILENA DE LA CIENCIA DEL SUELO UNIVERSIDAD DE CHILE

SANTIAGO, 11 Y 12 DE JULIO DE 2011

SIMPOSIO NACIONAL DE LA CIENCIA DEL

SUELO

ORGANIZAN

SOCIEDAD CHILENA DE LA CIENCIA DEL SUELO

UNIVERSIDAD DE CHILE

SANTIAGO- 11 Y 12 DE JULIO- 2011

ISSN 0716-6192

BOLETIN Nº 24

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Boletín Nº 24 de la Sociedad Chilena de la Ciencia del Suelo

DIRECTORIO SOCIEDAD CHILENA DE LA CIENCIA DEL SUELO

Presidente: Erick Zagal V. Vice-Presidente: Iván Vidal P. Secretario: Neal Stolpe L. Tesorero: Marco Sandoval E. Director: Celerino Quezada L.

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Boletín Nº 24 de la Sociedad Chilena de la Ciencia del Suelo SIMPOSIO NACIONAL DE LA CIENCIA DEL SUELO

Santiago, 11-12 de Julio, 2011 Conservación de suelos y aguas, un compromiso de

Chile El contenido de los trabajos presentados en este Boletín es de exclusiva responsabilidad de los respectivos autores y coautores.

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Prólogo

Las siguientes, son conclusiones a las que llegan Manuel Rodriguez Z. y José Suárez F. en La Conservación de los Suelos de Chile, hace exactamente 65 años atrás.

• La erosión está destruyendo gran parte de la superficie agrícola de Chile. Se estima en más de cuatro millones de hectáreas la extensión sometida a procesos erosivos de distinta intensidad.

• El área afectada se extiende de norte a sur del país, exceptuando los terrenos planos del valle central. Las regiones más visiblemente erosionadas son la de la costa de Valparaíso a Cautín y los lomajes de la región central entre los ríos Bío-Bío y Toltén.

• El proceso de destrucción de nuestros suelos continúa con un ritmo tan acelerado y en áreas tan extensas, que la independencia económica y la vida misma de la nación están seriamente amenazadas.

• Es imperioso despertar la preocupación de los agricultores, gobernantes y de toda la colectividad sobre la urgencia de conservar y recuperar los suelos del país.

• El Ministerio de Agricultura tiene los antecedentes necesarios sobre la erosión, conoce sus causas próximas y lejanas y está en condiciones de presentar soluciones para extensas zonas en que le ha sido posible realizar investigaciones.

• El programa de conservación iniciado por este Ministerio está basado en sólidos principios de buen uso del suelo. Es necesario impulsar este plan, intensificarlo y ampliarlo a la brevedad posible como lo requiere la gravedad del problema.

• No hay modo uniforme ni soluciones universales para atacar la erosión. Los programas de conservación de suelos deben fundamentarse en una triple base: investigación, reconocimiento de suelos y acción directa de los agricultores. Esta última como consecuencia de las dos anteriores.

• Para la conservación de los suelo es fundamental obtener el conocimiento sobre rotaciones, abonos, pastos, forestación, prácticas mecánicas de control, labores, etc., necesario para establecer el mejor uso del suelo. La investigación agrícola -en actividad permanente- cumple esta función. Debe extenderse e intensificarse la que actualmente se verifica.

• El control de la erosión exige el uso de las tierras de acuerdo con sus aptitudes, lo que implica el conocimiento de las características de los diferentes suelos. Es indispensable dotar a los organismos correspondientes de los técnicos y de los medios necesarios para efectuar los reconocimientos de conservación de suelos en escala conveniente.

• La conservación de suelos debe ser realizada en los fundos por el agricultor mismo, con la cooperación técnica y económica de los organismos estatales para elaborar y ejecutar planes de explotación agrícola “conservacionistas”.

• La forestación cumple un rol importante en la habilitación de los suelos que ya han perdido sus aptitudes agrícolas a causa de la erosión. Se recomienda una política forestal en gran escala, coordinada, de las Cajas de Previsión, basada en los principios de buen uso del suelo.

• Los bosques naturales que ocupan suelos exclusivamente forestales, cubriendo grandes del país, deben mantenerse permanentemente como tales, por medio de un manejo racional que asegure su regeneración.

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• La colinización, distribución e incorporación al trabajo agrícola de nuevas tierras en las regiones australes del país, deben hacerse considerando los principios de buen uso del suelo para evitar el fenómeno erosivo y lograr su conservación como riqueza permanente para el país.

• Los problemas de erosión provocados por el minifundio no podrán ser resueltos sin adoptar previamente medidas económico-sociales que consideren el reagrupamiento de las propiedades excesivamente pequeñas y la reubicación de sus propietarios.

• Se recomienda el estudio y adopción de medidas legales que velen por la conservación de los suelos y demás recursos naturales del país.

• Una política integral de conservación de suelos de la magnitud exigida por lo angustioso y vital para Chile de este problema, solo podrá realizarse cuando el Ministerio de Agricultura sea la entidad realmente directora de la política agraria nacional, premunido de los recursos y la autoridad que le corresponden para desempeñar su misión.

Se incluyen en este prólogo, estas aseveraciones y recomendaciones, no solo por su carácter histórico, sino para mantenerlas en la mente de las actuales generaciones, además de constituir un marco extraordinario para la discusión en este Simposio, que plantea como lema: Conservación de suelos y aguas, un compromiso de Chile.

El suelo es el más desconocido de los recursos naturales del planeta; es más, un 99,9% de la gente, incluidos docentes o decisores, no saben definir un suelo, afirmaba en 1999 Alain Ruellan (ex presidente de la Sociedad Internacional de Edafología). Se debe tener presente y apreciar que el suelo es un patrimonio natural frágil y escaso, a proteger y cuidar -tanto como las aguas, el bosque y la atmósfera- dada su ya reconocida importancia planetaria.

Sin duda alguna que la visión de los investigadores nacionales, acerca de los problemas que aquejan al suelo, se ha extendido a un concepto más amplio que la erosión en particular, la degradación. Esto se ha plasmado en eventos científicos, tanto nacionales como internacionales organizados por la Sociedad Chilena de la Ciencia del Suelo, con contribuciones que abarcan el amplio espectro de complejos e interconectados problemas, que encierra este concepto. Asimismo las aguas, tanto en cantidad como en calidad, constituyen una seria preocupación científica hoy en día, insospechada en los comienzos de la nación.

El uso de los suelos y aguas depende de numerosas y diversas personas y, por lo tanto, solo escasos progresos se pueden hacer a menos que todas ellas estén involucradas, en la planificación y ejecución de programas de conservación de estos recursos naturales. En este sentido, el estar involucrado adquiere una connotación muy amplia, desde apreciar los recursos naturales en el ámbito ético hasta contar con un conocimiento técnico sólido de las propiedades y los procesos que los caracterizan.

En consecuencia, los suelos y aguas, como verdaderas Obras de Arte de la Naturaleza, requieren del compromiso de todos aquellos que les preocupa entregar a las generaciones futuras, un medio no solo productivo sino sustentable. Manuel Casanova (editor).

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En memoria

Don Hernán Contreras Manfredi (1931- 2007). Ingeniero Agrónomo y ex-Director del Departamento de Suelos (actual Departamento de Ingeniería y Suelos), ejerciendo como profesor de la cátedra de Geología y Geomorfología. Fue vicerrector de la Universidad de Chile, además de primer rector de la que fue la Universidad de Chile sede Osorno, entre 1965 y 1970. En el ámbito de la Conservación, entre 1960 y 1965 dictó más de 250 conferencias sobre preservación de los Recursos Naturales en Chile, a un total de 45,000 estudiantes, aumentando el interés por la disciplina. Autor/director del 1º al 3º Curso Nacional de Conservación de la Naturaleza y sus Recursos Renovables (1972-73, 1974-75 y 1992-93). En 1973-74 dictó el primer Curso sobre Conservación de los Recursos Naturales por TV, que fuera también impreso como libro. Comienza su comienza una fructífera actividad a los 12 años de edad como Presidente de la Sociedad de Amigos del Árbol en Chile (1943), llegando a ser galardonado por la UNESCO y el Premio Global 500 del PNUMA (Adult Award Winner, 1987). Recorrió América varias veces, siendo escuchadas sus casi mil charlas por más de 70 mil estudiantes, profesores y ciudadanos del continente. Al respecto, fue autor/director del Primer curso Nacional de Conservación de los Recursos Naturales y Equilibrio Ecológico en Venezuela, 1975-79; realizó entre 1995 y 2000 el Programa de Cultura Ambiental para América Latina, recorriendo por tierra para dictar cursos/conferencias para 9.000 participantes en prácticamente toda América. Plasma sus conocimientos en valiosos libros sobre Ambiente, Desarrollo Sustentable y Calidad de Vida (Recorriendo el continente Americano, 2000; Tecnología para el Desarrollo Campesino, 2003; Manual Agua, Vida y Desarrollo: Manual de uso y conservación del agua en zonas rurales de América Latina y el Caribe. UNESCO – ROSTLAC. Montevideo. Tomo I, II y III. 1986/1991; Abya Yala: La Patria Grande. Una propuesta ambiental para América Latina. Caracas, 1999). Cabe destacar que, entre otros organismos, fue consultor de UNESCO, PNUD, CEPAL, FAO, UNESCO, Banco Mundial, BID y GTZ. Además tuvieron el honor de contar con él como Profesor, además de la Universidad de Chile, la Universidad Central de Venezuela y el CATIE (Costa Rica). Don Hernán siempre será recordado como un Educador en Recursos Naturales de muchas generaciones y ciertamente de muchos profesionales, no solo de la Universidad de Chile sino de otras casas de estudio.

Don Manuel Rodriguez Zapata (1916-2007). Ingeniero Agrónomo que sin duda, para muchos, es considerado el Padre de la Conservación de Suelos de Chile. Estudios en el Servicio de Conservación de Suelos del USDA. Aparte de sus numerosas publicaciones la obra más destacada de don Manuel, junto a don José Suárez F., fue La conservación de los suelos de Chile (1946), concluyendo con un aporte sin parangón hasta ahora para las ciencias agrícolas como fueron las 317 páginas de la Geografía Agrícola de Chile (1989). Recibe la distinción de Profesor Emérito de la Universidad de Chile, como reconocimiento a su calidad académica, sus méritos y contribución al saber superior. En el ámbito internacional, fue Subdirector General del Instituto Interamericano de Cooperación para la Agricultura (IICA), además de Director de la zona sur de esta institución, la que le otorga también en 1981 el Título de Emérito. Sirvan a las actuales y futuras generaciones estas sucintas reseñas, relativas a dos pioneros de la Conservación - alejados en un inmerecido anonimato - como ejemplo de compromiso vocacional, fundamentado en conocimientos sólidos, hacia la educación y la protección de los recursos naturales que nos acogen.

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CONFERENCISTAS INVITADOS

Fernando Santibáñez Q. Juan Pablo Flores V.

Germán Ruiz C. Gabriel Mancilla E. Mauricio Lemus V.

Erick Zagal V. Ian Homer B.

Ignacio Fuentes S. Juan Pablo Fuentes E. Rosanna Ginocchio C.

Ricardo Cabeza P. Olga León S.

Luis A. González R. Patricio Rodríguez N.

Víctor García de Cortázar G. de C. Osvaldo Salazar G.

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CONFERENCIAS IN EXTENSO Fernando Santibáñez Q., Paula Santibáñez V., Carolina Caroca. Interacciones entre el cambio climático y la degradación de tierras…………………….….. (11) Juan Pablo Flores, Eduardo Martínez, Marión Espinosa, Pedro Muñoz. Determinación de la erosión actual y potencial del territorio de Chile, mediante técnicas de Geomática, Teledetección y Sistemas de Información Geográfica………..……………...… (21) Germán Ruiz C. Sistema de incentivos para la sustentabilidad agroambiental de los suelos agropecuario…………………………………………………………………………...……. (31) Gabriel Mancilla E. Conservación de suelos de aptitud forestal en Chile ……….................................................. (39) Mauricio Lemus V. Diseño de canales de desviación y zanjas de infiltración……………………….....................(47) Ian Homer B., Manuel Casanova P. Labranza de conservación en laderas……………………………………………………….. (59) Ignacio Fuentes S., Oscar Seguel S., Manuel Casanova P. Degradación fisica de suelos de la zona central versus suelos volcánicos del sur de Chile……………………………………………………………………………….……...… (75) Juan Pablo Fuentes E., María Teresa Varnero M.

Calidad de carbono y propiedades biológicas como indicadores de perturbación en suelos del área mediterránea de Chile………………………………………………….…………….… (83) Rosanna Ginocchio C. Consecuencias de la actividad minera en suelos de Chile…..……………………………… (97) Ricardo Cabeza P. Degradación del suelo y sus efectos en la dinámica del fósforo………………………...… (107) Olga León S., M. Adriana Carrasco R. Degradación química de suelo…..……………………………………………………….... (115) Luis Alberto González R. Degradación de las cuencas hidrográficas del Chile central….…………..………….…… (123) Víctor García de Cortázar G. Eficiencia de uso del agua: una aproximación a diferentes escalas. ……….…….………. (139) Osvaldo Salazar G., Francisco Nájera de F. Contaminación de aguas por el uso de fertilizantes nitrogenados y enmiendas orgánicas. (147)

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RESÚMENES DE POSTERS

Jaume Bech, Pedro Tume, Joan Bech, Pedro Sánchez, Ferrán Reverter, Lluis Longan. CONCENTRACIONES DE Ba, Cr, Ni, Sr, V, Y Mn EN SUELOS DE MANRESA, NE ESPAÑA… (155)

Jocelyn Munizaga, Claudia Silva. EVALUACIÓN DEL MANEJO DE NUTRICIÓN Y BALANCE DE NITRÓGENO EN SUELOS CULTIVADOS CON PIMIENTO (Capsicum Annuum L.), EN LOS SECTORES MEDIO Y ALTO DEL VALLE DE AZAPA…(155)

Annelie Zbinden, Olga León, M. Adriana Carrasco. EFECTO DEL RIEGO POR 15 AÑOS CON AGUA CLARA DE RELAVE ALTA EN MOLIBDENO Y SULFATOS SOBRE LA CALIDAD DEL SUELO Y DEL FORRAJE… (156)

Manuel Casanova, Francisco Nájera, Orlando Macari, Sebastián Silva, Osvaldo Salazar, Oscar Seguel. EVALUACIÓN DE LOS EFECTOS DEL TSUNAMI-2010 EN LAS PROPIEDADES DE SUELOS EN DUAO, VII REGIÓN DE CHILE… (156)

José Celis, Ángela Machuca, Marco Sandoval, Patricia Morales. ACTIVIDAD BIOLOGICA EN UN ALFISOL DEGRADADO ENMENDADO CON BIOSÓLIDOS Y CULTIVADO CON SERRADELA AMARILLA (Ornithopus compressus L.)… (157)

Mauricio González, Dante Pinochet, Roberto Carrillo, Maritza Reyes. PRESENCIA OTOÑAL DE ESCARABAJOS ESTERCOLEROS NATIVOS PARACÓPRIDOS (SCARABAEIDAE: SCARABAEINAE) EN RENOVALES DE BOSQUE NATIVO Y PRADERAS NATURALES ASOCIADAS DEL SUR DE CHILE… (157)

José Padarian, Jorge Pérez, Oscar Seguel. MODELOS DE DISTRIBUCIÓN DEL CARBONO ORGÁNICO Y SU CUANTIFICACIÓN EN LOS SUELOS DE CHILE ENTRE LAS REGIONES DE VALPARAÍSO Y LOS RÍOS… (158)

Néstor Ulloa, René Montalba, Alexis Lillo, Marysol Alvear. EVALUACIÓN DE DIFERENTES RESIDUOS ORGÁNICOS AGROPECUARIOS EN EL PROCESO DE COMPOSTAJE CON ALGUNAS ACTIVIDADES BIOLÓGICAS… (158)

Edwin Esquivel, Rafael Rubilar, Simón Sandoval, Eduardo Acuña, Jorge Cancino, Miguel Espinosa, Fernando Muñoz. DINÁMICA DEL CARBONO EN TRES TEMPORADAS DE CRECIMIENTO EN PLANTACIONES FORESTALES DE CORTA ROTACIÓN PARA LA PRODUCCIÓN DE ENERGÍA EN DOS SITIOS MARGINALES DE LA REGIÓN DEL BÍO-BÍO, CHILE… (159)

Pablo Norambuena, Walter Luzio, Oscar Zepeda, Jack Stern, Felipe Reinoso. LEVANTAMIENTO PRELIMINAR DE ALGUNOS SUELOS DEL ALTIPLANO CHILENO. IQUIQUE… (160)

Leandro Paulino, Cristina Muñoz, Erick Zagal. EMISIONES DE CO2 Y N2O IN SITU EN SUELO CON DISTINTOS USOS EN LA PATAGONIA CHILENA… (160)

Pablo Mendoza, Agustín Maldonado, Leandro Paulino. RESPIRACIÓN Y DESNITRIFICACIÓN POTENCIAL DEL SUELO EN SUELOS AGRÍCOLAS Y FORESTALES DEL SUR DE CHILE… (161)

Tatiana Cortés, Alejandro Vásquez, Leandro Paulino. TRANSFORMACIONES DEL NITRÓGENO Y ACTIVIDAD BIOLÓGICA EN SUELOS AGRÍCOLAS Y FORESTALES DEL SUR DE CHILE… (161)

Gonzalo Gajardo, Iván González, Manuel Casanova, Oscar Seguel. PROPIEDADES FÍSICAS RELACIONADAS CON EL USO Y LA POSICIÓN FISIOGRÁFICA EN UNA LADERA DEL VALLE DE APALTA… (162)

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Karina Keller, Oscar Seguel, Cristian Kremer. DINÁMICA DEL AGUA EN SUELOS DE CLASE TEXTURAL FINA ACONDICIONADOS CON ENMIENDAS ORGÁNICAS EN EL VALLE DE COPIAPÓ… (162)

José Dörner, Dorota Dec, Mónica Díaz, Enrique Feest, Nelson Vásquez. CAMBIOS TEMPORALES EN LAS PROPIEDADES ESTRUCTURALES DE UN ANDISOL BAJO CULTIVO DE TRIGO… (163)

José Dörner, Dorota Dec, Susana Valle. CALIDAD FÍSICA DE LOS SUELOS DERIVADOS DE CENIZAS VOLCÁNICAS EN EL SUR DE CHILE… (164)

Dorota Dec, José Dörner, Oscar Balocchi. EFECTO DEL PASTOREO Y LA RESILIENCIA DEL SUELO SOBRE LA DINÁMICA ESTRUCTURAL DE UN ANDISOL… (164)

Carolina Muñoz, Manuel Casanova, Oscar Seguel. EFECTO DE DIFERENTES ACONDICIONADORES COMERCIALES SOBRE LAS PROPIEDADES FÍSICAS DE TRES SUELOS DE TEXTURA CONTRASTANTE… (165)

Javier Reyes, Oscar Thiers, Víctor Gerding, Jorge Gayoso. EFECTO DE LA ESCARIFICACIÓN SOBRE EL SUELO EN BOSQUES DE NOTHOFAGUS EN LOS ANDES DEL SUR DE CHILE… (166)

Jorge Ivelic, Iván Ordoñez, José Dörner, Dante Pinochet, Susana Valle. VARIABILIDAD ESPACIAL DE LA DENSIDAD APARENTE DE UN ANDISOL, BAJO PRADERA PERMANENTE Y BOSQUE NATIVO… (166)

Gonzalo Navarro, José Dörner. EFECTO DEL PASTOREO ANIMAL SOBRE LA CAPACIDAD DE SOPORTE Y FUNCIONALIDAD DE UN DURIC HAPLUDAND… (167)

Marco Sandoval, Rodrigo Peña, Erick Zagal, Neal Stolpe, Juan Capulín. EVALUACIÓN DEL ESTADO ESTRUCTURAL DE UN ALFISOL CON DIEZ, VEINTE Y TREINTA AÑOS, CON CERO LABRANZA Y OTROS DOS SISTEMAS PRODUCTIVOS (SILVÍCOLAS Y VIÑEDO) … (168)

Marco Sandoval, Magda López, Pablo Undurraga, Erick Zagal. AGREGACIÓN Y ESTABILIDAD ESTRUCTURAL DE UN ANDISOL DESPUÉS DE DIECISÉIS AÑOS DE DISTINTOS MANEJOS DE ROTACIÓN CULTIVO – PRADERA… (168)

Marco Sandoval, Manuel Vial, José Celis, Pablo Undurraga. RESULTADOS PRELIMINARES DE AGREGACIÓN Y DE CARBONO ORGÁNICO EN AGREGADOS DE SUELOS DEL VALLE RÍO SIMPSON. REGIÓN DE AYSÉN… (169)

Nelson Vásquez, José Dörner. VARIABILIDAD ESTACIONAL DE PROPIEDADES MECÁNICAS DE UN ANDISOL… (169)

Felipe Zúñiga, José Dörner, Ignacio López, Patricia Pórdflitt, Carlos Alarcón. MEJORAMIENTO DE PRADERAS Y CALIDAD FÍSICA DE UN ANDISOL… (170)

Fernando Meza, Nicol Lecaros. EFECTO DE TRES MANEJOS POST COSECHA SOBRE LA PÉRDIDA DE SUELO Y FLUJO LAMINAR BAJO LLUVIA SIMULADA, EN UN CULTIVAR DE Triticum sp. ESTABLECIDO EN EL SECANO INTERIOR DE LA REGIÓN DEL MAULE… (171)

Manuel Casanova, Oscar Seguel, Adriana Nario, Ximena Videla, A. María Parada, Héctor Villarroel, Maximiliano Traub, Sebastián Silva. MEDICIÓN DE EROSIÓN HÍDRICA EN LADERAS CULTIVADAS CON VID, VI REGIÓN DE CHILE… (171)

Ingrid Martínez, Carlos Ovalle, Fernando Fernández, Teresa Aravena. ESTABLECIMIENTO DE ESPECIES DE USO AGROFORESTAL EN SUELOS DEGRADADOS BAJO TÉCNICAS CONSERVACIONISTAS EN CLIMA MEDITERRÁNEO… (172)

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INTERACCIONES ENTRE EL CAMBIO CLIMÁTICO Y LA DEGRADACIÓN DE TIERRAS

Fernando Santibáñez Q.1,2, Paula Santibáñez V.3, Carolina Caroca2 (1) Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Agronómicas, Departamento de Ingeniería y Suelos fsantiba@uchile.cl (2) Centro de Agricultura y Medio Ambiente (AGRIMED) (3) Programa de doctorado en Ciencias Silvoagropecuarias y Veterinarias, Universidad de Chile. INTRODUCCIÓN La agricultura, la extracción de materiales y energía, al igual que la minería, la actividad industrial, la urbanización, el turismo y otras actividades humanas, ejercen presiones directas e indirectas sobre los recursos naturales (Sivakumar, 2007). Todas estas acciones humanas causan pérdida de material, energía e información en los sistemas naturales, llevándolos en muchos casos a una extrema simplificación. Es así, como las intervenciones humanas tienden a acelerar la disipación de energía interna de los sistemas naturales, reduciendo su estabilidad y complejidad. (Mosekilde et al., 1991). Este proceso de simplificación ha modificado profundamente la mayor parte de los ecosistemas del territorio chileno. Cuando las perturbaciones naturales o inducidas van más allá de la capacidad de absorción de los ecosistemas, ellas vulneran la capacidad de restauración natural de ellos o resiliencia, provocando cambios permanentes e irreversibles. Mientras menor resiliencia tenga un ecosistema mayor es su vulnerabilidad frente a los cambios ambientales y a las presiones humanas. En general, los sistemas más complejos o cuyos ciclos de vida son más largos, tienden a ser más vulnerables, como es el caso del bosque templado y los humedales de climas fríos de la Araucanía al sur. Las presiones ejercidas por el ser humano no son fácilmente describibles por un solo parámetro. Muchas veces ellas son el resultado de múltiples acciones superpuestas sobre el ambiente. Adicionalmente, una acción puede tener efectos sobre múltiples componentes ambientales simultáneamente. Este es el caso de la agricultura, actividad que ejerce presión sobre la biodiversidad, el suelo, el agua e incluso sobre el clima (Parry et al., 1990). EL ROL DEL CAMBIO CLIMÁTICO EN EL CAMINO HACIA LA DESERTIFICACIÓN La extracción de biomasa de los ecosistemas, con fines energéticos o forrajeros, es una de las mayores intervenciones humanas inductoras de desertificación. Esto reduce la protección del suelo, aumentando la vulnerabilidad de este frente a la acción erosiva del clima. La erosión de la capa superficial del suelo, reduce su fertilidad y capacidad de retención de agua, retroalimentando positivamente al deterioro de la cubierta vegetal, acelerando la desertificación. La Figura 1 muestra un diagrama de causalidad del fenómeno de desertificación. En la zona norte y central de Chile, el clima puede jugar varios roles en la aceleración del ciclo hacia la desertificación. El primero de ellos es una cierta tendencia a la reducción que ha sufrido la pluviométrica durante todo el siglo XX,

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el segundo es el aumento en la variabilidad del régimen de lluvias, del cual ya existen evidencias estadísticas y, el tercero, el aumento en la intensidad de las precipitaciones, aumentando con ello su efecto erosivo, fenómeno que igualmente insinúan los registros históricos. Todo indica que el futuro traería un clima más agresivo y presionador hacia la degradación de los suelos y los ecosistemas. TENDENCIAS CLIMÁTICAS ACTUALES La degradación de la tierra es consecuencia de una combinación de de factores humanos y climáticos. A través de la historia del planeta, las fluctuaciones climáticas han forzado importantes cambios en el paisaje (Telegeinski-Ferraz et al., 2006). Los registros de la temperatura en la cordillera de Los Andes muestran un calentamiento significativo, del orden de 0,33°C por década desde mediados de los años 70s. La temperatura mínima en la costa norte y central del país, aumentó cerca de 2°C en la segunda mitad del siglo XX (Rosemblüth et al., 1997). En el siglo XX, la temperatura cambió más rápido que en los siglos del precedentes, tendencia que ha mostrando una aceleración en décadas recientes (Villalba et al., 2003). Las temperaturas mínimas han mostrado mayor tendencia al alza que las máximas, especialmente en las regiones costeras de América del sur (Vincent et al., 2005). La costa chilena exhibió una clara declinacion de la pluviometría durante siglo XX. Una tendencia opuesta ha sido observada en la costa atlántica de Argentina y Brasil Meridional (IPCC, 2007). La Figura 2 muestra la tendencia pluviométrica de la costa chilena en la Región de Coquimbo. Esta tendencia se mantiene hasta la Región de Los Ríos. La variabilidad climática parece estar aumentando en la mayor parte del territorio, haciéndose más frecuentes los eventos climáticos extremos de sequía e inundaciones (Aguilar et al., 2005). A lo largo de toda la cordillera de Los Andes se observa un rápido retroceso de los glaciares y el permafrost, los que han perdido en promedio unos 300 m inferiores en el último siglo (Figura 4). Algunos glaciares de la Argentina Meridionales y Chile han retrocedido cientos de metros a la vez que han reducido su espesor a razón de 100 cm por año. Los glaciares en Patagonia han retrocedido un promedio de casi una milla (1,6 km) solo en las dos últimas décadas. Todas estas tendencias afectan la hidrología global de las cuencas andinas y afectando la disponibilidad de agua para el riego de áreas agrícola importantes en Chile y Argentina (Santibáñez, 1991). ECOSISTEMAS La vulnerabilidad de los ecosistemas depende de la agresividad y variabilidad climática, el tipo de tierra, la resiliencia de la vegetación y las formas del relieve. La vulnerabilidad social depende de la vulnerabilidad de los ecosistemas, de los recursos económicos disponibles, el acceso a la tecnología y las redes y organización sociales. Las tierras altas de la región andina son muy sensibles a las variaciones climáticas, debido a la presencia humana en un ecosistema frágil, el relieve complejo y un sistema hidrológico dinámico. Los deslizamientos de tierra y las avalanchas son frecuentes en los valles que descienden hacia las tierras bajas. En las regiones de clima mediterráneo, caracterizadas por una larga estación seca y un corto periodo invernal de lluvias, las primeras precipitaciones de otoño encuentran el suelo descubierto luego de la larga estación seca, lo que lo expone a la erosión, provocando sedimentación masiva de ríos y tierras más bajas. Este fenómeno fue

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exacerbado en el último siglo como resultado de denudación de la tierra, donde matorrales y sabanas densos fueron reemplazados por hierbas anuales degradadas incapaces de proteger tierra de la erosión hídrica y eólica. En algunas áreas cercanas a las ciudades, el piedmont andino ha sido urbanizado provocando un rápido escurrimiento e inundación en años con precipitaciones intensas. LA AGRICULTURA, LA VARIABILIDAD CLIMÁTICA Y LA DEGRADACIÓN DEL SUELO La degradación de la tierra es el resultado de la combinación de varias causas tales como las prácticas agrícolas inadecuadas, la fragilidad de los ecosistemas, otras presiones de origen humano como contaminación y urbanización y las presiones naturales provenientes de un clima más variable y agresivo. La degradación de la tierra es la primera fase de una cadena larga de procesos que afectan la integridad de los ecosistemas, los servicios ambientales de éstos y su capacidad para soportar las actividades humanas. La oscilación climática conocida como El Niño es una amenaza para los asentamientos humanos, siendo la causa principal de inundaciones y deslizamientos de tierras. Las sequías periódicas asociadas a la fase negativa de este fenómeno (La Niña) traen una fuerte disminucion de la productividad primaria, provocando una sobrecarga temporal en terrenos de pastoreo de extensas áreas de secano entre las regiones de Coquimbo y el Bío Bío. Esta oscilación oceánica es probablemente la mayor forzante de la variabilidad climática en el continente. Este ambiente de riesgo lleva a los agricultores a practicar una agricultura marginal, de bajo uso de insumos para reducir el riesgo económico, muy caracteristica del secano costero de la zona central. El gatillante de la degradación de la tierra puede variar en cada región (Pielke et al., 2007). El más común es la marginalidad y falta de recursos económicos y tecnológicos de las poblaciones rurales. Bajo estas condiciones, los agricultores tienden a reducir costos mediante el uso de técnicas básicas y agresivas de cultivo, provocando la erosión del suelo. Una segunda causa ha sido históricamente la minería. Las elevadas demandas de energía de la fundición de metales han llevado a la deforestación de ecosistemas frágiles para proporcionar combustible a las fundiciones de metales. La tercera causa de degradación ha sido la agricultura industrial, luego de la revolución verde, que promovió el uso de niveles altos de fertilizantes, pesticidas y maquinaria. Esta combinación lleva a la pérdida de materia orgánica de los suelos, la compactación de éste y, después de algunos años, una reducción de la fertilidad. Una vez abandonados los suelos degradados, la vegetación que los recoloniza es claramente más pobre que la cubierta vegetal original. El efecto de variaciones climáticas en la productividad de los cultivos es difícil de predecir debido a la complejidad de las relaciones causa/efecto que se establecen entre las plantas y el clima. En ciertos casos el efecto de un alza en las temperaturas es claramente negativo, en otros, claramente positivo. El equilibrio de los impactos negativos y positivos determinará la conducta de un cultivo frente a los nuevos escenarios climáticos. Un alza de la temperatura en climas fríos contribuirá a mejorar las tasas de crecimiento y acumulación de biomasa. Si este fenómeno es acompañado de la reducción de la precipitación, el efecto negativo de esto podría anular al cambio positivo en el régimen de temperaturas. El resultado final dependerá de cual fenómeno sea más determinante de la producción.

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Simultáneamente un contenido CO2 más alto permitirá a las plantas una tasa fotosintética más alta, pero simultáneamente serán sometidas a tasa respiratorias más elevadas, lo que consume más carbohidratos. Un hecho esperable en todas las condiciones, es que el calentamiento global acelerará los ciclos vitales de las plantas, de los insectos y de los agentes patógenos (Porter et al., 1991), lo que podría hacer más difícil y costoso mantener la sanidad de los cultivos. La aceleración del ciclo vital de plantas reducirá el tiempo que éstas tienen para generar semillas y frutos, afectando negativamente a los rendimientos. Para neutralizar este fenómeno, las áreas cultivadas deberán desplazarse en latitud o altitud, buscando climas más frescos cuando sea posible o bien, cambiando las fechas de siembra buscando una mejor combinación de temperatura y precipitación. En regiones donde ninguna de estas dos posibilidades exista, los rendimientos fatalmente caerán. En climas áridos del Bío Bío al norte la mayor amenaza provendrá de la reducción de las precipitaciones. El aumento en la frecuencia de tormentas de elevada intensidad, fenómeno que ya se ha insinuado en las décadas recientes, puede ser altamente amenazante, especialmente para los suelos de topografias complejas como lo es la costa de Chile. El agotamiento del Ozono (WMO, 2003) contribuye también, en la parte Meridional del continente, al aumento de los niveles de UV que dañan a las hormonas del crecimiento vegetal. Una excepción es la vid, especie que puede beneficiarse de los mayores niveles de UV, aumentando la síntesis de flavonoides que mejoran la calidad de vino. En numerosas áreas del territorio, los campesinos no dispondrán de los recursos financieros ni tecnológicos para adaptarse a los nuevos escenarios climáticos, caracterizados por mayores niveles de riesgo. En muchos casos la capacidad de adaptación depende de la adopción de sistemas modernos y eficientes de riego, sistemas de conservación de los suelos, manejo altamente tecnificado de la fertilidad del suelo, de las técnicas de cultivo, de los pesticidas, de la existencia de alertas tempranas y de una capacidad para reaccionar frente a las amenazas climáticas (GCOS, 2003), la adopción de nuevos recursos genéticos, ambientalmente más estables y resistentes a plagas y enfermedades. Todas estas transformaciones deberán ocurrir en un contexto de bajos precios de los productos agrícolas y elevados precios de los insumos, especialmente la energía. En muchos casos ellos nunca lograrán adaptarse a la velocidad requerida, lo que podría llevarlos a una marginalización progresiva, intensificando la pobreza rural (Quite et al., 1988; Downing, 1992; GEF, 2006; Reilly et al., 1994).

PRINCIPALES PROYECCIONES DEL CAMBIO CLIMÁTICO PARA LA SILVOAGRICULTURA CHILENA. Los cambios climáticos previstos por los modelos de circulación general de la atmósfera (GCM) sobre el territorio chileno, coinciden en una disminución de la pluviometría en la zona central junto a un aumento en las Regiones Australes para cuando el CO2 de la atmósfera se duplique (aproximadamente para la década de los 2040). Al menos en la Región Central del país esto es coincidente con las tendencias que ha venido mostrando la precipitación durante todo este siglo. Aunque este fenómeno no puede ser atribuido a una evidencia de cambio climático permanente,

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es posible que el efecto invernadero venga a reforzar esta tendencia decreciente en los próximos años. En términos del calentamiento de la atmósfera, el territorio chileno ha mostrado las mismas tendencias que ha sufrido la atmósfera terrestre globalmente, esto es un incremento de alrededor de 0,5ºC durante este siglo. Según los modelos GCM la temperatura media de los climas chilenos deberá aumentar entre 1 y 3ºC durante la primera mitad del siglo XXI, lo que modificará significativamente los límites de las regiones climáticas del país. El extremo norte, especialmente el altiplano, podría ver incrementada la precipitación estival, lo que, junto a un ligero aumento de la temperatura podría mejorar las condiciones de crecimiento de las estepas frías y de los humedales (bofedales) de altura. La intensificación de la lluvia podría aumentar los riesgos de avalanchas hacia los sectores bajos de la pampa. El efecto conjunto de una posible aridización y calentamiento de los climas chilenos tendría profundos impactos sobre la distribución de las zonas agrícolas del territorio, provocando un desplazamiento de las zonas de cultivo hacia el Sur, a la vez que un significativo deterioro en la agricultura de secano en el centro norte del país. En el centro sur del país, las mejoras de las temperaturas invernales podrían compensar una posible declinación de la precipitación. Esto permitiría adelantar las fechas de siembra de algunas especies aprovechando en mejor forma las precipitaciones invernales. Las plantaciones forestales podrían observar una caída en su rendimiento hacia la costa de las regiones centrales, hasta la Región del Maule. De la Región de la Araucanía al sur las condiciones podrían mejorar respecto de la situación actual, por cuanto el alza en la temperatura compensa con creces a una pequeña disminución en la pluviometría. El agua pasará a ocupar un papel aún más estratégico como resultados de estos cambios climáticos, los cuales reducirán los montos pluviométricos en la región más poblada del país. La disminución de la pluviometría, junto con una reducción en la capacidad de regulación hidrológica de las cuencas andinas, podría tener profundas consecuencias sobre la disponibilidad de agua en primavera verano, afectando mayormente a la agricultura de riego. En el extremo austral podría registrarse un aumento en la pluviometría, lo que, junto a un alza en las temperaturas, beneficiaría a las pampas magallánicas. Claro está, que el riesgo de erosión del suelo se vería incrementado en el probable caso de un aumento en la agresividad del régimen pluviométrico y eólico. Un aspecto preocupante se relaciona con un posible aumento en la agresividad de las plagas y enfermedades agrícolas, asociado a un aumento en las temperaturas. Un alza de 2°C puede acortar los ciclos entre generaciones de insectos y patógenos, aumentando la abundancia y actividad de estos. Igualmente, la distribución geográfica de algunos insectos podría extenderse considerablemente. Los impactos económicos y sociales que podrían acarrear estos cambios dependen de la capacidad que tendrá la agricultura chilena para absorberlos y neutralizarlos. Esta capacidad estará asociada a características estructurales como tipo de tenencia de la tierra, acceso a la tecnología y capital, y a las opciones productivas que permitan un cambio en el uso del suelo en las regiones más afectadas. El deterioro de la cubierta vegetal, junto a un aumento en la intensidad de las precipitaciones puede ser un factor importante en la aceleracion de las pérdidas de suelo, especialmente en áreas montañosas con pendientes pronunciadas. Para

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estimar este riesgo hemos aplicado la ecuación RUSLE sobre una plataforma ARC GISS, lo que permitió estimar la dinámica actual de procesos erosivos (Figura 3). De mantenerse la declinación pluviométrica observada en los últimos 100 años, la cubierta vegetal podría verse reducida tanto en tiempo como en magnitud. Sobre la base de estas tendencias pluviométricas hemos estimado las áreas más vulnerables frente a la exacerbación de la erosión, las cuales coinciden con aquellos cambios más dramáticos en la cubierta vegetal y con regímenes pluviométricos suficientemente agresivos como para generar arrastre significativo de la cubierta superficial. La Figura 4 muestra las áreas que podrían sufrir con mayor rigor una aceleración de la erosión de los suelos. CONCLUSIONES Las conexiones entre cambio climático y degradación de tierras muestran que son dos fenómenos que pueden potenciarse en el futuro, amenazando importantes áreas del país. No todas las áreas del país están sujetas al mismo grado de amenaza. Es probable que aquellas áreas con pluviometría superior a 800 mm anuales sufran con más rigor el efecto en la variación del régimen pluviométrico. El uso de herramientas de simulación montadas sobre plataformas SIG tiene un importante potencial en la identificación y localización del grado en que se verán amenazados los suelos del territorio. REFERENCIAS DOWNING T.E. 1992. Climate Change and Vulnerable places: Global Food Security and country studies in Zimbabwe, Kenya, Senegal and Chile. Research Report 1, Environmental Change Unit, University of Oxford, United Kingdom, 54 p. GCOS. 2003. The Second Report on the Adequacy of the Global Observing Systems for Climate in Support of the UNFCCC. WMO-IOC-UNEP-ICS, GCOS-82,Technical Document No. 1143,World Meteorological Organization, Geneva, Switzerland, 85 p. GEF. 2006, A conceptual design tool for exploiting interlinkages between the focal areas of the GEF Scientific and Technical Advisory Panel (STAP), www.unep.org/stapgef IPCC. 2007. Climate Change 2007: The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. (www.ipcc.ch). MOSEKILDE E., L. MOSEKILDE. 1991. Complexity, chaos and biological evolutions. New York, Plenum Press. PIELKE R. A., J. ADEGOKE, T. CHASE, C. MARSHALL, T. MATSUI, D. NIYOGI. 2007 A new paradigm for assessing the role of agriculture in the climate system and in climate change. Agricultural and Forest Meteorology 142: 234–254 PARRY M.L., J.H. PORTER , T.R. CARTER. 1990. Agriculture: climate change and its implications. Trends in Ecology and Evolution 5: 318-322. PORTER, J.H., M.L. PARRY, T.R. CARTER. 1991. The potential effects of climate change on agricultural insect pests. Agricultural and Forest Meteorology 57: 221-240 REILLY J., N. HOHMANN, S. KANE. 1994. Climate change and agricultural trade: who benefits, who loses? Global Environmental Change 4(1): 2436. ROSENBLÜTH B., H. FUENZALIDA, P. ACEITUNO. 1997. Recent Temperature Variations In Southern South America, International Journal of Climatology 17: 67–85. SANTIBAÑEZ F. 1991. Possible variations agroclimatiques en Amerique de Sud, au XXIème siècle. La Météorologie 38 :17-24. SIVAKUMAR M.V.K. 2007. Interactions between climate and desertification, Agricultural and Forest Meteorology 142: 143–155. VILLALBA R., A. LARA, J.A. BONINSEGNA, M. MASIOKAS, S. DELGADO, J.C. ARAVENA, F.A. ROIG, A. SCHMELTER, A.WOLODARSKY, A. RIPALTA. 2003. Large-scale temperature changes across the southern Andes: 20th-century variations in the context of the past 400 years. Climatic change 59 (1-2):177-232. VINCENT L.A., T.C. PETERSON, V.R. BARROS, M.B. MARINO, M. RUSTICUCCI, G. CARRASCO, E. RAMIREZ, L.M. ALVES, T. AMBRIZZI, M.A. BERLATO, A.M. GRIMM, J.A. MARENGO, G. L. MOLION, D. F. MONCUNILL, E. REBELLO, Y.M.T. ANUNCIAÇÃO, J. QUINTANA, J. L. SANTOS, J. BAEZ, G. CORONEL, J. GARCIA, I. TREBEJO, M. BIDEGAIN, M. R. HAYLOCK, D. KAROLY. 2005. Observed Trends in Indices of Daily Temperature Extremes in South America 1960 2000. Journal of Climate 18 (23): 5011-5023. WMO. 2003: Scientific Assessment of Ozone Depletion: 2002. Global Ozone Research and Monitoring Project - Report No. 47, World Meteorological Organization, Geneva, Switzerland. 498 p.

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Figura 1. Diagrama de causalidad representando la cadena que conduce a la degradación del suelo. La variabilidad climática y las precipitaciones intensas exacerban los impactos negativos dentro de este círculo vicioso.

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Figura 2. Promedio móvil (periodo de 10 años) de la precipitación anual de La Serena (Chile).

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Figura 3. Dinámica actual de los procesos erosivos que afectan a los suelos según la RUSLE.

Figura 4. Áreas donde la combinación entre una disminución de la cubierta vegetal y un aumento en la erosividad de la lluvia podrían sufrir la mayor aceleración de la erosión.

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DETERMINACIÓN DE LA EROSIÓN ACTUAL Y POTENCIAL DEL TERRITORIO DE CHILE MEDIANTE TÉCNICAS DE GEOMÁTICA,

TELEDETECCIÓN Y SIG. Juan Pablo Flores, Eduardo Martínez, Marión Espinosa, Pedro Muñoz Centro de Información de Recursos Naturales. Chile. Dedicado a Patricio Lara Greene†. ABSTRACT The main causes of soil erosion are still inappropriate agricultural practices, deforestation, overgrazing and land use change. Soil erosion is a widespread problem throughout Chile. This study determines current and potential soil erosion for territory of Chile through the use of two qualitative models using geomatics and remote sensing techniques. The current soil erosion mapping was obtained using an integrated method based on GIS and image processing LANDSAT TM. The analysis includes land cover and soil maps, contours, hydrography, slope, aspect and georeferenced information of the soil erosion and land use. The potential erosion mapping was obtained with an empirical model based on an integrated analysis of soil characteristics, climate and topography that are related in two main components, soil erodibility and erosivity ram. The study area covers 75 million hectares and has two working geographics scale depending on the availability of information (1:50,000 and 1:250,000). The result study show an area of 36.8 million hectares, equivalent to 49.1% of the country has some degree of soil erosion. The sectors with the greatest soil erosion problems are the regions of Coquimbo with 84%, Valparaíso, 57%, and O`Higgins Region 52% of degraded soils. The largest soil erosion problems affecting agriculture and forestry sector are concentrated in the regions of Coquimbo to Maule, where human action and indicators of climatic aggressiveness, and watershed geomorphology significantly affect the characteristics of runoff and as such are of great interest in hydrologic analyses y the water and soil conservation. Key words: soil erosion risk, spectral index, remote sensing, teledetection, soil erodability, rainfall erosivity. INTRODUCCIÓN Nuestro país, por su particular condición fisiográfica y sus características climáticas, está altamente expuesto a ser afectado en vastas áreas por el proceso de erosión hídrica. Los primeros testimonios de la pérdida suelo en Chile se remontan a los estudios de Claudio Gay, Benjamín Vicuña Mackenna, R.E McLure y Federico Albert quienes informaron sobre la enorme fragilidad de los suelos de Chile y las consecuencias que las malas prácticas silvoagropecuarias tendrían para las futuras generaciones. Estudios contemporáneos, nos ratifican la misma situación preocupante de los niveles de erosión (Soto, 1997; Pérez & González, 2001; Bonilla et al., 2009), lo que podría dificultar propósitos como el de convertir a Chile en potencia agroalimentaria. El abordaje de esta problemática demanda una cuantificación actual y potencial de la erosión en Chile, pero los estudios de degradación de recursos naturales, erosión y

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fragilidad existentes en el país son escasos o se presentan a escalas generalizadas (IREN, 1979), y los estudios de mayor detalle son muy localizados por el alto costo que ello implica (CIREN, 2009). Durante las recientes décadas, los grandes avances en desarrollo de modelos empíricos, conceptuales y físicos (Merrit et al., 2003) que utilizan, en la mayoría de ellos, datos obtenidos de sensores remotos, integrados en sistemas de información geográfica (SIG), permiten obtener nuevas herramientas de gestión de recursos naturales (Saavedra & Mannaerts, 2005), beneficiando con ello a las ciencias del suelo, al cubrir amplias extensiones a menores costos (Mârket et al., 2001). En el año 2007, las instituciones CIREN, CONAF, SAG, ODEPA e INDAP, todas pertenecientes al Ministerio de Agricultura de Chile, ejecutan el presente estudio, que tiene el objetivo de elaborar la cartografía de erosión potencial y actual de suelos a nivel semidetallado 1:50.000 y generalizado a escala 1:250.000 en todo el país, utilizando técnicas de geomática, teledetección y SIG. Para nuestro Centro de Información es muy grato presentar los resultados del proyecto Determinación de la erosión actual y potencial del territorio de Chile, el que ha sido realizado gracias al financiamiento aportado por INNOVA-CHILE de CORFO. En este marco, se pretende aportar, a particulares y al Estado de Chile, una cartografía e información actualizada, confiable y precisa del recurso suelo. METODOLOGÍA El área de estudio está conformado por 3 macrozonas: la primera correspondiente a la Cordillera de la Costa entre las regiones de Coquimbo y de Los Lagos (7,38 Mha); la segunda, los sectores intermontanos de las regiones desde Arica y Parinacota (XV) a Atacama (III), regiones de Aysén (XI), Magallanes y Antártica Chilena (XII), Archipiélagos y Cordillera de los Andes de todas las regiones (59,87 Mha), y la tercera, los sectores agropecuarios entre las regiones de Coquimbo (IV) y de Los Lagos (X) (6,78 Mha), considerando como base de trabajo el análisis visual de imágenes satelitales Landsat TM 5 y de fotografías aéreas, fotos a color, datos de estudio agrológico, curvas de nivel, datos de terreno e índices espectrales. Tales capas de información se integran con el uso de la tecnología SIG complementada con técnicas de geomática. Modelo satelital de erosión actual La cartografía de erosión actual fue obtenida mediante técnicas de geomática consistentes en el uso de métodos de clasificación de datos satelitales (Landsat 5) georreferenciados en conjunto con sistemas de información geográfica, uso de índices espectrales, validación en terreno e interpretación con paneles de expertos de las instituciones del Ministerio de Agricultura de Chile (Figura 1). Para la clasificación de erosión de suelos se unificaron criterios de acuerdo a los estudios agroecológicos y los boletines técnicos de la Corporación Nacional Forestal y el Servicio Agrícola y Ganadero (CIREN, 2004), estableciendo un criterio con cinco categorías: erosión nula o no aparente, erosión ligera, erosión moderada, erosión severa, erosión muy severa. Adicionalmente, se considera las siguientes categorías; MD/1 o Dunas interiores o continentales y MD/2 o Dunas litorales

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Modelo IREPOT En el marco de este trabajo la erosión potencial se entiende como capacidad del suelo a erosionarse por un agente erosivo, a saber; viento, agua, hielo, etc., considerando las variables intrínsecas del suelo, topográficas y climáticas (Peña, 1983; Honorato et al., 2001). En otras palabras, las pérdidas, arrastre o transporte de partículas del suelo son las que tendrían lugar en caso de no existir vegetación alguna, esas pérdidas son las máximas o potenciales (Figura 2). Para estimar la erosión potencial de los suelos de Chile se utilizó un modelo empírico cualitativo (IREPOT), basado en la conceptualización de la erosión potencial descrita por Wischmeier & Smith (1978), el cual integra las características intrínsecas del suelo, topográficas, climáticas y biológicas (riesgo de erosión actual), que se relacionan en dos componentes principales, erodabilidad del suelo y erosividad de la lluvia (USDA, 1951; Datta & Schack-Kirchner, 2010). Las variables básicas del modelo, así como los índices generados a partir de las coberturas de línea base biogeofísicas fueron discretizados y clasificados en función de su efecto sobre la erosión potencial en cuatro rangos: Bajo (1), Medio (2), Alto (3) y Muy Alto (4). El riesgo de erosión potencial al correlacionarlo con el índice de desprotección actual del suelo (derivado de la cobertura vegetacional a partir de imágenes satelitales y uso de la tierra) definen el riesgo de erosión actual. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Erosión actual nacional A nivel nacional, las categorías de erosión expresadas en términos de superficie, indudablemente varían su significancia o proporción relativa de acuerdo al tamaño de cada Región. En términos generales (exceptuando las regiones XI y XII), se puede observar que la mayor cantidad de suelos erosionados aumentan de sur a norte. Además, destaca el aumento hacia el sur de suelos con erosión no aparente, es decir suelos con cobertura vegetacional mayor a 75% y que dada la metodología utilizada (imágenes satelitales) no fue posible asignar a un grado de severidad en particular. A continuación se muestran los resultados de erosión actual a nivel regional (Cuadro 1). A partir de estos resultados se estima que una superficie de 36,8 millones de ha, equivalentes al 49,1% del territorio nacional presenta algún grado de erosión. Los sectores con mayor problema de erosión actual lo lideran las regiones de Coquimbo, con 84%; Valparaíso, con 57%, y OHiggins con el 52% de sus suelos. Mientras que las comunas con graves problemas de erosión, entre la IV y la X Región son las siguientes: Punitaqui (94,8% - IV), Llay-Llay (77,6% - V), Alhué (70,1% - RM), La Estrella (95,1% - VI), Cauquenes (83,4% - VII), San Fabián (VIII), Purén (64,3% - IX), Panguipulli (40,1% - XIV) y Castro (69,3%- X) Las regiones del norte del país con proporción de erosión actual severa y muy severa superan el 35% del territorio (Coquimbo a Arica y Parinacota). Exceptuando la Región de Coquimbo, en estas regiones predomina ampliamente la erosión natural (geológica), situación que no reviste efecto apreciable en la agricultura, ya que son escasas las superficies silvoagropecuarias. En la zona central (Valparaíso a Maule), los porcentajes de erosión severa y muy severa varían entre 19% y 26%, pero las situaciones son muy distintas. Mientras en la zona norte predomina la erosión natural, en estas regiones lo hace la erosión antrópica o acelerada. En las regiones de Bío-Bío y La Araucanía la erosión severa y muy severa varía en torno al 10%, aún

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cuando se mantiene el predominio del efecto antropogénico como factor acelerador de la pérdida de suelos. Parte de la explicación de la disminución de la erosión severa y muy severa se debe al aumento de la cobertura boscosa en estas regiones, lo que se traduce en una mayor protección del suelo contra el impacto de la gota de lluvia y a la vez aumenta la resistencia a la dispersión por los mayores niveles de materia orgánica del suelo. Las regiones de Los Ríos y Los Lagos son las que evidencian los menores niveles de erosión actual severa y muy severa (<5%). Es en estas regiones donde ha actuado con mayor fuerza los programas de mejoramiento y conservación de suelos degradados. Además, en estas regiones se combinan favorablemente tres efectos que favorecen la protección del suelo a la erosión: alta cobertura vegetacional (bosques naturales y praderas), suelos volcánicos o arcillosos ocupando fisiografías menos abruptas y mayor homogeneidad en la distribución de las precipitaciones durante el año. Finalmente, las regiones del extremo sur (Aysén y Magallanes), tienen niveles de erosión severa y muy severa en torno al 10%, así como suelos con erosión no aparente (48 y 36%), y alrededor de un 30% de superficies calificadas como otros (arenas, glaciares, rocas). Riesgo de erosión potencial y actual. A partir de los resultados del modelo IREPOT (Figura 3), se estima una superficie con un riesgo de erosión potencial de suelos entre moderada y muy severa de 34,1 millones de ha, que corresponde al 62,7% de los suelos de Chile. Mientras que, en el actual escenario de uso del suelo, la superficie con riesgo de erosión (en esas categorías) alcanza los 27,1 millones de ha. El mayor índice de riesgo de erosión potencial severo y muy severo se encuentra en las regiones de Valparaíso (75,8%), Aysén (73,9%) y Coquimbo (72,1%), respecto de la superficie de suelos de cada Región. La Región de Aysén (4,97 millones de ha) posee la mayor superficie de riesgo de erosión potencial, debido principalmente, a la acción humana, los indicadores de agresividad climática y la geomorfología de cuencas. A pesar de las altas cifras obtenidas para las regiones de Antofagasta y Atacama, los procesos erosivos no recurrentes están localizados en la precordillera andina y valles interiores, el resto de la región no existe riesgo de erosión de tipo hídrica. En la zona central de Chile, las áreas con mayores índices de riesgo potencial de erosión hídrica se localizan en ambos cordones cordilleranos las que por efecto de la pendiente dificultan el desarrollo y, por ello, la profundidad del suelo. Se puede encontrar, entre ambas cordilleras, suelos muy delgados y sumamente frágiles a la explotación agrícola, por ende, muy expuestos a altas tasas de pérdidas de suelo. Más al sur, la erosión fluvial contribuye a desarrollar altos niveles de erosión, de suelos ubicados especialmente en laderas y depositando estos mismos materiales en terrenos más planos. Finalmente, en la zona patagónica los índices de riesgo de erosión potencial están subestimados en varias zonas, donde el principal agente erosivo es el eólico por sobre el hídrico, por lo que se evidencia en estas áreas la necesidad de priorizar la conservación, como parte de eventuales planes de manejo u ordenación del territorio. Al considerar a la vegetación actual como un factor de protección del suelo, es posible observar una clara disminución de la fragilidad del suelo (erosión potencial moderada, severa y muy severa) y un aumento de la clase denominada baja o nula. La relación se hace más notable en el tramo que va de la VIII a XII regiones, en donde el efecto de la cobertura vegetal es más significativo. En el tramo que va de la

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IV a VII regiones, la vegetación ejerce un efecto amortiguador al disminuir las clases muy severa y severa a favor de la clase moderada. Hacia el norte (tramo XV a III regiones) no se aprecia un cambio significativo entre las coberturas de erosión potencial y riesgo de erosión actual. Los resultados de riesgo de erosión actual severo y muy severo, indican que las regiones con mayores índices son Coquimbo (65,3%), Valparaíso (38,1%) y O’Higgins (37,6%), respecto de la superficie de suelos de cada Región. La Región de Coquimbo tiene la mayor superficie de riesgo de erosión (2,4 millones de hectáreas), en estas categorías. La cartografía muestra que las zonas más afectadas son las comunas pertenecientes a las regiones entre la IV y la X, especialmente, en el secano costero e interior de la cordillera de la Costa, a causa de las condiciones edafoclimáticas desfavorables y un efecto antropogénico muy fuerte y en los Andes con un agente erosivo predominantemente geológico o natural. Asimismo, se visualiza que las exposiciones de laderas con mayores riesgos de erosión son Noroeste y Norte (riesgo muy alto); Oeste (riesgo alto); Suroeste, Este y Noreste (riesgo moderado); Sur y Sureste (riesgo bajo o nulo). El modelo IREPOT es intrínsecamente hídrico, por lo que, la cartografía para las regiones extremas del norte (XV - III) presenta un riesgo de erosión actual y potencial preferentemente moderado a bajo. Mientras que los resultados en la zona patagónica pueden resultar menores a lo esperado, en relación a los agentes erosivos totales presentes en la Región. El porcentaje de confiabilidad de los resultados obtenidos por el método de estimación de la erosión mediante el uso índice espectrales de imágenes satelitales fue de un 77,6%. Los resultados del modelo fueron validados en campañas de terreno regionales, con el apoyo de los profesionales del Ministerio de Agricultura de Chile. Se visitaron 300 cartas muestrales, que evidenciaron, en general, un nivel de confiabilidad de 74,4%. No obstante, la dinámica silvoagropecuaria de algunas regiones (IV a X) y el uso de información de línea base generalizada de suelos vegetación y clima, particularmente, en los sectores pre y cordilleranos reducen la precisión de la clasificación de erosión y los niveles de riesgo CONCLUSIONES A nivel nacional, se puede observar que la mayor cantidad de suelos erosionados aumentan de sur a norte. Una superficie de 36,8 millones de hectáreas, equivalentes al 49,1% del territorio nacional presenta algún grado de erosión. Los sectores con mayores problemas de erosión actual lo lideran las regiones de Coquimbo, con el 84% de sus suelos erosionados; Valparaíso, con 57%, y OHiggins con el 52% de sus suelos. Los resultados de riesgo de erosión actual severo y muy severo, indican que las regiones con mayores índices son Coquimbo (65,3%), Valparaíso (38,1%) y O’Higgins (37,6%), respecto de la superficie de suelos de cada Región. La Región de Coquimbo tiene la mayor superficie de riesgo de erosión actual (2,4 millones de hectáreas), en estas categorías. Los mayores índices de riesgo de erosión potencial severo y muy severo son las regiones de Valparaíso (75,8%), Aysén (73,9%) y Coquimbo (72,1%), respecto de la superficie de suelos de cada Región. La Región de Aysén (4,97 millones de hectáreas) posee las mayor superficie de riesgo de erosión potencial. Como principales factores ambientales responsables de los resultados obtenidos se tienen a la acción humana (secano costero e interior de las regiones entre IV y X), los procesos geológicos intrínsecos del paisaje (Cordillera de

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los Andes) y los indicadores de agresividad climática, la relación vegetación-suelo y la geomorfología de cuencas que afectan significativamente las características de escorrentía. La metodología planteada permite realizar una cualificación del paisaje de forma eficaz y a menores costos que metodologías tradicionales de campo. Agradecimientos Agradecer a todas las personas que facilitaron y trabajaron en el desarrollo de este estudio, en especial, a los profesionales del MINAGRI de cada región del país. Al equipo de profesionales temáticos y cartógrafos de CIREN que aportaron su experiencia y detalle al trabajo presentado. A los Coordinadores Nacionales de CONAF, SAG, ODEPA e INDAP. REFERENCIAS BONILLA C., J. REYES, A. MAGRI. 2009. Water erosion prediction using the Revised Universal Soil Loss Equation (RUSLE) in a GIS framework, Central Chile. Chilean Journal of Agricultural Research, 70 (1): 159-169. CIREN. 2004. Zonificación de erosión y fragilidad de suelos del secano costero de las regiones VI y VII. Proyecto INNOVA-CORFO. Centro de Información de Recursos Naturales. CIREN. 2009. Determinación de erosión actual y fragilidad de suelos en la V Región utilizando datos satelitales Y SIG. Proyecto INNOVA-CORFO. Código: O5CR11IXM-21. Centro de Información de Recursos Naturales. DATTA P., H. SCHACK-KIRCHNER. 2010. Erosion Relevant Topographical Parameters Derived from Different DEMs—A Comparative Study from the Indian Lesser Himalayas. Remote Sensing 2(8): 1941-1961. HONORATO R., L. BARRALES, I. PEÑA. F. BARRERA. 2001. Evaluación del modelo USLE en la estimación de la erosión hídrica en seis localidades entre la IV y IX región de Chile. Ciencia e Investigación Agraria 28(1): 7-14. IREN. 1979. Fragilidad de los ecosistemas naturales de Chile. Informe 40. Instituto Nacional de Recursos Naturales-CORFO. MÁRKER M., S. MORETTI, G. RODOLFI. 2001. Assessment of water erosion processes and dynamics in semi-arid regions of southern Africa (kwazulu/Natal, RSA, and Swaziland) using the Erosion Response Units concept (ERU). Revista Geografia Fisica e Dinamica Quaternaria 24(1): 71-84. MERRIT W., R. LETCHER, A. AKEMAN. 2003. A review of erosion and sediment transport models. Environmental Modelling & Software 18: 761-799. PEÑA L. 1983. Determinación de los factores R, K y C de la Ecuación Universal de Estimación de la Erosión para la Precordillera de la VII Región. Agricultura Técnica (Chile) 43:151-158. PÉREZ C., J. GONZÁLEZ. 2001. Diagnóstico sobre el estado de degradación del recurso suelo en el país. Instituto de Investigaciones Agropecuarias, CR1 Quilamapu, Chillán. 196 p. SAAVEDRA C., C. MANNAERTS. 2005. Estimating spatial patterns of soil erosion and deposition in the Andean region using geo-information techniques. Wageningen University, The Netherlands. SOTO G. 1997. Mapa preliminar de la desertificación en Chile — por comunas. Santiago, Chile. Corporación Nacional Forestal C0NAF, Ministerio de Agricultura. 88 p. USDA. 1951. Soil survey manual. Soil Conservation Service, Soil Survey Staff, U.S. Department of Agriculture Handbook 18, U.S. Govt. Print. Off. Washington, D.C., USA. 503 p. WISCHMEIER W., J. SMITH. 1978. Predicting rainfall erosion losses — A guide to conservation planning. Agriculture Handbook Nº 573, U.S. Department of Agriculture, Science and Education Administration, Washington, DC.

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Figura 1. Diagrama metodológico del modelo satelital de erosión actual.

Figura 2. Diagrama metodológico del modelo IREPOT de erosión potencial.

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Figura 3. Porcentaje de superficie de suelos con riesgo de erosión actual (izquierda) y potencial (derecha), a nivel país.

Cuadro 1. Superficie de erosión actual (en miles de hectáreas) por Región.

Donde “otras categorías” corresponde a la suma de los otros usos y las breas de exclusión (sin información). Suelo erosionado es la suma de superficie de las clases ligera, moderada, severa y muy severa.

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SISTEMA DE INCENTIVOS PARA LA SUSTENTABILIDAD AGROAMBIENTAL DE LOS

SUELOS AGROPECUARIOS Germán Ruiz C. Ministerio de Agricultura de Chile, Servicio Agrícola y Ganadero ANTECEDENTES GENERALES DEL PROGRAMA La Ley 20.412 que estableció por un lapso de 12 años el Programa Sistema de Incentivos para La Sustentabilidad Agroambiental de Los Suelos Agropecuarios, se promulgó el 5 de Enero del año 2010 y fue publicada el 9 de Febrero del mismo año en el Diario Oficial. Los objetivos de este Programa son la recuperación del potencial productivo de los suelos agropecuarios y la mantención de los niveles de mejoramiento alcanzados. Este Sistema de Incentivos para la Sustentabilidad Agroambiental de los Suelos Agropecuarios (SIRSD-S o Programa) tiene como antecedente de origen, las acciones impulsadas por el Ministerio de Agricultura en el año 1995, en la zona sur del país, para apoyar el desarrollo de la ganadería, cuando, a través del Servicio Agrícola y Ganadero (SAG) y el Instituto de Desarrollo Agropecuario (INDAP), se implementó el Programa Bonificación al Establecimiento y Mejoramiento de Praderas. Dicho Programa derivó en 1999 en el Sistema de Incentivos para la Recuperación de Suelos Degradados (SIRSD) mediante la Ley N° 19.064 y el DFL N° 235. El problema que dio origen al SIRSD y que se mantiene para el actual SIRSD-S es la existencia de importantes niveles de degradación en los suelos de uso agropecuario del país. Entendidos este concepto como la pérdida de equilibrio de las propiedades de los suelos y que limitan su productividad (Casanova et al., 2006), con expresión en aspectos erosivos, físicos (compactación, retención de agua, tec.), químicos (déficit de nutrientes, acidez, salinidad, etc.) y biológicos del suelo (pérdida de la biodiversidad, de materia orgánica, etc.). La degradación de los suelos, corresponde a un fenómeno complejo, en el cual factores naturales y humanos contribuyen a la pérdida de la capacidad de producción de suelos (Brady, 1986; Benites et al., 1990). La interrelación entre diversos factores (físicos o naturales, culturales o humanos) señalados, incide directamente sobre las características de los suelos teniendo como consecuencia o efecto la degradación de los suelos. Así, la degradación disminuye el potencialidad productivo de los suelos, limitando por consiguiente la rentabilidad de los sistemas agroproductivos, haciéndolos no sustentables y, por consiguiente, deteriorando la calidad de vida de la población rural (Ruíz et al., 2010). La erosión de suelo constituye uno de los problemas ambientales más significativos del sector silvoagropecuario, especialmente porque el suelo es un recurso no renovable, porque es altamente vulnerable a la acción antrópica, a la variabilidad climática y al cambio climático global. Según CIREN (2010), existe una superficie de 36,9 millones de ha con algún grado de erosión (48,9% del territorio nacional), de las cuales 18,1 millones se encuentran en las categorías de erosión severa o muy severa. De acuerdo a este mismo estudio, las regiones con mayor superficie erosionada serían las de Antofagasta, Atacama, Magallanes, Tarapacá, Coquimbo y Aysén.

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Desde el punto de vista de la degradación química de los suelos se pueden mencionar varios procesos que afectan al suelo, entre ellos la pérdida de nutrientes, el exceso de sales y tanto acidificación como alcalinización. En particular, el déficit de fósforo (P) disponible para las plantas y la acidez en los suelos de origen volcánico (andisoles) en el centro y sur del país, constituyen en conjunto un gran problema para el desarrollo de cultivos y praderas. Entre las regiones VII a la X se encuentra la mayor superficie de suelos con exceso de acidez y con déficit de P, con 4,3 millones y 6,3 millones de ha, respectivamente (CIREN, 2003). Es más, se debe destacar que la superficie con exceso de acidez señalada, está incluida prácticamente en su totalidad en la superficie con déficit de P. Si se considera la degradación biológica de los suelos, representada por los bajos valores de materia orgánica (MO), la superficie de suelo de uso agropecuario afectada se estima en unos 1,4 millones de ha (ODEPA, 2009), las que principalmente se ubican en los sectores de cordillera y precordillera de los Andes, valles de las regiones de Arica y Parinacota, Tarapacá, Antofagasta y Copiapó, donde el contenido promedio de MO no supera un 1%. En términos generales, desde la región de Coquimbo este indicador aumenta hacia el sur, desde un 2% hasta un 25% ó más en los suelos ñadis y turberas de las regiones de Los Lagos y Aysén, en el sur del país. No obstante, hay que considerar el desarrollo de la agricultura ha significado una gran pérdida de MO del suelo, es decir, una pérdida de carbono. Ello especialmente por la utilización de sistemas convencionales de preparación de suelos en cultivos anuales, basados en la rotura e inversión del suelo, en particular entre las regiones de Coquimbo y de Los Lagos. Esto implica reconocer que este problema se presenta prácticamente en todo el país (se estima en 1,2 millones de hectáreas1) y que es necesaria la aplicación de prácticas correctivas; tales como aquellas que proporcionan residuos orgánicos, compost y abonos verdes, además de otras prácticas asociadas a la no alteración excesiva del suelo, como cero labranza y uso de arado cincel (labranza de conservación). Por lo anterior, el SIRSD-S apunta a mejorar la calidad y potencialidad del suelo. Se espera con esta iniciativa poder monitorear la situación de los suelos, generando indicadores de calidad de ellos, definidos como variables o parámetros que miden la evolución de las propiedades, características y procesos físicos, químicos y biológicos que se desarrollan en el suelo. COMPONENTES DEL PROGRAMA El SIRSD-S es de responsabilidad del Ministerio de Agricultura y se ejecuta en todo el territorio nacional mediante concursos públicos; a través del INDAP para los pequeños productores que cumplen los requisitos de la Ley N° 18.910, y del SAG para grandes y medianos productores y pequeños productores que no sean usuarios del INDAP. La coordinación nacional del Programa está radicada en la Oficina de Estudios y Políticas Agrarias (ODEPA) y se ejerce a través de las Secretarías Regionales Ministeriales de Agricultura (SEREMI) en cada Región. Este Programa contempla los siguientes componentes:

Incorporación de fertilizantes de base fosfatada: incentiva el uso de este macronutriente en la modalidad de corrección, a fin de recuperar los niveles de fertilidad

1 Estimada en base a la superficie de cultivos anuales entre las regiones de Coquimbo y Los Lagos menos aproximadamente 100.000 ha de cero labranza en esta misma zona.

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natural en suelos deficitarios. Este umbral se define en 20 mg de P por kilo de suelo (20 ppm) según el método P-Olsen. La fertilización fosfatada para producción, es decir, por sobre el nivel de 20 ppm de fósforo disponible en el suelo, es de responsabilidad del productor.

Incorporación de elementos químicos esenciales: estimula la incorporación al suelo de azufre, potasio y calcio para corregir déficit de estos elementos y la incorporación de sustancias para reducir la acidez o para neutralizar la toxicidad del aluminio. Para la acidez del suelo se considera como nivel mínimo técnico un pH de hasta un valor de 5,8 y para la toxicidad del aluminio reconsidera un nivel mínimo técnico de hasta un 5%. El valor inicial es establecido con el correspondiente análisis de suelos en laboratorios acreditados.

Establecimiento de una cubierta vegetal en suelos descubiertos o con cobertura deteriorada: este componente se implementa a través del establecimiento o regeneración de praderas en suelos degradados y el Nivel Mínimo Técnico a alcanzar; se establece en función de la cobertura vegetacional lograda, la que se estima sobre la base de la emergencia obtenida, que son los siguientes: • En las regiones I, II y XV: 50%. • En los sectores de secano costero o interior de las regiones III, IV, V, VI, VII, VIII,

IX, X (Provincia de Palena y Comuna de Cochamó) XI y XII: 60%. • En el resto del país: 80%.

Bonificación para el empleo de métodos de intervención del suelo, entre otros rotación de cultivos, orientados a evitar su pérdida y erosión, y a favorecer su conservación: tiene por objeto incentivar la utilización de métodos de intervención de los suelos para evitar las pérdidas físicas de los mismos, tales como: cero o mínima labranza, manejo de rastrojos, curvas de nivel, zanjas de infiltración, aplicación de MO y/o compost, rotaciones de cultivos y nivelación, entre otras. Las prácticas priorizadas por el MINAGRI en este componente buscan aumentar la MO en el suelo y promover prácticas que no remuevan el suelo, entre ellas están la aplicación de compost y guanos, abono verde e incorporación de rastrojos y cero labranza y empleo de arado cincel. Eliminación, limpieza o confinamiento de impedimentos físicos o químicos: promueve la eliminación, limpieza o confinamiento de tocones, troncos muertos, matorrales sin valor forrajero o sin valor en la protección del suelo u otros impedimentos físicos o químicos en suelos de uso agropecuario. En todos los componentes se bonifica hasta el 90% de los costos netos (sin IVA), para el caso de los pequeños productores agrícolas, hasta un 70% de los costos netos para el caso de medianos productores agrícolas y hasta un 50% de los costos netos para el caso de grandes productores agrícolas. Por otra parte, cabe destacar que dado que la Ley Nº 20.412 ha establecido este Programa, para efectos de su aplicabilidad esta norma en su artículo 2º transitorio prescribe, por decreto del Ministerio de Agricultura se oficializa la clasificación de los suelos en todo el país, empleando como antecedente el ordenamiento, contenido en la Resolución Exenta Nº 57 de 2004 del Servicio de Impuestos Internos, para terrenos o suelos agrícolas en atención a su Capacidad de Uso actual. Así, se considera como suelos agropecuarios, entre las regiones XV y XI los suelos clasificados en los términos del Cuadro 1, los suelos de las clases I a IV de riego y los de las clases I a VI de secano, incluyendo las laderas de secano con potencial

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productivo agropecuario de la clase VII, como así también los suelos planos de clase VII con potencial agropecuario en la Región de Aysén. Además, se considera como suelos agropecuarios en la Región de Magallanes y Antártica Chilena, los terrenos agrícolas de la clase 20 a 22 y los terrenos ganaderos de la clase 23 a 36 (Cuadro 1). Por otra parte, el Programa define las denominadas Especificaciones Técnicas Generales, para un total de 68 prácticas, divididas en: de recuperación (Cuadro 2), mantención y emergencia (Cuadro 3). A todas ellas, se asocian costos definidos cada año en las denominadas y publicadas Tablas de Costo, las que especifican valores por Región y, a veces, por comuna; solo a modo de ejemplo en el Cuadro 4 se incluyen algunos valores asignados el presente año. Finalmente, en la Figura 1, se incluyen resultados de suficiencia del Programa, para un total de 138 usuarios, en la Región del Bío-Bío a Junio del 2011.

REFERENCIAS BRADY M. C. 1986. Soil and world food supplies. pp: 61-79. In: Proceedings of the 13th International Soil Science Congress, Hamburg-Germany. BENITES J.R., I. PLA SENTIS, W. COUTO. 1990. Manejo de Tierras en Latino América y el Caribe. Problemas Técnicos y Prioridades. Memorias del XI Congreso Latinoamericano de la Ciencia del Suelo. La Habana. CASANOVA M., C. LEIVA, O. SEGUEL, O. SALAZAR, W. LUZIO. 2006. Degradación de suelos y desertificación. pp: 353-383. In: Luzio W., Casanova M. (eds.), Avances en el conocimiento de los suelos de Chile. Santiago, Chile. 393 p. CIREN. 2010. Determinación de la Erosión Actual y Potencial de los Suelos de Chile. 2010. CIREN. 2003. Zonificación de Áreas Potenciales para la Aplicación del Programa para la Recuperación de Suelos Degradados. Estudios regionales realizados entre 2000 y 2009. ODEPA. 2009. Panorama de la Agricultura Chilena (Chilean Agricultural Overview). Ministerio de Agricultura-Oficina de Estudios y Políticas Agrarias. 85 p. RUIZ G, E. ARAYA., P. MESA. 2010. Sistema de incentivos para La recuperación de suelos degradados, articulación público-privada para mejorar la sustentabilidad de los suelos. pp: 470-479. In: Casanova M., Ruiz G., Zagal E. (Eds.) Proceeding ISCO Congress, The land we want for the future must be built today. 144 p.

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60

Suficiencia (%)

Incorporación de basefosforada

Incorporación de elementosquímicos escenciales

Métodos de intervención desuelos

Establecimiento de coberturavegetal

Rehabilitación de suelos

Figura 1. Resultados segunda prueba de suficiencia, operadores SIRSD-S (Junio, 2011) en la Región del Bío Bío.

Cuadro 1. Clasificación de los suelos agropecuarios y forestales de todo el país. I) Todas las regiones, con excepción de la XII Región de Magallanes y de la Antártica Chilena

a) Suelos regados : Clase 1R, Clase 2R, Clase 3R y Clase 4R b) Suelos de secano b.1) Grupo de terrenos arables : Clase 1, Clase 2, Clase 3 y Clase 4 b.2) Grupo de terrenos no arables: Clase 5, Clase 6, Clase 7 y Clase 8

II) XII Región de Magallanes y de la Antártica Chilena a) Terrenos agrícolas a.1) Terrenos agrícolas de la comuna de Natales: Clase 20, Clase 21 y Clase 22 a.2) Terrenos agrícolas de la comuna de Punta Arena: Clase 20, Clase 21 y Clase 22 b) Terrenos ganaderos: Clase 23, Clase 24, Clase 25, Clase 26, Clase 27, Clase 28, Clase 29, Clase 30, Clase 31, Clase 32, Clase 33, Clase 34, Clase 35 y Clase 36

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Cuadro 2. Prácticas de recuperación. I) INCORPORACIÓN DE FERTILIZANTES DE BASE FOSFORADA.

(1) Aplicación de fósforo (kg P2O5) II) INCORPORACIÓN DE ELEMENTOS QUÍMICOS ESENCIALES.

(2) Enmiendas calcáreas (kg CaCO3) (3) Aplicación de potasio (kg K2O) (4) Aplicación de calcio (kg CaO) (5) Aplicación de azufre (kg S)

III) ESTABLECIMIENTO DE UNA CUBIERTA VEGETAL EN SUELOS DESCUBIERTOS O CON COBERTURA DETERIORADA.

(6) Establecimiento de praderas (ha) (7) Regeneración de praderas (ha) IV) EMPLEO DE MÉTODOS DE INTERVENCIÓN DEL SUELO, ENTRE OTROS ROTACIÓN DE

CULTIVOS, ORIENTADOS A EVITAR SU PÉRDIDA Y EROSIÓN, Y A FAVORECER SU CONSERVACIÓN.

(8) Aplicación de guanos (ton) (9) Aplicación de guano rojo (kg) (10) Aplicación de compost (m3) (11) Aplicación de roca fosfórica (kg) (12) Aplicación enmienda cálcica (kg) (13) Establecimiento e incorporación de abono verde (ha) (14) Establecimiento de cobertura de protección de suelos frágiles y de laderas (ha) (15) Manejo de rastrojos: - Acondicionamiento rastrojo de cereal (ha) - Acondicionamiento rastrojo de maíz (ha) - Fraccionamiento de rastrojo (ha) - Incorporación de rastrojo (ha) (16) Cero labranza y cero labranza tiro animal (ha) (17) Cero labranza sobre pradera (ha) (18) Manejo de espinal (ha) (19) Uso de arado cincel (ha) (20) Uso de subsolador (ha) (21) Nivelación con pala mecánica (h) (22) Micronivelación manual (ha) (23) Micro nivelación de suelos arroceros (ha) (24) Preparación de suelos arroceros y micronivelación con pala láser (ha) (25) Construcción de murete de piedras para terrazas de cultivo (m3) (26) Construcción pircas (metro lineal, en adelante m lineal) (27) Cerco eléctrico: - Energizador – Bajo - Energizador – Medio - Energizador – Alto - Panel Solar - Construcción de cerco eléctrico fijo, 2 hebras (km lineal) - Construcción cerco eléctrico fijo, 3 hebras (km lineal) - Construcción cerco eléctrico móvil, 2 hebras (km lineal) - Construcción cerco eléctrico móvil, 3 hebras (km lineal) (28) Construcción cerco tradicional (m lineal) (29) Construcción cerco tipo malla Ursus (m lineal) (30) Establecimiento de cerco vivo (m lineal) (31) Construcción de estercoleras (m3) (32) Cortinas cortavientos (m lineal): -Construcción de cortina cortaviento de malla -Construcción de cortina cortaviento con malla galvanizada: -Establecimiento de cortina cortaviento de árboles, 3 hileras -Establecimiento de cortina cortaviento de árboles, 2 hileras (33) Aguadas: - Construcción de aguada superficial (unidad) -Construcción de aguada intermedia (unidad): -Construcción de aguada profunda (unidad) (20 a 40 m y más de 40 m) (34) Establecimiento de sistema de abrevaderos (unidad) (35) Construcción de microterraza manual (m2) (36) Construcción de canal de desviación (m lineal) (37) Construcción de zanja de infiltración (m lineal) (38) Construcción de dique de Postes (m2) (39) Control de erosión de cárcavas. Control al interior de la cárcava: - Barrera de sacos plásticos con suelo, semillas y varas (unidad) - Disipador de energía (Barrera pequeña de varas) (unidad) Control externo de la cárcava: - Control de bordes de cárcavas (m lineal) - Barreras de fardos (unidad) - Barreras de lampazos (unidad) - Control de bordes de cárcava con sacos hilerados (m lineal) (40) Recuperación de bofedales (ha) (41) Mantención de bofedales (ha) (42) Incorporación de cenizas y siembra de avena (ha) (43) Exclusión de potreros (ha) (44) Sistemas silvopastorales: - Plantación silvopastoral (ha) - Construcción de cerco perimetral de protección (m lineal) - Protección contra lagomorfos en plantación silvopastoral (ha) (45) Biofiltros - Establecimiento de biofiltros para sedimentos (m2) - Establecimiento de biofiltros para sedimentos/filtración de contaminantes en pendientes menores a 15% (m2) - Establecimiento de biofiltros para sedimentos/filtración de contaminantes en pendientes mayores o iguales a 15% (m2) (46) Rotación de cultivos (ha)

V) ELIMINACIÓN, LIMPIEZA O CONFINAMIENTO DE IMPEDIMENTOS FÍSICOS. (47) Control de Hieracium sp. y Cirsium sp. (ha) (48) Limpia palizada muerta (ha) (49) Limpia matorral (ha) (50) Limpia Pica Pica (Ulex europeaus) (ha) (51) Despedrado (ha) (52) Eliminación de tocones (ha) (53) Incorporación de cenizas (ha) (54) Limpia de junquillos en suelos drenados (ha)

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Cuadro 3. Prácticas de mantención y de emergencia Prácticas de mantención

I) INCORPORACIÓN DE FERTILIZANTES DE BASE FOSFORADA. (55) Aplicación de fósforo (kg P2O5) II) INCORPORACIÓN DE ELEMENTOS QUÍMICOS ESENCIALES. (56) Enmiendas calcáreas (kg CaCO3) (57) Aplicación de potasio (kg K2O) (58) Aplicación de calcio (kg CaO) (59) Aplicación de azufre (kg S) III) ESTABLECIMIENTO DE UNA CUBIERTA VEGETAL EN SUELOS DESCUBIERTOS O CON COBERTURA DETERIORADA. (60) Mantención de praderas (ha)

Prácticas de emergencia 61) Eliminación de lodos producto de aluviones con maquinaria (h) 62) Eliminación de lodos producto de aluviones manual (ha) 63) Limpieza de material vegetal de arrastre por aluvión (ha) 64) Abrevaderos de emergencia (unidad) 65) Noria de emergencia (unidad) 66) Profundización de pozos (m lineal) 67) Vertientes de emergencia (unidad) (68) Praderas suplementarias (ha)

Cuadro 4. Ejemplos de costos ($, 2011) de algunas prácticas de intervención de suelos para su conservación.

Regiones XV RM VI Provincias Tipo de Práctica Aplicación de guanos de aves (ton) (8) 14.678 9.785 10.568 Aplicación de guanos no avícolas (ton) (8) 34.248 Aplicación de guano rojo (kg) (9) 108 135 Aplicación de compost (m3) (10) 44.033 15.656 18.000 Aplicación de enmienda cálcica (kg) (12) 59 59 Establecimiento e incorporación de abono verde (ha) (13) 244.498 267.952 Establecimiento de cobertura de protección de suelos frágiles y de laderas (ha) (7) 162.952 166.658 Acondicionamiento de rastrojo cereal (ha) 54.534 51.170 Acondicionamiento de rastrojo de maíz (ha) 88.999 86.500 Fraccionamiento de rastrojo (ha) 51.371 13.063 21.527 Cero Labranza (ha) (16) 58.221 58.685 Cero labranza tiro animal (ha) (17) 45.011 Manejo espinal densidad baja (20-39%) 22.990 28.988 Manejo espinal densidad media (40-69%) 40.494 47.213 Manejo espinal densidad alta (!70%) 54.340 66.049 Uso de arado cincel (ha) (19) 26.933 29.355 Uso de subsolador (1,5 a 2.0 m ancho) (ha) (20) 59.850 58.710 Nivelación con pala mecánica (h) (21) 15.105 22.000 Micronivelación de suelos arroceros (ha) (23) 111.833 Preparación suelos arroceros y micronivelación con pala láser (ha) (24) 224.751 Cosntrucción de murete de piedras para terrazas de cultivo (m3) (25) 2.202 Construcción de pircas (m lineal) (26) 3.559 Energizador -Bajo 90.800 Panel Solar 113.000 Construcción cerco eléctrico móvil, 2 hebras (km lineal) 239.000 Construcción cerco tradicional (m lineal) (28) 1.795 1.443 Construcción cerco tipo malla ursus (m lineal) (29) 2.706 1.674 1.562 Establecimiento de cerco vivo (m lineal) (30) 3.193 Construcción de estercoleras (m3) (31) 9.785 9.785 9.785 Construcción de cortina cortaviento de malla (m lineal) 4.519

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CONSERVACIÓN DE SUELOS DE APTITUD FORESTAL EN CHILE

Gabriel Mancilla Escobar Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Forestales y Conservación de la Naturaleza, Departamento de Silvicultura y Conservación de la Naturaleza. gmancill@uchile.cl INTRODUCCIÓN Aunque en términos concretos casi todo tipo de suelo puede sustentar algún crecimiento arbóreo, como suelos de aptitud preferentemente forestal se conviene considerar a aquellos terrenos catalogados como de clases de Capacidad de Uso VI y VII. Sin embargo, también existe una no menor superficie de suelos clase V y clase VIII que podrían ser aceptados como de aptitud preferentemente forestal, haciendo ver, claro está, que muchos de los suelos clase VIII están destinados a la protección de cuencas y son parte de áreas silvestres protegidas. En términos absolutos, los terrenos forestales cubiertos de bosques cubren más del 20% del territorio nacional, mientras que los terrenos de aptitud forestal superan el 45% del país (Cuadro 1). Características de los suelos forestales Los suelos forestales abarcan una gran variabilidad de características (Cuadro 2). Sin embargo, destaca el hecho de que un 62% de los terrenos forestales se localizan en áreas con pendientes superiores a 15%, condición que hace a estos suelos fuertemente susceptibles a los procesos de erosión cuando son despejados de vegetación. Igualmente, es común encontrar otras restricciones, tales como niveles freáticos a baja profundidad del perfil de suelo (ñadis), suelos muy delgados y con subsuelo rocoso (Región de Aysén), terrenos fuertemente pedregosos (alta Cordillera de los Andes), o climas muy restrictivos (Región de Magallanes y alta Cordillera de los Andes), entre otros. Las plantaciones forestales y la recuperación de suelos degradados Se ha estimado que alrededor de un 90% de las plantaciones de rápido crecimiento del país, es decir alrededor de dos millones de ha, fueron establecidas sobre terrenos fuertemente degradados, en especial sobre áreas que fueron afectadas por procesos tales como la “fiebre del oro”, o bien sufrieron incendios a raíz de las diversas etapas de colonización. Al respecto, existe el debate acerca de que si las plantaciones efectivamente han recuperado los suelos. En términos concretos, la respuesta no es clara. En realidad, las plantaciones han dado un uso productivo a suelos que estaban desahuciados en este sentido. Asimismo, hay ciertas evidencias que demuestran un mejoramiento de las características físicas, químicas y biológicas de aquellos suelos. Por ejemplo, Toro (sin año de publicación), comparó los contenidos de minerales en áreas con plantaciones y sin ellas, en suelos degradados de Curanipe (VIII Región). Los resultados indicaron que la presencia de plantaciones incrementó de manera significativa la presencia de nitrógeno, incrementando su concentración a más de diez veces en plantaciones de Pinus radiata de 20 años, y a cerca de cuarenta veces cuando las plantaciones tenían 42 años.

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Similarmente, Pizarro (2008) efectuó comparaciones entre terrenos plantados y sectores bajo el uso normal (pastoreo extensivo), todos con fuerte degradación previa por efectos de la colonización de la Región de Aysén (Figura 1). A pesar de la situación de clima extremo, los resultados fueron rotundos. Las propiedades físicas, químicas y biológicas del suelo mejoraron por efecto de las plantaciones, ejemplificándose esto en los gráficos de la Figura 2. No obstante los auspiciosos resultados, si el sistema de cosecha forestal no es el adecuado, los suelos volverán a sufrir un continuo proceso de degradación. En este sentido, independiente del sistema silvícola involucrado en la cosecha, existen resguardos que permitirían la conservación de los suelos aún ejecutando faenas de tala rasa. Estos aspectos son los que se revisarán a continuación. ¿Cobertura de vegetación o de residuos? Es comprendido que la mayor cantidad de cobertura de vegetación ofrece una excelente protección al suelo ante la posibilidad de que ocurra erosión de suelos. Sin ir más lejos, la Ecuación Universal de Pérdidas de Suelos (USLE) indica que, en un terreno sin cobertura de residuos, la cubierta arbórea completa ofrece cerca de un 70% de protección ante la erosividad de la lluvia, mientras que la arbustiva se acerca al 80%. Sin embargo, si el terreno está además cubierto por residuos, dicha protección llega prácticamente al 100% en ambos casos. Ahora bien, si no hay cobertura arbórea ni cobertura arbustiva, pero sí una cubierta completa de residuos, USLE asume que la protección del suelo se acerca también al 100%. Esto permite inferir que los residuos protegen no sólo contra el impacto de la gota de lluvia (primer agente erosivo), sino que también contra la escorrentía superficial. A este respecto, un estudio desarrollado por Mancilla et al. (2005), en suelos cultivados bajo diversos sistemas de arado y cero labranza, indicó que el mayor efecto de la cubierta de residuos se verificaba sobre la disminución de la velocidad del escurrimiento superficial, lo cual a la vez disminuía el estrés de corte del flujo e impedía la formación de canalículos (Figura 3). Del análisis anterior se permite deducir que aún ante la tala rasa, un buen manejo de los desechos de cosecha podría evitar la degradación de suelos y hacer que, efectivamente, las plantaciones forestales conserven el suelo. Lamentablemente, no es usual que el manejo adecuado de los desechos se lleve a cabo. De hecho, hasta hace poco tiempo, era normal la quema de los desechos, pero ahora se advierte como promisorio el empleo de los residuos como fuente de energía. De todas maneras, existen evidencias de que el empleo de diversas técnicas provoca respuestas diferentes en torno a la conservación de los suelos forestales. Pino (2008), por ejemplo, comparó los montos de erosión en terrenos con quema de desechos, apilamiento de ellos en franjas a favor de las curvas de nivel y distribución de los residuos de manera uniforme, tres meses después de las intervenciones respectivas y durante un período invernal de la Cordillera de la Costa de la VII Región. Los resultados fueron concluyentes; la quema de desechos ocasionó una erosión de 46,8 Mg ha-1 de pérdida de suelos, el apilamiento de residuos rebajó dicho monto a 19,4 Mg ha-1, mientras que en los residuos esparcidos uniformemente registraron una erosión negativa, es decir se depositaron 9 Mg ha-1 de suelo proveniente de las laderas adyacentes. Interpretando además los datos de Marambio (2010) en la misma zona del estudio anterior, y en los cuales el estrés hidráulico crítico para la remoción de partículas del suelo fue entre un 25 y un 30% menor en sectores con

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quema de residuos post-cosecha, se concluye que dichos desechos no solo reducen la velocidad de la escorrentía superficial, sino que permiten al suelo ofrecer mayor resistencia a la capacidad de remoción del flujo. Los problemas anexos: Caminos y canchas de acopio. Un tanto solapado ante el impacto visual que ocasiona el volteo de árboles y la repentina desprotección del suelo, la erosión de suelos derivada de los sectores de caminos de transporte, huellas de madereo y canchas de acopio supera muchas veces a la de la zona de cosecha propiamente tal. En rigor, acá confluyen tres situaciones: la primera es la fuerte compactación que se ocasiona al suelo producto del ir y venir de maquinaria y camiones de alto tonelaje; la segunda es la conectividad que se genera entre las vías de saca, los caminos y las canchas de acopio; y la tercera es la carencia de planificación en el diseño de los caminos. La compactación provoca un aumento instantáneo del escurrimiento superficial y hace que las rutas sean una vía directa para el flujo hídrico. Este efecto se acentúa con la conectividad que se genera entre los sectores de cancha y los caminos, y entre caminos. Sidle et al. (2004), demostraron este hecho comparando caminos y canchas con fuerte conectividad versus otras con menor o ninguna conectividad (entendiendo ésta como la carencia de obras o sistemas que evacúen los flujos generados en las rutas). Sus resultados (Figura 4) mostraron que el cuociente entre pérdida de suelo y depositación de sedimentos fue muy superior en zonas en que las vías estaban conectadas. Para resolver esta problemática es necesaria una buena planificación de las rutas, lo cual, si bien es en un inicio más costoso, a largo plazo es conveniente. Así por ejemplo, para evitar que el flujo generado en los caminos (o que confluye a ellos) recorra grandes distancias a través de la ruta y aumente cada vez más su poder erosivo, se debe incluir en el diseño alcantarillas transversales, las cuales capturan ese flujo y lo conducen hacia puntos de mayor estabilidad o encausamientos preparados para dichos efectos. Dichos encausamientos corresponden de manera preferencial a alcantarillas que se establecen lateralmente y hacia el talud interior del camino. Gayoso & Acuña (1999) recomiendan distanciamientos para las alcantarillas según pendiente y clase de erodabilidad del suelo (Cuadro 3), lo cual debe ser incorporado al diseño. OBRAS DE CONSERVACIÓN DE SUELOS FORESTALES Si no es posible el manejo adecuado de los residuos, o bien se pretende comenzar a remediar situaciones de degradación, es pertinente aplicar algunas obras de conservación de suelos. Estas técnicas son equivalentes a las que se pueden emplear en sistemas agrícolas, e incluso podrían acogerse al Sistema de Incentivos a la Recuperación de Suelos Degradados (SIRSD). El uso de estas prácticas no es tan común aún en los sistemas forestales, pero existe certeza de que su utilización es efectiva y eficiente. Combinadas con la protección que otorga la cobertura vegetacional, estas técnicas ofrecen un cuidado continuo, especialmente en los puntos con mayor riesgo o en los cuales el proceso de degradación ya se ha desarrollado, incluso con gran agresividad, como ser en cárcavas. Estos sistemas se han recomendado inclusive para la restauración de áreas afectadas por procesos mineros, en apoyo al establecimiento de vegetación (Figura 5).

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En la Figura 5 puede observarse algunas de las técnicas mencionadas, como las empalizadas, que disminuyen el estrés de corte del flujo de escorrentía y permite la depositación de partículas, lo cual es notorio en la visión lateral. Igualmente, las barreras de ramas (fajinas) muestran su efecto de depositación de sedimentos, con lo cual han, incluso, proliferado las herbáceas. Junto con éstas, existe una serie de otras prácticas como diques, muros de neumáticos, canales de desviación y otras. CONCLUSIÓN La conservación de los suelos de aptitud forestal no es solo una función de la vegetación. Las plantaciones, de manera efectiva, ofrecen conservación y recuperación de suelos, sin embargo una mala planificación de las cosechas puede hacer nulos dichos beneficios. Existen los métodos y las técnicas para la conservación, depende de los usuarios aplicarlos. REFERENCIAS CONAF – CONAMA – BIRF. 1999. Catastro y evaluación de recursos vegetacionales nativos de Chile. Informe nacional con variables ambientales. 89 p. GAYOSO J., M. ACUÑA, 1999. Guía de Campo: Mejores prácticas de manejo forestal. Universidad Austral de Chile. 31 p. MANCILLA G., S. CHEN,, D. K. MCCOOL. 2005. Rill density prediction and flow velocity distributions on agricultural areas in the Pacific Northwest. Soil & Tillage Research, 84: 54 – 66. MARAMBIO C. 2010. Estrés hidráulico crítico para la remoción de partículas en suelos bajo distintas coberturas forestales, en el predio Pantanillos, VII Región. Memoria de Título Ingeniería Forestal. Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Forestales y de la Conservación de la Naturaleza. 27 p. PINO S. 2008. Estimación de pérdidas de suelo en tres situaciones de manejo de residuos post-cosecha, usando el modelo RUSLE, en el predio Pantanillos, VII Región. Memoria de Título Ingeniería Forestal. Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Forestales. 50 p. PIZARRO V. 2008. Efectos de plantaciones forestales sobre propiedades del suelo relacionadas con la erosión hídrica, en áreas degradadas de la XI Región. Memoria de Título Ingeniería Forestal. Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Forestales. 107 p. SIDLE R., S. SASAKI, M. OTSUKI, S. NOGUCHI, A.R. NIK. 2004. Sediment pathways in a tropical forest: effect of logging roads and skid trails. Hydrological Processes 18: 703 – 720. TORO J., (sin año de publicación). Efecto de dos especies forestales y del manejo silvícola en la protección y recuperación de suelos forestales degradados ubicados en la Cordillera de la Costa de la VIII Región. 11 p. VARGAS R., S. FRANCKE, K. TOKUGAWA., M. MAKITA, K. TSURUTA. 1998. Manual de control de erosión. Proyecto CONAF – JICA. 73 p. Cuadro 1. Usos de suelo en Chile (CONAF – CONAMA – BIRF, 1999)

Superficie Uso

(ha) (%)Áreas urbanas e industriales 182.184,2 0,2 Terrenos agrícolas 3.814.362,6 5,0Praderas y matorrales 20.529.673,1 27,1Bosques 15.637.232,5 20,7 Humedales 4.498.060,7 5,9 Áreas desprovistas de vegetación 24.727.789,5 32,7 Nieves y glaciares 4.646.659,9 6,1 Aguas continentales 1.226.828,9 1,6Áreas no reconocidas 399.769,4 0,5TOTAL 75.662.560,8 100,0

43

Cuadro 2. Características de los suelos forestales (de Gayoso & Acuña, 1999).

Característica Rango

Profundidad Variable Permeabilidad Lenta a rápidaPedregosidad VariablePendiente VariableSusceptibilidad a erosión Ninguna a muy severa Clase de drenaje Muy pobre a bueno Inundaciones Ninguna a muy frecuente Alcalinidad y salinidad Ninguna a alta Días libres de heladas VariableGrado de intensidad del uso Muy limitado a moderado

Cuadro 3. Distanciamientos máximos de alcantarillas transversales Clase de erodabilidad del suelo Pendiente del camino

(%) Baja a moderada Alta Muy Alta

1 – 5 200 120 70 6 – 10 150 90 40 11 – 15 100 70 30 16 – 20 50 40 30

Figura 1. Situación del terreno antes y después de la plantación (fotografía gentileza de Forestal Mininco, Proyecto Aysén).

Figura 2. Gráficos demostrativos del efecto de las plantaciones forestales sobre las características de suelos degradados (0-15 cm). Conductividad hidráulica (K), densidad aparente (D.a), contenido de materia orgánica (M.O.) y nitrógeno disponible (N disp.).

44

Figura 3. Distribución de las velocidades del flujo de escurrimiento superficial en terrenos bajo distintos sistemas de labranza. Arado de vuelta (arriba a la izquierda); Arado de punta (arriba a la derecha); Manejo convencional (abajo a la izquierda); y Cero labranza (abajo a la derecha). Extraído de Mancilla et al. (2005).

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

4

4,5

Superficie rodado Pendiente corte Pendiente relleno Canalículos/zanjas Pié de ladera

Pérdida de suelo / dep

osición (m

3 ) Nodos no conectados

Nodos conectados

Figura 4. Comparación de las proporciones de pérdida de suelo versus depositación en rutas conectadas y no conectadas (adaptado de Sidle et al., 2004).

Figura 5. Obras de conservación en sistemas forestales. Arriba a la izquierda, empalizadas, vistas en detalle lateral arriba a la derecha. Abajo a la izquierda, barreras de enramados (fajinas); a la derecha se observan micro-terrazas (esta última fotografía, obtenida de Vargas et al., 1998).

45

NOTAS

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NOTAS

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DISEÑO DE CANALES DE DESVIACIÓN Y ZANJAS DE INFILTRACIÓN

Mauricio Lemus V. Ambiente Seguro OBRAS DE CONSERVACIÓN DE SUELO Existen obras de conservación de suelo que aumentan la infiltración, como son las zanjas y otras que regulan el flujo hídrico como son los canales de desviación (Francke et al., 1999). El diseño de estas obras, necesita del análisis de precipitaciones, que estime sus magnitudes e intensidades en periodos de tiempos pequeños, los que inciden directamente en la dimensión de las obras a construir. Con esta información y el detalle de los datos de terreno, se determina la escorrentía que deberá controlar cada obra de conservación, escorrentía crítica, debiéndose diseñar de esta manera un canal de desviación o zanja de infiltración capaz de trasladarla o retenerla en parte.

ANÁLISIS DE PRECIPITACIONES La escasez de datos pluviométricos disponibles para cada localidad del país, hace necesario métodos analíticos para estimar intensidades o magnitudes de lluvia en pequeños periodos de tiempo. La información pluviométrica puede ser expresada según Espíldora (1971), como magnitud de lluvia, la lámina de agua (mm) que se produce en un cierto intervalo de tiempo o duración, o bien en términos de intensidad, es decir, la lámina de agua por hora (mm h-1). Análisis de frecuencia Para el análisis de precipitaciones, la información básica es un registro anual de máximas precipitaciones en 24 h (X1, X2, X3,…….. ,Xn.), asociadas a un periodo de retorno, utilizándose comúnmente la distribución de valores extremos o Gumbel, para análisis en particular de frecuencia de variables hidrológicas (López et al., 1994; Monsalve, 1999). La distribución de Gumbel, según Millán et al. (2000), tiene la siguiente función de

distribución de probabilidad: )(

)(βα −−−=

xeexF y, por lo tanto, su función de densidad de probabilidad es:

])([ )(

)(βαβαα

−−−−−= exexf Según la metodología propuesta por Millan et. al (2000), para el análisis de frecuencia, es necesario el cálculo de los valores α y β los cuales se obtienen a partir del registro de valores de precipitaciones. En primer término se obtienen los valores de μy y σy, según la cantidad de registro de precipitaciones (Cuadro 1); con estos valores, además del promedio (x) y desviación estándar (s) de las máximas precipitaciones anuales, se obtienen los valores de α y β por medio de las ecuaciones 1 y 2 (Millán et al., 2000).

syσ

α = (ec. 1) αμ

β yx −= (ec. 2)

donde

48

x : Promedio de precipitaciones en 24 h (mm). s : Desviación estándar de precipitaciones en 24 h. n : Cantidad de registro (Pp máximas en 24 h). Una vez obtenidos los parámetros α y β, es posible calcular las precipitaciones máximas en 24 h (Pmax) para un periodo de retorno R, a partir de la Ecuación 3:

⎥⎦⎤

⎢⎣⎡

−−= )

1ln(ln*)( 1

RRPmax αβ ; (ec. 3)

donde Pmax : Precipitación máxima en 24 h asociada a un periodo de retorno R. R : Periodo de retorno. α y β : Parámetros de cálculo (ec. 1 y 2)

Análisis de magnitudes e intensidades de lluvia Es necesaria la estimación de valores de magnitudes e intensidades en periodos cortos de tiempo (generalmente < 1 h), las cuales inciden directamente en el aporte máximo de escorrentía que deberán soportar las obras de conservación de suelo. Coeficientes de duración: para las estimaciones de magnitudes e intensidades de precipitación en periodos de tiempo pequeño, a partir de precipitaciones en 24 h, se utilizan los coeficientes de duración (CDt) propuestos por Espíldora (1971). Éstos se definen como el cuociente entre la precipitación caída en “t” min y la precipitación correspondiente en 1 h (Ecuación 4), para un mismo periodo de retorno. La mayor utilidad de los CDt propuestos por el autor se debe a que fueron calculados a partir del régimen pluviométrico de Chile (Cuadro 2).

60PP

CD tt =

(ec. 4.)

donde Pt : Precipitación para t min. (mm) P60 : Precipitación en 60 min. (mm) Las curvas de intensidad-duración-frecuencia estimadas por Espíldora y las calculadas con posterioridad por Varas & Sánchez (ambas citadas por Bonomelli, 1986), con una cantidad superior de datos pluviométrico, tienen diferencias significativas en los CDt para 24 h. Espíldora informa valores de 4,04, en tanto Varas y Sánchez indican valores de 6,45, es decir, una diferencia superior al 60%. Al respecto, Bonomelli (1986) precisa que las estimaciones realizadas por Espíldora exceden las precipitaciones reales, en la mayoría de los casos. Ante esta situación se recomienda utilizar el CDt intermedio propuesto por Grunsky de 4,9. Cálculo de magnitudes e intensidades de lluvias: conocida la precipitación en 24 h (Pmax) asociada a un periodo de retorno R (Ecuación 3), se determina la magnitud e intensidad de la precipitación, para un tiempo t, con el mismo periodo de retorno R, a partir de las ecuaciones 5 y 6 (Espíldora, 1971).

49

max24

* PCDCDP t

t ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛= ; KPCDP t

t **9.4 max⎟

⎠⎞

⎜⎝⎛= (ec. 5)

maxt

t xPCDCDx

tI ⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

24

1 ; KPCDt

I tt **

9.4*1

max⎟⎠⎞

⎜⎝⎛= (ec. 6)

donde It : intensidad de precipitaciones en t (min) para un periodo de retorno en años, R. (mm h-1) t : tiempo de precipitación en min. Pt : precipitación en t min. con un periodo de retorno en años R (mm). Pmax : precipitación en 24 h con un periodo de retorno en años R (mm) CDt : coeficiente de duración en t m. CD24 : Coeficiente de duración en 24 h K= P24/Pd =1,1 : cuociente entre la lluvia caída en 24 h (P24) y la lluvia diaria (Pd) (Vargas & Sánchez, citado por Bonomelli 1986). Estos valores de magnitud e intensidad, obtenidos precedentemente a partir de las ecuaciones anteriores, serán más tarde utilizados en el diseño de zanjas y canales respectivamente. Determinación de coeficiente de escorrentía (C): según Monsalve (1999) el C se define como, la relación entre el volumen de escorrentía superficial total (Es) y el volumen total de agua precipitada (P), en un intervalo de tiempo dado (C=Es/P). En tanto Martínez de Azagra (2006), precisa que el C depende de numerosos factores tales como: tipo de precipitación (lluvia, nieve o granizo), su cantidad, su intensidad y su distribución en el tiempo; además del contenido de agua inicial del suelo, tipo de terreno (granulometría, textura, estructura, materia orgánica, grado de compactación, pendiente, microrrelieve, rugosidad), tipo de cobertura vegetal existente y la intercepción que provoque, lapso de tiempo que se considere (minutos, duración del aguacero, horas, días, meses, un año), etc. Dependiendo del lapso de tiempo al que se refiere el C, éste cambia de valor y hasta de significado. Así cabe hablar de C instantáneo, C máximo, C medio y C anual. Debido a la distinta funcionalidad para la cual están diseñados los canales de desviación y zanjas de infiltración (desviación y cosechas de aguas lluvias), es que se hace necesario utilizar C distintos, que recojan los principios de diseño de cada obra. Al respecto, para el cálculo de C se recomienda utilizar programa MAUCO (disponible en: www.oasificacion.com). DISEÑO DE CANALES DE DESVIACIÓN Un canal debe ser capaz de encauzar las aguas vertidas en él, originadas de la máxima escorrentía que pueda ocurrir en el área de impluvio y en un tiempo determinado, la escorrentía crítica Qesc (Suárez de Castro, 1979). Así, Qesc dependerá de la máxima intensidad de lluvias que puedan ocurrir en un periodo y tiempo determinado, de las características de las vertientes (pendiente, cubierta vegetal, suelo, etc.) y la extensión de la ladera (área de impluvio). Según Ramser (citado por Suárez de Castro, 1979), la escorrentía crítica se puede calcular a partir de la Ecuación 7:

50

(ec. 7).

donde Qesc : escorrentía crítica (m3/s) C : coeficiente de escorrentía I : intensidad crítica de las precipitaciones (mm h-1) Ai : área de impluvio (ha) El C utilizado para el diseño de canales de desviación es el cuociente entre el caudal punta en la sección de cierre y la intensidad media de lluvia caída en la cuenca, se trata de un C medio máximo, referido al intervalo de tiempo de concentración (Tc). Según Martínez de Azagra (2006), los valores habituales utilizadas para estimar C hacen depender su valor únicamente del tipo de terreno y de su cobertura vegetal, en algunos casos de la pendiente y del periodo de retorno, sin considerar la precipitación y la condición previa de contenido de agua del suelo, por ello, resulta muy conveniente utilizar la Ecuación 8, propuesta por el MOPU (1987) para determinarlo:

( )( )( )2

0

*11*23

O

O

PPPPPP

C+

+−= (ec. 8.)

donde P: Precipitación de diseño P0: Umbral de escorrentía. A su vez, Po es función del número (N) de curva (Martínez de Azagra, 2006)

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ −

=N

NPo*8,505080*2,0

La intensidad crítica de las precipitaciones (I), definida como la máxima intensidad que puede ocurrir en un tiempo igual al Tc. Entendiéndose como Tc (Suárez de Castro, 1979) al tiempo que ocupa una gota de agua en moverse desde la parte más lejana de la vertiente hasta el desagüe (Ecuación 9).

385,03*87,0⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

HLTc (ec. 9)

Tc : Tiempo de concentración (TRAGSA, 1994) de Kirpich (h) L : Distancia más lejana aportante al canal de desviación o cauce principal (km) H : Diferencia de nivel, entre la salida de la cuenca y el punto hidráulicamente más alejado (m). Conocido el Tc, para el canal a diseñar, se debe obtener el valor de intensidad crítica (I) desde la ec. 6, para el cálculo de la escorrentía crítica, con un tiempo t igual al tiempo de concentración, Tc.

360i

escCxIxAQ =

51

Especificaciones técnicas de diseño del canal Un canal de desviación adecuado debe contener la Qesc (ec. 7) y, según el terreno, conducir el caudal a una velocidad menor que la máxima permitida (Vmax) para que la estructura del canal no se socave, la que según Suárez de Castro (1979), depende de la naturaleza del material en el cual se construye el canal (Cuadro 3). Obtenido Qesc y la máxima velocidad permitida, se determina el área mínima que deberá poseer la sección transversal, a partir de la cual el canal podrá cumplir con las características anteriormente señaladas. El diseño de un canal de desviación, requiere de una serie de iteraciones, a partir de una sección transversal del canal, la cual como mínimo debiera tener una superficie igual o mayor a la calculada según la Ecuación 10.

maxmin V

QA esc= (ec. 10).

Diseño sección transversal Una vez conocidas las especificaciones de Qesc, Vmax y Amin, se deberá realizar una serie de iteraciones de sucesivas secciones transversales, a fin de encontrar aquella sección que sea capaz de trasladar de manera segura el caudal para el cual se diseña (Figura 1). Para este fin se propone la siguiente metodología: 1. Selección de área, para la primera iteración, se recomienda utilizar un área

igual o superior al área mínima de diseño (ec. 10). 2. Determinación de parámetros de la sección transversal base y taludes, según

experiencia de terreno. 3. Cálculo de los parámetros de altura (H, ec. 11), ancho superior (as, ec. 12),

longitud de taludes inferior y superior (Linf y Lsup, ec. 13 y 14) y radio hidráulico (r, ec. 15).

4. Asignación de pendiente del canal (Según experiencia en terreno) y determinación de un coeficiente de rugosidad (n, Cuadro 4).

5. Cálculo del caudal y velocidad de transporte del canal. (ec. 17 y 18, respectivamente)

6. Realización de test de control de las especificaciones técnicas del canal. 7. Si el canal no satisface las especificaciones técnicas, se procede a un nuevo

diseño, modificación de la pendiente y luego se realiza nuevamente el test de control o modificación de la sección transversal (se recomienda un aumento de un orden del 5-10% respecto a la última iteración), volviendo a la secuencia a partir del punto Nº 2. Aprobado las condicionantes técnicas, el test de control de calidad de diseño, el perfil de canal podrá ser implementado en terreno.

Cálculo de los componentes de la sección transversal. Los datos de entrada para el diseño del canal, son los siguientes: Área (Ac): área de diseño, se recomienda utilizar como primera iteración el área mínima de diseño (Amin.; ec. 10) o una levemente superior y aumentar en cada iteración entre un 5 y 10%, hasta encontrar el diseño adecuado. Base (b): valor predefinido normalmente igual a 0,2 m. Talud inferior y superior: entiéndase taludes como la inclinación que poseen las paredes laterales del canal, las que se expresan en forma de proporción (1: Z).

52

Importante en la determinación de los taludes del canal es que éstos sean adecuados para cada tipo de suelo, de modo que el canal no se desmorone (Zinf. – Zsup.), se debe tener cuidado de manera especial en obras de conservación desarrolladas en suelos de texturas livianas, las cuales deben tener taludes mayores (Cuadro 5). Parámetros sección transversal. Se debe considerar que para una misma sección transversal, aquella que posee el mayor radio hidráulico r (proporción entre el área transversal Ac y el perímetro mojado figuras 1 y 2); es aquella sección capaz de trasladar un mayor caudal. Con estos criterios se procede al cálculo de cada uno de los parámetros de la sección transversal (ecuaciones 11 a 15)

)(2

)2)(8(442

supinf

supinf2

ZZ

AZZbbH c

+

+++−= (ec. 11)

donde b : base Zinf, Zext : talud inferior y superior respectivamente Ac : área de la Sección transversal del canal Una vez calculada la altura, se procede al cálculo de las siguientes componentes de la sección transversal del canal. Inicialmente para el ancho superior, as :

Sups ZHZHba ** inf ++= (ec. 12)

2

inf2

inf )*( ZHHL += (ec. 13)

2sup

2sup )*( ZHHL += (ec. 14)

)(:

sup InfLLbAc

mojadoPerímetroltransversaArear

++−−

= (ec. 15)

Opcionalmente, para comprobar si los cálculos de los parámetros de la sección transversal fueron bien efectuados, se recomienda calcular el área de la sección transversal, que debiera ser igual al área de diseño Ac (Ecuación 16):

2*)( HabA sc += (ec. 16)

Capacidades del canal diseñado Una vez diseñada la sección transversal del canal, es asignada una pendiente para el canal, y se determina el coeficiente de rugosidad del canal acorde a las condiciones de terreno (Cuadro 4). Con estos valores se calcula la velocidad y el caudal que transportará el canal considerando la ecuación de Manning (ecuaciones 17 y 18)

53

21

321 sAr

nQc = (ec. 17)

21

321 sr

nVc = (ec. 18)

donde: Vc : velocidad media del agua en el canal (m s-1) Qc : caudal del canal en (m3 s-1) n : coeficiente de fricción de Manning (Cuadro 4) r : radio hidráulico en m (área transversal del canal en m2, dividida por el perímetro mojado en m), ec.15. s : pendiente del canal. A : área del canal (como mínimo, ec. 10) . Prueba de control de especificaciones técnicas del canal Obtenidos los valores del caudal y velocidad, se verifica si el diseño del canal se encuentra realizado en concordancia con las especificaciones técnicas, antes indicadas. De no ser así, se deberá realizar un nuevo diseño (modificando la pendiente y/o la sección transversal), el que deberá someterse nuevamente a verificación. Ello en forma sucesiva hasta encontrar el diseño adecuado, para que el canal cumpla con las siguientes características: Área del canal sea mayor o igual que el área mínima

Ac (ec. 16) > Amin (ec. 10) Escorrentía crítica (ec. 7) sea menor que el caudal Qc determinado para el canal

diseñado (ec. 17). Qc (ec. 17) > Qesc (ec. 7)

La velocidad del flujo del canal sea menor que la velocidad máxima permitida. Vc (ec. 18) > Vmax (Cuadro 6)

DISEÑO DE SISTEMA DE ZANJAS DE INFILTRACIÓN Según Martínez de Azagra (2006), un sistema de recolección de agua consiste en dos partes: un área donde se induce y genera la escorrentía superficial (área de impluvio) y un área donde se recogen y almacenan dichos aportes hídricos (el área de recepción o receptora). Se distinguen tres coeficientes de escorrentía CA (en la ladera antes de ser intervenida), CI (en el área de impluvio) y CR (en el área de recepción). Para este análisis será considerado un sistema de zanjas distribuido en tresbolillo. Precipitación de diseño Tradicionalmente se ha utilizado, en el diseño de sistema de zanjas de infiltración, la máxima precipitación en una hora con un periodo de retorno asociado (Millán, 2000; Lemus & Navarro, 2000; Pizarro, 2005). Este valor puede ser calculado del análisis de precipitaciones antes descrito, o bien se puede utilizar una precipitación de diseño que recoja valores tales como precipitación media diaria. Otra opción es diseñar zanjas capaces de contener alguna porción de las precipitaciones anuales.

54

Coeficiente de Escorrentía (C) En particular, para el diseño de sistemas de zanjas de infiltración, los C necesarios de calcular son valores medios globales, que consideran todo el aguacero en su conjunto, así lo propone Martínez de Azagra (2006), empleando la Ecuación 18 que considera el numero de curva para un contenido de agua II (intermedia).

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ −

+

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ −

−=

NNPP

NNP

C*2,20320320*

*8,505080

2

2

(ec. 18)

Diseño de la sección transversal de la zanja de infiltración. Una vez calculada la precipitación de diseño y estimado los C, se define un valor para el ancho superior de la zanja, a partir del cual se estiman los parámetros de la sección transversal empleando las ec. 19 y 20 (de Martínez de Azagra, 2006).

( )1000

*** 21 SCRSCIPV d

z+

= (ec. 19)

( )

1000*** sd

zaCRDCIP

A+

= (ec. 20)

donde Vz : volumen de zanja (m3) Pd : precipitación de diseño (mm). CI : C del área de impluvio. CR : C del área de recepción. S1 : superficie del área de impluvio (m2) S2 : superficie del área de recepción (m2) D : distancia entre zanjas (m) as : ancho superior de la sección transversal (m) A partir del área de la sección transversal de la zanja se procede a su diseño, el que requiere como valores de entrada: base (b), taludes (Zinf y Zsup) y datos asignados en forma arbitraria, extraídos de la experiencia en terreno. Con esta información se determinan el resto de los componentes de la sección transversal:

- Altura sección transversal : H (ec. 11) - Longitud del talud superior: Lsup (ec. 14 - Longitud del talud inferior : Linf (ec. 13)

Se pueden realizar sucesivas iteraciones para mejorar el diseño de la zanja de infiltración, a partir de la modificación del ancho superior de la sección transversal y el cálculo posterior de cada uno de los parámetros.

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55

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Cuadro 1. Valores μy y σy, para el cálculo de α, β de la función de Gumbel (Monsalve, 1999). n-1 años μy σy n-1 años μy σy

2 0.4043 0.4984 9 0.4902 0.9288

3 0.4286 0.6435 10 0.4952 0.9497

4 0.4458 0.7315 11 0.4996 0.9676

5 0.4588 0.7928 12 0.5035 0.9833

6 0.469 0.8388 13 0.507 0.9972

7 0.4774 0.8749 14 0.51 1.0095

8 0.4843 0.9043 15 0.5128 1.0206

Cuadro 2. Coeficientes de duración (Espíldora, 1971)

Duración t CDt 5 min 0.26 10 min 0.40 15 min 0.53 30 min 0.70 45 min 0.86 60 min 1,00 120 min 1.40

24 h 4.04

Cuadro 3: Máximas velocidades permitidas en canales (Suárez de Castro, 1979) Velocidad media Material (m s-1)

Suelo Arenoso muy suelto 0,30 – 0,45 Arena gruesa o suelo arenoso suelto 0,45 – 0,60 Suelo arenoso promedio 0,60-0,75 Suelo franco arenoso 0,75 – 0,83 Suelo franco de aluvión o ceniza volcánica 0,83-0,90 Suelo franco pesado o franco arcilloso 0.90-1.20 Suelo arcilloso o cascajoso 1.20-1.50 Conglomerado, cascojo cementado, pizarra blanda, hard pan, roca sedimentaria blanda 1.80-2.40

Roca dura 3,00-4.50 Hormigón 4.50-6,00

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Cuadro 4. Valores de n para fórmulas de Manning (Morales et al., 1995). Condición de paredes Valores de n, canales y zanjas

Malo Regular Bueno En tierras, alineados y uniformes 0,0200 0,0225 0,0250 En rocas lisos y uniformes 0,0300 0,0330 0,0350 Sinuosos y de escurrimeinto lento 0,0250 0,0275 0,0300 Dragados en tierra 0,0275 0,0300 0.0330 Con lecho pedregoso Y bordes de tierra enyerbados 0,0300 0,0350 0,0400

Fondo (plantilla de tierra, taludes ásperos) 0,0300 0,0330 0.0350 Cuadro 5. Taludes recomendados para la sección trapecial de un canal (MOP, 1981)

Terreno Talud (Z) Roca Casi vertical Turba 0,25

Arcilla y revestimiento de hormigón 0.50 – 1,00 Tierra 1,00

Suelo arenoso 2,00

Figura 1. Esquema de sección trapezoidal de canal de desviación. Figura 2. Taludes en sección transversal

Figura 3. Diagrama de sistema de zanja en tresbolillo, unidad sistematizada.

ÁreaTransversal

del Canal

(A : m2)

B:BaseTa

lud Su

perio

r (1:Z

)

(Lon

gitud

supe

riorL su

p: m

etros

)

Talud Inferior (1:Z)

(Longitud inferiori :Linf ; metros)

Perimetro mojado: Base + Lsup + Linf

H :

Altu

ra d

el C

anal

(Ecu

ació

n N

º10

As : Ancho Superior

ÁreaTransversal

del Canal

(A : m2)

b:baseTa

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r (1:Z

)

(Lon

gitud

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p: m

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)

Talud Inferior (1:Z)

(Longitud inferiori :Linf ; metros)

Perimetro mojado: Base + Lsup + Linf

H :

Altu

ra d

el C

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(Ecu

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n N

º10

as : ancho Superior

ÁreaTransversal

del Canal

(A : m2)

B:BaseTa

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Talud Inferior (1:Z)

(Longitud inferiori :Linf ; metros)

Perimetro mojado: Base + Lsup + Linf

H :

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As : Ancho Superior

ÁreaTransversal

del Canal

(A : m2)

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Talud Inferior (1:Z)

(Longitud inferiori :Linf ; metros)

Perimetro mojado: Base + Lsup + Linf

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n N

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as : ancho Superior

H

Y

Base

Talud

Inferior Talud

Supe

rior

T alud 1:Z = 1 : (Y/H); Z=(Y/H)

H

Y

Base

Talud

Inferior Talud

Supe

rior

T alud 1:Z = 1 : (Y/H); Z=(Y/H)

Largo L

Dist

anci

a mien

to D

V olumen V z

Area d eimpluvio

Área de Recepción

Largo L

Dist

anci

a mien

to D

V olumen V z

Area d eimpluvio

Área de Recepción

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NOTAS

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NOTAS

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LABRANZA DE CONSERVACIÓN EN LADERAS Ian Homer B., Manuel Casanova P. Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Agronómicas, Departamento de Ingeniería y Suelos. ihomer@uchile.cl

RESUMEN La labranza o preparación de suelos constituye la actividad agrícola preliminar que se realiza con el fin de cambiar, por diferentes medios, las condiciones físicas originales del suelo a fin de mejorarlas, acorde a los propósitos definidos. La labranza de los suelos y otras prácticas auxiliares de manejo mejoran apreciablemente y a corto plazo, áreas degradadas. La labranza contribuye a lograr un adecuado lecho para la siembra, además de eliminar determinadas limitantes del suelo que afectan la producción sostenida de los cultivos, tales como: compactación, encostramiento, infiltración deficiente, etc. Casi desde los inicios de la tecnificación de la agricultura ha sido de uso común el término labranza tradicional y, como una medida de soslayar las desventajas de esta práctica, emerge la denominada labranza de conservación aunque con variantes que no siempre son claramente diferenciadas. Más aún, recientemente en la literatura se ha comenzado a hablar en particular de las denominadas “erosión por labranza” que se verifica principalmente en condiciones de laderas; así también, se habla de “erosión por cosecha”. Ambos fenómenos implican intervenciones mecánicas del suelo, que entre otras medidas podrían ser contrarrestadas por la labranza conservacionista. Chile, en sus diferentes posiciones geomorfológicas, no está ajeno a estos procesos de degradación de sus suelos, por cuanto este trabajo apunta a ordenar el lenguaje en cuanto a mecanización y a los problemas de degradación de los suelos que ella implica. Palabras clave: labranza tradicional y conservacionista, erosión por labranza, erosión por cosecha. INTRODUCCION Muchas veces, se habla de aperos de labranza conservacionista pero, más que los implementos y máquinas involucradas, es el uso y la intensidad que se hace de es ellos lo que determinará cuán conservacionista son. Por ejemplo, un arado subsolador cumple los requisitos para ser catalogado conservacionista, al dejar sobre la superficie más del 30% de los residuos, pero si fue pasado en el sentido de la pendiente, provoca un alto riesgo de erosión al conducir las aguas. Por consiguiente, la correcta elección del equipo a utilizar, sus regulaciones más adecuadas y, lo más importante, en las condiciones adecuadas, permiten realizar una labor sustentable. Aunque todas las técnicas tendrán algo de riesgo, probablemente la no labranza o cero labranza sea la única indiscutiblemente conservacionista (Cuadro 1) aunque, si no se respetan ciertas condiciones especiales, no sería considerada como tal. El propósito final de la preparación de los suelos es lograr una buena condición física, para realizar una adecuada siembra o plantación, generando un ambiente que favorezca la germinación o brotación, y permita una adecuada expansión radicular durante el desarrollo del vegetal. Esto se realiza frecuentemente mediante una serie de labores con mayor o menor efecto sobre el suelo, denominándose normalmente laboreo tradicional o convencional. Esta técnica comprende varias labores progresivas hasta lograr el “estado deseado”; esto es, al menos un solum

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desagregado adecuadamente o “mullido”, libre de malezas y con todos los residuos presentes enterrados. No obstante, en ciertas circunstancias esta condición en lugar de otorgar un medio adecuado de desarrollo del cultivo, puede resultar en un deterioro de su rendimiento potencial, al quedar el suelo expuesto a pérdidas de materia orgánica, a la destrucción de su estructura y a compactación, exponiéndolo consecuentemente a elevados riesgos de erosión. A pesar de lo anterior, para algunos este sistema de laboreo es “un mal necesario”. Se debe tener presente que para pretender una Agricultura sustentable o sostenible, se debe mantener la calidad de los recursos que la determinan, en una forma económicamente viable en el largo plazo. La idea es no aumentar la productividad sin tener en cuenta la conservación de los recursos involucrados. Resulta difícil ordenar el lenguaje en cuanto a labranza, dadas las variadas formas en que se realiza en distintos países. Los criterios más comunes para reconocerlas son: • Intensidad de laboreo: labranza convencional, labranza mínima, cero o no

labranza (Figura 1). • Grado de protección del suelo: labranza tradicional y labranza de conservación

(Fig. 1). • Profundidad de laboreo: labranza superficial y labranza profunda. • Época de realización: labranza de primavera o labranza de otoño. • Manejo de residuos de cosecha: labranza en “limpio” o labranza de cobertera

(Cuadro 1). • Relieve resultante: labranza plana y labranza en camellones. • Secuencia de laboreo: labranza primaria y secundaria, a veces terciaria. • Fuerza motriz empleada: labranza no mecanizada (manual o de tracción animal) y

labranza mecanizada con tractores. • Tipo de cultivo: labranzas específicas (arroz de riego, cultivos escardados,

cereales, etc.) • Clima: labranza de secano, labranza de riego y labranza de áreas inundables. • Acorde a la geomorfología del sitio: labranza en condiciones planas/casi planas y

labranza de laderas No obstante la sistematización anterior, en la realidad se aprecia en cada localidad ciertos matices de cada una de ellas, acorde a los propósitos perseguidos. LABRANZA EN LADERAS Las labores de labranza en laderas, son unos de los aspectos que más problemas de conservación pueden generar, si no se efectúan considerando prácticas que permitan conservar los suelos dentro de rangos permisibles o tolerantes. Por otro lado, la agricultura en zonas de laderas suele estar asociada a suelos degradados por extracción de la vegetación nativa y posterior sobreexplotación. Particularmente en ambientes áridos y semiáridos, desemboca en una agricultura de subsistencia, donde se alterna cierto tipo de agricultura y sobrepastoreo. Siendo las laderas un verdadero microecosistema donde se practica un determinado tipo de agricultura, merece consideraciones especiales, con decisiones a tomar determinadas por la zona agroclimática, o bien por las condiciones topográficas que se enfrentan. Sin embargo, Moreno (1996), añade que desde un punto de vista

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social, la concentración de la pobreza en las laderas sin duda justifica una preocupación especial del resto de la sociedad debiéndose, sin duda, orientar los esfuerzos más a las características de pobreza de la población que a la inclinación misma de la superficie explotada. En este sentido, se ingresa a un círculo cerrado, o más bien, a un espiral en descenso de la productividad, al seguir labrando suelos degradados sin prácticas de manejo que permitan por lo menos mantener el recurso y, si es posible, mejorarlo. Las prácticas de preparación de suelos en laderas se pueden agrupar en dos tipos de labores, la denominada labranza tradicional, en la cual se hace una fuerte intervención del suelo y, por otro lado, la labranza conservacionista. Labranza tradicional (Conventional tillage) Las cuantiosas labores que involucra esta práctica implican un alto consumo de energía. Se destacan en ella la rotura del suelo con arado y posteriores rastrajes. Aunque en el sentido teórico dicha propuesta es correcta, su realización incorrecta o sin considerar las condiciones particulares de un predio, se traduce en interacciones complejas de los primeros horizontes (30 cm) del suelo, que suelen asociarse a degradación del recurso y, por ende, a una productividad baja. No obstante, la un uso correcto de la labranza tradicional puede, complementado con prácticas de conservación (por ejm., cultivos en fajas), puede reducir los perjuicios atribuidos a ella. Normalmente, la labranza tradicional se compone de dos tipos de labores culturales principales, las primarias y secundarias. Labores primarias: tienen por objetivo el acondicionamiento del suelo, si es preciso a gran profundidad, preparándolo preliminarmente para la exploración adecuada de las raíces del cultivo. Generalmente no supera los 25 cm de profundidad, salvo que se precise una labor profunda, con el fin de resolver problemas de permeabilidad, efectuar control de malezas, y para la incorporación en profundidad ya sea residuos de la cosecha anterior, como también de enmiendas y abonos. Las herramientas que realizan esta labor, con tracción animal o mecánica, se denominan arados, en la gran mayoría de los casos. Labores secundarias: a veces llamadas labores superficiales o de preparación de la “cama” de semillas, complementan las operaciones primarias actuando en los primeros 10 a 15 cm del suelo. En este sentido, se reduce el tamaño de los terrones superficialmente y se reduce la porosidad total, creando un lecho de siembra adaptado para una efectiva germinación y desarrollo de los cultivos. Las herramientas que realizan esta labor, también con tracción animal o mecánica, se les denominas rastras, en la gran mayoría de los casos. Dentro de la labranza tradicional (a veces con connotaciones conservacionistas), las labores se pueden clasificar en tres grandes grupos, acorde a la intensidad de acción sobre el suelo (Figura 2), de la más a la menos conservacionista: sin inversión, con inversión y mezcladoras del perfil. Rotura sin inversión (o labranza vertical): como se verá más adelante, la labranza vertical es considerada a la vez labranza conservacionista debido a que rotura el perfil sin disturbarlo mayormente, dejando rastrojos en superficie. Los implementos con que se ejecuta dicha labranza son: arado subsolador y arado cincel, utilizándose el primero de ellos solo para labores profundas o para romper capas endurecidas (panes). Ambos tipos de arado requieren suelos relativamente secos, para que las labores de rompimiento resulten exitosas.

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Rotura con inversión (labranza horizontal): en ella se realiza un volteo horizontal del suelo, siendo los arados de discos y de vertedera los equipos de mayor utilización para estos fines. Rotura y mezcla del perfil: en este grupo se identifican las máquinas que intervinen el perfil mediante un rotor con cuchillas, que requiere ser accionado por el eje de toma de fuerza del tractor. Como se ha indicado, la labranza tradicional disminuye el contenido de materia orgánica del suelo, sobre todo cuando se practica la denominada “agricultura orgánica”, aumentado así su erodabilidad, particularmente bajo un sistema de monocultivo. Además de disminuir la estabilidad de los agregados, el suelo queda susceptible al encostramiento, lo que determinaría un escurrimiento superficial excesivo. Ahora bien, estos aspectos no serían tan negativos, en la medida que se mantenga en la superficie una cierta cantidad de residuos; ya sean cortados o, mejor aún con sus raíces, lo que constituye la base de gran parte de las prácticas de conservación. No obstante lo anterior, muchos agricultores prefieren esta forma convencional de preparar sus suelos, por cuanto sus asesores deberían recomendarles algunas de éstas propuestas, dependiendo de sus condiciones particulares: • Efectuar un reconocimiento acabado de suelos del área a preparar, que permita

diferenciar espacialmente el grado de intervención. • Mantener una baja velocidad del tractor (dentro del rango optimo), para reducir la

distancia descendente del suelo. • Preparar el suelo al momento y época que defina su propia consistencia (límites de

Atterberg), para minimizar el tráfico. • Usar arados reversibles para construir surcos en laderas. • Evitar el empleo de equipos que dañen demasiado la estructura del suelo (rotatorios por

ejemplo). • Usar herbicidas apropiados, para reducir el tráfico. • Evitar labrar laderas con un gradiente de pendiente umbral (>13º, por ejemplo) que

genere erosión, particularmente si su longitud supera los 30 m. • Minimizar el tiempo que el suelo permanece desnudo, desde la operación de labranza. • Evitar una excesivamente fina cama de semilla, pues tanto la rugosidad de la superficie

como un rango adecuado de tamaño de agregados que promueva una mejor infiltración, serán vitales como medida contra la erosión.

• Mantener limpias y solo con pradera permanente, las vías de evacuación de agua superficial excedente.

• Mejorar la agregación de partículas expuestas a erosión, evaluando el uso de enmiendas (sintéticas y naturales).

• Optar por la labranza de conservación. Labranza de conservación (Conservation tillage) La FAO define diferentes terminologías para los distintos niveles de preparación de suelos dentro de la premisa de labranza de conservación. Si bien se podría denominar, en algunos casos, no labranza, los nombres a veces pueden confundir o se emplean de otra manera en condiciones locales. Por ejemplo en Chile, las expresiones siembra directa y cero labranza, son empleadas en forma equivalente, pero FAO denomina siembra directa a lo que se podría llamar en Chile labranza mínima (un “tren” de herramientas que en una sola pasada prepara suelo y siembra). Por otra parte, el término siembra directa es empleado en Argentina para denominar

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a la cero labranza (que corresponde a la traducción directa de la expresión empleada en EUA como 0-tiller), que en Brazil correspondería al término plantío directo. Muchas de las prácticas de laboreo de conservación están asociadas a la mantención de cubiertas vegetales, que disminuyan la erosión eólica y la hídrica. La pregunta que cabe entonces es ¿cuánto rastrojo o cubierta vegetal mantener?, definiendo algunos que debería ser por lo menos un 30% de la superficie del suelo, o bien por lo menos el 30% de los residuos sin enterrar. De hecho, ASAE (2005) precisa que se entiende por labranza de conservación, cualquier sistema de labranza o siembra que genere una cubierta mínima de un 30% de residuos para reducir el tipo de erosión más preocupante (hídrica o eólica), manteniendo residuos equivalentes al menos a 1,1 Mg ha-1 de granos pequeños en la superficie del suelo, durante el período crítico erosivo. Colvin & Gilley (1987) señalan que el tipo de residuo también es importante (Figura 3). En general, Shaxson et al. (1989) indican que se requiere un 40% de cobertura para reducir en un 90% la erosión de los suelos; asímismo, los resultados de Belmonte et al. (1999) en España precisan que para un 11% de pendiente, el óptimo de cobertura vegetal se sitúa alrededor de 58%, mientras que éste aumenta hasta un 64% con pendientes del 25%. Al respecto, la cantidad de residuos que permanece tras sistemas de labranzas (Cuadro 2) ha sido evaluada. Pero la labranza conservacionista es un término general que ha sido definido como cualquier secuencia de labranzas que reduce las pérdidas de suelo y agua, en comparación con las de la labranza convencional (Lal, 1995). Normalmente se refiere a un sistema de labranza que no invierte el suelo y que retiene rastrojos sobre la superficie. Así también Unger et al. (1995) emplea la definición: cualquier sistema de labranza o siembra que mantenga al menos 30% de la superficie del suelo cubierta con residuos después de la siembra, para reducir la erosión hídrica. Sin embargo, particularmente en zonas semiáridas, no existen rastrojos u otros materiales suficientes para dar una cobertura protectiva al suelo, ya sea por las condiciones edafoclimáticas o porque son utilizados como forraje. Si bien entonces podría pensarse que sería impracticable en estas zonas, existen opciones dentro de la labranza conservacionista. Labranza reducida (Reduced tillage): constituye un sistema de laboreo intermedio, entre la tradicional y la conservacionista, refiriéndose a la minimización del uso de maquinaria, disminuyendo la cantidad de labores o usando máquinas en tamdem. Dentro de este rango de técnicas se pueden encontrar desde sistemas tradicionales hasta conservacionistas, dependiendo del tipo de máquinas que se emplee. Al respecto, no es lo mismo un arado rotativo y luego sembrar (no es conservacionista) que un arado cincel y luego sembrar. El uso del sistema tandem no es apreciado como correcto por varios autores, considerando que de este modo no se están realizando cada una de las labores en las condiciones adecuadas requeridas individualmente (ejm., contenido de agua del suelo). Propiamente, algunas de las prácticas de conservación serían la labranza vertical, laboreo con cubierta de rastrojos y cero labranza. La labranza vertical o mínima (Minimum tillage) apunta a remover el suelo lo mínimo posible, asociándose a lo que habitualmente se denomina labranza reducida, donde se utilizan herramientas que roturan el suelo, pero sin inversión o mezcla de éste. Así se mantiene la secuencia original de horizontes, se verifica una

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menor pérdida de materia orgánica y, lo más importante, en superficie no suele haber mucha disturbación, manteniendo gran parte de la cubierta vegetal. El equipo utilizado normalmente es el arado cincel, conjuntamente con rastras de dientes o clavos; si bien el arado subsolador también cumpliría dicha función, suele emplearse para más bien en la habilitación de suelos vírgenes o con capas limitativas. El problema principal asociado a este sistema es precisamente la no inversión que apunta al control de malezas, por cuanto iría vinculada a la utilización de herbicidas. El laboreo con cubiertas de rastrojo (Mulch tillage) permite dejar sobre el suelo un mínimo (30%) de rastrojos en superficie, considerando además la proporción de residuos que se degradarán, lo que también resulta un complemento fundamental para cualquier sistema que se precie de conservacionista. En la cero labranza (No tillage/Direct drilling/Direct planting) el suelo no es labrado en su totalidad, sino que se realiza una siembra directamente sobre el suelo con los rastrojos de la cosecha anterior presentes; más aún, distintos autores afirman que se puede emplear con labores en el sentido de la pendiente, evitándose de esa forma los problemas técnico-mecánicos que presenta sembrar en estas condiciones. Su principal atributo es que prácticamente se puede sembrar sobre un suelo no labrado y cubierto de rastrojos; por cuanto, si esta siembra se realiza en ausencia de rastrojo, la técnica no sería considerada “conservacionista”. Esta práctica frecuentemente se observa a nivel de laderas, dadas las condiciones de contar con contenidos de agua y materia orgánica más bajos por ejemplo, que en terrenos planos. El hecho de depositar directamente en el suelo las semillas sin una preparación previa de toda la superficie del suelo, sin incorporación de residuos u otras labores que motivan a la labranza tradicional, requiere de prácticas complementarias tales como la eliminación química de malezas y reducir a una cantidad adecuada los rastrojos; todo ello con el propósito de ofrecer el mejor ambiente para la germinación de la semilla y para evitar efectos alelopáticos. Por otra parte, se precisarán sembradoras especiales, de gran tamaño y peso, basadas en las conocidas regeneradoras de praderas. En la gran mayoría de los casos, la sembradora cuenta con abresurcos pesados y robustos que pueden enterrarse en el suelo y depositar la semilla, traspasando la barrera de residuos de cosecha; otro elemento con que cuentan es una rueda tapadora y compactadora, a fin de cerrar y sellar el surco formado, de forma tal que la semila quede en íntimo contacto con el suelo; además, en la parte delantera de la máquina, cuenta con discos cortadores (para segmentar los rastrojos más resistentes) y discos corrugados (para dejar el surco más suelto, asemejándose a una mini labranza de la línea de siembra). Adicionalmente, tratándose de un equipo relativamente pesado, requiere de tractores de elevada potencia y neumáticos especiales, que permitan una mayor flotabilidad para no compactar el suelo. Sistemas ded labranza que cruzan las laderas Se han separado estos sistemas de los conservacionistas anteriores, aplicados indistintamente del gradiente de pendiente, pues resulta difícil incluirlos en solo una de las agrupacioners anteriores y porque son, de una u otra manera, recomendados para las condiciones particulares de laderas.

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Laboreo en fajas o bandas (Strip tillage/Zone tillage): normalmente este término se asignaba a aquella labranza que, trabajando en curvas de nivel, intercalaba anchas franjas labradas con otras no labradas (cubiertas de residuos o pradera natural), permitiendo acortar el largo de la pendiente y mejorar la infiltración del suelo. Hoy en día, dicho término se asocia a otro concepto muy semejante, que dejando anchas franjas intercaladas, solamente labra una pequeña franja de suelo a generalmente unos 10-12 cm de profundidad en cultivos hilerados, justamente donde van las líneas de siembra. El resto de la superficie queda cubierta por los residuos del cultivo precedente (60-75%). Usado preferente con maíz (donde hay mayor distancia entre hilera que el trigo) frecuentemente todas las labores, incluida la siembra, se realizan en una sola pasada de máquina. Laboreo en camellones (Ridges): para gradientes de pendiente mayores al 3%, en este sistema parte de los horizontes más superficiales es removido y concentrado en forma de “lomas” de diferente ancho, forma y tamaño, pero siguiendo los contornos del terreno. Estos camellones cuentan, dependiendo mayormente de la pendiente, con un ancho que habitualmente es el doble de aquel de las bandas labradas y cultivadas. Se recomiendan para zonas húmedas y suelos pesados mal drenados, lográndose reducir la escorrentía y facilitar la infiltración. Teniendo en cuenta que existe un riesgo de rompimiento o rebalse de los camellones, provocando un problema mayor de erosión, se les recomienda generalmente para pendientes < 7%. En Chile, en los últimos años se ha dado de conocer una técnica similar a ésta, que podría ser incluida en este concepto. Se trata de la siembra sobre camellones, ya sean nuevos o permanentes (en este último caso se prepararía con cero labranza), separados aproximadamente cada 75 cm por surcos protegidos por residuos de cosecha (ASAE, 2005) y con una corona de unos 25 cm. Se está fomentando esta práctica en contorno para suelos con problemas de encharcamiento, pero también es un método recomendado y, diseñado en curvas de nivel, para cosecha de aguas en ambientes de escasez de este recurso. Terrazas y bancales: es un sistema bastante conocido, tendiente a disminuir la erosión en laderas, que va de sistemas canal-camellón hasta la construcción de andenes o bancales (Figura 4). No obstante, lo difundido de esta práctica, se debe tener presente técnicamente que previo a la decisión de construirlas, se debe contar con un conocimiento acabado del de suelo presente (profundidad, capas limitantes, etc.) pero también de los costos monetarios y energéticos que involucra esta práctica, ambos factores determinantes de su factibilidad. Considerando el complejo diseño de algunas de ellas, las variables que lo componen si bien son conocidas (intervalo vertical, intervalo horizontal, etc.), se observa en la práctica que su dimensionamiento en paisajes propensos a la erosión radica en experiencia locales. EROSIÓN MECÁNICA DE SUELOS Pocas veces se toma en cuenta que ciertas actividades mecánicas, tanto agrícolas como forestales, pueden resultar nocivas para los suelos. Con la ayuda de la maquinaria el hombre no solo ha destruido la integridad de los suelos sino que ha creado condiciones favorables para que otros procesos erosivos tengan lugar, particularmente en laderas. En este sentido, en Chile está alcanzando notoriedad,

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pues se advierte una tendencia creciente a cultivar suelos en posición de pendientes cada vez más inclinadas. No se puede hablar de labranza, sin considerar la erosión. Al respecto, bajo el término de erosión mecánica no solo se incluye el efecto de la labranza, sino también la nivelación de suelos y la cosecha de especies vegetales tanto agrícolas como forestales. La nivelación de suelos genera los mismos rasgos de erosión que se observan después de labranzas prolongadas; manifiesta los mismos efectos descritos para labranza, pero magnificados. Adicionalmente, la nivelación de suelos a menudo va acompañada por una remoción de fragmentos de roca enormes. Por otra parte, las acciones de cosecha forestal que generan mayor impacto sobre el suelo son la construcción de caminos y el madereo terrestre, muchas veces en condiciones de ladera. No obstante lo anterior, en este trabajo solo se hará referencia a la erosión por labranza y a la ocasionada por cosecha de productos agrícolas. Erosión por labranza El movimiento de suelo por la labranza ha sido identificado como otra causa de erosión en terrenos inclinados; desde posiciones convexas, la pérdida puede exceder aquellos montos considerados inaceptables para erosión hídrica y eólica. El reconocimiento de este tipo de degradación de suelos data de la década de 1920 y solo dos décadas después Mech & Free (1942) midieron preliminarmente el desplazamiento de suelo ocasionado por la labranza, concluyendo que cantidades significativas de suelo son movilizadas por los implementos. No obstante, por décadas otros tipos de erosión (hídrica, eólica y los fenómenos en el sistema pendiente) inducidos por el hombre, fueron asumidos ser sus principales causantes en terrenos cultivados. En la literatura internacional se encuentran varias definiciones para esta degradación inducida por el hombre. Lindstrom et al. (2001) la consideran el movimiento neto de suelo en laderas por la acción de implementos mecánicos, mientras que Lobb et al. (1999) la expresan como una translocación de material edáfico en laderas por efecto de la labranza. Sin embargo, una definición más amplia incluiría los términos de pérdida y acumulación de suelo, resultantes en una translocación variable de suelo por estas labores. Kirkby (2001) señala que este proceso erosivo se verifica incluso al arar el suelo en forma perpendicular a la ladera, o siguiendo sus curvas de nivel, pues cada vez que el suelo es invertido se advierte un movimiento sustancial de materiales. Destaca que la labranza en curvas de nivel mueve 1.000 veces más material que la reptación natural de suelos. Resulta claro, en consecuencia, que la erosión por labranza ha sido responsable de más movimiento de suelo en los últimos siglos, que toda la reptación natural del Holoceno. Más aún, Tiessen et al. (2007) indican que incluso la labranza secundaria y la de conservación pueden ser tan erosivas como la labranza primaria convencional. Además del truncamiento de los perfiles de suelo en los tramos de ladera de morfología convexa, un efecto directo de la redistribución del suelo por el laboreo es la sustitución de la capa arable por material procedente de zonas más elevadas de la ladera. Dependiendo de la morfología del perfil de suelo, el laboreo puede dar lugar a la sustitución total de los horizontes superficiales y a la inversión de la secuencia original de horizontes (formación de falsos suelos truncados). Todo ello, trae consigo implicaciones no solo edafológicas, sino hidrológicas y agronómicas. Las convexidades erosionadas se caracterizan generalmente por una reducción de la

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fertilidad del suelo, que no es compensada por el correspondiente incremento de ésta que ocurre en las concavidades. Se observan diferencias claras en la biomasa, especialmente después de eventos climáticos que estresan a las plantas. De esta forma, Lal & Blanco (2008) detallan en el Cuadro 3 el impacto de la erosión por labranza en algunas propiedades de los suelos. Factores que controlan la erosión por labranza: Si bien la resistencia a este tipo de erosión está determinada por la erodabilidad del suelo que ha sido relocalizado, mientras más suelo es removido más intensa es la erosión. Así, la cantidad de suelo translocado dependerá de la dirección y profundidad de la labranza, del gradiente y longitud de la pendiente, de la velocidad y tipo de tractor y/o implemento, de la frecuencia de utilización de éstos y del contenido de agua del suelo. No obstante, Lindstrom et al. (1992) destacan que la magnitud de la pérdida o ganancia de suelo es dependiente del grado de curvatura más que del gradiente de la pendiente. Así, el proceso puede ser visto como dependiente de la erosividad de una operación mecanizada (RL) y la erodabilidad del terreno cultivado (KL), manteniendo la nomenclatura de la USLE:

AL ≈ f (RL , KL) La erosividad estaría determinada por varios parámetros físicos y humanos. Entre otros, se cuentan las características de diseño del implemento (ri: forma de la herramienta, ancho, longitud, etc.), parámetros operacionales (ro: profundidad de labranza, velocidad, dirección, etc.) y la capacidad de respuesta del operador a las diversas condiciones del paisaje y el suelo (rh: ajuste manual de la profundidad para compensar la escasez de energía requerida, combinación apropiada tractor-implemento y otras habilidades del operador).

RL ≈ f (ri , ro , rh) Por otra parte, la KL, como la propensión o susceptibilidad de un terreno a ser erosionado estaría determinada por variables topográficas altimétricas (Kta: gradiente, curvatura, aspecto, etc. de la pendiente) y planimétricas (ktp: forma, tamaño, etc. del terreno), además de variables edáficas (ks: textura, contenido de agua, resistencia al corte, etc.).

KL ≈ f (kta, ktp , rks) Es evidente que estos factores interactúan entre sí; por ejemplo, si bien cada implemento es recomendado para una profundidad y velocidad de operación, pueden sugerirse ciertas modificaciones en respuesta a cambios en la demanda y disponibilidad de potencia, así como también en las propiedades de los suelos y del relieve. Esto no solo afecta el comportamiento del implemento sino que, consecuentemente, determina las tasas de erosión por esta actividad. En contraste con la erosión eólica e hídrica, no se advierte una pérdida de material suelo desde el terreno ni se trata de un proceso selectivo del tipo de partículas que se moviliza. Los daños si bien son causados solo por la redistribución del suelo con la labranza, en posiciones del paisaje propensas a la erosión por labranza (margen superior del terreno, cúspides, etc.) las pérdidas de suelo pueden ser exacerbadas por el agua, el viento y otros agentes erosivos, e incluso superar aquellas ocasionadas por éstos.

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Considerando que la dirección de la labranza es decidida por el agricultor (basado en la información de sus características topográficas) y que la KL es una variable difícil de controlar, gran parte de los estudios de conservación se orientan hacia aquellas variables que reducen la erosividad por la labranza (RL). Van Oost et al. (2006) dan cuenta de una comparación del fenómeno respecto a la erosión hídrica, evidenciando que la tasa por labranza fluctúan entre 3 y 70 Mg ha-1 año-1 para agricultura mecanizada. No obstante el hecho que la erosividad es generalmente mayor en estas condiciones, las tasa informadas en la literatura para agricultura no mecanizada también son elevadas (3 a 600 Mg ha-1 año-1), lo que podría atribuirse a que la mayoría de los estudios se efectuaron en elevadas pendientes y sistemas de cultivo intensivos (Figura 5). Schuller et al. (2003) en Chile, informan mayores tasas inducidas de erosión hídrica y por labranza en sitios cultivados anualmente que en sitios con praderas semipermanentes.

Erosión por cosecha Otro tipo de erosión mecánica se debe a la cosecha de cultivos de raíces y tubérculos comestibles tales como papas, remolacha y zanahoria, que al ser extraídos del suelo conllevan parte de él en su superficie. Así, la cosecha no solo incrementa la susceptibilidad del suelo a otros tipos de erosión sino que también la causa al exportar material con las raíces, dado su íntimo contacto con el suelo. A este tipo de erosión se le conoce como SLRTH (soil losses due to root and tuber crop harvesting). Factores que controlan la erosión por cosecha: La magnitud de esta degradación de suelo depende del tipo de cultivo, de las características del suelo, de las técnicas de cosecha, de los tipos de equipo empleados y del clima (Cuadro 4). Los términos y unidades usados en la literatura para expresar la cantidad de suelo ‘cosechado” con el cultivo son a veces ambiguos, lo que conduce a dificultades para comparar los datos obtenidos. Por ejemplo, habitualmente se emplea el término “tara de suelo”, definido como la masa de suelo más el agua que retiene, ya sea en la masa neta del cultivo o en su masa bruta. Así se tiene que:

frwss MMMsuelodelTara ++= [Mg]

100xMMMM

MMMsuelodelbrutaTara

cfrwss

frwss

+++++

= [%]

100xM

MMMsuelodelnetaTara

c

frwss ++= [%]

donde Mss : masa exportada de suelo seco (Mg) Mw : masa de agua del suelo (Mg) Mfr : masa de fragmentos de roca (Mg) Mc : masa del cultivo limpio o masa neta de éste (Mg) Mcy : masa del cultivo limpio por hectárea o rendimiento neto del cultivo (Mg ha-1 por cosecha) Np : cantidad de plantas (–) Pd : densidad de plantas o cantidad de plantas por hectárea.

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La masa específica de suelo perdida por unidad de masa neta de cultivo es:

c

frssES M

MMA

+= [Mg Mg-1]

Ya que a veces se expresan las pérdidas de suelo por planta cosechada, se define:

p

frssESP N

MMA

+= [Mg]

Por lo tanto, la pérdida por cosecha estaría dada por:

dESPcyESC PAMAA ×=×= [Mg ha-1 por cosecha]

Este tipo de degradación erosiva de suelos puede ser tan alta como aquella causada por otros tipos de erosión (Cuadro 5) por cuanto representa otro componente importante de la erosión total de suelos (Lal & Blanco, 2008). Al respecto, Poesen et al. (1999) señalan que podría contribuir en alrededor de un 22% a dicho total. En Chile, su caracterización, importancia e implicaciones se mantienen prácticamente ignoradas por los investigadores. Varnero et al. (2005), aunque para alfombras de césped, señalan que de mantenerse su extracción en la RM a las tasas (de erosión) actuales, se producirá no solo una baja en la sustentabilidad de esta actividad y de cualquier otra posterior, sino una degradación del suelo empleado con estos fines. REFERENCIAS ASAE. 2005. Terminology and definitions for soil tillage and soil-tool relationships. ASAE EP291.3 American Society of Agriculture Engineers. 5 p. BELMONTE F., A. ROMERO, F. LÓPEZ, E. HERNÁNDEZ. 1999. Óptimo de cobertura vegetal en relación a las pérdidas de suelo por erosión hídrica y las pérdidas de lluvia por interceptación. Papeles de Geografía, 30: 5-15. COLVIN T.S., J.E. GILLEY. 1987. Crop residue–soil erosion combatant. Crops and Soils 39(7): 7-9. CROVETTO C. 1992. Rastrojo sobre el suelo: Una introducción a la cero labranza Editorial Universitaria, Santiago, Chile. 301 p. FAO. 1992 Manual de sistemas de labranza para América latina. Boletín se suelos FAO Nº66. Instituto nacional de tecnología Agropecuaria, Argentina y Organización de las Naciones Unidad para la Agricultura y la alimentación, Italia.194 p. FAO. 2000a. Manual de practicas integradas de manejo y conservación de suelos. Boletín de tierras y aguas de la FAO 8. Instituto internacional de agricultura tropical, y Organización de las Naciones Unidad para la Agricultura y la Alimentación, Italia.220 p. FAO. 2000b. Manual de captación y aprovechamiento del agua de lluvia: experiencias en América Latina. Serie zonas áridas y semiáridas Nº13. Oficina regional de la FAO para América y el Caribe. Santiago, Chile. 224. HONORATO, R., BARRALES, L.; PEÑA, I. Y BARRERA, F. 2001. Evaluación del modelo USLE en la estimación de la erosión en seis localidades entre la IV y IX región de Chile. Ciencia e Investigación Agraria 28(1): 7-14. KIRKBY M. 2001. Physical aspects of soil erosion control. Workshop on Sustainable Management of Soil and Water Resources. MEDRAP Conference, Athens. 21 p. LAL R., H. BLANCO (Eds.). 2008. Principles of Soil Conservation and Management. Springer Science+Business Media B.V. 219 p. LAL R. 1995. Tillage systems in the tropics: Management options and sustainability implications. Soils Bulletin 71. FAO, Rome, Italy. LINDSTROM M., D. LOBB, T. SCHUMACHER. 2001: Tillage erosion: an overview. Annals of Arid Zone 40: 337-349. LINDSTROM M., W. NELSON, T. SCHUMACHER. 1992. Quantifying tillage erosion rates due to moldboard plowing. Soil & Tillage Research 24: 243-255. LOBB D., R. KACHANOSKI., M. MILLER. 1999. Tillage translocation and tillage erosion in the complex upland landscapes of southwestern Ontario, Canada. Soil & Tillage Research 51: 189–209. MECH S., G. FREE. 1942. Movement of soil during tillage operations. Agricultural Engineering 23: 379-82.

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Labranza convencional Labranza conservacionista

Arado rotativos

Arado vertedera

Arado discos

Labranza reducida

Labranza camellones

Labranza vertical

Labranza en bandas Labranza cero

Menor remoción del suelo en intensidad y frecuencia Más rastrojos

Cuadro 2. Reducción del residuo superficial que se produce en el rastrojo del maíz tras diferentes labores y el paso del tiempo (Urbano, 2002)

Tipo de labor Reducción del rastrojo (%)

Arado de vertedera 95-100 Arado de discos 85-95* Arado subsolador 10-30 Arado rotativo 60-80 Rastra de discos pesados (6” profundidad) 50-75 Rastra de discos (3” profundidad) 30-40 Arado cincel con brazo curvo 50-60 Arado cincel con brazo recto 20-25 Cultivador combinado 25-75 Escardillo de ala ancha 10-30 Rastra tamdem 10-15 Barra escardadora 5-10 Sembradora en siembra directa 0-10 * 50% si se pasa más superficial

Cuadro 3. Impacto de la erosión por labranza en las propiedades de suelos en sitios expuestos.

Propiedades de suelo afectadas Físicas Químicas y biológicas

Incremento de: contenidos de arcilla densidad aparente resistencia a la penetración contenido de gravas

Disminución de: tasas de transmisión de agua flujos de calor y gases agregación

Disminución de: contenidos de materia orgánica contenidos de nutrientes capacidad de intercambio catiónico saturación de bases proliferación and actividad de macro y microorganismos biomasa aérea y subsuperficial

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Cuadro 4. Factores de la erosión por cosecha (Ruysschaert et al., citados por Lal & Blanco, 2008).

Características edáficas Equipos y operaciones Características del cultivo Clima Distribución de partículas por tamaño Contenido de agua y drenaje Límites de Atterberg (consistencia) Densidad aparente Contenido de materia orgánica Contenido de CaCO3

Tipo y tamaño de cosechadora Sistema de clasificación Operaciones de limpieza Velocidad de cosecha Profundidad de cosecha

Tipo de culltivo Rendimiento del cultivo Tamaño y forma de raíces Rugosidad de la epidermis del cultivo

Lluvia previa a la cosecha Temperatura del aire Viento

Cuadro 5. Magnitud de la erosión por cosecha (Lal & Blanco, 2008).

Erosión Clase textural del suelo Cultivo País

(Mg ha−1 por cosecha) Franco limosa, franca y arenosa Papas Bélgica 0,2–21.4

Francia 7,7–20,5 Bélgica 4,7–19,4 Holanda 3,4–9,8

Varias clases texturales Remolacha

Alemania 2,2–10,7 Arenosa, arcillosa y franca 4,4–19,5 Arenosa y franco arenosa 3,2–12,7 Franco limosa

Remolacha y achicoria Bélgica

5,0–30,0

Figura 1. Diferenciación general de los sistemas de labranza.

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Cincel Vertedera Rotativo

Roturado sin invertir Roturado con invertir Mezclado Figura 2. Comparación del movimiento del suelo con diferentes arados

Figura 3. Efecto de la proporción y tipo de cobertura vegetal en la reducción de la erosión (Colvin & Guilley,1987).

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Figura 4. Distintos tipos sistemas que cruzan las pendientes (de Shaxson et al., 1989).

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 10 20 30 40 50 60

Erosión por labranza (Mg ha-1 año-1)

Eros

ión

hídr

ica

(Mg

ha-1

año

-1)

Figura 5. Comparación de erosión hídrica y por labranza, para agricultura mecanizada (círculos) y no mecanizada (rombos). Adaptado de Van Oost et al. (2006).

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NOTAS

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DEGRADACIÓN FÍSICA DE SUELOS DE LA ZONA CENTRAL VERSUS SUELOS VOLCÁNICOS DEL SUR

DE CHILE Ignacio Fuentes S., Oscar Seguel S., Manuel Casanova P. Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Agronómicas, Departamento de Ingeniería y Suelos ignacio.fuentes.sanroman@gmail.com

RESUMEN La naturaleza disímil de los andisoles respecto a los suelos de la zona central del país, provoca un comportamiento físico-mecánico particular, lo que determina respuestas al manejo distintas según sea el caso. El objetivo del presente trabajo fue hacer una recopilación somera de los principales aspectos que diferencian a estos suelos y que afectan su degradación, tomando como ejemplo estudios desarrollados en el país. Los suelos derivados de ceniza volcánica paradojalmente poseen una baja densidad aparente y una alta porosidad, manteniendo a pesar de esto una alta estabilidad estructural. Esto es debido a la mineralogía no cristalina y a los elevados contenidos de materia orgánica; esta última característica puede transformarse en un aspecto negativo, ya que se generan fenómenos de hidrofobia que pueden favorecer procesos de escurrimiento superficial o flujos preferenciales del agua dentro del suelo. Para el caso de suelos de mineralogía cristalina, los problemas de degradación física apuntan a la compactación, con aumentos de resistencia mecánica y disminución de poros gruesos. En cualquiera de los casos, en la medida que se proteja la materia orgánica del suelo se favorecerá una capacidad de respuesta mayor ante manejos intensivos. Palabras clave: Propiedades físicas de suelo, uso de suelo, andisol, materia orgánica.

INTRODUCCION La degradación de suelos se puede definir como una ruptura del equilibrio de las propiedades del suelo que limitan su productividad, particularmente ocasionada por una explotación y manejo inadecuados; es un proceso cuyo origen se encuentra principalmente en fenómenos inducidos por el hombre, cuyo resultado es la reducción de la capacidad actual y/o futura del suelo para sostener la vida humana (Casanova et al., 2006). Desde el punto de vista físico, el suelo afecta a la producción vegetal a través de las condiciones hídricas, térmicas, de aireación y de resistencia mecánica, todas ellas variables de estado de carácter dinámico, que afectan los flujos de materia y energía (Benavides, 1992), por lo que la degradación física genera efectos en el suelo de manera concatenada, que en última instancia dependen de la condición hídrica que presenta el sistema poroso y de la estabilidad de las uniones entre partículas sólidas (Horn, 2003). Al analizar las propiedades físicas de los suelos de Chile, es posible determinar la fuerte influencia que posee el clima y el material parental a nivel regional en un recorrido norte-sur, además del efecto del relieve a nivel local, en un transepto este-oeste (Luzio et al., 2010). La interacción clima-relieve afecta en gran medida la vegetación que se desarrolla en un determinado sitio, siendo el tiempo menos relevante como factor de formación de suelos. Es así como de la Región del Maule al norte se encuentran suelos de mineralogía cristalina, con contenidos de materia

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orgánica (MO) relativamente bajos, lo que genera una baja estabilidad de agregados al agua (Farías, 2009; Bauzá, 2009; Seguel et al., 2011), mientras que de la Región del Bío-Bío al sur dominan los suelos con influencia volcánica, con presencia de minerales no cristalinos, como alófana e imogolita (Besoaín, 1985), altos niveles de materia orgánica y una alta estabilidad física-mecánica (Ellies et al., 1996; 2005; Borie et al., 2008). Sin embargo, ninguno de estos suelos está exento de algún tipo de degradación física, y si bien las problemáticas específicas son distintas para cada suelo, el resultado en la baja productividad es común, dependiendo fuertemente del manejo antrópico para entender su sustentabilidad y resiliencia (Ellies et al., 2000; Sandoval et al., 2007; Dec et al., 2009; Cortés, 2011). El objetivo del presente trabajo es realizar una revisión de los factores que determinan la degradación física del suelo, colocando especial énfasis en la capacidad de respuesta de los andisoles con respecto a suelos de mineralogía cristalina. La conversión de suelos con vegetación nativa a usos agrícolas La primera consecuencia al transformar un suelo bajo vegetación nativa a uno con finalidad productiva, en que se incorpora la labranza como manejo habitual, es la pérdida de MO, la que está fuertemente ligada a la estabilidad estructural y por ende a la funcionalidad del sistema poroso. Al respecto, los primeros trabajos en Chile fueron desarrollados por Ellies et al. (1991, 1995, 1996) quienes evaluaron andisoles y ultisoles con distintos manejos y tiempo de intervención antrópica. El Cuadro 1 presenta el efecto de esta pérdida de MO sobre algunas propiedades del suelo. La consecuencia directa de la labranza es incorporar la MO del mantillo superficial al horizonte A, dejándola más accesible a la acción de los microorganismos del suelo. En el Cuadro 1 se observa su disminución por efecto del uso, la que es mayor mientras más tiempo e intensidad de uso tenga el suelo. Esto trae como consecuencia un menor ángulo de humectación y una mayor dispersión en agua (menor estabilidad), discriminando suelos que por su naturaleza son más sensibles a los manejos. Este es el caso de los ultisoles, que inicialmente poseen contenidos de MO menores que los andisoles, por lo que sus cambios son más violentos en el tiempo y en el espacio. En los andisoles, los valores de densidad aparente siguen siendo menores a 0,9 Mg m-3, aún bajo condiciones productivas degradantes (Ellies et al., 1996). Para el caso de suelos sin influencia de cenizas volcánicas, el Cuadro 2 presenta los cambios ocurridos al cabo de 8 años de manejo con Vitis vinifera. La pérdida de estabilidad trae como consecuencia directa el colapso del sistema poroso grueso (Ellies et al., 1996; 2000; Farías, 2009), favorecido por la aplicación de cargas externas (Ellies et al., 1982; 2000; Cortés, 2011) lo que se traduce en una menor infiltración al agua (Ellies, 1997; Farías, 2009) y una menor permeabilidad al aire (Dörner & Dec, 2007; Farías, 2009; Leiva, 2009). El resultado final, cuando existen condiciones de pendiente elevada, es el aumento de la escorrentía superficial con el aumento de la erosión (Ellies, 2000). Al respecto, el manejo con rotación de cultivos y/o enmiendas pueden provocar cambios en el contenido de MO del suelo, que de igual forma se traduce en cambios en la estabilidad de agregados, con los consecuentes efectos en el proceso erosivo y en la productividad (Peña, 1992; Ellies, 1990; 2004; Sandoval et al., 2007).

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Los problemas de degradación física Al analizar los resultados de los cuadros 1 y 2 (las metodologías son comparables), se concluye que los altos contenidos de MO en los suelos derivados de cenizas volcánicas aseguran una buena estabilidad al agua, aún cuando existan pérdidas por mineralización; sin embargo, existen problemas potenciales por la hidrofobia que confiere la MO (evaluada como ángulo de humectación, Cuadro 1) que provoca una repelencia al agua en función del tipo de MO y su interacción con las partículas minerales (Cuevas, 2006). Este fenómeno es especialmente crítico en andisoles de la Región del Bío-Bío (Peña, 1992), en que los veranos secos promueven la máxima expresión de hidrofobia (Orellana, 2011), generando una alta escorrentía y erosión; más aún, en condiciones no saturadas, la hidrofobia puede promover una menor conductividad hidráulica en aquellos sitios que naturalmente poseen mayor contenido de MO (Nissen et al., 2006). Por su parte, los suelos de mineralogía cristalina poseen niveles de MO menores que los andisoles, por lo que el colapso del sistema poroso traerá como consecuencia un menor intercambio gaseoso y una mayor resistencia mecánica (Seguel y Horn, 2006a; Farías, 2009; Fuentes, 2010); el riesgo de hidrofobia en este caso es menor, aunque se pueden generar problemas de flujo de agua con aplicaciones excesivas de enmiendas orgánicas (Baginsky et al., 2011), o bien, bajo situaciones particulares del tipo de aporte orgánico (Sagardía et al., 2008). En casos extremos, se afecta el régimen térmico por exceso de retención de agua, pero el resultado será beneficioso o perjudicial dependiendo de otros aspectos de suelo, como lo es la estructuración (Dec et al., 2009; Baginsky et al., 2011). Es decir, los suelos requieren un mínimo de MO para asegurar la estabilidad física-mecánica y por ende la funcionalidad del sistema poroso, pero no es favorable un exceso de MO, que traerá como consecuencia una mayor repelencia al agua con riesgo de desencadenar procesos erosivos o generar flujos preferenciales de agua dentro del perfil. Los procesos de estructuración Si bien la MO resulta fundamental para dar al suelo una buena estabilidad estructural, el proceso determinante en promover el arreglo de las partículas en agregados individuales es la alternancia de ciclos de humectación y secado (Semmel et al., 1990). Esto trae como consecuencia la generación de agregados densos y estables, con espacios porosos gruesos entre los agregados y estabilidad en los puntos de contacto; el resultado final es una ganancia de resistencia mecánica, principalmente evaluada como capacidad de soporte (Seguel & Horn, 2006b); por su parte, la capacidad final de conducir fluidos dependerá de la tortuosidad generada en el sistema poroso secundario (Seguel & Horn, 2006a; Dörner et al., 2009). Cuando los ciclos de humectación y secado son más cercanos a saturación, el efecto en la estructuración es más favorable, ya que el agua actúa como agente de transporte, concentrando los cementantes en los puntos de contacto, lo que permite que la unión de las partículas dependa en mayor medida de agentes de estabilización permanente y no solo del secado (Seguel & Orellana, 2008). Finalmente, la repetición de estos ciclos durante la pedogénesis permite que las unidades estructurales se ordenen en forma secuencial, en que un conjunto de agregados pequeños se agrupa y forma uno mayor, y así sucesivamente. En tal caso se habla de jerarquía estructural, la cual determina que los agregados más pequeños sean más densos debido a la mayor efectividad de los ciclos de secado, por lo cual presentan una mayor resistencia

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mecánica (Seguel & Horn, 2006a). La Figura 1 presenta esta situación para suelos contrastantes en su origen, analizando la resistencia de agregados individuales en función de su tamaño y tensión mátrica. Los suelos de la Figura 1 presentan valores de densidad aparente de 1,32 y 0,69 Mg m-3, carbono orgánico de 2,04 y 9,3% y arcilla de 18,6 y 22,5%, respectivamente para las Series Graneros y Pemehue. La resistencia en función del tamaño de los agregados presenta un comportamiento exponencial decreciente, la transformación a escala logarítmica permite linealizar la función para analizar los parámetros de la recta. Ambos suelos tienen un uso agrícola de baja intensidad, sin embargo es posible ver que los suelos de la Serie Graneros presentan una menor jerarquía estructural (pendientes menores), especialmente a bajas tensiones (suelo húmedo); ello denota un estado de degradación mayor respecto al andisol, ya que las cargas externas y la labranza homogenizan el suelo, haciendo perder el ordenamiento jerárquico. Por otra parte, los suelos de la Serie Pemehue presenta una menor variabilidad seco-húmedo, lo que es indicativo de un mejor comportamiento en condiciones extremas de uso; así, bajo situaciones cercanas a saturación mantendrá una cierta resistencia mecánica que permitirá la traficabilidad sin deformarse de manera plástica, mientras que en una condición seca al aire el aumento de resistencia no es excesivo, permitiendo el enraizamiento por parte de los cultivos. Esto ya había sido descrito por Ellies et al. (1985), determinando que un ultisol, con menor contenido de carbono orgánico respecto a un andisol (en aquellos años aún clasificado como inceptisol), presenta mayor variabilidad en la resistencia al corte evaluada para condiciones extremas de tensión mátrica. Dentro de un mismo tipo de suelo, las variaciones de MO dependientes del manejo pueden generar el mismo resultado (Cuadro 3). El mollisol del Cuadro 3, sin presentar un fenómeno de densificación por efecto del cambio de uso de suelo y la pérdida de MO, presenta valores de cohesión mayores bajo un sistema de labranza convencional, pero además presenta una mayor variabilidad de las propiedades mecánicas evaluadas en seco y en húmedo, lo que se traduce en una menor elasticidad al momento de sufrir manejos intensivos. En el mismo trabajo (Fuentes, 2010) se cortaron agregados individuales de 3 cm de diámetro (datos no presentados), determinando valores de cohesión similares a la matriz cuando éstos se encuentran a capacidad de campo (-33 kPa), pero mucho mayores cuando están secos al aire, especialmente bajo labranza convencional, registrando diferenciales seco-húmedo de 136 y 242 kPa para el manejo bajo pradera y cultivo, respectivamente. Los valores obtenidos de pruebas de corte directo se mueven en rangos similares al comparar andisoles con suelos de mineralogía cristalina, dependiendo su comportamiento de factores como la textura, la tensión mátrica del agua del suelo, el contenido de MO y del uso; sin embargo, es el contenido de MO el que le confiere a los andisoles una mayor estabilidad mecánica, determinando la transmisión de tensiones en el perfil y un menor riesgo de compactación que en otro tipo de suelos (Ellies et al., 1996; 2000; Ellies, 1999; Ellies & Dörner, 1999). En definitiva, los andisoles presentan un nivel de estructuración tal que, teniendo valores bajos de densidad aparente y alta porosidad, poseen una alta estabilidad físico-mecánica. Esta condición depende tanto del tipo de mineralogía como de los contenidos de MO elevados que possen, lo que les confiere una buena capacidad de respuesta y recuperación ante usos intensivos, en relación a suelos de otros órdenes

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(ultisoles, alfisoles y mollisoles, considerados en este trabajo); sin embargo, esto no da pie para justificar manejos degradantes, ya que de igual modo pueden sufrir procesos de compactación o erosión que afecten su funcionalidad del punto de vista físico. CONCLUSIONES En el presente trabajo se hace una recopilación de los factores que afectan la degradación física de los suelos, colocando un especial énfasis en los suelos derivados de ceniza volcánica, dada su condición pedogenética particular. Por no estar entre los objetivos, no se abordaron en detalle aspectos relacionados con el mal drenaje o la aplicación de enmiendas orgánicas. La degradación física de los suelos se produce principalmente por pérdida de la estructura, la que por lo general se relaciona con la disminución del contenido de MO del suelo. En general los suelos requieren un mínimo de MO para asegurar la estabilidad físico-mecánica y por ende la funcionalidad del sistema poroso; sin embargo, las condiciones especiales de formación de los Andisoles determinan que este factor pueda llegar a ser negativo, sobre todo en condiciones de alta tensión mátrica y superficies desnudas, ya que se genera repelencia al agua con riesgo de desencadenar procesos erosivos. La alta estabilidad físico-mecánica de los andisoles, determinada por su mineralogía y los altos contenidos de MO, le confieren una alta elasticidad con un comportamiento estable en distintos rangos de contenido de agua. Así, bajo situaciones cercanas a saturación mantienen un nivel de resistencia mecánica que permita la traficabilidad sin deformarse, mientras que en condiciones secas al aire mantienen un comportamiento friable, sin aumentos excesivos de resistencia mecánica. Otros tipos de suelos, dados sus menores niveles de MO, presentan una mayor sensibilidad al manejo, mostrando cambios más abruptos en relación a andisoles para una misma condición de manejo. REFERENCIAS BAGINSKY C., O. Seguel, A. Contreras. 2011. Impacto en la utilización de cultivos y enmiendas orgánicas sobre la funcionalidad del suelo. Universidad de Chile, Serie Ciencias Agronómicas Nº 17. Santiago, Chile. 122 p. BAUZÁ F. 2009. Evaluación de las propiedades físicas de un suelo con manejo agroforestal y cosecha de agua en el secano interior de la zona central de Chile. Memoria Ing. Agrónomo. Universidad de Chile, Fac. de Ciencias Agronómicas. Santiago, Chile. 24 p. BENAVIDES C. 1992. El suelo como sistema físico. pp: 121-153. In: Vera, W. (Ed.) Suelos, una visión actualizada del recurso. Universidad de Chile, Fac. de Cs. Agrarias y Forestales. Publicaciones Misceláneas Agrícolas Nº38. Santiago, Chile. 345 p. BESOAÍN E. 1985. Mineralogía de los suelos volcánicos del centro-sur de Chile. pp: 107-302. In: Tosso, J. (Ed.) Suelos volcánicos de Chile. INIA-Ministerio de Agricultura. Santiago, Chile. 723 p. BORIE F., R.RUBIO, A. MORALES. 2008. Arbuscular mycorrhizal fungi and soil aggregation. Ciencia del Suelo y Nutrición Vegetal 8(2): 9-18. CASANOVA, M., C. LEIVA, O. SEGUEL, O. SALAZAR, W. LUZIO. 2006. Degradación de suelos y desertificación. pp: 353-383. In: Luzio, W., Casanova, M. (eds.) Avances en el conocimiento de los suelos de Chile. Santiago, Chile. 393 p. CORTÉS A. 2011. Estabilización física de camellones con palto vía enmiendas orgánicas/cultivo de cobertura. IV Región de Chile. Memoria Ing. Agrónomo. Universidad de Chile, Fac. de Ciencias Agronómicas. Santiago, Chile. 44 p. CUEVAS J. 2006. Efecto de la materia orgánica y el manejo sobre la hidrofobicidad de suelos volcánicos. Ciencia del Suelo y Nutrición Vegetal 6(2): 13-27. DEC D., J. DÖRNER, R. HORN. 2009. Effect of soil management on their thermal properties. Ciencia del Suelo y Nutrición Vegetal 9(1): 26-39. DÖRNER J., D. DEC. 2007. La permeabilidad del aire y conductividad hidráulica saturada como herramienta para la caracterización funcional de los poros del suelo. Ciencia del Suelo y Nutrición Vegetal 7(2): 1-13. DÖRNER J., D. DEC, X. PENG, R. HORN. 2009. Change of shrinkage behavior of an Andisol in southern Chile: Effects of land use and wetting/drying cycles. Soil & Tillage Research 106: 45-53. ELLIES A. 1990. Efecto de enmiendas sobre la generación de la estructura en un suelo arcilloso. Turrialba 40(3): 374-381. ELLIES A. 1997. La conductividad hidráulica en fase saturada como herramienta para el diagnóstico de la estructura del suelo. Agro Sur 25(1): 51-56.

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Materia orgánica 0-10 cm 10-20 cm

Ángulo humectación 0-10 cm 10-20 cm

Dispersión en agua 0-10 cm 10-20

cm Suelo Uso (años de uso)

(%) (º) (%) Bosque nativo (0) 24,3 14,2 105 68 2 4 Pradera nueva (7) 19,6 14,6 80 72 4 5 Pradera vieja (55) 16,0 13,8 79 71 4 8

Valdivia (andisol)

Cultivos (123) 11,7 10,2 70 65 7 18 Bosque nativo (0) 37,8 23,5 100 90 3 10 Pino 1ª rotación (55) 19,7 14,5 98 72 4 15

Malihue (andisol)

Pino 2ª rotación (55) 23,6 16,8 89 82 8 23 Bosque nativo (0) 12,6 5,2 83 49 3 5 Rotación (95) 7,5 7,1 55 49 8 37

Cudico (ultisol)

Cultivo intensivo (95) 6,4 6,2 48 34 75 40 (Adaptado de Ellies et al., 1995).

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Cuadro 2. Materia orgánica, densidad aparente y dispersión de agregados de un Alfisol de la Cordillera de la Costa de la VI Región. Vegetación boscosa original de bosque esclerófilo.

Suelo Materia orgánica 0-10 cm 10-30 cm

Densidad aparente 0-10 cm 10-30 cm

Dispersión en agua 0-10 cm 10-30 cm

Uso / condición

(%) (Mg m-3) (%) Bosque nativo 10,5 a 5,7 a 1,13 a 1,38 a 3 a 25 a

Viña sobre hilera 4,8 b 4,6 b 1,53 b 1,59 a 78 b 59 a La Lajuela (alfisol) Viña entre hilera 4,2 c 4,6 b 1,67 c 1,60 a 86 b 54 a

(Letras distintas acusan diferencias estadísticas significativas, α≤0,05. Adaptado de Farías, 2009). Cuadro 3. Propiedades mecánicas (0-10 cm de profundidad) dependientes del contenido de materia orgánica en un mollisol del valle central de la Región Metropolitana. Cohesión determinada con pruebas de corte directo en muestras secas al aire y equilibradas a -33k kPa.

Materia orgánica Densidad aparente Cohesión (kPa) Δ seco-húmedo Suelo Uso (%) (Mg m-3) Seco aire -33 kPa (kPa)

Pradera 7,9 a 1,45 a 20,2 a 8,9 a 11,3 Mapocho (mollisol)

Cultivos 3,9 b 1,33 a 28,3 b 11,5 a 16,7 (Letras distintas acusan diferencias estadísticas significativas, α≤0,05. Adaptado de Fuentes, 2010).

Figura 1. Resistencia tensil de agregados individuales colectados entre 0 y 15 cm de profundidad de las Series (a) Graneros (mollisol) y (b) Pemehue (andisol) equilibrados a tensiones mátricas de 6 kPa (pF 1,78), 50 kPa (pF 2,70) y secos al aire (pF 4,48). Adaptado de Seguel & Horn (2006a).

0,0

0,5

1,0

1,5

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-0,2 0,0 0,2 0,4 0,6

Diámetro (log cm)

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pF 4.48pF 2.70pF 1.78

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Diámetro (log cm)

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a)

pF 4.48pF 2.70pF 1.78

(a) (b)

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NOTAS

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CALIDAD DE CARBONO Y PROPIEDADES BIOLÓGICAS COMO INDICADORES DE PERTURBACIÓN EN SUELOS DEL ÁREA

MEDITERRÁNEA DE CHILE Juan Pablo Fuentes E.1 y María Teresa Varnero M.2 jufuente@uchile.cl 1Facultad de Ciencias Forestales y de la Conservación de la Naturaleza Universidad de Chile. 2Facultad de Ciencias Agronómicas, Universidad de Chile.

RESUMEN Dados los altos niveles de endemismo Chile central ha sido identificado, a nivel mundial, como un punto caliente de biodiversidad. El factor humano representa una alta presión sobre la región, particularmente en los ecosistemas mediterráneos naturales, lo cual ha causado la degradación progresiva de estos ecosistemas incluyendo al suelo. Los estudios existentes referidos a las causas y efectos de la degradación se han centrado preferentemente en la vegetación y fauna, dando una importancia secundaria al componente suelo. Dado que los suelos en ecosistemas terrestres son un reservorio de carbono (C) de primera relevancia, los estudios de degradación en estos sistemas se han focalizado en la alteración del balance de C en términos cuantitativos (ejm., disminución del C orgánico total del suelo). Sin embargo, la alteración del ciclo de C no debe ser mirada solo en dicha forma. Uno de los aspectos más sensibles a la degradación de los suelos es la actividad biológica de éstos, la cual está íntimamente ligada a al ciclo del C. La pérdida de propiedades físicas, como consecuencia de la degradación, limita la capacidad del suelo como sustrato para la actividad tanto microbiana como para las plantas superiores. Por lo tanto, la actividad biológica del suelo refleja el estado de los múltiples factores físicos y químicos que caracterizan el grado de degradación y la capacidad productiva del medio edáfico. La perturbación de los ecosistemas esclerófilos lleva consigo una variación en los almacenes de C, pudiendo generarse una conversión de formas más recalcitrantes a formas fácilmente degradables, alteración en la cantidad y tipo de carbono orgánico disuelto (COD), variaciones en las poblaciones microbianas, actividad enzimática, entre otras. Esto implica que el estudio del C y propiedades biológicas del suelo no se puede limitar a la cuantificación del C o a la caracterización morfológica y fisiológica de los microorganismos, sino que debe estar orientada esencialmente a establecer el papel que tienen estas comunidades microbianas en el ecosistema edáfico. La función de los microorganismos en el suelo, especialmente la de algunos grupos definidos, puede ser utilizada para permitir que determinadas actividades microbianas, bioquímicas y enzimáticas se expresen de forma eficaz, de allí que pueden jugar un papel preponderante como indicadores de calidad y salud de suelos. Se entrega en este trabajo un breve resumen de la importancia de la determinación, tanto de la cantidad como de la calidad del C del suelo, y cómo algunas de estas propiedades pueden ser utilizadas como indicadoras de alteraciones antrópicas, de corto y largo plazo, en ecosistemas mediterráneos. Palabras clave: Calidad de carbono, bioindicadores de perturbación, suelos.

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INTRODUCCIÓN De todos los componentes estructurales de un ecosistema, el suelo es el recurso menos renovable. A pesar que los suelos tienen una gran resilencia, la presión antrópica actual ha generado su degradación continua. Los ecosistemas naturales de la zona Mediterránea de Chile muestran procesos de fragmentación progresiva con un desequilibrio ecológico considerable, causado por la presión antrópica (ejm., carboneo, extracción de corteza, tierra de hojas, sustitución de la vegetación natural, expansión urbana, pastoreo mal aplicado). De hecho, más de un tercio de la población chilena está concentrada en la zona central de Chile. A pesar de este notable acontecimiento, los ecosistemas mediterráneos, particularmente los esclerófilos de la zona central de Chile, han sido estudiados prioritariamente desde una perspectiva centrada en la vegetación. La investigación en suelos en estos ecosistemas es escasa y se ha focalizado preferentemente en cambios en las propiedades químicas más tradicionales, como función de perturbaciones antrópicas (Muñoz et al., 2007). Como resultado, se plantea una necesidad creciente de estudiar estos ecosistemas con fines de conservación y manejo, con una visión más holística que considere al suelo como un recurso renovable de muy largo plazo. Esto último cobra especial relevancia al considerar que los ecosistemas naturales boscosos y los suelos asociados, tienen el mayor potencial para almacenar y reciclar C (Dixon et al., 1994; Harmon & Marks, 2002; Six et al., 2002). Esto es de particular importancia para los ecosistemas mediterráneos, en donde las probabilidades de alteraciones humanas son cada vez mayores. Los datos e información científica son requerimientos clave para la comprensión de las causas y consecuencias del cambio ambiental y de la respuesta de estos ecosistemas. Por ende, la búsqueda de nuevos indicadores de cambio a nivel edáfico cobra especial relevancia. Este trabajo aborda, de una manera simplificada, algunos de los indicadores químico-biológicos de calidad de C, los cuales se pueden asociar a perturbaciones de ecosistemas naturales mediterráneos; entregando, en algunos casos, resultados referidos al uso de estos indicadores en los ecosistemas en cuestión. ALGUNOS INDICADORES CLÁSICOS DE CANTIDAD Y CALIDAD DE C EN EL SUELO Y SU USO EN ECOSISTEMAS MEDITERRÁNEOS Carbono orgánico total y Relación C/N El monto de C orgánico en el suelo (COS) es aproximadamente un 50% del CO a nivel terrestre y es 3 veces superior al C almacenado en la biomasa aérea (Eswaran et al., 1993). Su almacenamiento es controlado por el balance entre las entradas de C (producción vegetal principalmente) y las salidas de C, generadas por la descomposición de la materia orgánica del suelo (MOS). La historia de eventos de perturbación, clima, topografía, textura del suelo (Kavvadias et al., 2001; Bhatti et al., 2002), composición mineralógica, y la estructura química de los residuos orgánicos (Berg et al., 2003), son las variables más incidentes en el almacenamiento de C. Un diagrama general de los factores clave que controlan la dinámica del C en el suelo es dada por Paul et al. (2004) en la Figura 1. Un modelo conceptual más complejo respecto a la estabilización y desestabilización del COS ha sido elaborado por Sollins et al. (1996), que incluye el rol de los microorganismos, actividad enzimática, recalcitrancia de los compuestos orgánicos, agregación del suelo,

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lixiviación de COD y varios factores ambientales (distales) tales como pH, contenido de agua, entre otros (Figura 2). En algunas especies del bosque esclerófilo chileno, el COS es almacenado en una o más capas superficiales. Estas capas, ricas en MO, juegan un importante rol en los balances de C y energía, en las cadenas tróficas, absorción de nutrientes por las plantas y en la recuperación del ecosistema luego de una perturbación (Covington, 1981; Arp & Krause, 1984; Yanai et al., 2000). La hojarasca contribuye en este sentido al balance de C por medio de la formación de un horizonte A, rico en materiales humificados, e incluso la formación de un horizonte iluvial B, también capaz de almacenar C (Uselman et al., 2007). En ecosistemas naturales y particularmente en auqellos mediterráneos, variables ambientales tales como la radiación solar, temperatura y contenido de agua del suelo, están muy relacionadas al balance de C. En alguna medida la cobertura vegetal, en función de su tamaño y estructura, controla estas variables (Gallo et al., 2006). En los ecosistemas mediterráneos, así como también en muchos ecosistemas forestales, la MOS tiende a disminuir con las perturbaciones que causan la abertura del dosel; esto es explicado por una disminución de las entradas por caída de hojas, como también por un aumento en las tasas de descomposición de la hojarasca, debido a un incremento substancial en la temperatura, contenido de agua y, de manera inicial, contenido de nutrientes (ejm.: Yanai, 2000; Caldentey et al., 2001). Dichos factores finalmente inciden en una mayor comunidad microbiana capaz de descomponer las fuentes de CO. Las variaciones del COS producto de perturbaciones no son constantes en el tiempo, ya que, las frecuencias de perturbación inciden en el monto y calidad del C almacenado. En general, a mayor frecuencia de perturbaciones, los ecosistemas presentan menores entradas de C (vía caída de hojas) y los residuos vegetales de mayor tamaño, pierden importancia.

Relación C:N Esta relación es considerada un estándar en la medición de la dinámica de la MOS. Varía en función de la vegetación, estado de descomposición de la MO y tipos de organismos presentes en el medio edáfico. Durante los periodos iniciales de la descomposición de la hojarasca, la relación C:N es considerada un índice de calidad de la hojarasca (Corbeels, 2001). Valores altos de ella implican tasas de descomposición lentas y una entrega de nutrientes al medio lenta (Gosz & Likens, 1973). En general, sus valores elevados se relacionan a altas concentraciones de lignina, precursora de la MOS más recalcitrante. Fraccionamiento de la materia orgánica La MO tiene una composición muy heterogénea, de manera que su fracccionamiento en compartimentos biológicamente significativos en el suelo cobra especial relevancia (Sollins et al., 1999). Así, los métodos más usados son físicos y químicos. Fraccionamiento físico Consiste en la determinación de los compartimentos de C en función del tamaño de partículas, el grado de protección física, densidad de partículas o una combinación de las tres aproximaciones (Sollins et al., 1999). Debido a que comúnmente los suelos de ecosistemas boscosos contienen montos altos de C, la detección de cambios debido a perturbaciones puede ser difícil, particularmente en el corto plazo. Por lo tanto, el fraccionamiento físico del COS ofrece una estimación más sensible

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de las perturbaciones del ecosistema edáfico (Six et al., 2002). Un método muy común y útil es la determinación de la materia orgánica particulada gruesa (CPOM), el cual se basa en el fraccionamiento en función del tamaño de las partículas, asumiendo que las partículas más pequeñas son más reactivas química y biológicamente. La fracción más gruesa usualmente contiene compuestos de C más lábiles que los de las fracciones de limo y arcilla. La fracción fina constituye el mecanismo principal de protección física de la MOS (Tiessen & Stewart, 1983).

Fraccionamiento químico El fraccionamiento químico ha sido ampliamente utilizado en Ciencias del Suelo. El más típico consiste en la determinación de las substancias húmicas basado en su solubilidad en agua a distintos pH. Comúnmente se identifican 3 fracciones: ácidos húmicos, ácidos fúlvicos y huminas. Este tipo de fraccionamiento es arbitrario y considerado muy artificial de lo que existe en la naturaleza; sin embargo, permite el segregar estas sustancias de acuerdo a otras propiedades tales como el peso molecular, intercambio iónico y contenidos de C y N (Figura 3).

Carbono orgánico disuelto (COD) Forma parte de la MOD, la que se encuentra en una variada gama de moléculas orgánicas (Moore, 1997). La MOD es considerada uno de los componentes más reactivos y móviles de la MO (Bolan et al., 2004). La entrega de MOD desde los residuos de las plantas es un importante flujo de C, que influencia los procesos biogeoquímicos y, por ende, el secuestro de C (Schwesig et al., 2003) y la actividad microbiana del suelo (Montaño & García-Oliva, 2007). El flujo de COD fuera del sistema edáfico es limitado y usualmente es retenido en el subsuelo. En sistemas esclerófilos mediterráneos, en que la evapotranspiración es superior a la precipitación, es esperable entonces que el COD se mantenga en el sistema suelo. Dada su naturaleza dinámica, el COD es visto como un indicador sensitivo a los procesos ecológicos (Figura 4), particularmente en sistemas naturales (Bolan et al., 2004). Por ejemplo, la distribución de COD en profundidad puede ser utilizada para explicar los efectos del manejo o perturbaciones en el secuestro de C a nivel sub-superficial (Dou et al., 2008).

Composición bioquímica de los sustratos Las tasas de descomposición de la MOS (incluyendo las capas de hojarasca) son afectadas por la composición bioquímica de los residuos orgánicos (Delaney et al., 1996; Berg et al., 2003). Las proporciones de azúcares, proteínas, lignina y compuestos polifenólicos varían entre las especies vegetales; así también lo hace la composición bioquímica en función del estado de desarrollo de las especies (Martens, 2000), la edad del ecosistema (Parks & Shaw, 1996) o el estado sucesional de éste. Por ejemplo, sitios menos perturbados y más viejos tienen una mayor proporción de residuos leñosos que sitios más alterados o más nuevos, afectando entonces la tasa de descomposición general.

Respiración, biomasa microbiana e indicadores microbiológicos asociados La respiración del suelo es usualmente determinada in situ, utilizando un analizador de gases infrarrojo (IRGA), o bien, en laboratorio (respiración basal) mediante el consumo de O2 o la cantidad de CO2 desprendido mediante técnicas de incubación estática. El flujo de CO2 teóricamente representa una medición integrada de la respiración de raíces, de la respiración de la biomasa edáfica y de la mineralización

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del C desde las diferentes fracciones de la MOS y de las capas orgánicas superficiales (Oi, Oe, Oa). Las mediciones también proveen una indicación sensitiva de la respuesta de la actividad microbiana a variaciones de temperatura y humedad, los efectos de humedecimiento-secado, la aplicación de pesticidas o elementos metálicos, la exudación de sustancias supresoras y el manejo del medio, entre otros. En condiciones naturales, la respiración del suelo es principalmente controlada por la cantidad y calidad de la MO, la temperatura del suelo, su contenido de agua, la disponibilidad de nutrientes y oxígeno, la biomasa de raíces y tanto el tamaño como la composición de la comunidad microbiana (Morén & Lindroth, 2000). La diferenciación entre respiración autotrófica (principalmente a partir de las raíces de las plantas) y heterotrófica contribuye a un mejor entendimiento del ciclo del C (Trumbore, 2006; Wang & Yang, 2007). En ecosistemas forestales tradicionales, la perturbación del suelo no es tan intensa como en los sistemas agrícolas en donde la pérdida de capas orgánicas, alteración de las raíces y la mezcla de capas edáficas es usual. Sin embargo, en los ecosistemas esclerófilos chilenos se ha dado un mezcla de perturbaciones particulares; se han sido habilitados para agricultura, luego abandonado, con la posterior regeneración de la vegetación natural de manera más restringida, con una alta alteración de los flujos de materia y energía, además de pérdida de almacenes de C y nutrientes. Alteraciones como la extracción de hojarasca, consideradas como menores, pueden reducir la tasa de respiración entre un 10 y 20% (Buchmann, 2000) debido a la disminución de la actividad microbiana, la que se ve afectada por la pérdida de sustratos fácilmente disponibles y por las alteraciones en temperatura y contenido de agua (Figura 4). La biomasa microbiana (BM) desarrolla múltiples y variadas funciones en el ecosistema suelo-planta, relacionadas con: a) degradación de la MO, lo que conduce simultáneamente a la formación de humus y mineralización de elementos nutrientes; b) fijación biológica libre y simbiótica de N atmosférico; c) solubilización de elementos de la fracción mineral del suelo y de su material parental; d) secreción de substancias complejas como vitaminas, antibióticos, enzimas y hormonas; entre otras, participan en la nutrición de vegetales y en la lucha contra especies parásitas. Las condiciones del medio afectan la densidad y la composición de la microflora. De manera clásica Winograsdky (1926) define 2 mayores categorías de micro-organismos en el suelo: i) microflora autóctona, que es característica de un suelo dado, definida por las propiedades físico-químicas del medio; ii) microflora zimógena, cuya actividad se centra en un tipo de substrato energético metabolizable, como es el caso de bacterias u hongos que degradan la celulosa. Concretamente en el suelo, los microorganismos efectúan una amplia gama de acciones que inciden en el desarrollo y nutrición vegetal. Sin embargo, el nivel de actividad de las poblaciones microbianas de diversos suelos está regulado por el contenido de C lábil o metabolizable, disponible en el sistema edáfico. Los principales aportes carbonados lo constituyen las plantas, a través de los aportes de hojarasca y del efecto rizosférico; ejercido por el suministro de compuestos orgánicos que aportan los exudados radicales, los que pueden afectar positiva o negativamente la actividad microbiana del suelo. Las variables ambientales primarias que más influyen tanto en el desarrollo como en la actividad microbiana son: temperatura, contenido de agua, aireación, acidez, contenidos de nutrientes y de MO (figuras 1 y 2). De acuerdo con los rangos u oscilaciones que presenten estos parámetros, se pueden establecer otros criterios de clasificación de microorganismos (Varnero, 1994), dentro de un

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contexto ecológico y que son determinantes en la dinámica que se establece en el ecosistema suelo-planta. La BM es la fuerza direccional para las transformaciones de la MOS (Smith, 1994). A pesar que la BM representa entre un 1 y 3% del C total del suelo, ésta participa activamente en la transformación de los residuos orgánicos y en la dinámica del N, P y S. Más aún, los microorganismos del suelo ayudan a la agregación de partículas, por medio de cadenas mecánicas entre las partículas del suelo y los micelios de hongos, además por la formación de sustancias adhesivas como los polisacáridos (Elliott et al., 1996). La BM es particularmente sensible a las perturbaciones antrópicas (Figura 4), por lo que puede ser utilizada como un indicador temprano de cursos de alteración de lago plazo del COS (Sparling, 1992; Horwath & Paul, 1994). Existen varios coeficientes ecofisiológicos que relacionan BM-respiración-COS de manera de explicar desde un punto de vista funcional los posibles flujos de la MO. El cociente metabólico qCO2 (Figura 4) compara la respiración basal con la BM; un valor bajo podría indicar una condición más estable y madura (Kennedy & Papendick, 1995), mientras que un qCO2 alto indicaría una condición de estrés de los microorganismos (Anderson, 1993). El cociente microbiano relaciona la BM con el CO total del suelo y es considerado un indicador muy útil de los procesos edáficos; ya que cualquier cambio en éste, puede reflejar el estado de las entradas de MO, la eficiencia en la conversión de ésta en BM, las pérdidas de C desde el suelo y la estabilización del CO por las fracciones minerales del suelo (Sparling, 1992). Se considera un indicador sensitivo de la calidad de la MOS (Bradley & Fyles, 1995).

Análisis enzimático Las reacciones bioquímicas relacionadas a la descomposición de la MO son catalizadas por enzimas (Tabatai, 1994). Éstas, son activadoras específicas de las reacciones bioquímicas y, por tanto, la presencia o ausencia de alguna afecta la dirección y tasas de tales reacciones (Alef & Nannipieri, 1995). En el caso del C, su papel fundamental radica en su directa implicancia en la transformación de formas complejas de la MO a nutrientes fácilmente disponibles para las plantas. Definen así la pauta de gran parte de las transformaciones químicas que tienen lugar en el suelo. Se considera a las enzimas indicadoras de cambios tempranos en la calidad de los suelos. Por otra parte, responden rápidamente a diversas perturbaciones, debido a su facilidad para adaptarse a nuevas condiciones del ambiente. Entre las más estudiadas en suelos (Ochoa et al., 2007) son aquellas relacionadas con las transformaciones que ocurren en los ciclos del C, N, P y S. De acuerdo con las funciones que desarrollan, se distinguen principalmente: I) Óxidorreductasas (deshidrogenasas, catalasas y peroxidasas) y II) Hidrolasas (fosfatasas, proteasas y ureasas). IMPORTANCIA DE LA DINÁMICA DE TRANSFORMACIÓN DE LA MO. En el ecosistema suelo-planta, la dinámica de las transformaciones biológicas de las fracciones orgánicas tiende a ser cíclica y la acción de los microorganismos del suelo tiene una importancia fundamental. Se constituyen en el componente más activo del suelo, al formar parte del pool de la MO, ya que intervienen en los procesos de mineralización de nutrientes, ponen a disposición de otros microorganismos y de las plantas los nutrientes contenidos en los restos microbianos y, por otro lado, también participan en la inmovilización. Mientras algunos de ellos toman directamente de la atmósfera los elementos que requieren para sus síntesis (C, N, O), otros en cambio los restituyen a la atmósfera, a partir de la MO. Así, para

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que ocurran estas transformaciones se requiere energía, la que es obtenida de la radiación solar, mediante la fotosíntesis. Este proceso produce una gran cantidad de substancias carbonadas que luego retornan al suelo como aportes de residuos orgánicos frescos, donde en forma simultánea ocurren dos procesos: a) descomposición biológica o mineralización de las fracciones orgánicas lábiles y b) la humificación o síntesis de complejos orgánicos, denominados humus o MO estable. El balance que se produce entre su mineralización y síntesis, determinado a través de los coeficientes de humificación o isohúmico (k1) y de descomposición del humus (k2), permite establecer la dinámica de la MO en los suelos. La dinámica de estos procesos está regulada por la temperatura, el contenido de agua, los niveles de oxígeno, la textura del suelo, el tipo de vegetación, entre otros factores (figuras1 y 2). La degradación biológica, de las fracciones orgánicas lábiles (k0) menos resistentes a la actividad de la BM, se conoce como mineralización primaria. La descomposición rápida de estas fracciones conduce a un enriquecimiento relativo de substancias orgánicas menos degradables (lignina, hemicelulosa y celulosa). La mineralización primaria ocurre relativamente rápido y concluye con el proceso de humificación, o sea, con la formación del humus en pocos años; esto es, 1 a 2 años en climas húmedos, templados y suelos bien aireados, 2 a 3 años en climas templados y semiáridos. El humus a su vez, es susceptible de oxidarse al aire, pero sobretodo es descompuesto lentamente por los microorganismos, mediante la mineralización secundaria. Esta degradación se produce con una media del orden de 0,5 a 2,0% del total en el término de un año, acorde a las características del medio que lo originó y las condiciones del clima. Ambos tipos de mineralización poseen características comunes, como la liberación de nutrientes fácilmente absorbibles por las raíces de las plantas; sin embargo, las tasas de mineralización secundaria son menores que las de mineralización primaria. La mineralización es indispensable no solo para restituir el Cmineral (CO2) a la atmósfera, sino también para devolver al suelo elementos que le han sido extraídos para la biosíntesis de moléculas orgánicas. De esta forma, el ciclo del C está estrechamente ligado al ciclo del N, P y S. Normalmente, en suelos no intervenidos se alcanza un estado de equilibrio, donde el nivel de MO abiótica es una función de los aportes orgánicos frescos y de las transformaciones bioquímicas y microbiológicas de los residuos. En el caso de suelos sometidos a diversas prácticas de manejo (ejm. incendios), este equilibrio se altera; se destruye el nivel superficial de MO, acompañado de una esterilización microbiológica, especialmente en el caso de cepas termolábiles. Estas altas temperaturas desnaturalizan las proteínas, aceleran la oxidación química de la MO, con una gran producción de CO2, junto con las pérdidas de N y S asociadas a la MO. Luego, esta disminución o alteración de la fracción orgánica, determina la eventual pérdida de la estructura y un riesgo de erosión del suelo. Así, los ciclos de algunos nutrientes mayoritarios, como el C, demuestran que la biomasa microbiana es clave en la dinámica de los nutrientes esenciales en el sistema edáfico; por ello, algunos autores afirman que la biomasa microbiana y su actividad en el suelo puede ser empleada como un índice de comparación entre sistemas naturales, o como un indicador de las variaciones sufridas en el equilibrio de un suelo debido a la presencia de agentes nocivos o su manejo productivo (Doran & Parkin, 1994). Los parámetros microbiológicos y bioquímicos, sirven para indicar posibles cambios netos en el equilibrio del suelo, que no podrían detectarse con métodos tradicionales

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(Bear & Lavelle, 1998; Doran & Parkin, 1994; García et al, 2003), constituyendo una mejor herramienta para medir el estado de perturbación o la calidad del suelo.

LIMITANTES Y PROYECCIONES DE LOS INDICADORES PLANTEADOS Históricamente el contenido de C total, mediante la determinación de la MOS, ha sido utilizado como un indicador de perturbación y de calidad del suelo. Sin embargo, éste pierde fuerza en ambientes mediterráneos al momento de cuantificar variaciones de mediano y, sobretodo, de corto plazo. Este tipo de perturbaciones, tales como tala, fuego y últimamente sustitución de los ecosistemas naturales (algunos de ellos en avanzado estado de degradación histórica) con otros fines (ejm. minería, crecimiento urbano, expansión agrícola) pueden provocar cambios en la cantidad de C almacenado, pero muchas veces en mínimas cantidades, o bien cambiando la calidad o estado del C más que su cantidad. De hecho, muchos ambientes ya degradados, tienen montos de CO bajos y generalmente asociados a los almacenes más recalcitrantes, difíciles de descomponer y menos propensos a variar por la acción de nuevas perturbaciones antrópicas. Esto hace que la determinación por sí sola del COS pierda sensibilidad y por ende sentido. La respiración microbiana basal, a pesar de sus limitaciones, continúa siendo la propiedad más popular utilizada como indicador de la actividad microbiana y de la descomposición de sustratos específicos del suelo. Tras el análisis de la biomasa microbiana y la respiración del suelo, se recomienda estudiar la cinética de mineralización del C, que se realiza a través de la velocidad a la que se reduce la proporción del C residual durante un periodo de incubación, siguiendo una cinética de primer orden (limitada por la cantidad de sustrato lábil existente). El balance de C en un ecosistema terrestre en equilibrio, determina que las cantidades de CO2 desprendido, en un lapso de tiempo, deben ser equivalentes a las de C que se han proporcionado en el curso del mismo período. Pero si se consideran intervalos de tiempos pequeños, el desprendimiento de CO2 representa valores característicos que dan cuenta de la actividad biológica global del suelo en estudio. Dentro de este contexto, la actividad biológica del suelo conforma un sistema integrado que puede ser evaluado a partir de cualquiera de sus componentes: contenido de MO, Cbiomásico o evolución de CO2. Diversos autores coinciden que se establecen significativas correlaciones entre estas variables para un mismo tipo de suelo, pero con distinto estado de degradación. Por tanto, cualquiera puede ser usada como indicador del estado del suelo. Con ello, es posible definir un índice integrador basado en el nivel de MOS como variable de estado y el desprendimiento de CO2 como variable dinámica, lo que constituiría un Índice Biológico Global (Varnero et al., 2000). La incorporación de indicadores asociados tales como COD, MO particulada, respiración, biomasa microbiana, actividad enzimática, parecieran ser útiles ya que son capaces, en conjunto con el CO total, de dar una visión más holística del suelo en cuanto al estado y destino probable del C. Las mayores limitaciones en cuanto al uso de algunos de estos indicadores (ejm., actividad enzimática) radican en la estacionalidad, variación espacial y costo de los análisis. Se requiere entonces, tener especial cuidado al momento de la selección de los indicadores de manera de contar con la mejor batería de ellos para el tipo y grado de perturbación en estudio. La selección de los indicadores no solo es en el sentido de monitorear cambios ya existentes, sino que también el observar y cuantificar los cambios producidos en el corto, mediano y largo plazo de las acciones de rehabilitación y compensación existentes.

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Un claro ejemplo de la necesidad de indicadores de calidad, tanto edáfica como del ecosistema en su conjunto, se puede encontrar en el actual sistema de compensaciones utilizado para disminuir los efectos de la destrucción de un ecosistema por actividades mineras relacionadas a la extracción de materiales de empréstito (ejm., rocas). La extracción de estos materiales, no solo implica la extracción de la cubierta vegetal, sino también de todo el material edáfico preexistente. No obstante, las compensaciones consideran el monitoreo de las labores de forestación (prendimiento, crecimiento de la vegetación) en un periodo limitado de tiempo, no existiendo indicadores para el suelo, incluyendo los relacionados a cantidad y calidad del C almacenado. Esto implica que el recurso menos renovable, el suelo, sigue de manera continua en un proceso degradativo, muy difícil de revertir.

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Figura 1. Factores clave que controlan la dinámica del C y N en el suelo (de Paul et al., 2004).

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Figura 2. Factores directos y distales que afectan la estabilidad del C orgánico del suelo (Adaptado de Sollins et al., 1996). Figura 3.Diagrama general de fraccionamiento de las sustancias húmicas según pH y solubilidad en agua. En la parte inferior de la figura se detallan algunas propiedades químicas asociadas a cada fracción (adaptado de Swift, 1996).

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Figura 4. Ejemplos de utilización de propiedades edáficas ligadas a calidad del CO del suelo. En A: variación de corto y mediano plazo de la respiración del suelo (in situ) en bosque sometido a extracción de tierra de hojas; B: correlación entre biomasa microbiana y C O del suelo; C y D: variación en biomasa microbiana y coeficiente metabólico qCO2 en bosque esclerófilo con frecuencias distintas de perturbación (3 y 25 años); E: CO disuelto en situaciones vegetacionales con distinto grado de perturbación (Espino situación con mayor perturbación, peumo situación con menor perturbación, PLQ, QTC situaciones intermedias con vegetación arbórea y arbustiva). Datos de Fuentes et al. (no publicados).

DOY

Soil

resp

iratio

n (g

CO

2 m-2

h-1

)

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

Resp CE Resp SE

4491 4 8 16 20 296

y = 242.59xR2 = 0.5487

0.00

500.00

1000.00

1500.00

2000.00

2500.00

3000.00

3500.00

0.00 2.00 4.00 6.00 8.00 10.00 12.00 14.00

COS (%)

Bio

mas

a M

icro

bian

a (μ

gC-B

M g

-1 s

uelo

)

0 , 0

0 ,5

1 ,0

1 ,5

2 ,0

2 ,5

0 - 3 c m 3 - 6 c m 6 - 9 c m

qCO2

2 5 A N O S S I N P E R T U R B A C I O N E ST R E S A N O S D E S D E U L T I M A P E R T U R B A C I O N

0

5

1 0

1 5

2 0

2 5

3 0

3 5

4 0

4 5

0 - 3 c m 3 - 6 c m 6 - 9 c m

Biomasa microbiana

(mg C / 100 g SS)

2 5 A N O S S IN P E R T U R B A C IO N E ST R E S A N O S D E S D E U L T IM A P E R T U R B A C IO N

A

B

C

D

E

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NOTAS

96

NOTAS

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CONSECUENCIAS DE LA ACTIVIDAD MINERA EN SUELOS DE CHILE.

Rosanna Ginocchio C. rginocc@cimm.cl Unidad de Fitotoxicidad y Fitorremediación, Centro de Investigación Minera y Metalúrgica (CIMM), Av. Parque Antonio Rabat 6500, Vitacura, Santiago, Chile.

INTRODUCCIÓN La minería ha sido una de las principales actividades económicas de Chile desde comienzos del siglo XIX, siendo fundamental para el desarrollo del país (Ministerio de Minería, 2011). Actualmente, esta actividad representa el 17,6% del Producto Interno Bruto (PIB) nacional, aportando 35,2% (M US$ 2.050) de la recaudación tributaria por impuesto de primera categoría (SII, 2008). En forma comparativa, la agricultura solo representa el 3% del PIB, aportando un 1,3% de la recaudación tributaria por impuesto de primera categoría (SII, 2008). En las últimas dos décadas, la industria minera nacional ha constituido uno de los sectores más dinámicos (COCHILCO, 2009), con aumentos significativos en la producción de metales, principalmente de cobre, molibdeno y oro (SERNAGEOMIN-INE, 2009). De los minerales producidos a nivel nacional, el cobre es el más importante con 5,41 millones de toneladas métricas (SERNAGEOMIN, 2009), lo que posiciona al país como el principal productor del mundo. Adicionalmente, Chile posee las principales reservas conocidas de cobre, las que representan un 25% del total mundial (Consejo Minero, 2002), por lo la tendencia del sector para este siglo es a seguir creciendo y a diversificarse (Universidad de Chile, 2006; COCHILCO, 2009; Ministerio de Minería, 2011). La explotación y procesamiento de minerales existentes en el país ha resultado en la producción masiva de distintos tipos de residuos sólidos, tales como descartes de mina, relaves, ripios de lixiviación, escorias y polvos de fundición, ya que por cada tonelada del material extraído de la mina solo un 1 a 2% corresponde al mineral de interés; el 98 a 99% restante es descartado al ambiente (SERNAGEOMIN 1989, 1990a, 1990b; CONAMA, 2000). Por ejemplo, el caso de los relaves, residuos generados a través de procesos de concentración de minerales sulfurados de cobre por flotación (Dold & Fontboté, 2001), existen actualmente unos 746 depósitos de relave abandonados en el país (SERNAGEOMIN, 2007), los que acopian unos 749 millones de m3 de relave y cubren una superficie aproximada de 192.107 ha (SERNAGEOMIN 1989, 1990a, 1990b; Ginocchio & León-Lobos, 2011). Adicionalmente, la tendencia hacia una minería metálica nacional cada vez de mayor escala (gran industria minera), con un aumento sostenido en la producción de cobre en las últimas décadas y proyectado hacia el 2015 (Universidad de Chile, 2006; COCHILCO, 2009), se está traduciendo en una producción creciente de residuos masivos sólidos (Universidad de Chile, 2006; SERNAGEOMIN-INE, 2009). Por ejemplo, en un período de 11 años (1989 a 2000), la producción anual de relaves aumentó en 128% y la de ripios de lixiviación en 926% (Universidad de Chile, 2006). Residuos mineros sólidos y suelos En ausencia de normativas ambientales hasta comienzos de la década de 1990, la inadecuada emisión, disposición y/o cierre de los desechos sólidos generados

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históricamente por la industria minera ha determinado la presencia de sitios contaminados en la zona norte-centro del país. Aunque las superficies afectadas y los impactos ambientales de los distintos residuos mineros masivos no han sido cuantificados ni sistematizados a nivel nacional, los antecedentes disponibles permiten afirmar que diversos suelos de las zonas norte y centro del país se han enriquecido con metales traza (metales y metaloides), se han acidificado y/o han reducido en forma importante su cobertura y riqueza vegetal. Por ejemplo, SERNAGEOMIN (2007) indica importante enriquecimiento de los suelos con metales en las 213 faenas mineras abandonadas catastradas por ese organismo hasta el 2007; CONAMA (1999) y Casale et al. (2011) reportan enriquecimiento de suelos con metales debido a la dispersión eólica/hídrica de relaves desde depósitos de relaves abandonados; otros estudios reportan la existencia de niveles altos de cobre (Cu) en suelos de Diego de Almagro y los valles de Aconcagua, Mapocho, Cachapoal y Puchuncaví (i.e. González, 1994; Lagos, 1994; Ginocchio, 1997; Ginocchio, 2000; González, 2000; Lagos & Andia, 2000; SIGA Consultores, 2000; Badilla-Ohlbaum et al., 2001; González et al., 2008; Neaman et al., 2009; Ingeniería Alemana, 2010) o de enriquecimiento con mercurio (Hg) en Tierra Amarilla, Andacollo, Paihuano y Petorca (Ingeniería Alemana, 2010), por actividades mineras históricas de cobre y oro. Adicionalmente, se ha estimado que la superficie afectada por las emisiones fumígenas derivadas de actividades mineras superan las 60.000 ha, destacándose las localidades de Puchuncaví y Quintero, en donde las emisiones históricas de anhídrido sulfuroso (SO2) y material particulado rico en metales traza afectaron una superficie de 11.000 ha (Universidad de Chile, 2006), acidificándola y enriqueciéndola con Cu, arsénico (As), plomo (Pb), cinc (Zn) y cadmio (Cd) (ECUS, 1996; Universidad de Chile, 2006); en las localidades de Codehua, parte de Machalí y la precordillera andina de la Región del Libertador Bernardo O’Higgins las emisiones de SO2 y material particulado rico en Cu, As, Pb, Zn y molibdeno (Mo) afectan unas 30.000 ha (Universidad de Chile, 2006). Los metales traza, que incluyen metales como cinc (Zn), cobre (Cu), cadmio (Cd) y plomo (Pb), además de metaloides como arsénico (As), son compuestos naturales de la geósfera, hidrósfera, atmósfera y biósfera, pero están presentes en concentraciones bajas en el ambiente (Thornton, 1995; Adriano, 2001). Un número de estos elementos (i.e. Cu, Zn) son esenciales para la existencia de los seres vivos (Underwood, 1975; Adriano, 2001). Sin embargo, el enriquecimiento de los suelos con metales por diversas actividades antrópicas reviste actualmente alta preocupación por parte de la población debido a la suposición que estos elementos son intrínsecamente tóxicos para los seres vivos. De esta forma, el enriquecimiento de los suelos con metales en el país ha generando conflicto de intereses entre la minería y la agricultura, entre la minería y la salud pública y entre la minería y la sanidad ambiental. Factores que determinan los efectos y riesgos de exposición a suelos enriquecidos con metales traza para las plantas La identificación de suelos enriquecidos con metales no implica la ocurrencia de efectos en las comunidades biológicas y/o los sistemas productivos (i.e. agrosistemas) que sustentan, incluso en presencia de altas concentraciones de estos elementos, tal como demuestran diversos estudios realizados a nivel nacional (i.e. Ginocchio, 2000; Badilla-Ohlbaum et al., 2001; Ginocchio et al., 2002a; Ginocchio

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et al., 2004; Ginocchio et al., 2006; ICMM, 2007a; Ginocchio et al., 2009). Los antecedentes científicos disponibles a nivel internacional han demostrado que las concentraciones totales de metales presentes en un suelo no constituyen buenos predictores de la toxicidad para los organismos, como las plantas (i.e. Sauvé et al., 1996; Sauvé et al., 1998; Murray et al., 2000; McLaughlin, 2002; Sauvé, 2002; Ginocchio et al., 2006; Menzies et al., 2007). Más bien, los organismos responden a la fracción que es biológicamente activa, denominada biodisponible (ICMM, 2007a; 2007b). En general, se ha demostrado que solo una fracción del total de metal presente en un suelo se encuentra biodisponible (Adriano, 2001; McLaughlin, 2002; Peijnenburg, 2002; Sauvé, 2002; Peijnenburg & Jager, 2003) y que esta fracción biodisponible depende de las características fisicoquímicas del suelo (sitio-especificidad), de la forma química/mineralógica del metal incorporado al suelo, de la sensibilidad/tolerancia de los organismos expuestos y de diversos procesos que varían en el espacio y el tiempo y que afectan la especiación de los metales en el suelo (McGowen & Basta, 2001; McLaughlin, 2002; Sauvé, 2002; Peijnenburg & Jager, 2003; Basta et al., 2005; Ginocchio et al., 2006; Lock et al., 2006; Ma et al., 2006; ICMM, 2007a; 2007b; Ginocchio et al., 2009). Todos estos factores determinan el grado de exposición de los organismos a los metales incorporados a un suelo y, por ende, la ocurrencia o no de efectos sobre los organismos. Enriquecimiento de suelos chilenos con desechos mineros y concentrados de cobre La mayoría de los estudios tendientes a evaluar los efectos y el grado de exposición del enriquecimiento con metales, como el cobre, en los suelos sobre los organismos, se han basado en el uso de sales sintéticas, como sulfato de cobre (CuSO4 x 5 H2O; i.e. Adriano, 2001; Peijnenburg, 2002; Sauvé et al., 1997). Aunque estos estudios han permitido aislar variables y avanzar en el conocimiento, no son representativos de los efectos y el grado de exposición de los distintos desechos mineros masivos y productos intermedios (i.e. concentrado de cobre) que pueden ser dispersados a los suelos, debido principalmente a sus distintas mineralogías y especiaciones químicas en el suelo (i.e. Adriano, 2001; Sauvé, 2002). Estudios tendientes a evaluar el grado de solubilización y de biodisponibilidad del cobre en suelos agrícolas chilenos enriquecidos con distintos materiales ricos en este elemento generados por la gran industria minera del cobre chilena, así como también su toxicidad y acumulación en las plantas, han sido realizados por Ginocchio et al. (2002b; 2006; 2009) a escala de laboratorio y de terreno (Badilla-Ohlbaum et al., 2001). a) Características generales de los desechos mineros y del concentrado de cobre: A modo de ejemplo, el Cuadro 1 muestra las características fisicoquímicas generales de un set de residuos mineros masivos y sub-productos de la gran industria minera del cobre, con potencial de ser dispersados a suelos chilenos. Estos materiales son ácidos (relaves oxidados del tranque Cauquenes y polvos de fundición) o neutros/alcalinos (mineral sulfurado de Cu, concentrado de Cu, relaves tranque Barahona y escorias de fundición), con variables capacidades de intercambio catiónico (CIC) y contenidos de sulfatos (Cuadro 1). En cuanto a su textura, los polvos de fundición son muy finos, mientras que los demás materiales poseen granulometrías mayores (Cuadro 1). Todos los materiales evaluados poseen altos (>400 mg kg-1) pero variables (rango 419 a 28.600 mg kg-1) contenidos totales de

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Cu, altos contenidos de hierro (Fe > 11.000 mg kg-1), y niveles variables de Zn y Pb (Cuadro 1). Al comparar los mismos materiales producidos por distintas empresas (i.e. polvos y escorias de fundición) o por la misma empresa pero a distintos tiempos (relaves tranques Barahona I y Cauquenes), se evidencia la existencia de importante variabilidad en cuanto a sus características fisicoquímicas en general y sus contenidos totales de metales, en particular (Cuadro 1), por lo que se debe ser cuidadoso en extrapolar los estudios para un mismo tipo de residuo desde un sitio minero a otro o para acopios temporalmente distintos al interior de una misma faena minera. Los materiales estudiados no solo poseen contenidos altos pero variables de cobre total, sino también diferencias importantes en el grado de solubilización del Cu (Cuadro 2). Por ejemplo, aunque el concentrado y los polvos de fundición poseen altos contenidos totales de Cu, la solubilidad de este elemento es extremadamente baja en el concentrado (aprox. 0,03%) y alta en el polvo de fundición (aprox. 54%; Cuadro 2). El mineral, el concentrado, los relaves del tranque Barahona y las escorias de las fundiciones poseen baja solubilización de cobre, independientemente del extractante usado, mientras que los polvos de fundición y los relaves oxidados del tranque Cauquenes poseen altas solubilizaciones, incluso al ser extraído con agua y CaCl2 (Cuadro 2). Estas diferencias se explican, en parte, por las distintas mineralogías de los materiales; en el mineral sulfurado de Cu, concentrado de Cu, relaves (alcalinos) y escorias de fundición el cobre se encuentra en formas minerales insolubles (i.e. calcopirita, covelina y bornita), mientras que en los polvos de fundición y los relaves oxidados el cobre se encuentra en fases no minerales como calcocianita (CuSO4; Skeaff et al., 2011) y calcantita (CuSO4 x 5H2O; Dold, 1999), respectivamente. b) Ensayos de toxicidad de los desechos mineros y del concentrado de cobre en suelos para las plantas: Cada uno de los tipos de materiales mineros del Cuadro 1 (mineral, concentrado, relaves tranque Cauquenes, polvo y escorias de la fundición Caletones) fue incorporado en dosis crecientes a tres suelos agrícolas de la zona centro-norte del país, seleccionados por presentar un rango de características fisicoquímicas, particularmente en cuanto a pH, contenido de materia orgánica (MO) y CIC (Cuadro 3), según la metodología descrita en Ginocchio et al. (2006). También se incluyó CuSO4 x 5 H2O, para evaluar en términos comparativos con los antecedentes de la literatura. Los relaves seleccionados corresponden a relaves de la capa de oxidación (aprox. 1 m de profundidad) del depósito de relaves Cauquenes, el que fue generado a partir de un proceso inusual de flotación ácida (Dold & Fontboté, 2001), por lo que poseen pH ácido y altos valores de sulfatos en extracto de saturación (Cuadro 1). Estos relaves fueron seleccionados porque estas características los hacen estar dentro del ‘peor tipo’ de relaves que podrían ser depositados sobre suelos. Los rangos de contenidos totales de cobre alcanzados en las mezclas experimentales se muestran en Cuadro 4. Los contenidos totales de Cu en las mezclas experimentales variaron de niveles basales de los suelos de estudio (30 - 197 mg kg-1) a valores entre 3 y 137 veces por sobre esos valores (Cuadro 4). Según se esperaba de las caracterizaciones previas, los materiales mineros mostraron distintos potenciales de solubilización de Cu al agua de poro de los suelos, siendo

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mucho más altos en los suelos enriquecidos con polvo de fundición, relaves oxidados y CuSO4 (Cuadro 4). Estos materiales produjeron, además, la acidificación del suelo, en una forma dosis-dependiente (datos no mostrados), debido a la característica ácida de estos materiales (Cuadro 1); sin embargo, la intensidad de este efecto varía entre materiales y el tipo de suelo al que son incorporados. Este efecto secundario es particularmente relevante toda vez que la solubilidad del Cu y de otros metales, aumenta en varios órdenes de magnitud con la acidez (Roussel et al., 2000; Sauvé et al., 2000; Impellitteri et al., 2001). Sin embargo, el grado de solubilización del Cu para un mismo material minero varió entre los suelos (Cuadro 4), siendo mayor en el suelo de la V Región con menor capacidad tamponante (menores valores de pH, CIC y MO) y menor en el suelo de la VII Región con mayor capacidad tamponante (mayores valores de pH, CIC y MO; Cuadro 3). Estos resultados enfatizan la importancia de las características fisicoquímicas del suelo receptor en la solubilización del Cu. Para evaluar el grado de fitotoxicidad de las mezclas experimentales suelos-materiales mineros, se transplantó un almácigo de lechuga (Lactuca sativa), de 31 días de edad desde la germinación, a cada pote con las mezclas experimentales (4 réplicas); los potes (320 mL) se mantuvieron en una sala de cultivo (23+2°C; 47 µmol s-1 m-2 de intensidad lumínica; fotoperíodo 12:12), con riego a 80% de capacidad de campo con agua desmineralizada, según requerido pero sin lixiviación. En el día 15 de experimentación se tomaron muestras de agua de poros con muestreadores Rhizon® (5 cm de largo; Rhizosphere Research Products, Holanda), las que fueron evaluadas para pH y cobre total disuelto según detallado en Ginocchio et al. (2006). Al cabo de 35 días, se detuvo el ensayo; se cosechó los vástagos de las lechugas, se lavaron con agua desmineralizada y se secaron a masa constante; se determinaron las concentraciones efectivas al 50% (EC50 en sus siglas en inglés) para la biomasa seca de los vástagos (detalles en Ginocchio et al. (2006). Solo en los suelos enriquecidos con polvo de fundición, relaves oxidados y CuSO4 se produjeron reducciones significativas en la biomasa de los vástagos de lechuga, lo que permitió el cálculo de los EC50. Los otros materiales no produjeron reducciones significativas en la biomasa seca de los vástagos, a pesar de alcanzarse en esas mezclas experimentales contenidos totales de Cu altos (> 300 mg kg-1 y hasta 1.865 mg kg-1; Cuadro 4). En general, los valores de EC50 fueron menores para el polvo de fundición que para los relaves oxidados y el CuSO4, sugiriendo mayor toxicidad del polvo de fundición (Cuadro 5). Esto se explicaría por sus contenidos mucho más altos de Cu y de otros metales traza, además del mayor efecto secundario de acidificación del polvo de fundición que de los otros materiales (Ginocchio et al., 2009). Adicionalmente, los EC50 variaron entre los suelos, pero en contraposición a lo esperado, fueron significativamente menores en el suelo de la VII Región que en los otros dos, al comparar entre suelos para un mismo tipo de material minero (Cuadro 5). La explicación posible es que, a pesar de tener mejor capacidad tamponante, el mejor estado fisiológico y nutricional de las plantas crecidas en este suelo podría haber influido en la absorción y en la toxicidad de los metales incorporados al sustrato (Ginocchio et al., 2006); sin embargo, no tenemos una hipótesis mejor para explicar esta diferencia en sensibilidad.

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CONCLUSIONES Los desechos sólidos de la gran industria minera del cobre chilena varían ampliamente en sus características fisicoquímicas y en los contenidos totales de metales, pero tienen contenidos totales de Cu y Fe más bien altos. Un mismo tipo de residuo puede variar ampliamente entre faenas mineras o temporalmente al interior de una faena. Sin embargo, se puede generalizar que debido a diferencias mineralógicas, el mineral sulfurado de Cu, el concentrado de Cu, los relaves alcalinos (i.e. tranque Barahona) y las escorias de las fundiciones poseen baja solubilización de cobre, mientras que los polvos de fundición y los relaves oxidados (i.e. tranque Cauquenes) poseen alta solubilización de cobre, incluso en extracciones acuosas. Los desechos sólidos de la gran industria minera del cobre imponen distintos riesgos para las plantas al ser incorporados a suelos (i.e. agrícolas), ante contenidos totales de Cu similarmente altos. El siguiente ordenamiento de ellos es sugerido en cuanto a solubilización de cobre, biodisponibilidad y fitotoxicidad, de mayor a menor: polvo de fundición ≅ relaves oxidados >> mineral sulfurado de Cu ≅ concentrado de Cu ≅ escoria de fundición. Sin embargo, la intensidad de los efectos depende del tipo de suelo. Los suelos enriquecidos con CuSO4 x 5H2O se comportan en forma similar a los enriquecidos con polvo de fundición, al menos en el corto plazo, por lo que pueden ser útiles para estudiar los efectos del cobre en las plantas, representando el peor caso posible de los materiales mineros de la gran industria del cobre nacional. Los contenidos totales de cobre, y de otros metales traza, no son adecuados para estimar efectos y exposición para las plantas en suelos. Se requieren mayores estudios para desarrollar herramientas predictivas de evaluación de riesgo, las que aseguren la protección de los suelos chilenos, en cuanto a usos y calidad, y permitan determinen en forma adecuada y realista cuándo es necesario tomar medidas de remediación. REFERENCIAS ADRIANO D.C. 2001. Trace Elements in Terrestrial Environments.Biogeochemistry, Bioavailability, and Risk of Metals. Springer-Verlag, New York, NY, USA. BADILLA-OHLBAUM R., GINOCCHIO R., RODRÍGUEZ P.H., CÉSPEDES A., GONZÁLEZ S., ALLEN H.E., LAGOS G.E. 2001. Relationship between soil copper content and copper content of selected crop plants in Central Chile. Environmental Toxicology and Chemistry 20:2749-2757. BASTA N.T., RYAN J.A., CHANEY R.L. 2005. Trace element chemistry in residual-treated soil: Key concepts and metal bioavailability. Journal of Environmental Quality 34: 49-63. COCHILCO. 2009. Inversión en la minería chilena del cobre y del oro. Proyección período 2009 – 2013. Corporación Chilena del Cobre, Dirección de Estudios, Santiago, 21 p. CONAMA. 1999. Diagnóstico y propuesta de manejo de tranques de relaves y depósitos de ripios en la IV Región. (Comisión Nacional del Medio Ambiente). Informe final. Ingenieros Geotécnicos Ltda. CONAMA. 2000. Antecedentes para la Política Nacional sobre Gestión Integral de Residuos. Santiago. CONSEJO MINERO. 2002. Informe de la gran minería Chilena. Consejo Minero, Santiago. 96 p. DOLD B. 1999. Mineralogical and geochemical changes of copper flotation tailings in relation to their original composition and climatic setting. Implications for acid mine drainage and element mobility. PhD thesis N°3125. Département of Minéralogie, University of Geneve, Geneve, Switzerland. DOLD B., FONTBOTÉ L. 2001. Element cycling and secondary mineralogy in porphyry copper tailing as a function of climate, primary mineralogy and mineral processing. Journal of Geochemical Exploration 74: 3-55. ECUS. 1996. Trace metal distributions in the soils of the Puchuncaví valley near the Ventanas Copper Smelter, Region V, Chile. (Environmental Consultancy University of Sheffield). Report to ERM, Sheffield, UK. GINOCCHIO R. 1997. Aplicabilidad de los modelos de distribución espacio-temporales de la vegetación en ecosistemas terrestres sujetos a procesos de contaminación ambiental. Programa de Doctorado en Ciencias Biológicas, mención Ecología. Facultad de Ciencias Biológicas, P. Universidad Católica de Chile. GINOCCHIO R. 2000. Effects of a copper smelter on a grassland community in the Puchuncaví Valley, Chile. Chemosphere 41: 15–23. GINOCCHIO R., LEÓN-LOBOS P. 2011. Fitoestabilización de depósitos de relaves en Chile. Guía Nº 1: Metodología general. CIMM & INIA-Intihuasi, Santiago. 82 p.

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Cuadro 1. Características fisicoquímicas generales de distintos residuos mineros sólidos y del concentrado de cobre generados por la gran industria del cobre chilena (Ginocchio et al., 2006; Ginocchio et al., 2002b).

Tamaño de partícula (µm ) pHagua CIC Sulfato* Cu Zn Fe Pb

< 2 2-50 50-2000 Material (1:1) (cmol+kg-1) (mg L-1) (mg kg-1) (%)

Mineral-Cu 7,51 3,70 1.303 32.150 61 48.670 29 10 10 80 Concentrado-Cu 8,03 8,64 1.411 284.600 1.033 171.900 148 8 47 45 Relaves - Tranque Barahona I

6,90 7,99 1.582 419 75 44.410 31 13 53 34

Relaves - Tranque Cauquenes (oxidados)

3,70 14,23 7.736 3.996 107 38.370 51 43 57 0

Polvo fundición Caletones

2,24 23,35 219.264 214.000 23.540 25.860 482 78 19 3

Polvo fundición – Ventanas

2,40 59,57 302.208 81.930 166.700 11.400 405 88 3 8

Escoria fundición - Caletones

7,35 2,60 75 9.044 2.950 302.700 159 4 49 47

Escoria fundición – Ventanas

7,10 0,75 107 7.622 16.590 314.200 305 4 51 45

* En extracto de saturación; CE, conductividad eléctrica; CIC, capacidad de intercambio catiónico.

Cuadro 2. Fracciones de cobre obtenidas a partir de distintos métodos de extracción química en distintos residuos mineros sólidos y del concentrado de cobre generados por la gran industria del cobre chilena (Ginocchio et al., 2002b).

Cu total Cu-agua Cu-CaCl2 Cu-HCl TCLP Material (mg kg-1) (mg L-1)

Mineral-Cu 32.150 0,23 0,03 110 58 Concentrado-Cu 284.600 57 54 581 4.464 Relaves – Tranque Barahona I 419 0,04 0,03 733 530 Relaves – Tranque Cauquenes (oxidados) 3.996 2.051 2.427 3,046 2.174 Polvo fundición – Caletones 214.000 44.896 78.570 91.140 14.678 Polvo fundición – Ventanas 81.930 35.384 43.200 45.940 24.020 Escoria fundición – Caletones 9.044 0,12 0,23 521 726 Escoria fundición – Ventanas 7.622 0,10 0,07 164 306

* TCLP, Toxicity Characteristic Leaching Procedure.

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Cuadro 3. Características fisicoquímicas generales de los suelos agrícolas usados para las evaluaciones de laboratorio de fitotoxicidad por cobre (Ginocchio et al., 2006).

Tamaño de partícula(µm ) pHagua CIC MO Cu total < 2 2-50 50-2000 Suelo (1:1) (cmol+kg-1) (%) (mg kg-1) (%)

IV Región, Valle de Quilimarí (32°06’34” S, 71°26’32” W)

7,7 14,8 0,8 52 19 66 15

V Región, Valle de Puchuncaví (32°47’26” S, 71°31’20” W)

5,5 17,5 0,9 172 13 71 16

VII Región, Itahue-Camarico (35°08’33” S, 71°20’45” W)

6,4 22,8 3,6 21 14 61 25

CIC, capacidad de intercambio catiónica; MO, materia orgánica.

Cuadro 4. Fracciones de cobre y pH en las mezclas experimentales de suelos agrícolas de Chile norte-centro y materiales de la gran industria minera del cobre (modificado de Ginocchio et al., 2006)

Suelo Material rico en Cu (n total) Rango de Cu

total (mg/kg)

Rango de Cu en agua de poro*

(µm/L)

Rango de pHagua (1:1)

Polvo fundición – Caletones (28) 41 - 5.054 33 - 74.053 5,2 – 7,7 Relaves – Tranque Cauquenes (36) 41 - 2.196 33 - 944.635 4,2 – 7,7 Escoria fundición – Caletones (32) 41 - 1.777 33 - 306 7,5 – 7,9 Mineral (32) 41 - 1.386 33 - 106 7,3 – 7,7 Concentrado (32) 41 - 1.865 33 - 246 7,5 – 7,8

IV Región

CuSO4 x 5H2O (32) 41 - 287 33 - 277 7,1 – 7,8 Polvo fundición – Caletones (28) 197 - 5.118 164 - 2.890.000 4,4 – 5,4 Relaves – Tranque Cauquenes (36) 197 - 1.911 164 - 594.571 4,1 – 5,4 Escoria fundición – Caletones (24) 197 - 764 164 - 383 5,3 – 5,5 Mineral (24) 197 - 585 164 - 492 4,8 – 5,1 Concentrado (24) 197 - 782 164 - 258 5,3 – 5,6

V Región

CuSO4 x 5H2O (40) 197 - 3.966 164 – 9.810.000 4,1 – 5,9 Polvo fundición – Caletones (28) 30 – 4.114 17 – 11.498 4,9 – 6,3 Relaves – Tranque Cauquenes (36) 30 – 2.130 17 – 956.351 4,3 – 6,3 Escoria fundición – Caletones (32) 30 – 1.984 17 - 79 5,7 – 6,3 Mineral (32) 30 – 1.071 17 - 52 5,6 – 6,3 Concentrado (32) 30 – 1.757 17 - 98 5,6 – 6,3

VII Región

CuSO4 x 5H2O (32) 30 - 324 17 - 199 5,4 – 6,3 * Cobre total disuelto.

Cuadro 5. Concentraciones efectivas 50% (EC50) para la biomasa seca aérea de plantas de lechuga crecidas en mezclas experimentales de suelos-materiales mineros, según los contenidos totales de cobre determinados en los sustratos (modificado de Ginocchio et al., 2006).

Intervalos de confianza Material rico en Cu Suelo EC50 (promedio) α < 5% α > 5%

IV Región 703 549 833 V Región 536 512 554

Polvo de fundición - Caletones

VII Región 270 233 320 IV Región 1.302 876 1.401 V Región 546 411 652

Relaves oxidados – tranque Cauquenes

VII Región 522 433 623 IV Región nc --- --- V Región 877 632 1.143

CuSO4 x 5H2O

VII Región nc --- --- nc: no calculable.

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NOTAS

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DEGRADACIÓN DEL SUELO Y SUS EFECTOS EN LA DINÁMICA DEL FÓSFORO.

Ricardo Cabeza P. rialcape@gmail.com Departamento de Ingeniería y Suelos, Facultad de Ciencias Agronómicas, Universidad de Chile. RESUMEN Los procesos de degradación del suelo inciden directamente en la disponibilidad del fósforo (P). La compactación aumenta la resistencia mecánica a la penetración de las raíces, disminuyendo el volumen de suelo que puede ser explorado. Por otra parte, la pérdida de P por escorrentía superficial, reduce el P que es más disponible para las plantas. Sin embargo, la disminución de la disponibilidad espacial y química del P puede ser compensada por plantas que usan en forma más eficiente el P. El aumento del largo de los pelos radicales y el uso de fracciones de P del suelo menos disponibles son algunos de los mecanismos desarrollados por plantas P-eficientes. Además, la erosión aumenta las pérdidas de P por escorrentía superficial, lo cual acelera los procesos de eutroficación. Sin embargo, la agricultura de alto rendimiento es dependiente del uso de fertilizantes fosforados. Uno de los desafíos es establecer niveles críticos de P en el suelo, para reducir las pérdidas de P hacia cursos de agua. Palabras clave: Compactación, Difusión del P, plantas P-eficiente, pérdidas de P, escorrentía. INTRODUCCION El fósforo (P) es un recurso no renovable y se ha calculado que las reservas mundiales de P podrían mantener el consumo actual solo por los siguientes 100 años (Steen, 1998; Cordell et al., 2009). Sin embargo, los procesos de degradación del suelo afectan negativamente la disponibilidad de P y alteran la capacidad de las plantas para obtener nutrientes (Hoffman & Jungk, 1995). Los procesos de degradación del suelo que afectan la disponibilidad de los nutrientes son principalmente la compactación y la erosión. La compactación del suelo afecta negativamente el desarrollo radical, reduciendo el volumen de suelo explorado por las raíces y, por tanto, disminuye el acceso espacial a nutrientes y agua. Este proceso es más importante para nutrientes como el P, poco móviles en el suelo. Los efectos de la compactación sobre la disponibilidad y acceso a un nutriente por las plantas pueden ser abordados en forma mecanicista. Sin embargo, las plantas se han adaptado a las deficiencias de P, ya sea por una disminución de la disponibilidad química o por una de tipo espacial. Por lo tanto, serán también revisados algunos mecanismos usados por las plantas para sobrellevar la falta de disponibilidad de P. Por otra parte, la erosión hídrica puede resultar en contaminación difusa de cuerpos de agua superficiales. Sobre cierto umbral, la concentración de P en el agua, tiene como resultado la eutroficación. Para reducir la contaminación difusa, se debería establecer un nivel crítico de P en el suelo, el cual permita un compromiso entre productividad y sustentabilidad medioambiental.

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Efecto de la compactación del suelo sobre el movimiento del P El transporte de los nutrientes desde el suelo a las raíces es realizado por dos mecanismos principales: flujo de masa y difusión (Barber, 1995; Jungk, 2002). Sin embargo, en el caso de los nutrientes poco móviles, solo pequeñas cantidades llegan a las raíces por flujo de masa (Claassen, 1990). Así, más del 95% del P absorbido por cultivos de remolacha y trigo llega a las raíces por difusión (Claassen, 1990; Jungk & Claassen, 1997). Aunque el suelo es un sistema trifásico, los nutrientes difunden en la fase líquida (Tinker & Nye, 2000). La Ecuación 1, muestra los factores que influyen sobre la difusión de un nutriente en el suelo:

(ec.1) donde De es el coeficiente de difusión efectiva del nutriente en el suelo, DL es el coeficiente de difusión en fase acuosa, Θ es el contenido volumétrico de agua en el suelo, f es el factor de tortuosidad y 1/b el recíproco de la capacidad tampón del P, b. Se asume que la difusión de un nutriente ocurre en la fase líquida y a través de un sistema poroso tortuoso y discontinuo. De esta forma, se considera el factor de f (Porter et al., 1960), pues corrige la De entregando un valor más cercano al que se encuentra en los suelos. Además, los nutrientes de baja movilidad, como el P, son adsorbidos fuertemente por la fase sólida del suelo, por ello se considera la capacidad tampón, b. La alteración de estos factores resulta en un cambio de la De de los nutrientes. La compactación altera el tamaño y distribución del sistema poroso, afectando el Θ. De acuerdo a la Ecuación 1, un aumento en Θ resultaría en un aumento de la De de un nutriente. Lo anterior fue confirmado por Bhadoria et al. (1991a, 1991b, 1991c), quienes encontraron que al aumentar la densidad aparente de un suelo, la De del P se incrementaba. De acuerdo a los resultados de Bhadoria et al. (1991a), un aumento en Θ incrementa la De de P en aproximadamente 25 órdenes de magnitud para suelos de texturas medias. Además, el aumento de Θ disminuye la tortuosidad, aunque el efecto de la compactación del suelo sobre f, es menos consistente. Parece ser que f es afectada positivamente por Θ, aunque tiene un efecto menor a contenidos bajos e intermedios de agua (Hoffman & Jungk, 1995). También se ha observado que un incremento en la densidad aparente del suelo favorece la absorción de P por unidad de raíz, lo cual implica una mayor disponibilidad química de P (Wolkowski, 1990; Hoffman & Jungk, 1995). Sin embargo, la absorción total de P por las plantas disminuye al ser restringido el desarrollo del sistema radical (Wolkowski, 1990). Lo anterior se traduce en una mayor presión de las plantas por extraer nutrientes y, para ello, las plantas han desarrollado mecanismos más eficientes para la obtención de P. Mecanismos de las plantas para aumentar la absorción de P Independiente del proceso de degradación, su resultado es la disminución de la disponibilidad de los nutrientes. En el caso de la compactación, a pesar del aumento de la De de P, el acceso espacial al nutriente es restringido por un menor desarrollo del sistema radical. En el caso de la erosión, el resultado es la disminución de las fracciones más disponibles de P. Las plantas han desarrollado mecanismos que pueden compensar la baja disponibilidad de P mediante un uso más eficiente a nivel de la rizósfera. La absorción de P por las plantas, depende de la concentración de P en la solución del suelo y de la concentración mínima (CLmin) a la cual la planta puede absorberlo (Claassen, 1990). Este influjo produce una disminución en la

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concentración, alterando el equilibrio entre el P adsorbido en la fase sólida y el P en solución (Jungk & Claassen, 1997; Morel & Hinsinger, 1999). Este proceso genera una zona de agotamiento alrededor de las raíces y es la fuerza conductora en el proceso de difusión del P (Jungk, 2002). La evidencia muestra que la zona de agotamiento de P en el suelo es de alrededor de 1,5 a 3,0 mm (Hendriks et al., 1981). Al respecto, la planta ha desarrollado mecanismos, a nivel de la rizósfera, que pueden compensar esta baja movilidad del P. Uno de estos mecanismos en plantas eficientes, es el incremento de la longitud de sus pelos radicales, extendiendo la zona de agotamiento de P. Lo anterior resulta en un mayor volumen de suelo que puede ser explorado por las raíces (Hinsinger et al., 2005). Esto fue demostrado por Gahoonia et al. (2001), quienes trabajaron con plantas mutantes de cebada (Hordeum vulgare) generadoras de pelos radicales más largos, encontrando que la zona de disminución de P fue de 1 mm más extensa que para plantas normales. Otro mecanismo radica en que las raíces pueden exudar compuestos orgánicos y protones, solubilizadores del P (Gahoonia et al., 1992; Hinsinger, 2001; Hinsinger et al., 2005). Así también la acidificación de la rizósfera, debida a la fertilización con NH4

+, incrementa la zona de agotamiento de P en un factor de 2 a 5 (Gahoonia et al., 1992). Por otra parte, la exudación de compuestos orgánicos también incrementa la absorción de P por las plantas (Neumann & Römheld, 1999; Hinsinger, 2001). Además, ciertas especies son eficientes en el uso de distintas fracciones de P en el suelo; por ejemplo Zhang et al. (2009), en un ensayo con dos cultivares de raps (Brassica napus), uno P-eficiente y otro P-no eficiente, demostró que la zona de agotamiento del P fue más extensa y que los fosfatos de Ca (Ca-P) disminuyeron en la rizósfera del cultivar P-eficiente. Como se indicó, las pérdidas de P por erosión incluyen las formas más solubles de P. En particular para andisoles el P estará asociado a minerales amorfos, los cuales presentan una menor solubilidad. En estudios recientes (Shane et al., 2008) se ha observado que el lupino blanco (Lupinus albus) puede exudar compuestos orgánicos dependiendo de la forma del P presente (Fe-P y Al-P). Estos autores, en un ensayo con formas artificiales de P, encontraron que las raíces proteoideas de este lupino exudaron menor cantidad de citrato en presencia de Al-P. Pérdidas de P hacia cuerpos de agua En suelos de baja disponibilidad de P, la fertilización es necesaria para mantener una producción económicamente rentable. Sin embargo, la fertilización continua con fertilizantes o enmiendas orgánicas aumentan los niveles de P en el suelo, incrementando el riesgo de pérdidas de P por escurrimiento superficial o por lixiviación. Aunque históricamente se ha considerado que el P es inmóvil en el suelo, y por tanto el movimiento hacia cuerpos de agua es insignificante (Haygarth et al., 1999), estudios indican que el P es un nutriente que acelera la eutroficación (Sharpley et al., 2000). La concentración límite de P a la cual se desencadenaría el proceso de eutroficación es de 35 a 100 µg P L-1 (Haygarth et al., 1999). Lo anterior implica que pequeñas pérdidas de P pueden tener un gran impacto sobre la contaminación de cuerpos de agua y la proliferación de algas. Estas pérdidas dependen de varios factores, incluyendo el uso y tipo de suelo, el nivel de P en el suelo, cantidad e intensidad de las precipitaciones y las dosis de fertilizantes fosforados aplicados (Hooda et al., 2000). Además, se debe tener en consideración la variación estacional de las precipitaciones, las cuales influyen directamente sobre

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la cantidad de P perdido hacia cuerpos de agua (Haygarth et al., 1999). De acuerdo a estos mismos autores, precipitaciones de baja frecuencia pero de alta intensidad resultan en un flujo torrencial, es decir, una mayor transferencia de P en un período corto de tiempo. En Chile, los suelos que potencialmente podrían perder P hacia cuerpos de agua, se encuentran en las regiones que concentran la actividad ganadera (regiones de la Araucanía, Los Ríos y Los Lagos). Dada las particulares características químicas de los suelos de estas regiones (baja disponibilidad de P, alto contenido de materia orgánica, carga variable dependiente del pH, etc.), se tiene la percepción que estos suelos pierden bajas cantidades de P. Pocos estudios han evaluado las pérdidas de P en el sur de Chile; por ejemplo, Alfaro et al. (2008), trabajando con 3,5 y 5,0 unidades animal por hectárea en praderas, no encontraron diferencias en las pérdidas de P reactivo (PR) por escurrimiento superficial entre las dos cargas usadas. Sin embargo, la concentración promedio de PR, independiente de la carga, fue de aproximadamente 2 mg L-1, la cual es más de 20 veces mayor al límite máximo permitido por la OCDE (Haygarth et al., 1999; Alfaro et al., 2008). Además, las concentraciones más altas de P por escurrimiento superficial, fueron registradas tras la adición de fertilizantes en la primavera del tercer año de evaluación, debido a la mayor cantidad de precipitaciones. Aún así, las pérdidas totales de P fueron bajas (0,05 kg P ha-1 año-1). Los autores señalan que la alta infiltración de los suelos podría explicar las bajas pérdidas de nutrientes por escorrentía superficial. Esta observación es coincidente con las mediciones de conductividad hidráulica realizadas por Dörner et al. (2009), quienes señalan que suelos de origen volcánico tienen una alta capacidad de conducir agua. Pese a que las cantidades de P total pérdidas fueron bajas, se debe tener en cuenta que las mayores pérdidas se deben a eventos puntuales que coinciden con la alta pluviometría y con la aplicación de fertilizantes (Haygarth et al., 1999). También se debe considerar el movimiento de P por flujo preferencial, el cual es una transferencia rápida y directa de agua por fisuras o macroporos hechos por la mesofauna (Haygarth & Sharpley, 2000). De acuerdo a Dörner et al. (2009), en andisoles puede ocurrir este tipo de flujo, debido a la gran capacidad de contracción de estos suelos lo que conlleva un cambio en el comportamiento hidráulico. Este proceso debería también ser considerado en futuras investigaciones, ya que ha sido identificado como un mecanismo eficiente en transportar P hacia drenes, tanto en suelos de texturas finas (Stamm et al., 1998; Simard et al., 2000), como también en suelos arenosos (Bouma, 1981). Una forma de minimizar las pérdidas de P es establecer áreas potenciales de contaminación, cuantificar el P exportado y evaluar las prácticas de manejo que minimicen estas pérdidas (Coale et al., 2002; Vadas et al., 2005). Una forma de establecer el potencial contaminante de un área, es por medio de la determinación de niveles críticos de P en el suelo y relacionarlos con el P perdido por escorrentía. Para establecer estos niveles, diferentes métodos de extracción química han sido usados. Por ejemplo, la extracción de P con los métodos Mehlich-3, Bray-1 u Olsen, y su correlación con el P reactivo (PR) perdido por escorrentía (Vadas et al., 2005). Sin embargo, las extracciones químicas de P (análisis de fertilidad), fueron inicialmente desarrollados para estimar la disponibilidad de P para las plantas (Hooda et al., 2000). Aún así, cierto grado de causalidad ha sido establecido entre el nivel de P determinado por métodos de extracción química y las pérdidas de PR por escorrentía (Hooda et al., 2000; Vadas et al., 2005).

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Cuando se comparan diferentes tipos de suelos, un mismo nivel de P indica diferencias en las pérdidas de PR. Por ejemplo, Sharpley (1995) comparó dos suelos que tenían el mismo nivel de P extractado con el método Merhlich-3 (200 mg P kg-1), y las cantidades de PR perdido fueron de 280 y 1360 µg L-1. Otros trabajos indican que, independiente del método usado, existiría un factor constante entre diferentes suelos. De acuerdo a Vadas et al. (2005), los métodos Mehlich-3 y Bray-1 presentan una alta correlación entre el P extractado (mg P kg-1) y la cantidad de PR (µg L-1), encontrando un valor de pendiente de aproximadamente 2, independiente del método de extracción, manejo y tipo de suelo. En Chile, el P-Olsen es el método más usado para cuantificar el P disponible para las plantas, por lo tanto, parece razonable establecer el potencial riesgo de pérdida de PR en base a este indicador. De acuerdo con Heckrath et al. (1995), 60 mg kg-1 extractado con el método Olsen,es una nivel umbral por sobre el cual el riesgo de pérdidas de P hacia cursos de agua aumenta considerablemente. De acuerdo a Pinochet (2007), por cada mg P kg-1 extractado con el método Olsen se producen 1 Mg MS ha-1, y el potencial productivo para praderas del sur de Chile sería de 12 Mg MS ha-1. Así, los niveles de P-Olsen en estas praderas no superarían el umbral crítico establecido por Heckrath et al. (1995). Lo anterior no significa que los sistemas ganaderos del sur de Chile no posean riesgos de pérdidas de P. Reducir estas pérdidas implica un manejo adecuado del pastoreo directo, reducir la carga animal para prevenir el riesgo de erosión y optimizar los momentos de aplicación de estiércol y fertilizantes. REFERENCIAS ALFARO M., F. SALAZAR. 2005. Ganadería y contaminación difusa, implicancias para el sur de Chile. Agricultura Técnica 65: 330-340. ALFARO M., F. SALAZAR, S. IRAIRA, N. TEUBER, D. VILLARROEL, L. RAMÍREZ. 2008. 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NOTAS

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DEGRADACIÓN QUÍMICA DE SUELO Olga León S., María Adriana Carrasco R. oleon.segura@gmail.com Universidad de Chile. Facultad de Ciencias Agronómicas, Departamento de Ingeniería y Suelos

RESUMEN La degradación química reduce la calidad del suelo. Los principales procesos que la generan son: acidificación, salinización, contaminación y pérdida de fertilidad. Todos éstos se encuentran interactuando entre sí, por lo cual, resulta difícil analizarlos en forma separada. Se analizan algunos problemas ambientales ocasionados por la actividad antrópica que inciden en la degradación química del suelo. Estos problemas han contribuido a una degradación química que conlleva una pérdida de la calidad del suelo en todas sus funciones: productiva, ambiental y promotora de la salud de plantas y animales. Palabras clave: acidificación, salinización, contaminación, calidad de suelos

INTRODUCCIÓN La degradación del suelo se define como un proceso que reduce la capacidad actual o potencial del suelo para producir bienes o servicios (FAO/PNUMA, 1980). Este proceso incluye una serie de cambios físicos, químicos y/o biológicos en las propiedades o procesos edáficos que conllevan a un deterioro progresivo de la calidad del suelo. De acuerdo al carácter multifuncional del suelo, Doran et al. (1994) definen la calidad del suelo como “la capacidad de un suelo de funcionar dentro de los límites ecosistémicos para sostener la productividad biológica, mantener la calidad ambiental y promover la salud de las plantas y animales”; esta definición luego fue adoptada por la Sociedad Americana de Ciencia del Suelo (SSSA, 1997). La degradación del suelo es uno de los problemas ambientales más importante en muchos países, que puede estar relacionada con procesos naturales o antropogénicos (agricultura, pastoreo, urbanos y/o industriales). Desde el punto vista agronómico la degradación del suelo se traduce en una disminución de la productividad como consecuencia de los cambios adversos en el estado nutricional, en la materia orgánica del suelo, en los atributos estructurales, en la concentración de sales y elementos tóxicos del suelo (Lal et al., 1990). Los sistemas agrícolas han conducido a un deterioro continuo del recurso suelo, principalmente, desde el punto de vista químico, lo que se traduce en una pérdida de la productividad agrícola reflejada en menores rendimientos y problemas ambientales (Lal, 1998). PROCESOS DE DEGRADACIÓN QUÍMICA DE SUELO Los procesos de degradación son los mecanismos responsables de la disminución de la calidad del suelo, los cuales generalmente se dividen en tres grupos: físicos, químicos y biológicos, dependiendo de la propiedad del suelo afectada. Según Lal et al. (1990), la degradación química incluye los procesos de reducción de fertilidad, acidificación, sodificación y acumulación de compuestos tóxicos. Para UNEP (1992), los procesos químicos involucrados en la degradación del suelo son salinización, pérdida de nutrientes, pérdida de materia orgánica, acidificación y

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contaminación. Sin embargo, es difícil analizar cada procesos por separado porque el suelo es un sistema dinámico y complejo donde las alteraciones que se produzcan en una propiedad necesariamente van a provocar efectos en el resto, debido a las interacciones que existen entre ellas. Como ejemplo, una disminución de la materia orgánica en el suelo no sólo puede generar pérdidas de nutrientes sino que además produce cambios en sus propiedades físicas al afectar la estructuración del suelo, la cual se relaciona directamente con la erosión del suelo (Colomer & Sánchez, 2001). Acidificación La acidificación de los suelos se produce por la pérdida de cationes no ácidos (CNA: Ca+2, Mg+2, K+ y Na+) y por un aumento de los cationes ácidos (H+ y Al+3). La acidificación del suelo limita el crecimiento de las plantas debido a la toxicidad del Al y elementos trazas metálicos y por la deficiencia de nutrientes esenciales (Campillo & Sadzawka, 2002), lo cual se traduce en una reducción considerable de la capacidad productividad del suelo. La acidificación del suelo puede originarse por procesos naturales como la alta pluviometría, que produce una lixiviación de los CNA al ser reemplazados por cationes ácidos, o la descomposición de la materia orgánica. Sin embargo, la actividad humana puede acelerar el proceso de acidificación, un claro ejemplo es la depositación ácida de origen industrial (Lacatusu, 2001; Chopin & Alloway, 2007) o la aplicación de fertilizantes de reacción ácida en suelos agrícolas (Barak et al., 1997). Depositación ácida: Las altas tasas de la depositación de óxidos de azufre (SO2) en suelos forestales centroeuropeos han generado acidificación, además de la pérdida de cationes no ácidos, reduciendo la saturación de bases (Jandl et al., 2004). Las emisiones de óxidos de S y N en la fundición Caletones, VI Región de Chile, se dispersan según la topografía y la dirección del viento; estas emisiones durante su trayectoria, al estar expuestas a procesos oxidativos, se convierten en ácidos sulfúrico y nítrico cuya depositación en el suelo aumenta la acidez. En la Figura 1a se observa una fuerte acidificación del suelo, que se hace más intensa en los sitios más cercanos a la fuente de emisión (3,9 km); también se aprecia un incremento en el aluminio intercambiable (Al+3) del orden de 40 veces (Figura 1b). Además, el efecto de la depositación ácida es más intenso en los primeros 10 cm del suelo lo que ha generado un deterioro de la calidad del suelo y de la vegetación, siendo necesario aplicar medidas de restauración del suelo para reestablecer el ecosistema degradado (Fuentes et al., 2007). En la Figura 2 se puede apreciar un mayor contenido de CNA, un pH más alto y un menor contenido de aluminio intercambiable en el punto de control, a 7,2 km de la fundición, donde es menor el efecto de las emisiones de la fundición. Fertilización nitrogenada:La aplicación de fertilizantes amoniacales (nitrato de amonio y fosfato de amonio) y amídicos (urea) induce una acidificación por el proceso de nitrificación del amonio o bien directamente en el caso de los amoniacales, cuya intensidad va a depender de la cantidad de fertilizante aplicado y del manejo del suelo (Campillo & Sadzawka, 2002). Estudios realizados a largo plazo con fertilización nitrogenada muestran disminuciones en el pH de 2,7 unidades, bajando de 6,85 a 4,10 después de 27 años (Malhi et al., 1998). Otra fuente de nitrógeno son los biosólidos de aguas servidas, los cuales pueden producir

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una disminución del pH asociada al proceso de nitrificación, al ser aplicados a suelos agrícolas a dosis altas de entre 30 y 60 Mg ha-1 (Pérez et al., 2010) Salinización El aumento de la salinidad se refiere a una acumulación de sales solubles en el suelo. Los efectos varían dependiendo del tipo de sales, de la acumulación preferencial de uno u otro compuesto y de la concentración total que alcancen. La magnitud de esta acumulación depende tanto de la calidad del agua de riego, de los fertilizantes y enmiendas aplicadas, de las características físicas y químicas del suelo, como de la condición de drenaje de éste. La salinidad del agua se puede transformar en un factor limitante para el desarrollo agrícola, restringiendo la agricultura a aquellos cultivos que resisten la salinidad total y toxicidad específica por boro, sulfatos y cloruros, lo que limita sustancialmente la diversificación de cultivos. Aplicación de biosólidos urbanos: Los biosólidos provenientes de plantas de tratamiento de aguas servidas se caracterizan por tener una CE alta, además de tener un alto contenido de N. Éstos al ser aplicados al suelo, como complemento de la fertilización, pueden producir un aumento en la salinidad, asociado no sólo al biosólido sino también al proceso de mineralización de éste. En la Figura 3 se observa claramente que el aumento del N-NO3

- resultante de la mineralización del N-orgánico es coincidente con el aumento en la CE, es decir, bajo condiciones óptimas de temperatura y humedad, la aplicación de dosis altas de biosólidos podrían generar un exceso de N- NO3

-, el que puede contaminar las aguas subterráneas, además de producir la salinización de los suelos (Pérez et al., 2010). Uso de aguas de claras de relave (ACR) en riego agrícola: Las aguas claras de relave de la minería del cobre en Chile se utilizan para su evapotranspiración mediante plantaciones forestales y, en el caso del embalse Carén (VI Región), las ACR son vertidas al estero Carén. Presentan altos contenidos de sulfato (1.800 mg L-1) y molibdeno (3 mg L-1) con relación a la Norma Chilena de calidad de agua de riego (NCh 1333). El uso de estas aguas en riego ha producido un aumento de la conductividad eléctrica (CE) del suelo (Figura 4) asociada al aumento de sulfaltos, ocasionando pérdidas en el rendimiento de forrajeras (Zbinden, 2011). Contaminación Aplicación de biosólidos urbanos: Si bien la aplicación de biosólidos no ha evidenciado un aumento de la disponibilidad de elementos trazas metálicos, hay un aumento del contenido total, el cual puede llegar a ser relevante si se produjeran cambios en los suelos receptores, tales como una disminución del pH, que se traduciría en un aumento de su disponibilidad. Además, el efecto del biosólido va a depender de la especie, tipo de tejido y tipo de suelo donde se aplique. En el Cuadro 1 se puede apreciar cómo varía la concentración de Cu en ballica y trébol según el tipo de tejido analizado, el Cu se concentra en las raíces de ambos cultivos evaluados. En el caso del Mn se observa una mayor concentración en la parte aérea de la ballica que en la de trébol, en este último el Mn se concentra en las raíces (Martínez, 2005; Riquelme, 2008). La utilización excesiva de biosólidos, puede aumentar los riesgos de contaminación del agua por nitratos.

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Uso de aguas de claras de relave (ACR) en riego agrícola: El riego ACR ha producido una degradación química en suelos de la Serie Quilamuta relacionada a la acumulación de sulfatos, que produce un menor rendimiento en forrajera, y a una acumulación de Mo que baja la calidad del forraje debido a una relación Cu:Mo <2 (riesgo de molibdenosis en rumiantes). En la Figura 4 se puede observar el aumento del contenido Mo total, sobre todo en los primeros 60 cm de suelo, donde la capacidad de éste suelo para retener Mo ha sido superada, afectando por lo tanto la capacidad del suelo de atenuar este contaminante. Además, se ha evidenciado una disminución en el pH, lo cual ha producido aumentos de la disponibilidad de Mn (Zbinden, 2011). Uso de agroquímicos: Los agroquímicos utilizados para el control de las plagas en la agricultura llegan al suelo y pueden permanecer sin cambio o sufrir degradación química, fotoquímica o biológica (total o parcial), produciendo en ocasiones metabolitos igual o más tóxicos que el compuesto original. Las moléculas originales o los productos tóxicos de su degradación pueden persistir por diversos periodos de tiempo, en forma libre o adsorbida por los coloides del suelo y otros complejos del suelo. Depositación de material particulado: Las fundiciones de cobre no solo contaminan por la emisión de óxidos de S, sino que también a través de la depositación de elementos trazas metálicos (ETM) emitidos como material particulado, cuya disponibilidad se ve aumentada producto de la acidificación del suelo. En la Figura 2 se puede observar cómo el contenido de Cu-DTPA está asociado a los puntos más cercanos a la fundición. De acuerdo a González & Ite (1992), en la zona de circundante a las chimeneas industriales de Ventana, ya en el año 1991 se presentaba un enriquecimiento de los contenidos totales de Cu, Pb Zn y Cd respecto a los estudios realizados en 1983; este incremento se debería a la depositación de material particulado. En esta misma zona, la contaminación por ETM ha afectado a los ecosistemas en un tiempo relativamente corto, situación que estaría determinada por el exceso de elementos minerales para la planta (Ginocchio, 1997). REFERENCIAS BARAK P., B. JOBE, A. KRUEGER, L. PETERSON, D.LAIRD. 1997. Effects of long-term soil acidification due to nitrogen fertilizer inputs in Wisconsin. Plant and soil 1997(1): 61-69. CAMPILLO R., M.A. SADZAWKA. 2002. Acidificación de suelos. Origen y Mecanismos involucrados. www.inia.cl/medios/biblioteca/serieactas/NR33853.pd COLOMER J.C., J. SANCHÉZ. 2001. Agricultura y procesos de degradación de suelo. pp: 111-132. In: Agricultura y desertificación (F.M. de Santas Olalla Ed.). 341 p. CHOPIN E., B. ALLOWAY. 2007. Distribution and mobility of trace elements in soils and vegetation around the mining and smelting areas of Tharsis, Río Tinto and Huelva, Iberian Pyrite Belt, SW Spain. Water, Air and Soil Pollution 182: 245-261. DORAN J.W., D.C. COLEMAN, D.F. BEZDICEK, B.A. STEWART. 1994. Defining soil quality for a sustainable environment. Proceedings, Symposium of Division S-3, S-6,S-2, Soil Science Society of America, Division A-5 of the American Society of Agronomy, and the North Central region Committee on Soil Organic Matter (NCR-59), 4-5 November 1992, Minneapolis MN. SSSA Special Publication Nº. 35. FAO-PNUMA-UNESCO. 1980. Metodología provisional para la evaluación de la degradación de los suelos. Organización de las Naciones Unidas para el Desarrollo de la Agricultura y la Alimentación (FAO), Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA), Organización de las Naciones para el Medio Ambiente (UNESCO). Roma, Italia. FUENTES J.P., O. LEÓN, M.A. CARRASCO, M. LEMUS. 2007. Degradación química y biológica en suelos forestales cercanos a una fundición de cobre en Chile Central. 2º Simposio Internacional; Suelos, Ecología y Medioambiente. Universidad de La Frontera, Sociedad Chilena de la Ciencia del Suelo, Temuco, 8-9 de noviembre. Resumen 6 p. GINOCCHIO R. 2000. Effect of a copper smelter on a grassland community in the Puchuncaví valley Chile. Chemosphere 41: 15-23. GONZÁLEZ S., R. ITE. 1992. Acumulación metálica en suelos del área bajo influencia de las chimeneas industriales de ventanas (provincia de Valparaíso, V Región). Agricultura Técnica 50: 214-219.

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Ballica Trébol Suelo Suelo

AP EB LG LQ AP EB LG LQ Tratamiento

------------------Cu mg kg-1 de MS------------------ 0 9,0 8,9 8,4 10,2 11 11 12 10 B 8,4 11,6 10,7 11,3 13 14 15 15

FQ

Parte aérea

9,1 8,9 7,2 9,6 12 12 11 7 0 54,6 43,6 29,5 34,8 41 49 64 40 B 44,0 45,9 39,9 41,3 61 69 58 46

FQ Raíces

18,4 22,1 15,0 18,8 40 50 41 26 -----------------Mn mg kg-1 de MS-------------------

0 541 306 407 524 115 257 266 181 B 372 134 346 429 232 194 270 152

FQ

Parte aérea

508 355 536 456 233 249 425 219 0 391 339 326 410 280 687 718 664 B 303 219 266 422 756 811 941 612

FQ

Raíces 518 381 387 561 542 687 705 637

120

3,0 3,5 4,0 4,5 5,0 5,5

10-20

5-10

0-5

Pro

fun

did

ad

(cm

)

pH (H20)

D1 (2,8 km) D2 (3,9 km) D3 (6,6 km) D4 (7,2 km)

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18

10-20

5-10

0-5

Pro

fun

did

ad

(cm

)

Aluminio intercambiable (cmol(+) kg-1)

D1 (2,8 km) D2 (3,9 km) D3 (6,6 km) D4 (7,2 km)

Figura 1. Valores de pH y aluminio intercambiable según profundidad y distancia a la fundición de Caletones (Lemus, 2008).

Figura 2. Bi-plot de la CP1 y CP2 para las propiedades químicas y biológicas de los suelos cercanos a la fundición Caletones a profundidades de 0-5 cm (P1), 5-10 cm (P2) y 10-20 cm (P3). Los ángulos entre los vectores, de las propiedades químicas y biológicas evaluadas, pueden ser interpretados en términos de correlación: un ángulo de 90° entre dos propiedades, indica que no se encuentran correlacionadas; un ángulo cercano a 0° implica que están fuertemente correlacionadas en forma positiva; un ángulo cercano a 180° indica una fuerte correlación negativa. Mientras más cerca esté el suelo de la propiedad evaluada más asociados están (Fuentes et al., 2007).

121

0 6 12 18 24 30 36

90-120

60-90

30-60

0-30

Pro

fu

nd

id

ad

(cm

)

Contenido de SO42- (mmol(+)/L)

Sin Rigeo Con Riego

0 1 2 3 4

90-120

60-90

30-60

0-30

Pro

fu

nd

id

ad

(cm

)

CE (dS/m)

Sin Rigeo Con Riego

0 10 20 30 40 50

90-120

60-90

30-60

0-30

Pro

fu

nd

id

ad

(cm

)

Contenido de Mo total (mg/kg)

Sin Rigeo Con Riego

0

200

400

600

800

0

50

100

150

200

250

0 1 2 3 4 5 6 7 8C

E (µ

S/c

m)

N-N

O3

(m

g / k

g)

Tiempo incubación (semanas)

Dosis biosolido 0 Mg/ha

Lonquén Colina

CE Lonquén CE Colina

0

200

400

600

800

0

50

100

150

200

250

0 1 2 3 4 5 6 7 8

CE

(µ

s/c

m)

N-N

O3

(m

g / k

g)

Tiempo incubación (semanas)

Dosis biosolido 30 Mg/ha

Lonquén ColinaCE Lonquén CE Colina

0

200

400

600

800

0

50

100

150

200

250

0 1 2 3 4 5 6 7 8

CE

(µ

S/c

m)

N-N

O3

(m

g / k

g)

Tiempo incubación (semanas)

Dosis biosolido 60 Mg/ha

Lonquén ColinaCE Lonquén CE Colina

Figura 3. Mineralización del nitrógeno orgánico a nitrato (N-NO3

-) y CE 1:5 para los suelos Lonquén y Colina tratados con 0, 30 y 60 Mg ha-1 de biosólido, en ocho semanas de incubación (Pérez et al., 2010) Figura 4. Valores de sulfatos, CE y Mo total en suelo de la serie Quilamuta regado con agua clara de relave y otro de la misma Serie que nunca ha sido regado con dicha agua (Zbinden, 2011).

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NOTAS

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LA DEGRADACIÓN DE LAS CUENCAS HIDROGRÁFICAS DEL CHILE CENTRAL.

Luis Alberto González R. algonzal@uchile.cl Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Forestales y de Conservación de la Naturaleza, Departamento de Gestión Forestal y su Medio Ambiente.

RESUMEN La zona central del país ha concentrado desde siempre la mayor parte de la población chilena. Por lo mismo, ha existido una permanente sobrecarga en el uso de los recursos naturales presentes. Esto ha tenido como consecuencia una paulatina y acentuada degradación que ha afectado el funcionamiento de los sistemas hidrológicos. Este proceso de deterioro continuo de la vegetación y el suelo se inició de manera drástica a mediados del siglo XIX, y ha reducido en gran medida la capacidad hidrológica de los suelos, que han visto disminuir su capacidad de infiltración y percolación a niveles muy bajos. Esta situación y la concentración de la precipitación durante el invierno, acentúan el escurrimiento superficial y la mayor parte de la precipitación pluvial se pierde en las crecidas de invierno. En las últimas décadas, con el aumento de las demandas de agua en los distintos sectores, se presentan años en que la necesidad de agua en muchas localidades supera con creces la disponibilidad existente, siendo el sector agropecuario uno de los más afectados. El propósito de este documento es analizar este deterioro en el funcionamiento de las cuencas hidrográficas del Chile Central, y las causas que provocaron esta situación, ya que lamentablemente la opinión pública en general y, muchas autoridades, creen que la sequía extrema se debe a la ocurrencia natural de períodos con escasa precipitación, desconociendo que la principal causa que acentúa gravemente esta situación, es la escasa infiltración y percolación, y la casi nula recarga de los acuíferos. Palabras clave: Cuenca, degradación hidrológica, infiltración y percolación. INTRODUCCIÓN La marcada concentración de las precipitaciones en la zona central del país, y el deficiente funcionamiento de los sistemas hidrográficos, sobre todo aquellos con régimen exclusivamente pluvial, configura una situación donde el déficit del recurso hídrico atenta gravemente al desarrollo local. Sin ir más lejos, el 24 de Noviembre recién pasado, el MOP declaró una vez más algunas zonas de escasez hídrica. Esta vez correspondió a las cuencas de Petorca, La Ligua, Aconcagua, y la comuna de Quilpué, en la V Región; a las cuencas de Cogotí y Huatulame, y las comunas de Canela y Los Vilos, en la IV Región. Se tomaron medidas, y también surgieron planteamientos de autoridades y profesionales relacionados al tema, quienes plantearon soluciones, que siendo de mediano y largo plazo, se enfocaban más bien a efectos y no a las causas. Promover la agricultura de precisión, masificar el riego tecnificado, construir más embalses para retener agua, realizar trasvasije de aguas desde cuencas con disponibilidad a valles con escasez, promover uso eficiente del agua, son ciertamente en determinadas situaciones, soluciones parciales al problema del agua, sin embargo no apuntan a controlar la causa principal de la crítica situación, son reacciones dirigidas a controlar los efectos del problema y tienen un efecto momentáneo. Lo mismo sucede con otras medidas anunciadas en estos

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últimos días, referidas a la habilitación de pozos, en algunas localidades. No se saca nada con habilitar pozos si los acuíferos carecen de agua por falta de recarga, ya que por años la infiltración y la percolación han sido insuficiente. Se podría creer que la causa de la menor disponibilidad de agua es la disminución de las precipitaciones debido al cambio climático. Esto podría ser efectivo en alguna región, no obstante, esto estaría fuera de cualquier posible intervención local ya que obedece a fenómenos que tienen una connotación muchísimo más global. Hecha esta aclaración, hay que señalar que la principal causa de la menor disponibilidad de agua en la mayor parte del territorio del Chile Central, y donde si es posible intervenir, es la escasa recarga de los acuíferos debido al estado de deterioro que presentan las cuencas hidrográficas. Esta degradación del medio físico no es algo reciente, por el contrario, se trata de un largo proceso que se inició aproximadamente a mediados del siglo XIX con la eliminación de la vegetación natural existente y la incorporación de terrenos al cultivo de cereales sin considerar la capacidad de uso de los suelos. A través de este drástico cambio del paisaje rural se modificó el régimen de escurrimiento, alterando el funcionamiento natural de las cuencas, sobre todo de aquellas donde la precipitación es exclusivamente pluvial. Por ello estas unidades hidrológicas se encuentran absolutamente colapsadas, pues su funcionamiento ha sido intervenido y actualmente se comporta con un acentuado régimen de escurrimiento superficial. Esa es la principal razón para que la mayor parte de las precipitaciones se pierdan en el mar. Felizmente el país cuenta con algunas cuencas que nacen en la alta cordillera, las cuales con sus reservas nivales permiten suplir en parte el déficit durante el largo período sin lluvias. De otra manera, las precipitaciones en forma de lluvia serían incapaces de satisfacer las actuales demandas en la zona central del país. RESEÑA HISTÓRICA Considerando el hecho que la degradación de las cuencas hidrográficas de la zona central del país es un proceso que no es reciente y está directamente asociado al proceso de desarrollo que tuvo la naciente República de Chile a la vida independiente, es necesario hacer el análisis que a continuación se presenta. El clima en esta parte del país dio origen a una cubierta nativa adaptada a esas condiciones. Con esa cobertura vegetal en la superficie de las cuencas, el escurrimiento superficial era escaso, había abundante infiltración y percolación, y el agua se retenía en los acuíferos alimentando los cursos de agua durante los meses sin lluvia. Esto no es invento ni una utopía romántica, era la realidad que había antes del siglo XIX y que muestran muchos escritores. A finales del siglo XVIII, un connotado padre jesuita (de Olivares, 1864) alababa los ríos de Chile señalando que, “hay en esta hermosa tierra muchedumbre de ríos cristalinos y caudalosos (fuera de innumerables arroyos) que sangrando por varias venas, suplen ventajosamente la sequedad de algunos años”. Hasta la primera mitad del siglo XIX el funcionamiento de las cuencas hidrográficas era todavía equilibrado. La precipitación caía y una buena parte era retenida en el volumen de las cuencas. Los suelos tenían la capacidad hidrológica de absorber el agua, hacer que ésta penetrase hacia las profundidades y la porción de la precipitación que escurría por la superficie era mínima (Elizalde, 1958). Lamentablemente a partir de la segunda mitad del siglo XIX la situación cambió drásticamente. Con el descubrimiento del oro en California y Australia (1948-1951)

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se incrementaron en gran medida las demandas de cereal, no obstante, sería la ignorancia y el deseo de obtener una utilidad inmediata a cualquier precio, lo que daría origen al uso de los suelos muy por encima de su capacidad de uso. Fue un corto período en el cual se transformó el verde paisaje rural por tierras erosionadas sin capacidad productiva y, lo más dramático, sin la capacidad hidrológica de retener el agua. Actualmente se habla de sustentabilidad y cualquier intervención humana debe lograr mantener un potencial productivo que asegure un ambiente sano para sostener las futuras generaciones. Lamentablemente los primeros habitantes del Chile Republicano, tuvieron una actitud distinta, y tal vez por ignorancia, arrasaron la cubierta vegetal natural, dando origen a un proceso de degradación cuyos resultados aún están presentes. Vicuña Mackenna en el año 1855 decía, “en Francia, cada árbol está marcado por el martillo protector del guardabosque, en Chile también, pero la marca es del hacha que lo va a voltear” (Vicuña Mackenna, 1877). Julio Menadier, editor del Boletín de la Sociedad Nacional de Agricultura (citado por Elizalde,1958) también denunciaba acerca del “modo bárbaro con que habían arrasado los tupidos montes que, tanto en la montaña como en los planos, ostentaban las haciendas de la Angostura, Compañía, Hospital, Cauquenes y otras”, y continuaba señalando, “allí, donde en partes no penetraba el sol detenido por el follaje de toda clase de plantas, no se ve hoy un solo arbusto que sirva de abrigo al ganado”. Hay que aprender de la historia para luego poder buscar soluciones a los problemas. Gran parte de las cuencas hidrográficas, desde la IV hasta la IX Región, estuvieron y aún están, en mayor o menor grado, dedicadas a cultivos; a menudo por encima de la capacidad de uso de los suelos, con rendimientos insuficientes que se mantienen por tradición, o por la precaria situación económica del productor. Esto ha mantenido el proceso de deterioro hidrológico de las cuencas hidrográficas, sobre todo en el secano costero y secano interior. Allí los suelos perdieron la capacidad de absorber y retener el agua, se volvieron impermeables, la infiltración es nula o escasa, el escurrimiento superficial es notable, el agua se pierde durante el invierno, y la disponibilidad de agua en los meses sin lluvia en muchos casos no existe. Lamentablemente no se dispone de registros que permitan configurar la intervención del medio natural que comenzó de manera dramática en la segunda mitad del siglo XIX, sólo hay evidencias en el resultado que quedó: tierras estériles, valles y cauces sedimentados, y amplias dunas litorales. No obstante, esta degradación está íntimamente ligada al desarrollo que tuvo la naciente república a partir de los comienzos del siglo XIX. El sector minero en la IV Región y en otras localidades, en forma focalizada, arrasó con la cubierta natural para su uso como combustible. Por la extensión del territorio, el desarrollo agropecuario basado en prácticas inadecuadas que privilegiaron la utilidad inmediata y no una gestión basada en cultivos sustentables, generó una alteración drástica en la sustentabilidad de los suelos y las aguas. Lo anterior fue favorecido también con el desplazamiento de la frontera agrícola en desmedro del recurso forestal esclerófilo, en cuya explotación primaron criterios exclusivamente extractivos (Bascuñan, 1889). La agricultura de Chile central presentó en el siglo XIX tres etapas bien características. La primera, que terminó alrededor de 1850, fue una continuación del estilo colonial de economía pastoril, con limitadas exportaciones de granos al Perú que se iniciaron

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alrededor de 1750, y hasta el año 1850 se mantuvieron sin mayores cambios (Villalobos, 1968). El aislamiento y la escasa población en las costas del Pacifico, no permitió niveles importantes de intercambio de productos entre Europa y las nacientes economía americanas. La mayor parte era enviada desde Concepción y Valparaíso, sin embargo el Norte Chico también producía entonces una pequeña cantidad exportable. El mercado con Perú fluctuó alrededor de 135.000 qqm/año, y si se considera un rendimiento promedio de 10 qqm/ha, sólo bastaban alrededor de 15.000 ha para producir el total de la exportación al Perú. Esto demuestra lo poco significativo que era el cultivo de cereal antes de 1850, es decir, el desplazamiento de la frontera agrícola aún no se producía y la presión por el uso del suelo aún era escasa (Bauer, 1970). La segunda etapa tuvo lugar durante los cortos períodos de prosperidad causados por los mercados de Australia y California a partir del año 1850. Luego del descubrimiento del oro en esas localidades, aumentaron las demandas por el cereal y surgió la industria molinera, lo que permitió incrementar aún más el cultivo de cereales. Esta tendencia se hizo más importante después de 1865 cuando Gran Bretaña también comenzó a importar grano chileno. Con este impulso extensos sectores del valle central fueron despojados de la cubierta nativa y dedicados al cultivo del trigo y la cebada, incluso terrenos ya abierto y dedicados a la ganadería fueron destinados al cultivo de cereales. De esta manera, prácticamente todos de los suelos planos regados fueron incorporados a dicho uso (Sepúlveda, 1959), incorporando luego parte de los terrenos de la cordillera de la costa, los que serían habilitados con la extracción de la cubierta nativa incluyendo incluso los tocones y raíces de los árboles (Figura 1). Todo este cambio acentuaría definitivamente el proceso de degradación. El cultivo de granos en Chile alcanzó su nivel máximo de rentabilidad a mediados de 1870 (Véliz, 1961). A partir de 1850, y durante pocos años, Chile dominaría el mercado de granos en el Pacífico. La falta de competencia durante ese breve período permitió elevar los precios a niveles jamás alcanzados. Se llegó incluso a considerar la década de 1850 como el mejor período de la agricultura chilena, sin embargo, el total de las exportaciones (trigo y harina) nunca excedió de 600.000 qqm. al año según lo cual, el área cultivada y destinada a la exportación no superaba las 65.000 ha (Bauer, 1970). El mercado australiano se abriría luego bajo condiciones similares a las que tuvieron lugar en California un par de años antes. Este mercado significó para Chile prolongar el auge de la década de 1850. Australia pasó a ser, por unos pocos años, un mercado significativo, pero al igual que con el mercado californiano, fue muy momentáneo y una vez más la débil posición competitiva de Chile quedaría en evidencia. Hasta fines de 1860, los molinos de Tomé y de Talca surtían a la mayoría de los mercados. Ello se debía a las facilidades del transporte. En Tomé salían los trigos de Concepción y los de Talca podían aprovechar el régimen aún navegable del río Maule. En 1850, el gobierno hizo varios intentos para mejorar la condición del puerto de Constitución en la desembocadura del Maule. Alrededor de 1870 un creciente número de canales de regadío sacaron agua del río, lo que obligó a disminuir la carga en los lanchones maulinos, coincidiendo también con la necesidad de disminuir su calado por efectos de la sedimentación generada por la degradación de la cuenca, todo esto significó ya una alza de costos. En los años siguientes con la habilitación del ferrocarril central hacia Valparaíso, el deterioro del transporte fluvial del río Maule no importó mayormente. Con la conexión del ferrocarril al

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norte se inicia la decadencia de la ciudad de Talca como centro molinero. La línea central llegó a Curicó en 1870 y a Talca cuatro años más tarde. Cuando se termina el ferrocarril de Constitución en 1915, esta vía de transporte se usaría solo para transportar mercadería hacia Talca ya que el próspero puerto de la desembocadura del río Maule, como centro exportador, ya estaba terminado (Bauer, 1970). La tercera etapa entre los años 1876 y 1895 se caracteriza por la reducción de las exportaciones de trigo, lo que produce una significativa recesión de la agricultura del Chile central. En Europa los países importadores optaron por proteger a los productores locales de granos con impuestos, como en el caso de Francia y Alemania, o con una agricultura más diversificada, como el caso de Inglaterra y Dinamarca. No solamente fue Europa la zona afectada por los cambios masivos de producción en las tierras recientemente incorporadas. Los grandes propietarios de California, que habían participado activamente en el comercio mundial de granos se volcaron en el último tercio del siglo hacia otras explotaciones agrícolas más atractivas y rentables. En 1890, el peak de la producción de trigo en Chile ya había pasado. Sólo a partir de 1850, tuvo Chile una posición preponderante en el Pacifico. Su participación en el mercado europeo fue sólo posible por la especial condición de ser el único productor importante del hemisferio sur. Ocasionalmente, las guerras o malas cosechas en otras partes significaron breves oportunidades para exportar, sin embargo, su aislamiento geográfico hicieron que las exportaciones de granos fueran sólo transitorias. Hacia fines del año 1880, el trigo producido en la región central de Chile ya deteriorada y con bajos rendimientos, no estaba en condiciones de competir en Europa. El país tuvo incluso problemas para mantener los mercados tradicionales del Perú y de la región minera de Atacama. La respuesta del país a las nuevas condiciones no fue un ajuste sino más bien una retirada. El cultivo de cereal se desplazó hacia las nuevas y fértiles tierras de la provincia de Malleco en la IX Región. Muchos de los terrenos de la zona central retornaron a pradera o a rezago, mientras las mayor parte de la región central, conformada por las tierras de laderas de la cordillera central, descubiertas de su vegetación nativa, aradas en forma reiterada y de manera descuidada durante los años de auge, fueron abandonadas a la erosión y al deterioro. A esa altura la degradación de los recursos naturales de la mayor parte de la zona mediterránea de Chile estaba ya consumada (Figura 2). Así fue como el desmonte y la siembra de cereales que se inició en la segunda mitad del siglo XIX, dio origen a este grave deterioro que se manifiesta en el funcionamiento de los sistemas hidrográficos. También la existencia de un sistema de tenencia de la tierra, (Echeñique y Nelson, 1989), y la permanencia de una población rural importante, ha tenido una influencia directa en el deficiente estado de conservación que actualmente presentan estos suelos. SITUACIÓN ACTUAL Por condición natural, las características del relieve y las condiciones edafoclimáticas, el funcionamiento de las cuencas hidrográficas es extremadamente frágil desde la IV hasta casi la IX Región, hay también algunas situaciones particulares en las regiones I, XI y XII, las cuales corresponden a áreas especialmente frágiles donde se han originado procesos de tipo torrencial acentuados también por factores antrópicos. En el Norte Chico, a pesar de la escasa precipitación, las principales cuencas hidrográficas tienen un régimen marcadamente torrencial durante las lluvias

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invernales, debido a la casi nula vegetación existente y al avanzado proceso de erosión. Los pavimentos de erosión que se observan en la mayor parte de las cabeceras de cuencas son una clara evidencia de la magnitud que ha alcanzado el proceso erosivo en ese territorio (Figura 3). Actualmente solo los recursos nivales de las altas cumbres sustentan la casi nula disponibilidad de agua que tienen las comunidades rurales durante los períodos de verano. En la zona central, se distinguen las cuencas andinas que también presentan características torrenciales en los períodos de lluvia; no obstante, con sus abundantes recursos nivales, sostienen la mayor parte de la demanda durante la época estival. Por el contrario, las cuencas hidrográficas de la Cordillera de la Costa no cuentan con precipitaciones nivales y. como consecuencia, su régimen de escorrentía depende exclusivamente de las lluvias invernales. Esta situación combinada con la existencia de una gran cantidad de pequeños propietarios que en su gran mayoría practican una agricultura tradicional, muchas veces de subsistencia, configura un régimen de escurrimiento superficial marcadamente torrencial con un grave déficit del recurso hídrico durante prácticamente 8 meses al año. Actualmente, el sector campesino se clasifica y distribuye según condiciones agroecológicas y socioculturales (Cuadro 1). Según estudios de INFOR, los pequeños propietarios representan, en promedio, unas 300 mil familias y ocupan una superficie de 8,2 millones de ha. De ellas, 4,7 millones poseen potencial para el desarrollo de la actividad forestal (Valdebenito, 2005). Si bien es un estudio del año 1997 tiene la particularidad de señalar una cifra de superficie de potencial forestal que obviamente se podría asimilar a una superficie erosionada y potencial a restaurar. Lamentablemente la sociedad es incapaz de observar los cambios que se han producido en el paisaje, no percibe que el medio ha tenido una intensa degradación por lo menos en los últimos 160 años. Se acepta la actual situación como consecuencia de una evolución natural sin reconocer que ha sido la propia sociedad quien ha ido provocando una degradación progresiva en una gran cantidad de sistemas hidrográficos. En los años lluviosos la escorrentía que se genera es mayoritariamente superficial y se pierde sin elevar las napas freáticas, pues la infiltración y la percolación son mínimas. En tales condiciones la recarga de los acuíferos es muy parcial, manteniéndose en niveles mínimos, generalmente merced a los recursos nivales. Sin duda es un privilegio contar con los Andes, de otra manera la situación sería desastrosa. La preocupación por el estado de las cuencas hidrográficas solo se ha venido abordando en algunos círculos académicos y en ciertas reparticiones públicas en los últimos 40 años, en general en forma restringida. La población sin embargo no ha tenido acceso al conocimiento del tema, o la mayoría de las veces ha sido mal informada, con ocasión de la ocurrencia de algunos desastres debido a eventos de tipo estocásticos como las inundación por crecidas del río Mapocho, aluviones en quebrada Macul, inundaciones y sedimentaciones provocadas por el río Las Minas en la ciudad de Punta Arenas. No obstante, los problemas no son solo aquellos provocados por eventos extraordinarios, precipitaciones de alta intensidad, que generan grandes avenidas con arrastre de material y grandes sedimentaciones. El mal funcionamiento de las cuencas afecta a una vasta gama de actividades económicas relacionadas con el agua, y el sector agropecuario es uno de los más afectados. El estado de marginalidad de la mayor parte de los pequeños agricultores

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del secano costero e interior, quienes practican una agricultura de subsistencia es otro reflejo de la degradación de las cuencas hidrográficas. Esta población que habita el sector rural, tal vez por ignorancia, tampoco asocia su precaria situación con el mal funcionamiento de las cuencas, menos los actores políticos que no viven esa realidad. Esta grave alteración en el funcionamiento de las cuencas en el Chile central resulta imposible de dimensionar hoy en día, solo es posible de imaginar al constatar las evidencias. La eliminación de la cobertura natural y la incorporación de esos terrenos al cultivo de cereales durante un breve período, modificó absolutamente el paisaje y el régimen de escurrimiento. Todo este cambio se vio favorecido por los demás factores pero, el origen del cambio fue básicamente la eliminación de la cubierta vegetal nativa y la incorporación de terrenos al cultivo, sin ninguna consideración de las capacidades de uso de los mismos, de esa manera el deterioro en pocos años fue notable y quedaron impermeables y estériles. La variabilidad inter e intra-anual de las precipitaciones, conjuntamente con su marcada concentración durante los meses de invierno, condiciona el crecimiento de una cubierta vegetal protectora, y favorece la acción de la gota de lluvia que genera las condiciones para la ocurrencia del proceso de erosión. Ciertamente que hay zonas donde se acentúan más estos procesos, y eso tiene directa relación con la litología y el relieve del área, las características de los suelos y los usos que en ellos se establecen. Característico es el avanzado estado de deterioro de prácticamente la mayor parte de las cuencas costeras de la zona central, con suelos de origen granítico muy susceptibles a la erosión, se ha visto condicionado por prácticas inadecuadas durante muchas décadas (Pérez et al., 2001). El fenómeno erosivo está íntimamente ligado a la degradación de las cuencas hidrográfica ya que este proceso comienza con la acción de la gota de lluvia que disgrega las partículas en elementos más pequeños para ponerlas en movimiento. Partes muy finas de este suelo disgregados cierran las vías de infiltración, impermeabilizando la superficie y generando una drástica modificación en el régimen de escurrimiento. De esta manera, una vez que se acentúa el escurrimiento superficial, se reduce la infiltración, la percolación y la recarga de los acuíferos, y se incrementa el transporte de materiales activándose todo el mecanismo de erosión hídrica, tanto a nivel de las laderas como a través de los cauces. Hasta ahora se habla de este fenómeno en términos cualitativos. A nivel país existen los antecedentes proporcionados por IREN (1979) y CIREN(2010), que a pesar de haber sido elaborados con metodologías y herramientas tecnológicas bastante diferentes, pareciera que presentan una cierta continuidad. La clasificación del año 1979 tiene tres categorías de erosión (leve, moderada y grave), mientras que en 2010 se incluye superficie sin erosión, mantiene las dos primeras denominándolas erosión ligera y moderada, luego supuestamente en la erosión grave distingue entre erosión severa y muy severa. Además incluye una superficie de erosión no aparente, la cual resulta significativa desde la región del Maule hacia el sur, sobre todo al sur de la Región de Los Lagos. Finalmente hay además “otras categorías” que a nivel país dan una cifra importante sobre todo en las regiones de Antofagasta, Atacama, Aysén y Magallanes. En todo caso la cifra global de la superficie erosionada parece haberse incrementado en una tasa cercana al 7% en estos últimos 32 años. Esta coherencia en las cifras totales pareciera que se da en algunas regiones, sin embargo en otros casos las tasas de erosión supuestamente habrían disminuido lo

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cual, por mucho que se hayan establecido plantaciones sobre suelos desnudos, no deja de llamar la atención. En todo caso, todas estas posibles diferencias resultan muy difíciles de precisar, lo concreto es que el fenómeno está presente, aunque los niveles son bastante más moderados y muy distintos con lo ocurrido en décadas pasadas, donde la magnitud del fenómeno alcanzó niveles extremos y del cual solo se tienen las evidencias solamente. A objeto de analizar algunas cifras, se ha procedido a adicionar la erosión severa y muy severa para compararla con la erosión grave. Algunos resultados se muestran en la Figura 4. Al observarla, aparecen ciertos contrastes que vienen a mostrar lo subjetivo que termina siendo la evaluación del proceso erosivo y por lo mismo, lo difícil que resulta dimensionar la degradación global que ha tenido lugar en la mayor parte de Chile central. La IV Región por ejemplo presenta en 1979 una superficie de 654 (miles de ha) afectadas con erosión grave mientras que el año 2010 presenta 1.214 (miles de ha) como erosión severa y 492 (miles de ha) muy severa; es decir, se podría deducir que la superficie gravemente erosionada se incrementó en casi 3 veces en 32 años. En cambio en el caso de la VI Región, la situación se presenta al revés, en 1979 habían 743 (miles de ha) afectadas con erosión grave, el 2010 las cifras son de 197 (miles de ha) con erosión severa y 115 (miles de ha) muy severa; es decir, la superficie se habría reducido a poco menos de la mitad en ese mismo período. Si bien los antecedentes a nivel país son de carácter cualitativo, hay estudios puntuales para dimensionar el fenómeno erosivo. Todos ellos indican que la erosión está muy presente, sin embargo, la dimensión que alcanza dista mucho de los niveles y magnitudes que, de acuerdo a las evidencias existentes se tuvo en el pasado, principalmente en la segunda mitad del siglo XIX y la primera mitad del XX. Una de las regiones donde se han realizado algunas experiencias es la de Coquimbo, una de las más afectadas por el fenómeno. Durante los años 2007 y 2009 el Instituto Forestal y la Universidad de Talca llevaron a cabo un estudio a partir de mediciones efectuadas en parcelas experimentales con clavos de erosión, en el marco del proyecto: “Restauración hidrológico forestal y Oasificación: Herramientas claves para el aumento de la productividad de suelos degradados de la Región de Coquimbo” (UNESCO, 2009). En cada provincia de la Región se ubicaron 10 sectores en los cuales se establecieron 3 parcelas. Se instalaron en 2007 y se midieron al menos una semana después de ocurrida la tormenta, para evitar errores por efecto del contenido de agua presente en el suelo. Se analizaron registros de tormentas hasta el 2009, con un total de 35 a 40 eventos (Cuadro 2). El análisis de las variables pluviométricas incluyó los valores máximos por tormenta, en términos de monto e intensidad en las 3 provincias. Los resultados promedio de las variables pluviométricas, fueron obtenidos luego de la selección y caracterización de las tormentas registradas (Cuadro 3). En cuanto a los resultados promedios de los procesos erosivos (Cuadro 4), corresponden a la suma de procesos anuales ocurridos por sector, dividida por la cantidad de tormentas. Lo esperable, al relacionar las variables pluviométricas (MTpp, IT y Imax1h) y las variables del proceso erosivo (E, S, EN y SM), es que dicha relación fuera positiva, lo cual quiere decir que a mayor valor de la variable pluviométrica, se espera un mayor valor del proceso erosivo, sin embargo no siempre el resultado fue así (Cuadro 5).

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La provincia de Choapa presentó la mayor cantidad de relaciones positivas entre las variables consideradas, con 12 relaciones positivas de un total de 12 analizadas (100%); en cambio, Limarí mostró sólo 8 relaciones positivas de un total de 12 (alrededor de un 67%) y Elqui presentó una menor cantidad de relaciones positivas (5 de 12), las que se encontraron principalmente entre las variables del proceso erosivo y las variables IT e Imax1h. Los resultados obtenidos en este estudio ciertamente no son concluyentes. De hecho se recomienda continuar con las mediciones y la incorporación de nuevas variables climáticas y edáficas, tales como el accionar de los vientos, la ubicación de las parcelas y la inclinación de la pendiente, entre otras; de manera que permitan no solo cuantificar el proceso erosivo, sino que caracterizar los actuales cambios en el clima y pronosticar los cambios en la cubierta terrestre. Hay otras experiencias, con distintas metodología y con resultados diversos, no obstante todas no hacen otra cosa que constatar un hecho que es evidente, el proceso está presente en mayor o menor magnitud y, a medida que la acción antrópica se hace más intensa y sin criterios conservacionistas, el fenómeno de la erosión hídrica se acentúa, y la degradación y el mal funcionamiento de las cuencas hidrográficas en el mejor de los casos, se mantiene. LA RESTAURACIÓN HIDROLÓGICA COMO LÍNEA BASE DE TRABAJO La restauración hidrológica que se propone como línea base de intervención no es una disciplina que sea nueva. Por el contrario, ha sido una práctica que en Europa se inició a fines del siglo XVIII, luego de la degradación de sus cuencas hidrográficas (Alpes, Pirineos y Apeninos), en general en toda la zona mediterránea, debido al incremento de las demandas principalmente de madera y leña, que generó la revolución industrial. En EUA, la necesidad de estos trabajos sería muy posterior, comenzarían durante la primera mitad del siglo XIX a raíz de los efectos que provocó la degradación de las cuencas en los Apalaches. En Chile, debido al subdesarrollo y su escasa capacidad económica, a pesar de los graves problemas existentes, solo ha habido experiencias a muy pequeña escala. Ciertamente se ha hecho muy poco por revertir esta situación. Por nombrar algunos hitos relativos a lo poco que se ha avanzado en este tema, se pueden señalar que los primeros Proyectos Pilotos de Protección de Cuencas los inició CONAF en el año 1972 y solo se mantuvieron en operación hasta el año 1976. El Cerro Pajaritos en Illapel es una muestra interesante y exitosa; allí los trabajos se llevaron a cabo en la década del 70, y no se hicieron para disponer de agua. El propósito fue reducir los escurrimientos superficiales pues éstos inundaban y sedimentaban la plaza y todo el centro de esa localidad. No obstante, esa diferencia de objetivo no hace diferente la metodología de la intervención. A comienzos de la década de los 80, en la IV Región, CONAF realizó algunas actividades ocupando la mano de obra de los Programas de Empleo Mínimo (PEM) y de Ocupación para Jefes de Hogar (POJH). Posteriormente algunos trabajos se repetirían con recursos provenientes de programas de emergencia para sectores afectados por sequía extrema en el año 1993. Luego, en 1994, tuvieron lugar algunos proyectos Pilotos en el marco del Convenio CONAF-JICA; pequeños trabajos que se realizaron por el Programa de Apoyo al Desarrollo Forestal, PADEF en el año 2001; y en los últimos años, algunas iniciativas como el Proyecto CAMINAR en el año 2007 (Manejo de Cuencas e Impactos Mineros en regiones Áridas y Semiáridas

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de Sudamérica, financiado por la Unión Europea), la elaboración de la Estrategia Nacional de Manejo Integrado de Cuencas Hidrográficas de CONAMA en el 2008, y la proposición para la reforma constitucional respecto al acceso y uso del agua en el 2008. En síntesis, es muy poco lo que se ha hecho para un período de 40 años. CONCLUSIONES Es evidente que la solución para controlar la principal causa de la escasa disponibilidad de agua es la restauración hidrológica. Se trata de restablecer la capacidad de infiltración de los suelos para que sean capaces de absorber el agua de lluvia, retenerla en el volumen de las cuencas, recargando los acuíferos y reduciendo el escurrimiento superficial que se pierde en el mar. En otras palabras, la restauración hidrológica debe ser la línea base de trabajo, que puede luego ser complementada con medidas como las que ya se han propuesto, las cuales pueden ser efectivas en determinadas circunstancias. Este es el camino correcto para asegurar a las futuras generaciones, un ambiente más sano y con mayores posibilidades de sostener el Chile del mañana. Hoy en día hay un gran clamor para que se destinen recursos a la construcción de una vasta infraestructura de embalses, no obstante, la restauración hidrológica resulta absolutamente necesaria aunque se lleve a cabo dicha inversión con la creación de grandes y medianos embalses. Esto quedó demostrado ya en el pasado en el sistema de los tres embalses en el Norte Chico (Recoleta, Cogotí y Paloma). En ellos la capacidad normal alcanzaba los 900 millones de m3, sin embargo en febrero del 1970, después de 4 años de intensa sequía, Recoleta y Cogotí no tenían nada, y La Paloma solo contaba con 13 millones de m3, según informes de la época de la Comisión Nacional de Riego. Ciertamente que se deben realizar los esfuerzos por lograr instrumentalizar legalmente el tema de la gestión integrada de las cuencas hidrográficas. No obstante eso no servirá de nada si no hay un avance real en el traspaso de conocimientos a nivel masivo. Los técnicos que toman decisiones acerca de los recursos naturales siempre están incidiendo de alguna manera en el funcionamiento de algún sistema hidrográfico. En el campo, las escuelas rurales y en los hogares, los niños a temprana edad, ven cómo se usan las quebradas como vertederos de basura, eso es una realidad que solo se puede cambiar con educación. La gestión debe ser asumida en los más diversos niveles y sectores pues todos habitamos y nos desenvolvemos en un sitio que está inserto en una cuenca y lo que hagamos, sumado a lo que hagan los demás, tiene un efecto en el funcionamiento del sistema. En el accionar de las instituciones, incluso ocurre dentro de una misma repartición, al ejecutar proyectos de desarrollo a menudo no consideran que, el área que van a afectar está inserta en un sistema hidrográfico y que por ende, tendrá externalidades que hay que tener presente. En enfoque sectorial con que a menudo se observa un plan de desarrollo en el área rural tampoco ayuda en la búsqueda de una solución integral. Incluso dentro de una misma institución cuesta lograr una adecuada complementación entre dependencias dedicadas a diferentes programas específicos que se ejecutan en escenarios que están situados dentro de un mismo sistema o subsistema hidrográfico. Esto se debe a que no hay una masiva internalización de estos conceptos incluso en profesiones relacionadas directamente a los recursos naturales. Si bien la línea teórica gruesa de la gestión integral de cuencas hidrográficas está bien encaminada, lo fundamental ahora es una masificación del conocimiento, tanto

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desde el nivel básico escolar hasta los niveles profesionales y también de los sectores políticos. En lo que respecta al sector silvoagropecuario, un aspecto preocupante, es la escasa investigación acerca de alternativas productivas económicamente rentables para las áreas con un grado de deterioro avanzado, ya que prácticamente la mayor parte de la tecnología existente corresponde a cultivos bajo riego de carácter intensivo. Se requiere un esfuerzo adicional para crear paquetes tecnológicamente atractivos para una economía campesina que tiene sus particulares condiciones. Para ello obviamente se necesita el esfuerzo del Estado, el cual debería abordar tanto lo referente a extender al conocimiento a nivel masivo como a resolver el déficit de paquetes tecnológicos adecuados a la realidad campesina de las áreas degradadas. Ciertamente que son muchas las aristas de este complejo problema, y para enfrentarlo se requiere antes que nada de una decisión política al más alto nivel. Es toda la sociedad la que, pensando en las futuras generaciones, debe comenzar a saldar su gran deuda con el ambiente. Solo de esa manera el país podrá algún día avanzar en la restauración de sus cuencas degradadas. Este comportamiento y sus causas que resultan muy visibles para los técnicos, no siempre son así para la opinión pública y para sus representantes. Para los actores políticos, por el contrario, resulta un tema muy poco abordable pues los tiempos involucrados en estos cambios -tanto aquellos que degradan como aquellos que restauran- no están dentro de los tiempos que habitualmente considera la memoria humana.

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Figura 1. Luego de un breve esplendor, vino el empobrecimiento de las tierras y sus habitantes.

Figura 2. Siembras de trigo en un suelo de pobreza terminal y sus consecuencias posteriores

Figura 3. Cabecera de una cuenca denudada en el Norte Chico.

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. Figura 4. Superficie de erosión: Chile, IV y VI Región (IREN, 1979; CIREN, 2010).

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Cuadro 1. Caracterización de la pequeña propiedad, según tipo de propiedad y superficie con potencial forestal. (Movimiento Unitario Campesino y Etnias de Chile- INFOR . 1997).

Sector/Comunidades Localización Población Superfície total (ha)

Superfície forestal potencial (ha)

Comunidades aymaras Tarapacá, Antofagasta 13.772 40.000,0 36.000,0 Comunidades agrícolas Atacama, Coquimbo, Valparaíso y

Metropol. 82.800 1.569.986,8 1.249.927,1

Pequeños propietarios Atacama - Aisén 891.456 4.187.000,0 1.912.294,0 Campesinos forestales La Araucanía-Los Lagos 279.585 1.660.000,0 1.240.000,0 Comunidades mapuches Bío Bío, La Araucanía, Los Lagos 82.884 773.806,3 329.522,5 Total 1.350.497 8.231.593,1 4.767.743,6

Cuadro 2. Cantidad de tormentas analizadas durante el período 2007-2009 (UNESCO, 2009).

Año ELQUI LIMARÍ CHOAPA Total Regional 2007 12 7 11 30 2008 17 19 17 53 2009 11 9 12 32 Total Provincial 40 35 40 115

Cuadro 3. Síntesis de los resultados de las variables pluviométricas (UNESCO, 2009).

PROVINCIA Año Variables Pluviométricas ELQUI LIMARÍ CHOAPA

Promedio Regional

MTpp (mm) 8,05 11,97 20,80 13,61 IT (mm h-1) 4,41 0,81 1,15 2,12 2007 Imax1h (mm h-1) 19,46 3,28 6,50 9,74 MTpp (mm) 34,37 21,97 42,05 32,80 IT (mm h-1) 2,39 2,67 1,39 2,15 2008 Imax1h (mm h-1) 8,81 16,34 21,33 15,49 MTpp (mm) 19,04 15,20 37,01 23.05 IT (mm h-1) )6,63 3,58 0,89 3,70 2009 Imax1h (mm h-1) 32,54 17,54 11,45 20,51 MTpp (mm) 20,49 16,38 33,29 23,39 IT (mm h-1) 4.48 2,35 1,14 2,66

Promedio Provincial Imax1h (mm h-1) 20.27 12,39 13,09 15,25

MTpp (monto total de precipitación de la tormenta); IT (intensidad promedio de la tormenta); Imax1h (intensidad máxima de la tormenta en una hora)

Cuadro 4. Síntesis de los resultados de los procesos erosivos.

PROVINCIA Año Proceso erosivo ELQUI LIMARÍ CHOAPA

Promedio Regional (Mg ha-1)

E 5,81 4,75 2,96 4,51 S 2,47 2,31 3,55 2,77 EN 3,34 2,44 0,59 1,73 2007

SM 8,28 7,06 6,51 7,28 E 3,67 4,75 4,32 4,25 S 2,27 2,84 1,46 2,19 EN 1,40 1,91 2,86 2,06 2008

SM 5,94 7,59 5,79 6,44 E 4,78 6,62 5,86 5,75 S 1,12 1,02 1,39 1,18 EN 3,66 5,60 4,47 4,58 2009

SM 5,90 7,64 7,25 6,93 E 4,75 5,37 4,38 4,84 S 1,95 2,06 2,14 2,05 EN 2,80 3,32 2,25 2,79

Promedios Provinciales

SM 6,70 7,43 6,52 6,88 E: Erosión; S: Sedimentación; EN: Erosión neta; SM: Suelo movilizado; (1 Mg ha-1= 1 ton/ha).

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Cuadro 5. Relación entre variables pluviométricas y variables del proceso erosivo PROVINCIA Proceso erosivo MTpp IT Imáx 1h

E - + + S + - - EN - + + ELQUI

SM - - - E - + + S + + - EN - - + LIMARÍ

SM + + + E + + + S + + + EN + + +

CHOAPA

SM + + + E: Erosión; S: Sedimentación; EN: Erosión neta; SM: Suelo movilizado

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NOTAS

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EFICIENCIA DE USO DEL AGUA: UNA APROXIMACIÓN A DIFERENTES ESCALAS.

Víctor García de Cortázar G. de C. vgarcia@uchile.cl Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Agronómicas, Departamento de Ingeniería y Suelos. RESUMEN La eficiencia de utilización de los recursos hídricos en la agricultura se analiza a tres escalas: especies vegetales, potrero, sistemas de conducción. En cada escala se indican acciones a desarrollar para alcanzar alta eficiencia. La mayor eficiencia de los sistemas agrícolas se logra cuando la mayor parte del agua extraída de una fuente termina como transpiración del cultivo. Para esto hay que mejorar los sistemas de canales, la eficiencia de aplicación de los sistemas de riego y las condiciones de desarrollo foliar y radical de los cultivos. Palabras clave: EUA, riego deficitario, fotosíntesis, manejo

INTRODUCCION En condiciones de restricción de acceso a recursos hídricos, como es el futuro que se ve en la agricultura de Chile, es necesario tratar de aprovechar en la forma más eficiente dichos recursos. A nivel de la agricultura, un manejo eficiente del recurso agua implica obtener el mayor rendimiento posible con cada metro cúbico de agua utilizado. Otro requisito es que el manejo de los cultivos sea hecho de forma de minimizar las pérdidas de agua en el sistema, además de tratar que la mayor proporción de agua que sale de un cultivo sea vía transpiración, minimizando otras pérdidas (evaporación, escurrimiento superficial y percolación profunda). Este trabajo analiza los factores que afectan a la eficiencia de uso de agua (EUA) en la agricultura a diferentes escalas: planta, potrero y sistemas de conducción extraprediales; entendiendo que en cada nivel cambian los criterios para evaluar dicha EUA. Esto ha llevado a diversas definiciones del concepto, distinguiéndose en la literatura en general tres definiciones:

a) EUA fisiológica (EUAf), que corresponde a la cantidad de CO2 que fija una planta en relación a la cantidad de agua que transpira, con unidades de expresión: kg de CO2 m-3 de agua transpirada.

b) Eficiencia de transpiración (EUAt), que corresponde al cuociente entre rendimiento expresado en kg de materia seca producida y la cantidad total (m3) de agua transpirada durante el ciclo del cultivo.

c) Eficiencia de uso del agua de riego (EUAr), que generalmente corresponde al cuociente entre el rendimiento expresado como kg materia seca y la cantidad total de agua aplicada durante el ciclo del cultivo. Si bien este concepto involucra al riego, en este trabajo se usará también para analizar la EUA en secano; en tales condiciones, la cantidad de lluvia se asimilará a la cantidad de agua aplicada.

En este contexto, se consideran los factores genéticos (que afectan tanto a la EUAf

como a la EUAt), los factores vinculados al manejo de los cultivos (que afecta a la EUAt y a la EUAr) y, finalmente, se analiza brevemente una EUA más global, que incluye el manejo del agua extrapredial (EUAg).

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CARACTERÍSTICAS GENÉTICAS

Metabolismo fotosintético El Cuadro 1 presenta valores típicos de EUAf para distintos grupos de plantas (Lambers et al., 2008), destacándose las plantas de metabolismo CAM2 (tuna, áloe vera, agaves) con muy altos valores, ya que la absorción del CO2 ocurre durante la noche cuando la demanda evaporativa de la atmósfera está en su valor mínimo diario. Bajo óptimas condiciones de manejo se pueden lograr altas producciones de biomasa. Así Flores-Valdez (1995) indica producciones de nopalitos (cladodios frescos de tuna) desde 85 hasta 200 Mg ha-1 año-1 (alrededor de 8,5 a 20,0 Mg ha-1 año-1 de materia seca). Para plantaciones de tuna de muy alta densidad sin restricciones de agua ni de nutrientes, García de Cortázar & Nobel (1991) midieron valores máximos de 40 Mg ha-1 año-1 de materia seca por dos años. Por lo tanto, existe un alto potencial de producción de biomasa con alta EUA que puede tener aplicaciones forrajeras (Riveros et al., 1990; Azócar, 2001) y energéticas (García de Cortázar & Varnero, 1995; Varnero & García de Cortázar, 2006). En plantas CAM con productos de alto valor agregado, como el áloe vera, se ha medido (Silva et al., 2010) EUAr equivalentes a 17 kg MS m-3 de agua aplicada, con requerimientos de agua equivalentes a un 15% de la evapotranspiración de referencia (ETo). A modo de comparación, el trigo presenta valores de EUAt de 2 kg de MS-grano m-3 de agua transpirada (Passioura, 2006), lo que equivale aproximadamente a una EUAr de 1,8 kg m-3 de agua aplicada por aspersión y requerimientos de agua de 100% ó más de la ETo, durante el período de máximo crecimiento del cultivo (Allen et al., 1998) Las plantas C4 (maíz, sorgo, caña de azúcar) presentan valores intermedios de EUAf

(Cuadro 1), lo que en teoría las hace interesantes para la producción en condiciones limitantes de agua. Sin embargo, una alta EUAf no implica bajas demandas de agua, ya que los tres cultivos mencionados presentan demandas entre 5 y 20% más altas que cultivos no C4, en los momentos de máxima demanda de agua (Allen et al., 1998); así sus requerimientos de temperaturas hacen que se deban cultivar en primavera-verano, momento en que la ETo alcanza los valores máximos, por tanto no son tan interesantes de desarrollar en dichas condiciones restrictivas de agua (Passioura, 2007). La búsqueda de una mayor EUAf a través del mejoramiento genético se ha centrado generalmente en especies C3, las que pese a tener la más baja EUAf (Cuadro 1), ofrecen una mayor diversidad de alimentación y constituyen la mayor parte de la dieta alimenticia en el mundo. Se han estimado incrementos en rendimiento de aproximadamente 10% para trigos de secano en años de sequía fuerte en Australia (Passioura, 2006). Estos bajos valores de incremento, junto al hecho que muchas veces se han encontrado relaciones inversas entre rendimiento potencial y EUA (Evans, 1993; Blum, 2005), hacen que no se vea como una característica muy prometedora para aumentar la producción bajo limitaciones de recursos hídricos, salvo situaciones extremas.

Índice de cosecha Una característica genética que afecta a la EUAt es este índice, que equivale a la proporción de la materia seca final del producto de interés (grano en los cereales, tubérculos en la papa) de un cultivo. La mayor parte de los incrementos en

2 CAM: Crassulacean Acidic Metabolism

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rendimiento de los cereales en los últimos 80 años, atribuible a causas genéticas, es justamente el incremento en el índice de cosecha (Evans, 1993; Acevedo et al., 2002), que ha pasado de 25 hasta 50% en los principales cereales, sin cambiar la producción total de materia seca. Este cambio, ha significado en forma implícita un incremento de EUAt de hasta 60% (Hsiao et al., 2007), pues si bien la superficie transpirante no ha cambiado sí ha aumentado la cantidad cosechada del producto de interés. En la medida de lo posible, elevar el índice de cosecha de los cultivos vía mejoramiento genético, es una forma de aumentar EUAt en forma significativa.

Longitud del ciclo vegetativo Esta característica es importante en el caso de cultivos de secano y afecta al valor de EUAt. En ambientes mediterráneos (invierno lluvioso y tanto primavera como verano secos) el problema principal es que el final del ciclo, donde se determina el rendimiento final, ocurre en momentos en que el agua del suelo se ha agotado. El uso de genotipos de ciclo corto, que florecen e inician el crecimiento de los frutos cuando todavía el agua en el suelo es alta, constituye un punto esencial para hacer un uso eficiente del agua en condiciones de secano (Ludlow y Muchow, 1990; Turner, 2004) y así obtener valores altos de EUAt. Según Turner (2004) la mejor forma de mejorar la EUA de los cultivos es tratar de desplazar sus períodos de crecimiento desde los meses de verano con alta ETo hacia meses de primavera u otoño, donde la ETo se reduce en forma significativa. Passioura (2007) indica que recientes avances en identificación de genes de resistencia a frío, pueden favorecer este desplazamiento del ciclo hacia épocas del año más frescas y con menor ETo.

Profundidad de arraigamiento En condiciones de secano, la presencia de sistemas radicales profundizadores permite incrementar los valores de EUAt cuando existen suelos profundos y cantidades de lluvia suficientes para alcanzar todo el perfil del suelo (Turner, 2004). Esto es especialmente importante en secanos con déficit hídrico terminal. También la profundidad de arraigamiento es un factor importante en condiciones de riego. En la medida que ésta sea mayor, los valores de EUAr se incrementan por la mayor eficiencia de aplicación que se puede lograr, al distanciar riegos y reducir la cantidad total de escurrimiento superficial y percolación profunda.

Resistencia a desecación Aunque existe exploración de genes de alta resistencia a la sequía, de alta resistencia a desecación, no se ven como factores de incremento de rendimiento sino más bien como factores de sobrevivencia (Passioura, 2006). Desde el punto de vista de la agricultura no es un objetivo interesante, ya que muchas plantas agrícolas pueden sobrevivir a la sequía. Lo importante es generar un rendimiento adecuado con un bajo consumo de agua (Passioura, 2007).

FACTORES DE MANEJO

Fertilización y control de malezas El manejo adecuado de la fertilización y el control de malezas constituye una parte importante en la obtención de altos valores de EUAr. Turner (2004) indica que aproximadamente la mitad de los incrementos en la eficiencia de utilización de agua en el secano de Australia, proviene de mejoras en el manejo y la otra mitad de mejoramiento genético. Este aspecto es muy común en áreas de secano, pues dada la incerteza de las lluvias, se aplican cantidades mínimas de fertilizante, lo que lleva a

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rendimientos bajos por falta de nutrientes en los años de alta pluviosidad, resultando en una baja EUAr (Passioura, 2006). De la misma manera, aplicaciones subóptimas de fertilizantes en cultivos de riego, llevan también a bajos valores de EUAr. El control de malezas es un punto esencial en la EUAr, especialmente en cultivos y frutales en hileras. El exceso de evapotranspiración en frutales, bajo condiciones de suelo cubierto de malezas contra suelos libres de malezas, varía de 20% para los de hoja caduca hasta 80% en especies CAM, como la piña (Allen et al., 1998).

Condición superfical del suelo La evaporación del agua desde la superficie del suelo, sin pasar a través de la planta, es el factor ambiental más relevante en la reducción de la EUAr en secano, y también puede ser importante en cultivos de riego que no cubran completamente el suelo. Para reducir esta pérdida, se debe incrementar el cubrimiento del suelo, vía densidad de siembra y/o distancias de siembra. Esto es especialmente gravitante en cultivos de arraigamiento superficial (hortalizas) donde en los primeros horizontes (10-15 cm) del suelo se produce competencia entre procesos de evaporación y transpiración (Allen et al., 1998). Muchas veces, la aplicación de tiempos de riego cortos lleva a una concentración del agua y de las raíces muy cerca de la superficie del suelo, con lo que la que la EUAr disminuye. Además en los frentes de mojamiento del agua de riego se pueden acumular sales que inhiben el crecimiento de raíces a mayor profundidad. Un manejo en base a riegos profundos, dentro del rango de penetración de las raíces, produce incrementos en la EUAr por la reducción de esta zona de competencia evaporación-transpiración. El uso de mulch es una forma muy eficiente de incrementar la EUAr, ya que reduce la evaporación a valores cercanos a cero, de manera que las raíces pueden utilizar el agua más superfical suelo para satisfacer la demanda de la atmósfera, sin que haya competencia con el proceso de evaporación. La cero labranza, combinada con mantención de residuos vegetales sobre el terreno, conduce a una reducción de la evaporación y a una reducción del escurrimiento superficial, por lo tanto a un incremento de la EUAr (Turner, 2004). Al respecto, para una rotación trigo-lupino, García de Cortázar (2003) estimó una reducción de 30% en las necesidades de riego si los rastrojos de los cultivos se dejaban sobre el suelo, lo que atribuye fundamentalmente a la disminución de la evaporación. Otra característica positiva de la cero labranza es el mejoramiento de las propiedades físicas del horizonte superficial de los suelos, a través del incremento de los contenidos de materia orgánica y su efecto protector contra erosión. Ambas características reducen la posibilidad de escurrimiento superficial, favoreciendo la tasa infiltración, lo que en zonas áridas y semiáridas se traduce en un incremento de EUAr. No obstante, en zonas de alta pluviosidad esto no ocurre, porque la mayor infiltración se traduce en una mayor posibilidad de percolación y de pérdida de nutrientes (García de Cortázar, 2003; Turner, 2004).

Eficiencia de aplicación La eficiencia de aplicación (Ea) se define como la proporción entre la cantidad de agua que queda en la zona radical después de un riego, con respecto a la cantidad de agua entregada por el sistema de riego. El sistema de riego es el principal factor que afecta a este parámetro. En el caso de los riegos tecnificados (aspersión, goteo, microaspersión) se alcanzan valores altos de Ea (85-100%), mientras que en riego por surco no va más allá de 50% a 70%.

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Desde el punto de vista de EUAr, este grado de tecnificación implica cambios en los valores de EUAr de simple a doble, lo que refuerza la importancia del uso de estos sistemas para condiciones de oferta reducida de agua. No basta, sin embargo, un sistema tecnificado para asegurar una alta EUAr. En Chile, es muy común que sistemas bien diseñados, sean usados en forma ineficiente por los agricultores. No hay claridad de los tiempos de riego a utilizar, no se hacen muchas veces las labores de mantención de los sistemas y el resultado es una menor EUAr. Falta una preocupación de los agricultores por utilizar en forma eficiente el sistema de riego.

Sistemas de riego deficitario Este sistema de riego es, generalmente, un sistema tecnificado en el que se controlan las cantidades de agua aplicadas. Esta regulación se hace en base a la sensibilidad del rendimiento final a déficit hídrico, en diferentes momentos del ciclo del cultivo. La base esencial del método es que muchas veces el rendimiento deseado de un cultivo o frutal no es el máximo posible del punto de vista fotosintético. Ello es especialmente claro en el caso de los frutales en que, muchas veces, el valor comercial del producto depende más de características de calidad (color, sabor, acidez) que de la cantidad de materia seca producida. La calidad va generalmente asociada a una exposición adecuada de los frutos a la radiación solar, lo que normalmente requiere una reducción de la superficie foliar total. Así, los déficit hídricos regulados, durante el período de crecimiento del área foliar, permiten controlar el tamaño total del sistema fotosintético, reduciendo al mismo tiempo la cantidad de agua necesaria para llevar al rendimiento final. En este sentido, Goodwin & Boland (2000) indican que en Australia, el riego deficitario ha permitido incrementar en un 60% la EUAr. Otro aspecto positivo para la EUAr del riego deficitario es que, al utilizar caudales más bajos de agua, se logran un mejor control de la percolación y de la contaminación de napas. Kirda (2000) analiza el uso del riego deficitario en cultivos y llega a la conclusión que, dependiendo de la sensibilidad del cultivo, el sistema puede incrementar hasta un 30% la EUAr. Hsiao et al. (2007) indican que hortalizas (como tomate y pimentón) e incluso cereales pueden ser regados deficitariamente, pero que por razones de rentabilidad se ha concentrado esta técnica en especies frutales. En Chile se ha realizado bastante trabajo en riego deficitario en frutales, pero no se ha desarrollado en cultivos.

EFICIENCIA EXTRAPREDIAL La conducción del agua desde su fuente (río, embalse, etc.) hasta el predio presenta una baja eficiencia en muchas zonas de riego, aunque es menos controlada por parte del agricultor. Las razones de la baja eficiencia (EUAg) a esta escala apuntan a sistemas de conducción de agua por canales abiertos y sin revestimiento, con altas pérdidas por percolación y por evaporación. Por cierto, a nivel de una cuenca, muchas veces la percolación de partes altas se transforma en aportes hacia las partes bajas de ella; sin embargo, desde el punto de vista del agricultor que está en la parte alta se puede considerar una pérdida. La acción de revestimiento o incluso entubamiento de los sistemas de conducción es claramente más responsabilidad de entidades privadas o públicas mayores que del agricultor individual, pero puede incrementar significativamente la EUA de una cuenca.

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COSTO DEL AGUA Un aspecto que contribuye a las bajas eficiencias de uso del agua se puede encontrar en el bajo costo del recurso, lo que es común en muchas partes del mundo (Hsiao et al., 2007). Los agricultores tienden a usar el agua sin mucha eficiencia, prefiriendo concentrar sus esfuerzos en otros aspectos del manejo, que al menos ellos ven como más significativos. Es indudable que esto deberá cambiar a corto plazo, con los aumentos de demanda de agua de la sociedad, lo que obligará a hacer un uso más eficiente del agua en la agricultura

ANALISIS MULTIESCALA Hsiao et al. (2007) presentan un análisis de la EUA a diferentes escalas y calculan una eficiencia total de utilización del agua desde su punto de captura hasta el rendimiento. El Cuadro 2 muestra los valores estimados para cada nivel, bajo dos condiciones: óptima, cuando todas las acciones se realizan con alta eficiencia y, subóptima que caracterizaría sistemas agrícolas poco tecnificados. Lo interesante de estas cifras (Cuadro 2) es que a partir de la EUAt se pueden calcular las otras eficiencias analizadas en este trabajo; para ello basta multiplicar los términos adecuados. Por ejemplo, la EUAr de la situación óptima sería 1,7 kg m-3 (2,6·0,8·0,8) y la EUAg sería 1,3 kg m-3 (2,6·0,8·0,8·0,9·0,9). En teoría, si se entuban todas las conducciones y la eficiencia de aplicación se lleva a 100%, no habría diferencias entre EUAr y EUAg, aunque no es una solución económica. Si ahora se repite el cálculo, pero para la situación subóptima, la EUAr baja a 0,10 kg m-3 y la EUAg baja a 0,03 kg m-3. En definitiva, un incremento en la EUA en condiciones de restricción hídrica requiere de acciones a todos los niveles: investigación, operación adecuada de sistemas agrícolas y sistemas de distribución optimizados. Si sólo se enfoca el esfuerzo a uno de los niveles, seguirán existiendo bajas eficiencias totales.

CONCLUSIONES El incremento de la eficiencia de uso del agua (EUA) en la agricultura depende de una acción multiescala que engloba investigadores, productores y Estado. A nivel de investigación, se requiere el desarrollo de paquetes tecnológicos que apunten a que la mayor cantidad posible de agua del suelo pase a través de la planta como transpiración. La principal forma de aumentar la eficiencia de uso de los recursos hídricos a nivel de productores agrícolas, es a través del diseño y operación adecuados de los sistemas de riego. En Chile, la operación de los sistemas es actualmente el punto más débil. Las asociaciones de agricultores y el Estado deben hacer esfuerzos para mejorar la eficiencia de conducción de los canales del país.

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Cuadro 1. Valores de eficiencia de uso del agua fisiológica (EUAf) para diferentes grupos de plantas (Lambers et al., 2008).

EUAf Grupo de plantas (kg CO2 m-3 de agua transpirada)

CAM 49 C4 10-30 C3 leñosas 5-27 C3 herbáceas 2-12

Cuadro 2. Análisis multiescala de los factores que afectan a la eficiencia de uso del agua (EUA), para dos escenarios: subóptimo y óptimo (adaptado de Hsiao et al., 2007). La última columna muestra las acciones que se deben realizar para pasar de una a otra condición.

Escenario Subóptimo Óptimo

Acciones de corrección

EUAt, kgMS rendimiento m-3 agua transpirada 0,7 2,6

• Incrementar índice de cosecha • Ciclos adaptados a condiciones de baja ETo • Floración en momentos de disponibilidad de agua • Fertilización adecuada

Transpiración / Agua en zona raíces, m3 m-3 0,4 0,8 • Raíces profundas • Control de malezas • Uso de cero labranza

Eficiencia de aplicación, m3 m-3 0,4 0,8 • Diseño adecuado del sistema de riego • Uso correcto del sistema de riego

Eficiencia de conducción predial, m3 m-3 0,5 0,9 • Disminución de evaporación y percolación Eficiencia de conducción extrapredial, m3 m-3 0,6 0,9 • Disminución de evaporación y percolación

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NOTAS

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CONTAMINACIÓN DE AGUAS POR EL USO DE FERTILIZANTES NITROGENADOS Y ENMIENDAS

ORGÁNICAS Osvaldo Salazar G., Francisco Nájera de F. osalazar@uchile.cl Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Agronómicas, Departamento Ingeniería y Suelos.

RESUMEN El presente trabajo efectúa una revisión de los procesos de pérdidas de nitrógeno (N) desde suelos con aplicaciones de fertilizantes nitrogenados y enmiendas orgánicas, además de su efecto en la contaminación de aguas. Estos procesos están directamente relacionados al movimiento de agua en el suelo, donde los nitratos (NO3

-) son transportados bajo condiciones de flujo saturado, no saturado y preferencial hacia los cuerpos de agua. Particularmente importante son las áreas agrícolas cercanas a cuerpos de agua, que son más susceptibles a recibir NO3

- por escurrimiento superficial, flujo lateral y lixiviación. Es importante destacar que estos procesos de transporte varían en una escala espacial y temporal dentro del sistema, factores que deben ser considerados al momento de definir las estrategias de muestreo de suelos y aguas. Los modelos computacionales que relacionan el ciclo de N y carbono, junto con movimiento de agua en el suelo son una herramienta importante para integrar los complejos procesos que determinan el movimiento de N desde el suelo a los cuerpos de agua. En Chile es necesario establecer programas de monitoreo continuo en áreas con actividad agrícola intensiva, particularmente en zonas con cultivos que reciben dosis altas de fertilizantes nitrogenados y enmiendas orgánicas. Palabras clave: calidad de aguas, contaminación difusa, nitratos

INTRODUCCION Durante la década de los 90, numerosos estudios sugerían que la contaminación de aguas por fuentes nitrogenadas había cambiado de una escala local hacia una escala regional (Heathwaite et al., 1993). En la actualidad los estudios indican que este problema ambiental ha cambiado hacia una escala continental afectando extensas zonas en los océanos, y algunos incluso mencionan que se trata de un problema a nivel global (Doney, 2010). Ya a fines de los años 90, Vitousek et al. (1997) indicaban que una de las principales razones para este incremento sostenido de nitrógeno (N) en los cuerpos de agua se relacionaba con el hecho de que en los últimos 100 años se había doblado la tasa de aporte de N a los suelos con uso agrícola. Así en Europa y EUA, la agricultura moderna ha sido reconocida tanto por agricultores como ambientalista como una fuente significativa de contaminación difusa de N hacia aguas superficiales y subsuperficiales (Armstrong & Burt, 1993). Es importante recordar que los procesos de pérdidas de N desde el suelo hacia los cuerpos de agua ocurren en forma natural en todos los ecosistemas. Sin embargo, el N es usualmente el nutriente más limitante para la producción de la mayoría de los cultivos, y es por lo tanto el elemento que se aplica en dosis más altas. Así, el uso intensivo de fertilizantes nitrogenados y enmiendas orgánicas (purines, guanos, etc.), para incrementar los rendimientos de los cultivos, puede intensificar el riesgo de contaminación de cuerpos de agua por formas nitrogenadas como nitrato (NO3

-) y

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amonio (NH4+), si es que éstas se mueven más allá de la zona de raíces de los

cultivos. De ellas, el NO3- es el más susceptible a ser transportado hacia los cuerpos

de agua debido a que es muy soluble en agua y a que la capacidad de adsorción de aniones de los suelos es por lo general baja (Armstrong & Burt, 1993). De tal forma, que como punto de partida es importante estimar en forma exacta la demanda de N de los cultivos y suministrar las cantidades correspondientes, de manera de minimizar los riesgos de pérdidas de N hacia el ambiente (Havlin et al., 2005). En Chile, los principales fertilizantes nitrogenados usados en la producción de maíz son urea y salitre potásico con dosis de aplicación en la zona central de Chile usualmente superiores a 300 kg N ha-1 (ODEPA-CHILE, 2010), donde estas dosis son estimadas en base a recomendaciones simples sin considerar ningún análisis de suelos o cálculo de un balance de N. Así, estas dosis de N aplicadas en Chile, son el doble de las aplicadas para maíz en EUA (USDA, 2011). El N en exceso en los cuerpos de agua es un contaminante que causa eutrofización de las aguas superficiales y una contaminación de las aguas subsuperficiales (Carpenter et al., 1998). Por ejemplo, en algunos estudios se ha concluido que las aguas con niveles altos de NO3

-, que provienen de áreas agrícolas, son la principal fuente difusa de contaminación de cuerpos de agua (Anderson et al., 2002). Así cuando las aguas contaminadas con N alcanzan un curso de agua permanente como un río, pueden llegar hasta el mar causando serios problemas de eutrofización en zonas costeras alrededor del mundo, como por ejemplo en el mar Báltico o el Golfo de México (Vitousek et al., 1997; Stålnacke et al., 1999). Esta eutrofización avanzada ha causado, en estas zonas, una hipoxia permanente afectando seriamente los ecosistemas costeros (Vahtera et al., 2007). Además efectos severos en la salud ocurren, cuando humanos o animales ingieren aguas con niveles altos de NO3

-, tales como metahemoglobinemia en niños, cáncer y enfermedades respiratorias (Havlin et al., 2005). El objetivo de este trabajo es revisar los procesos de pérdidas de N desde suelos con aplicaciones de fertilizantes nitrogenados y enmiendas orgánicas, además de su efecto en la contaminación de aguas. Particularmente importante son las áreas agrícolas cercanas a cuerpos de agua, que son más susceptibles a recibir NO3

- por escurrimiento, flujo lateral y lixiviación. De esta forma el trabajo se centrará en los procesos y factores que determinan el movimiento de NO3

- desde los suelos hacia los cuerpos de agua.

PROCESOS DE TRANSPORTE DE N La presencia de NO3

- disponible en la solución suelo está directamente relacionada con el ciclo del N en los suelos, particularmente con los procesos de nitrificación (transformación de NH4

+ a NO3-), desnitrificación (transformación de NO3

- a N2O, NO o N2) y con los aportes de NO3

- externos al suelo vía fertilización, incorporación de enmiendas orgánicas y adiciones desde la atmósfera (Havlin et al., 2005). Por lo tanto, cuando el NO3

- disponible en la solución suelo excede los requerimientos de los cultivos o se encuentra en una posición tal que ya no es accesible para las raíces o no puede ser transportado hacia las raíces vía difusión o flujo de masas, se transforma en un soluto que es potencialmente transportable hacia cuerpos de agua. Este movimiento de NO3

- en los suelos está directamente relacionado con el movimiento de agua en los suelos (Armstrong and Burt, 1993), el que puede clasificarse principalmente en tres tipos de flujos: saturado, no saturado y

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preferencial. El flujo saturado corresponde al movimiento de agua bajo condiciones de saturación que responde a un gradiente hidráulico siguiendo la ley de Darcy; puede generarse en el suelo después de una lluvia, riego o en suelos con mal drenaje y con una condición de saturación permanente. Bajo estas condiciones, el movimiento de NO3

- puede generarse en una dirección vertical y/o horizontal. Por su parte, el movimiento de agua en condiciones de insaturadas sigue un gradiente de potencial, donde existe preferentemente un flujo vertical de agua que puede ser descrito usando la ley de Richards. Este flujo no saturado es más lento y en consecuencia el NO3

- presenta tiempos de residencia más altos en el suelo. Además este flujo vertical de agua que transporta NO3

- puede darse en dos sentidos, hacia la superficie si la evapotranspiración supera a la precipitación o en sentido contrario si la precipitación es mayor que la evapotranspiración. El flujo preferencial es un movimiento vertical y rápido de agua a través de una porción específica y pequeña del volumen de suelo, tales como grietas, fisuras y canalículos dejados por la actividad de la fauna y flora del suelo (Hendrickx & Flury, 2001). Este proceso ha sido principalmente asociado a suelos con arcillas expandibles, sin embargo estudios (Bouma, 1981; Li & Ghodrati, 1997) han demostrado que este proceso también puede ocurrir en suelos de textura gruesa. Numerosos estudios (Nielsen et al., 2010) desarrollados en los últimos años, principalmente con la ayuda de trazadores, han demostrado que el flujo preferencial representa una importante vía de movimiento de contaminantes desde el suelo hacia cuerpos de agua, incluido el NO3

-. ESCALA ESPACIAL Y TEMPORAL DEL MOVIMIENTO DE N Los estudios de movimiento de agua y N en los suelos pueden ser realizados considerando distintas escalas espaciales y temporales. Éstos deben representar la variabilidad espacial y temporal de los numerosos factores que intervienen en el movimiento de NO3

-, desde el suelo hacia aguas superficiales y subsuperficiales (Salazar, 2009). Estos estudios generalmente se realizan usando una de las siguientes escalas: perfil de suelo, campo (sitio) o cuenca, los que corresponden a estudios de 1-, 2- y 3-dimensiones, respectivamente (Armstrong & Burt, 1993). La elección de cualquiera de estas escalas y sus respectivas dimensiones dependen del objetivo del estudio. Así los estudios de perfil de suelo se concentran por lo general en el estudio del movimiento de NO3

- en dirección vertical (lixiviación) hacia las napas subterráneas. Los estudios de campo se relacionan con el estudio del movimiento de NO3

- hacia cuerpos de agua cercanos, donde además de la lixiviación de NO3

- se incluye el estudio del movimiento de NO3

- en dirección horizontal vía escurrimiento superficial y el flujo lateral subsuperficial. Los estudios de cuenca son los más complejos y deben considerar diversos factores (suelo, manejo, clima, etc.) y además integrar de alguna forma la variabilidad espacial y temporal de estos factores dentro de área extensas. En estos estudios de cuenca además de considerar el movimiento vertical y horizontal de NO3

-, se debe incluir el movimiento y transformaciones que sufre el NO3

- en su transporte a través de los cuerpos de agua (canales, ríos, etc.). El balance entre cuál proceso es más importante en los suelos (el flujo de dirección horizontal o vertical) depende principalmente de las características del suelo y en segundo lugar del balance hídrico de la zona (precipitación vs. Evapotranspiración, principalmente). De tal manera que en suelos que presentan una percolación de agua sin restricciones, el movimiento de NO3

- se da mayoritariamente en dirección

150

vertical hacia las napas subterráneas; en cambio, en suelos que presentan restricciones al movimiento de agua (ejm., suelos con presencia de estratas impermeables) el movimiento ocurre preferentemente en dirección horizontal hacia cuerpos de agua superficial. Los niveles de N en los cuerpos de agua, cercanos a zonas agrícolas, presentan ciclos durante la temporada o una “escala temporal” que se relacionan con la presencia de cultivos, clima (precipitaciones y temperatura), el riego, el ciclo del N en los suelos y las épocas de aplicación tanto de fertilizantes nitrogenados como de enmiendas orgánicas (Heathwaite, 1993). El régimen de precipitaciones y la temperatura son dos de los factores más importantes que determinan el suministro de NO3

- desde el suelo; así, podría esperarse que en un suelo de secano de la zona central de Chile los niveles de NO3

- sean más altos en primavera y en otoño después de las primeras lluvias. En consecuencia, al haber más NO3

- disponible en el suelo es esperable que los niveles de NO3

- en los cuerpos de agua cercanos se incrementen, si se generan las condiciones para su desplazamiento. Particularmente el régimen de precipitaciones, tanto los montos, intensidad y duración, determinan en parte la cantidad y distancia en que el NO3

- puede ser movilizado hacia aguas superficiales y subsuperficiales. De tal forma que, en la zona central de Chile, el potencial mayor de contaminación de NO3

- se daría en invierno, cuando hay más agua disponible en el suelo para transportar el NO3

- vía flujo saturado, no saturado o preferencial. Sin embargo, hay que conectar este contenido mayor de agua en el suelo con el ciclo de suministro de NO3

- desde el suelo o cuando se producen las adiciones externas durante la temporada (fertilizantes, enmiendas orgánicas, etc.), para establecer las épocas de riesgo mayor de pérdidas de NO3

-. Por otra parte, en los suelos bajo riego se modifica completamente el balance hídrico natural de un suelo; de la misma manera, el ciclo del N de estos suelos, donde además existe el riego de pérdidas de NO3

- en primavera-verano. Por lo tanto, los estudios que relacionen las actividades agrícolas con la contaminación de agua por NO3

- deben considerar al menos un año. Ambas escalas, espacial y temporal, tienen que ser consideradas al momento de definir las metodologías de muestreo de aguas, principalmente para definir cuál va a ser la intensidad de muestreo de suelos y aguas que van a caracterizar los procesos.

USO DE MODELOS COMPUTACIONALES En la búsqueda de prácticas de manejo que reduzcan los efectos negativos de las pérdidas de NO3

- hacia los ecosistemas acuáticos, es necesario establecer un mejor entendimiento de los procesos que regulan la dinámica del N en los suelos. Sin embargo, como se ha hecho mención en esta revisión los mecanismos que determinan las pérdidas de N desde el suelo son complejos y dependen de muchos factores. En este sentido, el desarrollo de modelos computacionales ha proporcionado métodos para describir los mecanismos de retención y liberación de N en los suelos. Estos modelos se basan en los procesos físicos, químicos y biológicos que afectan el ciclo del N en los suelos y su relación con el movimiento de agua en ellos, los que son integrados en los modelos para ayudar a conectar las complejas interacciones que ocurren (Salazar, 2009). Así, estos modelos están siendo usados como una herramienta en la toma de decisiones para el establecimiento de buenas prácticas de manejo y por tanto cumplir con las normas de protección de cuerpos de agua, principalmente en zonas identificadas como

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vulnerables y de potencial alto de contaminación por NO3-; tal es el caso de suelos

de textura gruesa cercanos a cuerpos de agua (Salazar et al., 2009). Es importante tener presente que estos modelos, que simulan la dinámica del N, deben considerar además el ciclo del carbono, debido a la estrecha relación que existe entre ambos ciclos en el suelo y que afectan la retención y liberación de formas nitrogenadas en el suelo (Salazar et al., 2011).

ESTUDIOS EN CHILE En Chile pocos estudios que incluyan un monitoreo continuo superior a un año han sido realizados para evaluar el impacto de las actividades agrícolas en los niveles de NO3

- hacia cuerpos de agua, en particular para cultivos que reciben dosis altas de fertilizantes nitrogenados en la zona central de Chile. Por ejemplo, el estudio realizado por Golembesky (2004) para un periodo de 13 meses, encontró que los niveles de NO3

- en pozos de agua subterránea cercanos a zonas agrícolas en la VI Región eran generalmente mayores que el límite establecido para consumo humano en Chile de 10 mg NO3-N L-1 (INN, 1984); observando que la producción de maíz era el cultivo principal en el área en estudio (40% del total). El estudio de Ribbe et al. (2008) durante 3 años en un cuenca en la V Región encontró una relación directa entre las actividades agrícolas y las concentraciones de NO3

- en aguas superficiales; informan concentraciones más altas en los meses de invierno, con valores levemente superiores a 10 mg NO3-N L-1. Otros estudios en la zona central de Chile, pero de menor duración, reportan resultados contradictorios; así mientras algunos encontraron valores superiores a la norma Chilena e identifican a las fuentes nitrogenadas aplicadas en la agricultura como la principal fuente de contaminación de aguas por NO3

- (Donoso et al., 1999; Iriarte, 2007), otros estudios descartan esta teoría (Arumi et al., 2005). Por lo tanto, dada la importancia actual de la protección del ambiente y de la calidad de aguas en Chile para consumo humano, es fundamental contar con más estudios que consideren un monitoreo continuo de los niveles de N en aguas superficiales y subsuperficiales en zonas donde exista un uso agrícola intensivo. Esto permitiría identificar las zonas y épocas de riesgo mayor de pérdidas de N hacia cuerpos de aguas,y adoptar tanto prácticas de manejo como medidas de mitigación, que permitan cumplir en las dichas zonas con los objetivos fundamentales de producir alimentos y proteger el ambiente. CONCLUSIONES Numerosos estudios han demostrado la directa relación que existe entre aplicaciones excesivas tanto de fertilizantes como de enmiendas orgánicas y la contaminación de cuerpos de agua cercanos. Correspondiendo a una degradación de los recursos hídricos, particularmente a una reducción de la calidad de las aguas, presenta efectos acumulativos que se pueden extender desde una escala local a una regional e incluso global. En Chile existen pocos estudios de largo plazo que relacionen la dinámica de las pérdidas de NO3

- hacia los cuerpos de agua y las prácticas de manejo en la agricultura. Por lo tanto, es necesario establecer programas de monitoreo continuo en áreas con actividad agrícola intensiva, particularmente en zonas con cultivos que reciben dosis altas de fertilizantes nitrogenados y enmiendas orgánicas, particularmente si presentan suelos que por su características o posición en el paisaje son más susceptibles a las pérdidas de N. Esto permitiría identificar las zonas y épocas de riesgo mayor de pérdidas de N hacia dichos cuerpos y así poder adoptar

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tanto prácticas de manejo como medidas de mitigación que permitan cumplir en las zonas agrícolas con los objetivos fundamentales de producir alimentos y proteger el ambiente.

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153

NOTAS

154

RESÚMENES DE PRESENTACIONES

EN LA MODALIDAD DE PÓSTERS

155

I. SUELOS DEGRADADOS QUÍMICAMENTE O CON LIMITACIONES QUÍMICAS

CONCENTRACIONES DE Ba, Cr, Ni, Sr, V, Y Mn EN SUELOS DE MANRESA, NE ESPAÑA

Jaume Bech1, Pedro Tume2, Joan Bech1, Pedro Sánchez1, Ferrán Reverter1, Lluis Longan1 ptume@ucsc.cl 1Universidad de Barcelona, España 2Universidad Católica de la Santísima Concepción, Chile

RESUMEN El objetivo de este trabajo fue determinar las concentraciones de Ba, Cr, Ni, Sr, V y Mn (extracción por agua regia) en 27 lugares (54 muestras) de Manresa, Cataluña (NE, España) y establecer la línea de base y las relaciones entre los metales pesados con la roca madre y algunas propiedades del suelo. Las medianas de las concentraciones (mg kg-1) fueron Ba 222,0, Cr 24,8, Ni 23,5, Sr 71,5, V 50,8 y Mn 448,0. Las concentraciones de los elementos para estos suelos son menores que los publicado para suelos europeos y el mundo. Los factores de enriquecimiento indican una probable contaminación antrópica. La adsorción y retención de los metales pesados en estos suelos están influenciadas por propiedades como el contenido de arcilla, materia orgánica, carbonatos y pH. La distribución de los metales pesados está influenciada por la litología, procesos de formación del suelo y antrópicos. Palabras clave: metales pesados, suelos, Manresa, Cataluña, España

EVALUACIÓN DEL MANEJO DE NUTRICIÓN Y BALANCE DE NITRÓGENO EN SUELOS CULTIVADOS CON PIMIENTO (Capsicum Annuum L.), EN LOS

SECTORES MEDIO Y ALTO DEL VALLE DE AZAPA Jocelyn Munizaga C., Claudia Silva J. csilvaj@uta.cl Depto. de Recursos Ambientales, Fac. de Ciencias Agronómicas, Universidad de Tarapacá.

RESUMEN La situación productiva del valle de Azapa debe enfrentarse a las condiciones limitantes de escasez hídrica, salinidad y mala calidad de los suelos. Esta baja calidad se debe a la salinidad de éstos, lo que genera una limitación química para su utilización y a la mínima cantidad de materia orgánica presente, perjudicando la estabilidad de la estructura, su permeabilidad y porosidad. Todo ello repercute en una escasa capacidad de retención de agua, disminución de la fertilidad, menor capacidad de intercambio catiónico, bajo contenido de micro y macronutrientes y una menor población microbiana. De los suelos del valle de Azapa, un 62% de su superficie puede ser catalogada entre Clases II y IV de Capacidad de Uso; no existen suelos de Clases I y VIII. El agua del valle de Azapa posee CE > 1 dS m-1; esta condición salina del agua de riego es determinante para la salinidad del suelo lo cual, sumado a las prácticas de sobrefertilización de los cultivos, puede agravar más aún la problemática actual. Se realizó un seguimiento tanto al manejo de fertilización como a los niveles iniciales y finales de N, P y K en el suelo de predios cultivados con pimiento (Capsicum annuum L.) de los sectores medio y alto del valle de Azapa (km 16 y 27), encontrándose que los niveles finales disponibles de N distaron mucho de ser coherentes con la riqueza inicial del suelo y las cantidades absorbidas por el cultivo, alcanzando valores muy bajos respecto a los niveles iniciales en el suelo y a los aportes nutritivos realizados para el cultivo. Esto obedecería a la lixiviación de los elementos, dado que los productores no realizan una aplicación racional de nutrientes en los cultivos, sobrefertilizándolos. La aplicación excesiva de fertilizantes puede generar problemas de desbalance nutricional, siendo aún más grave la contaminación de suelo y de las aguas tanto superficiales como subterráneas, puesto que los nutrientes no absorbidos migran y son descargados al suelo, llevando a problemas culturales y ambientales. Debido a la baja disponibilidad de agua en el valle, su calidad y la metodología de riego utilizada en la zona, pudiera detectarse a futuro un aumento de la salinidad de los suelos, aumentando las limitantes sobre el rendimiento productivo de algunos cultivos más sensibles. Palabras clave: fertilización, salinidad, nitrógeno, valle de Azapa

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EFECTO DEL RIEGO POR 15 AÑOS CON AGUA CLARA DE RELAVE ALTA EN MOLIBDENO Y SULFATOS SOBRE LA CALIDAD DEL SUELO Y DEL FORRAJE

Annelie Zbinden V., Olga León S., M. Adriana Carrasco R. anneliezbinden@u.uchile.cl Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Agronómicas (Unidad de Gestión y Apoyo a la Docencia UGAD y Departamento de Ingeniería y Suelos).

RESUMEN La utilización de agua clara de relaves mineros, alta en molibdeno (Mo) y sulfatos (SO2-

4), en riego agrícola puede deteriorar la calidad del suelo al generar una acumulación de Mo, un aumento de su disponibilidad y problemas de salinidad. El aumento de la disponibilidad de Mo puede ocasionar un incremento de éste en el forraje. La ingesta elevada de Mo por animales rumiantes provoca una deficiencia fisiológica de cobre (Cu) conocida como molibdenosis. El aumento de la salinidad puede ocasionar desbalances nutricionales y deterioro del rendimiento. El objetivo de esta investigación fue evaluar el efecto del riego con agua clara de relave del Embalse Carén, tanto sobre la calidad del suelo como del forraje de ballica (Lollium perenne L.) y trébol (Trifolium repens L.). Se evaluó un suelo perteneciente a la Serie Quilamuta (Typic Xerochrepts), muestreado a 0–30, 30–60, 60–90 y 90-120 cm de profundidad; en un sitio mantenido bajo riego por 15 años con agua clara de relave y en otro sitio bajo pradera natural sin riego. Se realizó un muestreo al azar con tres repeticiones y se determinó MO, pH, CE, CIC, Mo total y soluble; macronutrientes (N, P y K) disponibles; Cu, Fe y Mn extraíbles con DTPA, y cationes y aniones solubles. Además, se establecieron ensayos de campo con ballica y trébol regados con agua clara de relave (RACR) y agua de pozo (RAP). Se determinó la producción de materia seca y la concentración de Mo, Cu y S, así como también la relación Cu:Mo en el tejido del forraje. El suelo RACR, en todas las profundidades, tuvo un mayor contenido de Mo total y se transformó en un suelo levemente salino; además, en este suelo el rendimiento de ballica fue un 36% menor y el de trébol un 18% menor que en el suelo RAP. Hubo una diferencia significativa en los contenidos de Mo soluble entre ambos suelos y en la absorción de Mo por las plantas. La relación Cu:Mo fue baja en ambos forrajes, pero menor en el RACR. Se concluye que el riego con agua clara de relave ha degradado la calidad química y biológica del suelo, ha generado un deterioro de su función de productividad, de su capacidad para atenuar contaminantes y de su capacidad para producir alimentos sanos para animales rumiantes. Financia: Convenio CICA Ing. Consultores-Facultad de Cs. Agr., Universidad de Chile. Palabras clave: salinización, degradación del suelo, relación Cu:Mo en forraje.

EVALUACIÓN DE LOS EFECTOS DEL TSUNAMI-2010 EN LAS PROPIEDADES DE SUELOS EN DUAO, VII REGIÓN DE CHILE.

Manuel Casanova, Francisco Nájera, Orlando Macari, Sebastián Silva, Osvaldo Salazar, Oscar Seguel 1 Departamento de Ingeniería y Suelos, Facultad de Ciencias Agronómicas. Universidad de Chile. .

RESUMEN El sismo grado 8,8 en escala Richter, ocurrido el 27 de febrero del 2010 en el centro sur de Chile, determinó la entrada de aguas del Océano Pacífico al continente. Ello tuvo una serie de impactos en los suelos riego; entre otros: erosión o acreción a lo largo de la costa, sedimentación y depositación de materiales orgánicos de fondo marino y salinización. Para la localidad de Lipimávida, comuna de Licantén (34º 50’ S y 72º 08’ W), en este estudio se comparó algunos de dichos efectos en un suelo afectado y otro no alcanzado por el mar, ambos cultivados con papayos (Carica papaya L.). Se evaluaron tanto propiedades físicas como químicas de suelo relevantes, a dos profundidades (0-20, 20-40 cm) y en tres oportunidades dentro del año 2010, así como parámetros de calidad de las aguas de riego (pozo). Como producto del tsunami el suelo adquirió propiedades salino-sódicas (CE: 12,6 dS m-1; RAS: 15,7) en superficie y salinas en profundidad (CE: 13,7 dS m-1; RAS: 8,2). En cuanto a propiedades físicas, solo se advierten cambios en las curvas de retención de agua, que reflejan el efecto del potencial osmótico sobre el potencial total, generado por las sales adicionadas por

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la entrada de mar. Al cabo de 9 meses (diciembre de 2010), se aprecia una recuperación natural del sitio con CE: 0,6 dS m-1 y RAS: 1,3. Palabras clave: tsunami, salinidad, sodicidad, suelos.

II. SUELOS DEGRADADOS BIOLÓGICAMENTE O CON LIMITACIONES BIOLÓGICAS

ACTIVIDAD BIOLOGICA EN UN ALFISOL DEGRADADO ENMENDADO CON BIOSÓLIDOS Y CULTIVADO CON SERRADELA AMARILLA (Ornithopus

compressus L.) José Celis H.1, Ángela Machuca H.2, Marco Sandoval E.3, Patricia Morales C.3

1Universidad de Concepción, Facultad de Ciencias Veterinarias, Chillán, Chile. 2Universidad de Concepción, Depto. Forestal, Los Ángeles, Chile. 3Universidad de Concepción, Facultad de Agronomía, Chillán, Chile. jcelis@udec.cl

RESUMEN El impacto de los lodos urbanos sobre las propiedades biológicas en alfisoles del secano interior de la Cordillera de la Costa de Chile ha sido poco estudiado. El objetivo de este estudio fue evaluar el efecto de la aplicación de lodo urbano sobre las propiedades biológicas de un alfisol degradado de la Región del Bío Bío (Chile), cultivado con serradela amarilla (Ornithopus compressus L.). Se adicionó lodo al suelo a razón de 15, 30 y 60 Mg ha-1, a partir de lo cual se definieron los siguientes tratamientos: L15-P = 15 Mg ha-1 lodo + O. compressus L; L30-P = 30 Mg ha-1 lodo + O. compressus L.; L60-P = 60 Mg ha-1 lodo + O. compressus L.; L15 = 15 Mg ha-1 lodo; L30 = 30 Mg ha-1 lodo; L60 = 60 Mg ha-1 lodo; CP= suelo sin enmendar, con cultivo; C = suelo sin enmendar, sin cultivo. Se evaluó la actividad de los microorganismos del suelo a través de pruebas de respirometría, se determinó la actividad de las enzimas hidrolíticas representativas de los ciclos del C, N y P en el suelo, y se evaluó el desarrollo de la fitomasa del cultivo. Se encontró un aumento (p≤0,05) del C-CO2 respirado por los microorganismos del suelo en proporción directa con las dosis de lodo enmendadas. Del mismo modo, hubo una mayor actividad de las enzimas β-glucosidasa, ureasa y fosfatasa ácida a 60 Mg ha-1 de lodo. Sin perjuicio de lo anterior, tanto la actividad respiratoria como la actividad enzimática fueron superiores (p≤0,05) en los tratamientos con suelo enmendado con lodo y cultivado con O. compressus L. Esta mayor actividad fue más notoria cuando la leguminosa alcanzó el mayor desarrollo de su fitomasa, destacándose el efecto estimulante de las raíces en la actividad biológica del suelo. Palabras clave: respiración, actividad enzimática, lodos, remediación.

PRESENCIA OTOÑAL DE ESCARABAJOS ESTERCOLEROS NATIVOS PARACÓPRIDOS (SCARABAEIDAE: SCARABAEINAE) EN RENOVALES DE

BOSQUE NATIVO Y PRADERAS NATURALES ASOCIADAS DEL SUR DE CHILE. Mauricio González, Dante Pinochet, Roberto Carrillo y Maritza Reyes. suelos@uach.cl Universidad Austral de Chile.

RESUMEN Los escarabajos estercoleros (Coleoptera: Scarabaeidae, Geotrupidae, Aphodiidae), están distribuidos ampliamente en variados ecosistemas alrededor del mundo. Éstos, contribuyen a desaparición del estiércol en superficie, promoviendo cambios en la condición física, química y biológica del suelo que se encuentra bajo el estiércol. En Chile, los estercoleros pueden encontrarse desde el norte al sur del país, con dominio de especies nativas. A pesar de su importancia, en el sur de Chile, no existen estudios que muestren variaciones en su abundancia ante cambios introducidos por el manejo agrícola que ha afectado principalmente el tipo de vegetación presente en sus ecosistemas. El objetivo de este trabajo fue determinar la presencia de estos escarabajos en renovales de bosque nativo y en praderas naturales asociadas, relacionando factores botánicos, edáficos y climáticos con su abundancia. Los escarabajos estercoleros fueron colectados con trampas de caída, durante el otoño del año 2009. Además de caracterizar la vegetación, se evaluaron propiedades químicas de suelo en ambos ecosistemas.

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Se colectó solo una especie de escarabajo estercolero: Homocopris torulosus, (Scarabaeinae) con un total de 112 individuos, 94% estuvo presente en renovales de bosque nativo y 6% en praderas naturales. Las diferencias en la distribución de los insectos se asociaron principalmente al tipo de vegetación presente en el lugar. Los resultados mostraron un incremento en la abundancia de H. torulosus hacia fines de otoño en ambos ecosistemas. Esto podría deberse a cambios en condiciones climáticas; aumento de las precipitaciones que disminuirían la resistencia a la penetración en andisoles, favoreciendo la construcción de túneles al interior del suelo, necesarios para el desarrollo de H. torulosus. No se encontró asociación entre la abundancia de H. torulosus y las características químicas del suelo. Palabras clave: Región de Los Ríos, Homocopris torulosus, análisis de componentes principales, trampas de caída, variación otoñal, andisol.

MODELOS DE DISTRIBUCIÓN DEL CARBONO ORGÁNICO Y SU CUANTIFICACIÓN EN LOS SUELOS DE CHILE ENTRE LAS REGIONES DE

VALPARAÍSO Y LOS RÍOS José Padarian, Jorge Pérez, Oscar Seguel. spadarian@gmail.com Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Agronómicas.

RESUMEN El suelo es uno de los grandes reservorios de carbono del planeta y el cambio que se genera al pasar de ecosistemas naturales a agroecosistemas genera pérdidas importantes del carbono orgánico (CO) acumulado, por lo que es necesario disponer de metodologías adecuadas que permitan evaluar su estado. El objetivo del presente trabajo fue modelar la distribución espacial del CO en los suelos de Chile entre las Regiones de Valparaíso y de los Ríos, mediante el uso de técnicas usadas en geoestadística, con el fin de estimar la cantidad de CO almacenado en los primeros 25 cm de suelo. Para esto se utilizaron 440 Series de suelos identificadas por CIREN, tomando las coordenadas geográficas en las cuales fueron descritas y el contenido de CO del horizonte superficial. Se utilizaron cuatro métodos: Kriging Ordinario, Co-Kriging, Kriging Ordinario con semivariogramas locales y Kriging de residuales de red neuronal, realizando para cada caso una validación cruzada “leave one out”. Los suelos en el área de estudio presentan un rango de CO de 0,30 a 20,00%, con una media de 2,68% y una mediana de 1,80%; además muestran una clara asimetría hacia los contenidos de CO bajos, con presencia de outliers y clusters, detectados por el indicador Morán local. Todos los métodos mostraron buenos resultados (R2 de 0,67 a 0,69) luego de comparar los valores reales de CO con los predichos por los modelos mediante validación cruzada, los que mejoran si se remueven los outliers (R2 de 0,82 a 0,90), adaptándose uno u otro en mejor medida según los objetivos perseguidos, la naturaleza de los datos y la disponibilidad de variables secundarias correlacionadas. La evaluación visual de los mapas generados permite identificar una zona de alto gradiente de variación de en el límite de la Región del Bío Bío con La Araucanía, mientras que la cantidad total y promedio por hectárea de los suelos del área de estudio fue estimada en 912,66 ± 7,46 Tg (1012 g) y 78,00 ± 0,97 Mg ha−1 respectivamente. Palabras clave: Kriging, Redes neuronales, semivariogramas locales, geoestadística, almacenamiento de carbono orgánico.

EVALUACIÓN DE DIFERENTES RESIDUOS ORGÁNICOS AGROPECUARIOS EN EL PROCESO DE COMPOSTAJE CON ALGUNAS ACTIVIDADES BIOLÓGICAS Néstor Ulloa1, René Montalba2, Alexis Lillo1, Marysol Alvear1. nullo8497@gmail.com

1 Departamento de Química y Recursos Naturales. Universidad de La Frontera. 2 Departamento de Ciencias Agronómicas y Recursos Naturales. Universidad de La Frontera.

RESUMEN El compostaje corresponde a la descomposición controlada de residuos orgánicos; los principales agentes encargados de la descomposición, corresponden a bacterias y hongos. El empleo de compost en la agricultura presenta innumerables beneficios, ya que al añadir enmiendas orgánicas se mejora la estructura del suelo, aumenta la retención de agua y se reduce el potencial de erosión del suelo, además de generar un valor agregado a residuos que

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en la agricultura se producen en gran cantidad. Con el objetivo de determinar la calidad del compost se evaluaron algunas actividades biológicas utilizando residuos generados de la actividad ganadera. Los tratamientos empleados corresponden a Cama de vacuno (T1) relación C/N 24:1; Lupino + Restos vegetales (T2) relación C/N 26:1; Lupino + Cama de vacuno 1:1 (T3) relación C/N 28:1; Lupino + Cama de vacuno 2:1 (T4) relación C/N 30:1. Se evaluaron parámetros generales correspondientes a hidrólisis de fluoresceína diacetato (FDA), C y N de la biomasa microbiana, y las actividades de ureasa y manganeso peroxidasa, además del pH y contenido de materia orgánica (M.O.). De acuerdo con los resultados, no se observa una relación entre la hidrólisis de FDA y la relación C/N empleada para cada tratamiento, las actividades de ureasa y manganeso peroxidasa se presentan mayores en los tratamientos con menor relación C/N, el pH y contenido de M.O. se encontraron dentro de los niveles normales; esto es, pH cercano al neutro para cada uno de los tratamientos y contenidos de M.O. entre 25 y 45%. El tratamiento que obtuvo mejores niveles de actividad biológica fue T1, debido a la ausencia de material altamente lignificado proveniente del residuo de lupino. Palabras clave: actividades enzimáticas, compostaje.

DINÁMICA DEL CARBONO EN TRES TEMPORADAS DE CRECIMIENTO EN PLANTACIONES FORESTALES DE CORTA ROTACIÓN PARA LA PRODUCCIÓN

DE ENERGÍA EN DOS SITIOS MARGINALES DE LA REGIÓN DEL BÍO-BÍO, CHILE.

Edwin Esquivel1,2, Rafael Rubilar1,2, Simón Sandoval1, Eduardo Acuña1, Jorge Cancino1, Miguel Espinosa1, Fernando Muñoz1. edwinesquivel@udec.cl 1Facultad de Ciencias Forestales, Universidad de Concepción, Chile. 2 Cooperativa de Nutrición Forestal, Facultad de Ciencias Forestales, Universidad de Concepción, Chile.

RESUMEN La biomasa forestal como fuente de energía posee grandes beneficios al compararla con los combustibles fósiles pues pueden ser carbono-neutrales, esto mediante el aumento y mantenimiento del secuestro de carbono (C) fijándolo en la biomasa y en el suelo. El Programa País de Eficiencia Energética del Gobierno de Chile fomenta las plantaciones forestales de corta rotación, altas densidades, y en terrenos marginales como una excelente oportunidad de producción de biomasa para la producción de energía y/o combustibles. Sin embargo los beneficios en el corto plazo del aumento del C a nivel de suelo en estos sitios han sido cuestionados. Con el objetivo de desarrollar nuevas opciones de producción de fibra de madera proveniente de especies forestales de rápido crecimiento, establecidas a alta densidad, en cortas rotaciones, para la generación de bioenergía y combinando tanto intereses como recursos del sector público y privado se establecieron plantaciones en la Región del Bío Bío de Chile, con las especies Eucalyptus camaldulensis, E. nitens, E. globulus, y Acacia melanoxylon a densidades de 5.000, 7.500 y 10.000 plantas por hectárea, en dos sitios contrastantes y a su vez de producción marginal desde el punto de vista agropecuario. Mediante evaluaciones periódicas del desarrollo y estado nutricional de la plantación y de suelo, se han obtenido a la fecha resultados que sugieren efectos en los contenidos de C del suelo con un buen potencial de crecimiento de las especies. El éxito de este proyecto depende de conocer efectivamente cuál es la especie más adecuada y la densidad óptima de crecimiento, para obtener la mayor productividad de cada sitio de manera sustentable, así como conocer su impacto en el ambiente. Palabras clave: dendroenergía, sustentabilidad, plantaciones de corta rotación, carbono no atmosférico.

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LEVANTAMIENTO PRELIMINAR DE ALGUNOS SUELOS DEL ALTIPLANO CHILENO. IQUIQUE.

Pablo Norambuena V., Walter Luzio L., Oscar Zepeda, Jack Stern, Felipe Reinoso. edafológica@gmail.com Edáfica

RESUMEN En el Altiplano de Iquique se realizó un estudio a fin de avanzar en el conocimiento de los suelos de la zona, determinar los regímenes de humedad y temperatura y establecer su clasificación taxonómica. En un área, en la base de las laderas del volcán Irruputuncu, seleccionada para la reforestación con queñoa (Polylepis tarapacana), se describe la ocurrencia de lahares y la presencia de depósitos morrénicos, caracterizando 5 perfiles de suelo. De determinan algunas propiedades químicas y físicas, además, de realizar una evaluación del grado de evolución pedogénica de los materiales parentales volcánicos presentes. Se observó que la profundidad del solum no supera los 0,40 m y un escaso contenido de carbono orgánico, sumado a la dominancia de la fracción arena; todo ello determina una baja capacidad de retención de agua que dificulta el desarrollo de la vegetación. Se observó, que los sitios en que se desarrolla queñoa se encuentran preferentemente en laderas de exposición norte caracterizados por poseer abundante pedregosidad y fragmentos, altos contenidos de pómez y, una temperatura más elevada que suelos arenosos en posición de planos de sedimentación. En este sentido, se pudo determinar que el régimen de temperatura del suelo es frígido y que el régimen de humedad correspondería a ústico. Uno de los suelos estudiados presenta indicios de propiedades ándicas, pero no fue posible confirmarlo. De ahí que, dado el escaso desarrollo pedogénico observado, se propuso clasificar taxonómicamente los suelos estudiados, a nivel de Gran Grupo, como Ustorthent (Entisols). Palabras clave: High altitude soils, Ustic moisture regime, Andic properties, Entisols.

EMISIONES DE CO2 Y N2O IN SITU EN SUELO CON DISTINTOS USOS EN LA PATAGONIA CHILENA

Leandro Paulino, Cristina Muñoz V., Erick Zagal V. lpaulino@udec.cl Departamento Suelos y Recursos Naturales, Universidad de Concepción

RESUMEN Los suelos volcánicos de la Patagonia chilena poseen gran capacidad de almacenamiento de carbono bajo un patrón conservativo de reciclaje de nutrientes y condiciones climáticas, que confieren a esta ecorregión un gran potencial de sumidero de gases de efecto invernadero (GEI). Sin embargo, esta capacidad de filtro ambiental no ha sido aún determinada con mediciones in situ en estos ecosistemas terrestres, considerando su actual condición de frontera agrícola y forestal en la zona Austral de Chile, donde el cambio del uso del suelo podrá representar una importante fuente de emisiones GEI. Se realizó un estudio de cuantificación prospectiva in situ de GEI desde el suelo con diferentes usos agrícolas y forestales en la Patagonia chilena (45° S, 72° W), a través de evoluciones de gases desde parcelas permanentes en pradera antropogénica, plantación forestal de Pinus ponderosa Douglas ex C. Law, sistema silvopastoril con pradera y plantación de P. ponderosa y un bosque secundario de lenga (Nothofagus pumilio (P. et E.) Krasser)). La cuantificación de GEI se realizó mediante la utilización de cámaras cerradas de base fija (n = 10), con una base de 255 cm2 cada una para una evolución gaseosa de 1 h. Muestras de gases de 25 mL fueron colectadas desde las cámaras a través de jeringas herméticas para posteriormente ser transferidas en viales de vidrio Labco de 12 mL. La concentración de los gases fueron determinadas a partir de una alícuota de 1 mL en cromatógrafo de gases Clarus 600 (Pelkin Elmer, USA) equipado con una columna Porapak Q y detector de ionización en flama (FID) para la determinación de CH4 con metanizador para la estimación de CO2, mientras que el N2O fue determinado a través del uso de un detector de captura de electrones 63Ni (ECD). Los resultados de la presente prospección indican en general bajas emisiones GEI comparadas con valores previamente investigados en zonas agrícolas y forestales típicas del centro sur de Chile. En la Patagonia, las emisiones de CO2 fueron muy superiores en los sistemas con pradera, con 2 veces el orden de magnitud encontrado en

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sistemas con especies forestales sin pradera, mientras que las emisiones de N2O representaron valores insignificantes desde los suelos estudiados. Palabras clave: suelo volcánico, gases invernadero, cámaras pasivas

RESPIRACIÓN Y DESNITRIFICACIÓN POTENCIAL DEL SUELO EN SUELOS

AGRÍCOLAS Y FORESTALES DEL SUR DE CHILE Pablo Mendoza M., Agustín Maldonado V., Leandro Paulino lpaulino@udec.cl Departamento Suelos y Recursos Naturales, Universidad de Concepción

RESUMEN El uso del suelo en actividades agrícolas y forestales, alteran los flujos de dióxido de carbono (CO2) y óxido nitroso (N2O), los cuales son influenciados por factores edáficos como el contenido de N y agua. Sin embargo, dichos patrones y procesos aún carecen de investigación en algunos suelos de aptitud agrícola y forestal, como los suelos graníticos del secano costero y, volcánicos de formación reciente, de la Patagonia chilena, considerada una frontera agrícola y forestal. La presente investigación evaluó los procesos de respiración (trampa alcalina y titulación ácida) y desnitrificación potencial (con ambiente de acetileno y cromatografía gaseosa), in vitro a través de la incubación controlada en laboratorio con muestras de suelos de cultivo (rotación corta de avena-trigo), viñedo, silvopastoril (pradera - Acacia caven) y plantación forestal (Pinus radiata D. Don.) en el secano costero de la Región del Maule (35° S); y suelos volcánicos de la Patagonia chilena (45° S) con pradera antropogénica, forestal (Pinus ponderosa Douglas ex C. Law), silvopastoril (pradera - P. ponderosa) y bosque de lenga (Nothofagus pumilio (P. et E.) Krasser)). El estudio de la respiración potencial se realizó a través de un experimento factorial con la combinación de tres niveles de contenido de agua (30, 60 y 100% WFPS) y contenido de N-NH4NO3 (0, 150 y 500 mg N kg-1), mientras que la desnitrificación utilizó los dos niveles más altos de contenido de agua en combinación con los niveles más bajos de N mineral en el suelo. Los resultados sugieren un efecto evidente del contenido de N mineral sobre los procesos generadores de CO2 y N2O en suelos de aptitud agrícola y forestal, potenciados por los niveles óptimos de contenido de agua para cada caso, donde el uso del suelo y el área agroclimática demuestran ser factores de alta sensibilidad y un buen indicador de factores de emisión de gases de efecto invernadero en suelos agrícolas y forestales. Palabras clave: secano costero, Patagonia, gases invernadero

TRANSFORMACIONES DEL NITRÓGENO Y ACTIVIDAD BIOLÓGICA EN SUELOS AGRÍCOLAS Y FORESTALES DEL SUR DE CHILE

Tatiana Cortés R., Alejandro Vásquez T., Leandro Paulino lpaulino@udec.cl Departamento Suelos y Recursos Naturales, Universidad de Concepción

RESUMEN Las actividades agrícolas y forestales representan importantes alteraciones antropogénicas del componente biótico del suelo, promoviendo en ciertos casos un elevado impacto en los procesos de reciclaje de N y los patrones relacionados a la actividad biológica del suelo. Sin embargo, los suelos agrícolas de áreas limitadas en N, debido a la sobreexplotación agrícola con suelos frágiles, o en áreas remotas de clima extremo, requieren de investigación relacionada con dichos patrones y procesos del suelo. El presente estudio evaluó los procesos mineralización neta N (incubación y extracción en K2SO4 y colorimetría en espectrofotómetro UV/Vis), actividad biológica (FDA) y N biomásico del suelo (fumigación/extracción y N ninhidrina) a través de condiciones estándares de laboratorio con muestras de suelos de cultivo (rotación corta de avena-trigo), viñedo, silvopastoril (pradera - Acacia caven) y plantación forestal (Pinus radiata D. Don.) en el secano costero de la Región del Maule (35° S); y suelos volcánicos de la Patagonia chilena (45° S) con pradera antropogénica, forestal (Pinus ponderosa Douglas ex C. Law), silvopastoril (pradera - P. ponderosa) y bosque de lenga (Nothofagus pumilio (P. et E.) Krasser)). El estudio de estos procesos biológicos se realizaron a través de un experimento factorial con la combinación de tres niveles de contenido de agua (30, 60 y 100 % WFPS) y contenido de N-NH4NO3 (0, 150 y 500 mg N kg-1). Los resultados

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evidencian la influencia del contenido de N mineral sobre los procesos biológicos relacionados con el reciclaje N en suelos de aptitud agrícola y forestal, donde los niveles de contenido de agua alteran en forma significativa estos procesos. Los suelos de los diferentes usos y áreas agroclimáticas presentan respuestas diferenciadas a los efectos experimentales, indicando que usos forestales en áreas remotas son más sensibles a los cambios. Palabras clave: mineralización N, secano costero, Patagonia

III. SUELOS DEGRADADOS FÍSICAMENTE O CON LIMITACIONES FÍSICAS

PROPIEDADES FÍSICAS RELACIONADAS CON EL USO Y LA POSICIÓN FISIOGRÁFICA EN UNA LADERA DEL VALLE DE APALTA

Gonzalo Gajardo, Iván González, Manuel Casanova, Oscar Seguel. osegueluchile@gmail.com Universidad de Chile. Facultad de Ciencias Agronómicas. Departamento de Ingeniería y Suelos

RESUMEN Con el objetivo de determinar el comportamiento de algunas propiedades físicas del suelo, relacionadas con la calidad de sitio en una catena de suelo, se realizó un muestreo en grillas de 3600 m2 en tres sitios de una ladera de cerro del valle de Apalta, Región del Libertador Bernardo O´Higgins. El suelo perteneciente a la Asociación La Lajuela (Ultic Haploxeralf) fue muestreado cada 20 m, dando un total de 16 puntos por sitio. De ellos, dos están cultivados con vid (Vitis vinifera L. cv. Merlot) desde hace 8 años y uno fue recientemente descepado. El sitio descepado (D) ocupa la parte superior de la ladera o shoulder, mientras que los sitios cultivados ocupan la sección media (B: backslope) y sección terminal (T: toeslope). Se realizaron muestreos de suelo a 2 profundidades (0 a <10 y 10-30 cm), determinándose la densidad aparente (Da), la porosidad total (S), además del contenido de agua a capacidad de campo (CC) y punto de marchitez permanente (PMP). Se determinó también la resistencia a la penetración (RP) a un contenido de agua de CC. Para comparar sitios a una misma profundidad se realizó un ANDEVA y el test de Kruskal-Wallis para el caso de RP (α≤0,05), además del test de correlación de Pearson (p≤0,05). El sitio D presenta una menor Da, una mayor S y contenido de agua a CC que los sitios cultivados, favoreciendo las condiciones hídricas a ambas profundidades, lo que tiene directa relación con el uso del suelo. Los sitios con uso intensivo (B y T) acusan una degradación del recurso, afectando principalmente la disponibilidad de agua para las plantas. Solo fue posible medir la RP hasta los 20, 40 y 60 cm de profundidad en los sitios B, T y D, respectivamente, promediando los sitios con cultivo de vid valores cercanos a los 3,5 MPa, mientras que el sitio D presentó valores menores a 2,0 MPa en superficie (0 a < 10 cm), considerado como valor crítico para el crecimiento radical. En todos los sitios se observó una correlación significativa entre las propiedades físicas, lo que permite observar cómo la degradación en una propiedad repercute en otras, afectando el balance hídrico de las plantas que se sustentan en el suelo. Mediante la medición de las propiedades físicas fue posible evaluar el impacto que se genera en el suelo por el cambio de uso de éste. Palabras clave: Vitis vinífera, descepado, degradación de suelos, resistencia a la penetración.

DINÁMICA DEL AGUA EN SUELOS DE CLASE TEXTURAL FINA ACONDICIONADOS CON ENMIENDAS ORGÁNICAS EN VALLE DE COPIAPÓ

Karina Keller S., Oscar Seguel S., Cristian Kremer F. karina.keller.s@ug.uchile.cl Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Agronómicas, Departamento de Ingeniería y Suelos.

RESUMEN Se caracterizaron las propiedades físicas y la dinámica del agua en un suelo ubicado en localidad de Amolanas, Provincia de Copiapó, el cual fue manejado entre el año 2007 y 2009 con aplicaciones sucesivas de estiércol de cabra en dosis anuales equivalentes, de 20 Mg ha-1.

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El suelo en estudio pertenece a la Serie Apacheta, de clase textural franco arcillosa sobre arcillosa, el cual se encuentra cultivado hace 8 años con Vitis vinifera cv. Flame Seedless. Debido al manejo propio del suelo, se genera una pequeña platabanda de 80 cm de ancho y 20 cm de altura en la sobrehilera, sobre la cual se establecieron los tratamientos basados en distintas modalidades de aplicación del estiércol (0-20 cm), con el objetivo de estudiar el efecto de este manejo sobre la generación de discontinuidades del sistema poroso. Los tratamientos fueron T1: Testigo sin aplicación de enmienda, T2: Aplicación de estiércol tapado con suelo, T3: Aplicación de estiércol tapado con restos de poda, T4: Aplicación de estiércol mezclado con suelo. Se midieron propiedades físicas generales (densidad aparente, retención de agua, porosidad total y resistencia a la penetración) por horizonte genético y se caracterizó la dinámica del agua a través de mediciones en terreno con la sonda Diviner, estimándose la conductividad hidráulica en fase no saturada (Kns). La enmienda orgánica promueve la disminución de la densidad aparente, lo que se traduce en un aumento de la porosidad total y de la retención de agua del suelo, aunque el mayor efecto se concentra entre los 0 y 5 cm; entre los 5 y 20 cm el efecto es menor, pero los tratamientos con enmiendas (T2, T3 y T4) siguen presentando diferencias significativas con respecto al testigo (T1). El T3 presentó la mayor proporción de poros gruesos (>50 μm) y el mayor contenido de agua aprovechable, mientras que los tratamientos T2 y T4 presentaron la menor resistencia a la penetración hasta los 20 cm de profundidad. Los tratamientos T2 y T3 generaron perfiles de humedecimiento en profundidad más heterogéneos, dado el contacto abrupto entre la zona acondicionada y el suelo no disturbado. La Kns del suelo sigue esta dinámica, favorecida por un alto gradiente en la zona de contacto (20 cm), presentando una alta variabilidad en función de los ciclos de riego; sin embargo es posible distinguir los patrones de comportamiento característicos para cada tratamiento. Palabras clave: Vitis vinifera, enmiendas orgánicas, compactación, conductividad hidráulica no saturada.

CAMBIOS TEMPORALES EN LAS PROPIEDADES ESTRUCTURALES DE UN ANDISOL BAJO CULTIVO DE TRIGO

José Dörner, Dorota Dec, Mónica Díaz, Enrique Feest, Nelson Vásquez. josedorner@uach.cl Instituto de Ingeniería Agraria y Suelos, Facultad de Ciencias Agrarias, Universidad Austral de Chile

RESUMEN La estructura del suelo está sujeta a constantes cambios ya sea por acción de fuerzas externas (compactación que tiende a la degradación de la estructura y las funciones del suelo) e internas (responsables de la estructuración del suelo, por lo tanto, junto con la actividad biológica promueven la recuperación de sus funciones). Lo anterior induce que el suelo tenga no tan solo variaciones espaciales, sino que también temporales, que hasta la fecha no han sido completamente documentadas en suelos volcánicos. Lo anterior, es relevante ya que se ha demostrado que la compactación y el secado de los andisoles inducen importantes cambios en la estructura del suelo. Por lo tanto, el objetivo de este trabajo es presentar las variaciones temporales que presentan algunas propiedades físicas de un andisol bajo trigo. Se recolectaron muestras no disturbadas (en cilindros metálicos y agregados) entre 5 y 10 cm de profundidad en un Typic Hapludand (Serie Osorno) bajo cultivo de trigo. Además, se determinó la resistencia a la penetración (RP) y el contenido volumétrico de agua (θ) in situ. Los muestreos se realizaron antes (PD) y después (PS) de la siembra, durante (SS1 a SS7) el crecimiento del cultivo y después de su cosecha en base a pastoreo (SS8). El criterio de recolección de muestras en PS se basó en el crecimiento del cultivo y los cambios en el contenido de agua del suelo. Con las muestras de suelo se determinó la curva de retención de agua, conductividad tanto de aire como de agua y la estabilidad mecánica del suelo (en agregados y muestras contenidas en cilindros). Para el análisis de resultados, se calcularon los promedios y el error estándar. La RP tiene una estrecha relación con los cambios temporales que sufre el θ del suelo. Mientras la densidad aparente del suelo disminuye después de la siembra, la de los

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agregados aumenta. Con la labraza, los agregados de mayor tamaño se rompen formando otros de menor diámetro y más densos. La estabilidad mecánica disminuye después de la labranza, pero aumenta en la medida que avanza la temporada de cultivo. La conductividad de agua y aire aumenta con la preparación de suelo, pero luego disminuye después de la siembra. Esta propiedad del suelo tiende a aumentar hacia fines de la temporada de cultivo, reflejando la resiliencia del suelo. Según lo expuesto, se demostró que las propiedades que dependen de la estructura del suelo cambian en el tiempo, obedeciendo a procesos que tienden a destrucción (labranza) y a regeneración de la estructura del suelo (actividades biológica y ciclos de mojado/ secado). Palabras clave: labranza, andisol, propiedades físicas, resiliencia del suelo.

CALIDAD FÍSICA DE LOS SUELOS DERIVADOS DE CENIZAS VOLCÁNICAS EN EL SUR DE CHILE

José Dörner, Dorota Dec, Susana Valle. josedorner@uach.cl Instituto de Ingeniería Agraria y Suelos, Facultad de Ciencias Agrarias, Universidad Austral de Chile

RESUMEN El estudio de la calidad de los suelos ha cobrado mayor relevancia en los últimos años. En ese contexto, la definición de calidad de suelos considera las diversas funciones que éste cumple en la biósfera. La evaluación de la calidad de los suelos pasa por definir parámetros químicos, físicos y biológicos que sean de fácil determinación y que registren adecuadamente el efecto del manejo y uso sobre sus funciones. En ese contexto, los suelos derivados de cenizas volcánicas presentan características físicas excepcionales que usualmente no entran en los rangos críticos propuestos en la literatura para otros tipos de suelos. Por lo tanto, el objetivo de este trabajo es presentar cómo se comportan parámetros de calidad física de distintos suelos volcánicos, con diferente grado de desarrollo y bajo diversos manejos, en relación a valores críticos propuestos en la literatura científica. Se recolectaron muestras no disturbadas de suelo (5 a 10 cm de profundidad) en andisoles de las Series: Liquiñe (Bosque, Pradera), Los Lagos (Bosque, Pradera, Cultivo), Pelchuquín (Bosque, Pradera, Cultivo), Valdivia (Pradera) y Osorno (Cultivo). En las muestras, se determinó: la densidad aparente, la capacidad de soporte, la capacidad y conductividad de aire. Se seleccionaron dichos parámetros ya que permiten evaluar la estabilidad mecánica, la capacidad de almacenamiento y conducción del suelo. Ningún suelo, manejo ni uso evaluado alcanzó una densidad aparente restrictiva o indicadora de problemas de compactación de suelo. La baja densidad aparente del suelo (< 0,9 Mg m-3) es una característica intrínseca de los andisoles asociada al alto contenido de materia orgánica y a la presencia de alofán. Un incremento en la intensidad de uso del suelo (e.g. Bosque hacia Cultivo) implica la degradación de la estructura, afectando la capacidad del suelo para almacenar y conducir aire. Esta alteración, sin embargo, superó solo ligeramente los valores críticos propuestos en la literatura (e.g. la capacidad de aire llegó a 5% cuando el valor crítico propuesto es 8%). Finalmente, se propone estudiar la pertinencia de los valores físicos críticos para andisoles, considerando la determinación de valores específicos para este tipo de suelos que tomen en cuenta la variabilidad edafoclimática de la región centro sur de Chile y la relación con sus funciones ecosistémicas. Palabras clave: Calidad física, andisoles, almacenamiento y conducción de aire.

EFECTO DEL PASTOREO Y LA RESILIENCIA DEL SUELO SOBRE LA DINAMICA ESTRUCTURAL DE UN ANDISOL

Dorota Dec1, Jose Dörner1, Oscar Balocchi2 dorkadd@gmail.com 1Instituto de Ingeniería Agraria y Suelos, Facultad de Ciencias Agrarias, Universidad Austral de Chile 2Instituto de Producción Animal, Facultad de Ciencias Agrarias, Universidad Austral de Chile.

RESUMEN En el sur de Chile la alimentación del ganado se basa en los recursos que tiene la pradera, lo que afecta no tan solo a los recursos pratenses sino que también a las propiedades físicas del

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suelo. El conocimiento del efecto del pastoreo sobre el suelo y al mismo tiempo la capacidad que tiene éste para recuperarse es muy importante para llevar un manejo sustentable. Según lo expuesto, el objetivo de este trabajo fue determinar los cambios temporales que se producen en algunas propiedades físicas del suelo, como consecuencia de eventos de pastoreo y su recuperación en el tiempo. La investigación se desarrolló en un Duric Hapludand, Serie Valdivia. Los muestreos de suelo fueron realizados 15 veces (SR1-SR15) dependiendo de existencia de eventos de pastoreo y de los ciclos de mojado y secado (MS). La intensidad de pastoreo (vacas Holstein Friesian de unos 500 kg) fue la misma en todas las parcelas entre SR1 a SR8: 250 vacas/ha (por medio día). Durante el pastoreo de invierno (SR9 a SR15) se aplicaron dos intensidades de pastoreo: pastoreo libre de 50 vacas/ha (A) y pastoreo en franjas de 200 vacas/ha (B), en ambos casos por 2 días. En las muestras de suelo se determinó: la curva de retención de agua, conductividad de aire y capacidad de soporte. Adicionalmente, antes de la recolección de muestras de suelo, se determinó la resistencia a la penetración (RP) y el contenido volumétrico de agua (θ) del suelo. Se calcularon los promedios y error estándar de todas las variables analizadas. La PR y el θ del suelo fueron las variables de campo que presentaron mayores variaciones a lo largo del estudio, encontrándose ambas estrechamente relacionadas. El pastoreo y los ciclos de mojado y secado (MS) inducen cambios en la estabilidad mecánica y la función de los poros, indicando que las propiedades estructurales son dinámicas. La capacidad de aire puede alcanzar valores críticos (< 8%) después del pastoreo (osciló entre 5 a 18%); sin embargo, el suelo y su estructura tiende a recuperarse en el período de rezago. Lo anterior, también es válido para la conductividad de aire, tanto en el pastoreo inicial (SR1 a SR8) como en el de invierno (SR9 a SR15). El incremento en la intensidad de pastoreo durante el invierno no tuvo un impacto negativo inmediato sobre los parámetros estructurales analizados (e.g. capacidad y conductividad de aire, capacidad de almacenamiento de agua) lo que refleja las excelentes propiedades físicas del andisol estudiado. Palabras clave: pastoreo, andisol, propiedades físicas, resiliencia de suelo.

EFECTO DE DIFERENTES ACONDICIONADORES COMERCIALES SOBRE LAS PROPIEDADES FÍSICAS DE TRES SUELOS DE TEXTURA CONTRASTANTE

Carolina Muñoz L., Manuel Casanova P., Oscar Seguel S. carolinaml@ug.uchile.cl Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Agronómicas, Depto. de Ingeniería y Suelos

RESUMEN La incorporación al mercado de productos orientados a mejorar las propiedades físicas de los suelos se realiza sin una evaluación científica que avale su comportamiento en ellos. En este estudio se realizaron comparaciones entre algunos de estos productos para así definir su impacto en el suelo. Para ello se emplearon macetas de 20 L con muestras disturbadas de la Serie Rinconada de Lo Vial (RLV, inceptisol), la Serie Mapocho (MPC, mollisol) y la Serie Rungue (RUG, mollisol), que contrastan en su contenido de arcilla (A). Se aplicaron dosis comerciales de Quick Sol®, ác. húmico Pow Humus®, Aqua Power® y ác. fúlvico Kimelgran®, considerando para cada suelo un testigo sin aplicación y 4 repeticiones. Las unidades experimentales se dispusieron en un diseño completamente aleatorizado. Se midieron propiedades físicas relevantes como densidad aparente (Da), resistencia a la penetración (RP), retención de agua, estabilidad de agregados, tamaño de poros y temperatura; todas ellas a una profundidad entre 0 y 20 cm. Se exponen resultados preliminares, con evaluaciones de 4 semanas (2-Febrero al 2-Marzo de 2011) de aplicados los productos, que continuarán en el tiempo. El modo de acción parcial de las enmiendas varía con el tipo de suelo; aquellos con A <20% (RLV), Da disminuye respecto al testigo, siendo más efectivos Aqua Power® y Kimelgran®. La estabilidad de microagregados mejora en suelos con contenidos de A > 30% (RUG), presentando la mayor efectividad Pow Humus® y Kimelgran®. La RP a capacidad de campo, se mantiene estable para RUG, en rangos de 0,6 y 1,0 MPa y es máxima en el testigo; en MPC la RP disminuye, igualándose entre los tratamientos a las 4 semanas. Finalmente, en RLV la RP se mantiene o aumenta, llegando a valores críticos (1,6 MPa) con Kimelgran®. El tratamiento con Pow Humus® incrementa el agua aprovechable en los 3 suelos. Todos los tratamientos han mantenido una porosidad gruesa (>50 μm) > 12%, destacando Aqua Power®

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en MPC con un 19%. Por último, el testigo de RLV presentó en promedio hasta 4ºC más que el mismo suelo tratado con Pow Humus®; en el otro extremo, la temperatura de RUG es indiferente al tipo de enmienda. Palabras clave: porosidad, estabilidad de agregados, enmiendas orgánicas, arcilla, densidad aparente.

EFECTO DE LA ESCARIFICACIÓN SOBRE EL SUELO EN BOSQUES DE NOTHOFAGUS EN LOS ANDES DEL SUR DE CHILE

Javier Reyes M., Oscar Thiers E., Víctor Gerding S., Jorge Gayoso A. javier.reyes@alumnos.uach.cl Universidad Austral de Chile, Facultad de Ciencias Forestales y Recursos Naturales

RESUMEN Se evaluó el efecto de una escarificación mecanizada sobre un Hapludands (andisol), posterior a una corta de regeneración, en un bosque de Nothofagus spp. ubicado en Neltume, Chile. La escarificación removió un espesor de 20-40 cm de suelo superficial en claros del bosque. Se analizó la variación de propiedades físicas (contenido de agua, densidad aparente y resistencia a la penetración) y químicas (pH, contenido de materia orgánica, N total, P Olsen; K y Ca extraíbles y saturación de Al) del suelo escarificado y en bosque no intervenido. Las propiedades físicas se midieron quincenalmente en febrero-abril de 2011, tomando muestras a 0-10 cm y 10-20 cm de profundidad. El contenido gravimétrico de agua en 0-10 cm fue mayor en el bosque (>100%) que en el suelo escarificado (<60%); pero el contenido volumétrico de agua fue similar en ambas situaciones (30-50%). En la profundidad 10-20 cm los contenidos gravimétrico y volumétrico de agua fueron similares con y sin escarificación. Dentro del claro, la zona más expuesta a la radiación presentó menor contenido de agua (<40%). No hubo diferencias en los contenidos de agua edáfica entre la época más seca y la más húmeda en ambas situaciones. La densidad aparente (0-10 cm) fue mayor en el suelo escarificado (0,9±0,1 Mg m-3) que en el bosque (0,3±0,1 Mg m-3); en 10-20 cm la densidad aparente aumentó y también fue más alta en el suelo escarificado (1,0±0,2 Mg m-3) que en el bosque (0,7±0,2 Mg m-3). La resistencia a la penetración aumentó con la profundidad y fue superior en el suelo escarificado (0-10 cm: 1,0±0,4 kg cm-2; 10-20 cm: 1,5±0,4 kg cm-2) respecto del bosque (0-10 cm: <0,25 kg cm-2; 10-20 cm: 1,0±0,2 kg cm-2). La variación de la densidad aparente y de la resistencia a la penetración fue independiente de la ubicación dentro del claro. La oferta nutritiva del suelo (0-10 cm) disminuyó fuertemente desde el bosque hacia el claro escarificado y, dentro de éste, decayó desde el borde hacia el centro; en forma inversa varió la saturación de Al. El suelo escarificado mantuvo niveles químico-nutritivos adecuados para el establecimiento de la vegetación asociada (5% materia orgánica, 0-20 cm). La escarificación mecanizada produjo cambios importantes en la morfología, propiedades físicas y químicas del suelo. Los posibles efectos de dichos cambios, para la regeneración en este tipo de bosques, deberán ser evaluados en un periodo más amplio. Palabras clave: Silvicultura, propiedades físicas, propiedades químicas, andisol.

VARIABILIDAD ESPACIAL DE LA DENSIDAD APARENTE DE UN ANDISOL, BAJO PRADERA PERMANENTE Y BOSQUE NATIVO

Jorge Ivelic1, 2, Iván Ordoñez1, José Dörner1, Dante Pinochet1, Susana Valle1 ivelic.92@gmail.com 1Instituto de Ingeniería Agraria y Suelos, Universidad Austral de Chile. 2Magister en Ciencias del Suelo, Escuela de Graduados, Facultad de Ciencias Agrarias, Universidad Austral de Chile.

RESUMEN La tendencia actual de la agricultura apunta a disminuir el impacto ambiental de sus prácticas. Una de las formas de lograr lo anterior es mediante el conocimiento de los sistemas y su variabilidad en el espacio, con el objetivo de poder diferenciar en un mismo lugar geográfico, diferentes sectores productivos, clasificándolos en función de sus potencialidades o, en palabras simples, tener un manejo “sitio-específico”. La densidad aparente (Da) es un parámetro del suelo que, aunque posee varias limitaciones, es ampliamente utilizado por su fácil determinación, y porque permite determinar la porosidad del suelo. El objetivo del

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presente trabajo fue evaluar la variabilidad espacial de la Da en un suelo de origen volcánico bajo dos usos diferentes. Para ello, se realizó un estudio en el Fundo San Martín, perteneciente a la Universidad Austral de Chile, en donde se analizaron dos ecosistemas contrastantes, un bosque nativo (BN) y una pradera permanente (PP), bajo un andisol (Eutric Fulvudands) de la Serie Pelchuquín. Para el análisis espacial, se colectaron 80 cilindros de suelo no disturbado de 120 cm3 (6,9 cm diámetro y 3,1 cm altura), tanto para PP como para BN, a una distancia de 2,5 m entre cada muestra, formando un diseño de muestreo reticulado. Cada punto fue referenciado. La Da del suelo bajo BN varió entre 0,363 – 0,738 Mg m-3 y el suelo bajo PP entre 0,516 – 0,748 Mg m-3. El análisis espacial mostró que la variación de la Da para PP fue descrita por un modelo exponencial, con un ajuste (R2) de 0,87 y, presentó una dependencia espacial cercana a los 20 m. Por el contrario, el suelo bajo BN no fue ajustado a modelo alguno (lineal, exponenciales, esférico o Gaussiano), por lo tanto, se infiere que la Da no estuvo determinada por la distancia, es decir, es independiente espacialmente. Con esto, se puede concluir que una correcta evaluación de los suelos, para realizar recomendaciones de manejo, al menos para el caso de PP, se debe considerar la dependencia espacial de las muestras. Es así que si se considera que una cantidad importante de fórmulas empíricas (dosis de fertilización, de encalado o para estimar el contenido volumétrico de poros de un suelo) están basadas en la Da, el conocer la variabilidad espacial que existe en un suelo bajo pradera natural ayudaría a tener un manejo específico de cada sitio y así minimizar los efectos ambientales, conservando el recurso suelo. Palabras clave: Densidad aparente, cambio uso de suelo, variabilidad espacial, andisol

EFECTO DEL PASTOREO ANIMAL SOBRE LA CAPACIDAD DE SOPORTE Y FUNCIONALIDAD DE UN DURIC HAPLUDAND

Gonzalo Navarro D.1, 2, José Dörner F.1 gnavarro@postgrado.uach.cl 1Instituto de Ingeniería Agraria y Suelos, Universidad Austral de Chile. Valdivia, Chile. 2Magister en Ciencias, Mención Producción Animal. Escuela de Graduados, Facultad de Ciencias Agrarias, Universidad Austral de Chile.

RESUMEN Los pastoreos sucesivos actúan perjudicialmente sobre el suelo, deformándolo y destruyendo su estructura, lo que trae como consecuencia una redistribución de su porosidad y la disminución en su capacidad de transmisión (agua y aire). La resistencia del suelo al daño mecánico puede ser cuantificada a través de su capacidad de soporte. El objetivo de este trabajo fue determinar el efecto de un pastoreo con bovinos y la estructura sobre la capacidad de soporte tanto cíclica como estática y la funcionalidad de los poros de un suelo derivado de cenizas volcánicas, sometido a pastoreos invernales intensivos para la producción de leche. Se analizaron muestras estructuradas (115 cm3), recolectadas desde parcelas sembradas pastoreadas con cargas animales instantáneas de 200 animales/ha, más un testigo no pastoreado en un suelo de la Serie Valdivia (Duric Hapludand). Las muestras fueron tomadas antes y después de dos pastoreos en temporada de invierno y luego de 60 días de recuperación de suelo. Una vez estabilizadas las muestras a 60 hPa de tensión, se determinó la capacidad de soporte de forma cíclica (aplicación de 10 ciclos de 30 s de carga y 30 s de descarga a 20-40-50-75-100-150-200-400 kPa de presión) y estática (aplicación de 6 min de 6,25-12,50-25,00-50,00-100,00-200,00-400,00 kPa de carga y de 200,00-100,00-50,00 y 6,25 kPa de descarga). Antes de la consolidación y luego de ésta se determinó la conductividad de aire y se registró la deformación vertical para calcular el índice de contracción COLE. Para determinar el efecto de la estructura sobre la estabilidad mecánica del suelo se repitieron todos los procedimientos con muestras homogenizadas con una densidad aparente inicial similar a las estructuradas. La capacidad de soporte del suelo aumenta luego del pastoreo invernal, disminuyendo a su vez la conductividad de aire y la capacidad de deformación de las muestras (COLE). Sin embargo, el suelo es capaz de recuperarse luego de un periodo de rezago, aunque no en su totalidad (40%). Una consolidación con cargas cíclicas (como la de los animales en terreno) produce un mayor impacto sobre la capacidad de soporte que una con cargas estáticas, presentando a su vez mayores valores de COLE; no obstante, esta diferencia no se manifiesta en la conductividad de

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aire del suelo, luego de la consolidación. La deformación lineal disminuye a medida que aumenta la capacidad de soporte de los suelos. Las muestras homogenizadas presentan una menor capacidad de soporte para ambos tipos de carga; sin embargo, siguen la misma tendencia de variación que muestras estructuradas, al igual que su conductividad de aire, pero presentando un mayor valor. Finalmente, se determinó que las muestras homogenizadas presentan mayores valores de deformación (COLE), lo que se debe principalmente, a su falta de estructura, la cual hace que estas muestras sean menos estables ante una deformación. Palabras clave: pastoreo animal, cargas cíclicas, capacidad de soporte, conductividad de aire.

EVALUACIÓN DEL ESTADO ESTRUCTURAL DE UN ALFISOL CON DIEZ, VEINTE Y TREINTA AÑOS, CON CERO LABRANZA Y OTROS DOS SISTEMAS

PRODUCTIVOS (SILVÍCOLAS Y VIÑEDO) Marco Sandoval E.1, Rodrigo Peña S1, Erick Zagal V.1, Neal Stolpe L.1, Juan Capulín G.2

masandov@udec.cl 1Universidad de Concepción, Facultad de Agronomía, Depto. de Suelo y Recursos Naturales. 2Universidad Autónoma del Estado de Hidalgo, Instituto de Ciencias Agropecuarias, México.

RESUMEN La necesidad de realizar una agricultura conservacionista ha dado origen a diversas técnicas destinadas a proteger la estructura del suelo, siendo la cero labranza parte importante de estas prácticas. La investigación tuvo lugar en a) la comuna de Florida (36°49´LS, 72°40´LO) provincia de Concepción y b) la comuna de Chillán (36°37´LS, 72°19´LO), provincia de Ñuble; ambas en la VIII Región de Chile, durante el año 2008 y 2009. El objetivo fue evaluar el estado estructural de un alfisol bajo distintos sistemas productivos conservacionistas. Los tratamientos fueron: CL30: cero labranza por 30 años; CL20: cero labranza por 20 años; CL10: cero labranza por 10 años; PP30: plantación de pino (Pinus radiata) por 30 años; VPN10: cultivo de viñas (Vitis vinifera) de 10 años con pradera natural entre hileras y PE15: cultivo de eucalipto (E. globulus) de 15 años. La rotación mantenida en CL fue trigo-maíz-triticales- avena/vicia o lupino. En cero labranza se evaluó la distribución y estabilidad de agregados al agua (DPM) corregida, contenidos de materia orgánica (MO) y densidad aparente (Da), para las profundidades de (0-5; 5-10; 10-20 cm). Los resultados obtenidos muestran que el tratamiento CL30 presentó los mayores valores de macroagregación, DPM y de MO en las 3 profundidades evaluadas. La Da no presentó diferencias estadísticas significativas (P≤0,05) entre los tratamientos, independientemente de la profundidad evaluada. Palabras clave: Agregados, cero labranza, cultivos.

AGREGACIÓN Y ESTABILIDAD ESTRUCTURAL DE UN ANDISOL DESPUÉS DE DIECISÉIS AÑOS DE DISTINTOS MANEJOS DE ROTACIÓN CULTIVO-

PRADERA Marco Sandoval E. (1), Magda López D (1), Pablo Undurraga D. (2) y Erick Zagal V. (1)

magdalopez@udec.cl (1) Universidad de Concepción, Facultad de Agronomía, Depto. de Suelo y Rec. Nat. (2) Instituto de Investigaciones Agropecuarias (INIA).

RESUMEN El objetivo general del estudio fue evaluar el efecto de seis sucesiones de cultivo - pradera con diferente intensidad de manejo, después de 16 años, sobre la agregación y estabilidad estructural en tres profundidades de un andisol, en el centro-sur de Chile. El experimento se estableció en la Región del Bío Bío, Estación Experimental Santa Rosa (INIA). El diseño experimental correspondió a bloques completos al azar. Los tratamientos de rotación cultivo - pradera fueron clasificados en tres categorías: manejo intensivo (sin uso de pradera), manejo semi - intensivo (con dos años de pradera) y manejo no intensivo (con cinco años de pradera). En el estudio se determinó principalmente la distribución y cantidad de agregados estables al agua, su diámetro peso medio (DPM), contenido de carbono orgánico (CO) en los diferentes agregados, para cada tratamiento y profundidad. Los resultados indicaron predominancia de macroagregados

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en todas las evaluaciones y no hubo diferencias (P > 0,05) entre las intensidades de manejo, exceptuando el tratamiento intensivo maíz - trigo - fréjol - cebada, lo que coincide con el indicador DPM. Sin embargo, la concentración de CO fue menor (P ≤ 0,05) con manejo intensivo que con aquellos manejos que incluyeron pradera en la rotación. Por lo tanto, el uso de praderas durante 2 y 5 años en las rotaciones favoreció significativamente la agregación y estabilidad estructural del suelo. Palabras clave: Agregados, diámetro peso medio, andisol, rotación. RESULTADOS PRELIMINARES DE AGREGACIÓN Y DE CARBONO ORGÁNICO EN AGREGADOS DE SUELOS DEL VALLE RÍO SIMPSON. REGIÓN DE AYSÉN

Marco Sandoval E.1, 3, Manuel Vial A.1, José Celis H.2, 3, Pablo Undurraga D.3, 4

masandov@udec.cl 1 Universidad de Concepción, Facultad de Agronomía, Departamento de Suelos y Recursos Naturales, Chillán, Chile. 2 Universidad de Concepción, Facultad de Ciencias Veterinarias. 3 Centro de investigación en Ecosistemas de la Patagonia (CIEP). 4 CRI Quilamapu, Chillán.

RESUMEN Durante el año 2009 y 2010 se estudiaron indicadores de calidad física de suelos en el valle del río Simpson, XI Región, en 5 sitios experimentales con pastoreo: 1) Terraza de río con pradera natural degradada (TPD), 2) Terraza de río con pradera establecida buen estado (TPBE), 3) Silvopastoreo (SP), 4) Lomaje pradera natural degradada (LPD), 5) Lomaje pradera establecida buen estado (LPBE). Los tratamientos en terraza corresponden inceptisoles (Andic Dystrudept) y los restantes a andisoles (Typic Haploudands). Se determinó, a 0-5, 5-10 y 10-20 cm de profundidad, la distribución y estabilidad de los agregados en húmedo; el contenido de carbono orgánico del suelo (COS) se evalúo en los macroagregados y microagregados, por combustión húmeda y determinación colorimétrica del cromato reducido. El diseño experimental fue completamente al azar con arreglo de parcelas divididas y 3 repeticiones. Se analizó su normalidad mediante la prueba de Kolmogorov-Smirnov y homogeneidad de las varianzas previo al análisis de diferencia de medias. Al no existir una distribución normal, se aplicó la fórmula (x+0.5)-1/2 como corrección. Diferencias entre tratamientos, subtratamientos e interacciones se analizaron mediante la comparación de medias Tukey (p≤0.05), empleando el software SAS©. Los resultados señalan que en todos los tratamientos existe un mayor contenido de macroagregados que de microagregados y un incremento de COS a mayor profundidad. SP registra el mayor contenido de COS 247,3 Mg ha-1 en los primeros 20 cm de profundidad, seguidos por LPD con 245,7 Mg ha-1, el menor contenido se obtuvo de TPD con 174,9 Mg ha-1. En los macroagregados los mayores porcentaje COS se registraron en los tratamientos SP con 8,6% seguido LPD>LPBE>TPD y TPBE (4,7%), registrando disminuciones a mayor profundidad. El mayor COS en los microagregados se registró en LPD con 9,5%, seguido por LPBE>TPBE>TPD y SP (6,7%). Los resultados muestran una dinámica particular que se relaciona con ciclos de formación y deterioro de los agregados de acuerdo a las rotaciones a las cuales ha sido sometido el suelo. Palabras clave: Macroagregados, microagregados, rotaciones, valle del río Simpson, carbono orgánico.

VARIABILIDAD ESTACIONAL DE PROPIEDADES MECÁNICAS DE UN ANDISOL Nelson Vásquez I., José Dörner F. nelson.vasquez.it@gmail.com Instituto de Ingeniería Agraria y Suelos, Facultad de Ciencias Agrarias, Universidad Austral de Chile

RESUMEN La erosión del suelo puede deberse tanto a causas naturales como también a factores no geológicos, las intervenciones antrópicas. Éstas pueden provocar problemas tales como pérdida de la estructura del suelo, disminución de la materia orgánica y compactación, los que unidos a factores climáticos, precipitaciones y viento, pueden acelerar los procesos erosivos. En el establecimiento de un cultivo, es necesario hacer labores en el suelo que permitan un ambiente

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adecuado para la semilla. En las labores de preparación de suelo es necesario remover y mezclar el suelo debilitando la estructura, lo que disminuye la estabilidad mecánica del suelo. Si a lo anterior se suma además el efecto de las precipitaciones, también puede provocar problemas de erosión; en consecuencia, se hace necesario estudiar las relaciones y los valores que alcanzan las propiedades mecánicas en un suelo al ser sometido a un estrés. Así, el objetivo de este trabajo fue determinar en un andisol los cambios en dichas propiedades durante un periodo de cultivo, comparando estos valores con los valores críticos obtenidos de la literatura. En un suelo de la Serie Osorno, Typic Hapludand, se tomaron muestras no disturbadas en distintos periodos del año, desde el estado de pradera permanente degradada (PD), suelo preparado (SP), después de la siembra de trigo de invierno (SS1) y durante el periodo del cultivo (de SS2 a SS7). Antes del último muestreo (SS8), las vacas lecheras pastorearon el trigo por un periodo de dos días. Así se hicieron un total de 10 muestreos, durante el periodo del ensayo distribuidos desde el 14 de Abril del 2009 al 6 de Mayo del 2010. Las muestras fueron recolectadas a una profundidad entre 5 y 10 cm para determinar las siguientes propiedades mecánicas: cohesión, ángulo de roce interno entre partículas, capacidad de soporte y densidad aparente. Adicionalmente, se determinó la resistencia a la penetración (RP) y el contenido de agua en base a volumen in situ. En términos generales, la variación en las propiedades del suelo en el tiempo se relaciona con el manejo del cultivo como con el contenido de agua del suelo. Posterior a la labranza de la pradera degradada se observa una disminución de la RP, en la capacidad de soporte y la cohesión. Al pasar el rodillo compactador, después de la siembra, se observó un leve aumento de estas variables. Luego de eso, el suelo no fue intervenido. Por lo tanto, las variaciones en las propiedades analizadas se relacionan con el crecimiento del cultivo y el cambio del contenido de agua del suelo. Es así que con el aumento del contenido de agua en el suelo, se produjo una disminución en la RP, en la cohesión y la capacidad de soporte; no obstante el ángulo de roce interno no varió mayormente a lo largo del ensayo. En cuanto a los valores alcanzados por cada una de estas variables, éstos no sobrepasaron los umbrales críticos que comprometen el estado estructural del suelo, excepto la RP en PD, SS5 y SS6, que superaron los 2000 kPa. Palabras clave: mecánica de suelos, variabilidad estacional, andisol.

MEJORAMIENTO DE PRADERAS Y CALIDAD FÍSICA DE UN ANDISOL Felipe Zúñiga1,2, José Dörner1, Ignacio López3, Patricia Pórdflitt1, Carlos Alarcón1

felipezunigaugalde@gmail.com 1Instituto de Ingeniería Agraria y Suelos, Facultad de Ciencias Agrarias, Universidad Austral de Chile 2Magister en Ciencias del Suelo, Escuela de Graduados, Facultad de Ciencias Agrarias, Universidad Austral de Chile 3Instituto de Producción Animal, Facultad de Ciencias Agrarias, Universidad Austral de Chile

RESUMEN Las praderas son la principal fuente de alimento para el ganado del sur de Chile. La superficie de praderas bajo pastoreo se divide en: naturalizadas, mejoradas y sembradas. Cada una de ellas tiene especies pratenses típicas que permiten que posean características particulares y que, en gran medida, respondan a las condiciones edafoclimáticas. Con el fin de aumentar la productividad de las praderas se han propuesto distintas alternativas para su mejoramiento, que van desde un incremento en la fertilidad del suelo hasta la rotura de éste; se mejora así las condiciones físicas y de fertilidad, para la posterior siembra de una nueva pradera. El objetivo de este trabajo es presentar el efecto de estrategias de mejoramiento de una pradera degradada sobre la calidad física de un andisol bajo pastoreo ovino. Se recolectaron muestras entre 5 a 10 cm de profundidad en un Duric Hapludand (Serie Valdivia). Se consideraron 4 tratamientos más la situación inicial de la pradera degradada (SI) antes de comenzar con el pastoreo de 400 ovejas/ha (carga instantánea) en todas las parcelas. Los tratamientos corresponden a 4 tipos de praderas: T1: Lolium perenne + Trifolium repens (Lp+Tr), T2: Polifítica (P), T3: naturalizada sin fertilización (NsF) y naturalizada con fertilización (NcF). En las muestras de suelo (recolectadas en diciembre de 2010, luego de un evento de pastoreo) se determinó la curva de

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retención de agua, permeabilidad de aire, conductividad hidráulica y capacidad de soporte (a 60 hPa de tensión de agua). A partir de la relación entre permeabilidad de aire y fracción de poros saturados con aire se calcularon los índices de continuidad de poros. Los resultados muestran que [Lp+Tr y P], en comparación a la situación inicial (SI), significó un incremento en la porosidad y en la capacidad de almacenamiento de agua para las plantas. Sin embargo, la destrucción de la estructura con la labranza, produjo una disminución de la capacidad de soporte del suelo, además de una reducción en la capacidad de aire y una interrupción en la continuidad de los poros. En general, los parámetros físicos analizados en las praderas que no fueron sembradas se encuentran en una situación intermedia entre la situación inicial y las praderas sembradas. Se e concluye que en esta primera evaluación, la calidad física del suelo bajo praderas sembradas se ve principalmente afectada en los parámetros que dependen de su estructura, afectando características funcionales de los poros del suelo. Palabras clave: Mejoramiento de praderas, calidad física del suelo, andisol

IV. DEGRADACIÓN EROSIVA DE SUELOS

EFECTO DE TRES MANEJOS POST COSECHA SOBRE LA PÉRDIDA DE SUELO Y FLUJO LAMINAR BAJO LLUVIA SIMULADA, EN UN CULTIVAR DE Triticum sp.

ESTABLECIDO EN EL SECANO INTERIOR DE LA REGIÓN DEL MAULE Fernando Meza Q., Nicol Lecaros S. fernando.meza@udelmar.cl

Departamento de Investigación, Universidad del Mar, Sede Centro-Sur

RESUMEN La erosión de los suelos es considerada la mayor amenaza para la sustentabilidad y capacidad productiva de la agricultura. Uno de los problemas ambientales más importantes en la región del Maule es la pérdida de suelo agrícola, registrándose el 52% de las tierras cultivables con algún grado de erosión; esta cifra está contenida en un 75% en los suelos de secano que a su vez son considerados, dentro de la faja nacional, los más afectados. Para disminuir la erosión, en los últimos años se ha iniciado una modificación en el uso de laboreo convencional, hacia sistemas que contemplan desde una labranza reducida, hasta la siembra directa en la que se dejan los rastrojos del cultivo sobre el suelo. Con el objetivo de evaluar la pérdida de suelo y flujo laminar bajo tres sistemas de manejo en postcosecha (quema de rastrojos Q, rastrojos sobre el suelo R y barbecho con pastoreo de animales BA) en zonas de secano, se realizó un ensayo con lluvia simulada en un alfisol, Asociación Pocillas, de clase textural franco arcillo arenosa y estructura de bloques subangulares, ubicado en posición de fondo de valle. Se establecieron cuatro parcelas de 5 m2 para cada tratamiento, encontrando diferencias significativas (p≤0,05) en la pérdida de suelo y flujo laminar entre Q y los tratamientos R y BA. Las pérdidas de suelo, al mantener sistemas de manejo basados en quema de rastrojos, se incrementaron con relación a los demás manejos evaluados sobre el 80%, al igual que el flujo laminar. Lo anterior puede ser explicado por la disipación de la energía cinética de las gotas de lluvia producto de la barrera física aportada por los rastrojos de caña de trigo dejados en la superficie del suelo y el incremento en la infiltración. Palabras clave: Erosión, cobertura, rastrojos

MEDICIÓN DE EROSIÓN HÍDRICA EN LADERAS CULTIVADAS CON VID, VI REGIÓN DE CHILE

Manuel Casanova.1, Oscar Seguel.1, Adrian Nario2, Ximena Videla2, A. Maria Parada2, Héctor Villarroel1, Maximiliano.Traub1, Sebastián Silva1

1 Depto. de Ingeniería y Suelos, Facultad de Ciencias Agronómicas. Universidad de Chile. . 2 Comisión Chilena de Energía Nuclear (Sección Agricultura).

RESUMEN Con la expansión de la producción vitivinícola de alta calidad en Chile hacia suelos en posición de ladera, con plantaciones normalmente en el sentido del máximo gradiente de pendiente, se hace necesario cuantificar al menos en términos relativos, los procesos de erosión que eventualmente se están verificando en estas condiciones particulares, de manera de poder al

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menos mitigar este tipo de degradación del recurso. Por otra parte, considerando que las propiedades físicas de los suelos constituyen los determinantes de la erodabilidad de éste, no cabe duda que el mejoramiento del medio físico representa la medida preventiva y, a veces, curativa más sensata en términos económicos. Al respecto, se ha establecido y monitoreado desde el año 2009, en la VI Región de Chile y dentro del valle de Apalta (Viña Ventisquero), dos ensayos en laderas que cuentan con un suelo (Ultic Haploxeralfs) perteneciente a la Asociación La Lajuela. El primer ensayo consideró un total de 12 parcelas (2 x 10 m) en las entre hileras de una viña con gradiente de pendiente del orden de 37%; conducida en espaldera, con tres repeticiones y una distribución al azar se definen los tratamientos: testigo (T0), 10 L ha-1 de emulsión orgánica (T1); mulch (T2) y la combinación de ambos manejos anteriores (T3). El segundo ensayo evaluó los efectos de la dosis (5, 10 y 20 L ha-1) de la misma emulsión sobre las pérdidas de suelo en estas condiciones, antes de establecer la viña en el mismo suelo (sitio descepado). Al cabo de dos temporadas y para eventos naturales de lluvia, se aprecia que las propiedades físicas mostraron una tendencia a mejorar con la aplicación de la emulsión, respecto al suelo descepado sin tratar, aumentando la estabilidad de agregados, los contenidos de materia orgánica, la porosidad gruesa y la infiltración; aunque disminuye la densidad aparente, lo que influyó en la reducción de la cantidad de sedimentos. Comparativamente, T3 mostró los mejores resultados como medida de protección de las laderas, estimándose que la emulsión necesita de cerca de 3 meses para lograr su mayor efecto benéfico. La dosis de emulsión más eficiente en cuanto a mejorar las propiedades físicas del suelo y reducir los contenidos de sedimentos fue el de 10 L ha-1. Considerando que la extracción y quema de la vegetación en laderas, sin medidas de protección del suelo incrementan la erodabilidad, se concluye que el uso de emulsiones orgánicas y/o mulch son alternativas rápidas y de fácil implementación para reducir las cantidades de sedimentos generados en laderas cultivadas y terrenos recientemente descepados. Palabras clave: Vitis vinifera, enmiendas, compactación, conductividad hidráulica no saturada.

ESTABLECIMIENTO DE ESPECIES DE USO AGROFORESTAL EN SUELOS DEGRADADOS BAJO TÉCNICAS CONSERVACIONISTAS EN CLIMA

MEDITERRÁNEO

Ingrid Martínez G., Carlos Ovalle, Fernando Fernández, Teresa Aravena. Instituto de Investigaciones Agropecuarias (INIA) imartinez@inia.cl

RESUMEN En Chile, las zonas de clima mediterráneo se caracterizan por suelos altamente erosionados. En estas condiciones la disponibilidad hídrica para especies leñosas es un factor clave para su establecimiento y desarrollo. El uso de sistemas conservacionistas permitiría mitigar la erosión e incrementar el contenido de agua en el suelo. Desde el 2007 al 2010 se evaluaron la altura de plantas, diámetro de copa y del tronco en tres especies leñosas: Alcornoque (Quercus suber), Quillay (Quillaja saponaria) y Tagasaste (Chamaecytisys proliferus), establecidas bajo dos técnicas conservacionistas: subsolado con camellón (SC), zanjas de infiltración (ZI), y un control sin manejo de suelo (TS), con el objetivo de determinar su influencia sobre el desarrollo de las especies y sobre el contenido de agua en el suelo (0 a 100 cm profundidad). Los resultados revelaron diferencias significativas (p > 0,01) entre los tratamientos, las especies, así como en su interacción en la altura de árboles, diámetro de copa y tronco. Tagasaste en ZI presentó la mayor altura de árboles, siendo significativamente superior a los otros tratamientos. El contenido de agua en el suelo presentó diferencias significativas (p > 0,01) dependiendo de la técnica de manejo del suelo. Al comparar el contenido de agua en el perfil se observaron diferencias significativas entre las profundidades evaluadas, siendo SC superior entre los 10-50 cm de profundidad en ZI y éste a su vez superior a TS. El tagasaste fue la especie con mayor adaptación, mientras que SC fue la técnica conservacionista más eficiente en retener agua en el perfil, incrementando el contenido de humedad en las estratas superiores. Palabras clave: erosión, zanjas de infiltración, tagasaste.

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INDICE DE AUTORES

Acuña E. (159) Alarcón C. (170) Alvear M. (158) Aravena T. (172) Balocchi O. (164) Bech Ja. (155) Bech Jo. (155) Cabeza R. (107) Cancino J. (159) Capulín J. (168) Caroca C. (11) Carrasco M.A. (115, 156) Carrillo R. (157) Casanova M. (59, 75, 156, 162, 165, 171) Celis J. (157, 169) Cortés T. (171) Dec D. (163, 164) Díaz M. (163) Dörner J. (163, 164, 166, 167, 169, 170) Espinosa Ma. (21) Espinosa Mi. (159) Esquivel E. (159) Feest E. (163) Fernández F. (172) Flores J.P. (21) Fuentes I. (75) Fuentes J.P. (83) Gajardo G. (162) García de Cortázar V. (139) Gayoso J. (166) Gerding V. (166) Ginocchio R. (97) González I. (162) González L.A. (123) González M. (157) Homer I. (59) Ivelic J. (166) Keller K. (162) Kremer C. (162) Lecaros N. (171) Lemus M. (47) León O. (115, 156) Lillo A. (158) Longan L. (155) López I. (170) López M. (168) Luzio W. (160) Macari O. (156) Machuca A. (157) Maldonado A. (161) Mancilla G. (39) Martínez E. (21) Martínez I. (172) Mendoza P. (161)

Meza F. (171) Montalba R. (158) Morales P. (157) Munizaga J. (155) Muñoz Ca. (165) Muñoz Cr. (160) Muñoz F. (159) Muñoz P. (21) Nájera F. (147, 156) Nario A. (171) Navarro G. (167) Norambuena P. (160) Ordoñez I. (166) Ovalle C. (172) Padarian J. (158) Parada A.M. (171) Paulino L. (160, 161) Peña R. (168) Pérez J. (158) Pinochet D. (157) Pórdflitt P. (170) Reinoso F. (160) Reverter F. (155) Reyes J. (166) Reyes M. (157) Rubilar R. (159) Ruiz G. (31) Salazar O. (147, 156) Sánchez P. (155) Sandoval M. (157, 168, 169) Sandoval S. (159) Santibáñez F. (11) Santibáñez P. (11) Seguel O. (75, 156, 158, 162, 165, 171) Silva C. (155) Silva S. (156, 171) Stern J. (160) Stolpe N. (168) Thiers O. (166) Traub M. (171) Tume P. (155) Ulloa N. (158) Undurraga P. (168, 169) Valle S. (164, 166) Varnero M.T. (83) Vásquez A. (161) Vásquez N. (163, 169) Vial M. (169) Videla X. (171) Villarroel H. (171) Zagal E. (160, 168) Zbinden A. (156) Zepeda O. (160) Zúñiga F. (170)