Evaluación de Corteza de Pino y Residuos Urbanos como Componentes de Sustratos de Cultivo (página 2)

MATERIALES Y MÉTODOS

Residuos empleados para formular los sustratos

Compost de residuos sólidos urbanos (RU) se elaboró con la fracción orgánica separada de basura domiciliaria. El proceso de compostaje se realizó en pilas al aire libre, con volteos periódicos y sin añadir agente estructurante. Fue suministrado por la planta de tratamiento de residuos urbanos TGM (Valdemingomez, Madrid, España).

El compost de lodo (LC), se elaboró con lodos de aguas residuales urbanas procedentes de las estaciones regeneradoras de aguas residuales (E.R.A.R.) de Valdebebas, La China, Sur y Sur Oriental, Madrid, España. Previo a su compostaje, se extendió el lodo para reducir el contenido de humedad hasta el 50%; el proceso de compostado se efectuó en pilas al aire libre, sin mezclar con agentes estructurantes y con volteos periódicos. Fue suministrado por Beta Nutror S.A. (Madrid, España).

El lodo granulado (LT) se elaboró con lodo procedente de la E.R.A.R. Sur (Madrid, España). A un tambor rotativo que contenía lodo con 70-75% de humedad se le inyectó aire caliente a 320°C, este procedimiento permitía obtener un producto final granulado (2-3 mm) y con 5% de humedad. Fue suministrado por SUFI S.A. (Madrid, España).

La corteza de pino (Pinus pinea L.) compostada se elaboró con corteza previamente triturada mecánicamente; el proceso de compostado se realizó en pilas al aire libre y con volteos periódicos, se empleó fracción tamizada inferior a 8 mm.

Se establecieron siete tratamientos: corteza de pino compostada sola y mezclada al 15 y 30% (v/v) con RU, LC y LT, respectivamente.

Caracterización física y química

Se evaluó densidad aparente determinando materia seca a 105°C contenida en un volumen conocido; densidad real, estimada a partir de las cenizas (Martínez, 1992); porosidad, calculada con los dos parámetros antes señalados; materia orgánica, por calcinación en mufla a 540°C; carbono orgánico, determinado por oxidación con dicromato de potasio en medio ácido; nitrógeno total, determinado por método Kjeldahl; elementos totales, por digestión con solución ácida nítrico-perclórica y determinados por espectroscopía de emisión por plasma. En extracto de saturación se determinó: pH, conductividad eléctrica (CE), Cl- por titulación con nitrato de plata, CO32-, HCO3- por titulación con ácido sulfúrico, NO3- mediante electrodo selectivo de iones, y capacidad de intercambio de cationes con acetato de amonio 1 N a pH 7,0 (MAPA, 1986). En el Cuadro 1 se presenta la caracterización física y química de RU, LC y LT que fueron empleados para la formulación de los sustratos.

Cuadro 1. Caracterización física y química de los residuos empleados para la formulación de los sustratos. Table 1. Physical and chemical characterization of wastes used in growth media formulation.

Caracterización hidrofísica

La caracterización hidrofísica de los sustratos se efectuó empleando la metodología descrita por De Boodt et al. (1974), Felipó et al. (1979) y adaptada por Guerrero (1989). Mediante dicha metodología se determinó: agua fácilmente utilizable, que corresponde al porcentaje de agua liberada del sustrato entre succiones de 10 y 50 cm de altura de columna de agua; capacidad compensadora de agua, definida como el porcentaje de agua que se libera del sustrato entre las succiones 50 y 100 cm; agua difícilmente utilizable, que corresponde al porcentaje de agua retenida a tensiones superiores a 100 cm de succión; capacidad de aireación, que comprende el volumen de aire del sustrato a una succión de 10 cm.

A partir de la curva de liberación de agua se determinó la tensión a la cual se igualan los contenidos de aire y agua en el espacio poroso (variable R, cm).

Experimento de lixiviados

En columnas de vidrio con capacidad para 500 mL se depositaron 450 mL de cada mezcla de sustrato, las columnas se saturaron con agua destilada tres veces por semana hasta completar un total de 15 riegos. En todos los lixiviados recogidos después de cada riego se determinó pH y CE. En las primeras nueve recogidas se cuantificó: Cl-, CO32-, HCO3- y NO3-. También se determinaron Zn, Pb, Cu, Cd, Ni y Cr por espectrofotometría de absorción atómica. Se decidió analizar aniones y metales pesados sólo en las nueve primeras recogidas, debido a la baja concentración detectada y descenso progresivo con el transcurso de los riegos.

Experimento de fitotoxicidad

Basado en la metodología empleada por Zucconi et al. (1981b) se obtuvo un extracto acuoso mezclando sustrato y agua destilada en proporción 1:10, se agitó durante 30 min a 60°C, se centrifugó a 5.000 rpm por 15 min y finalmente se filtró el sobrenadante.

En una placa Petri de 9 cm de diámetro se dispuso un disco de papel filtro Watman N° 3, sobre éste se distribuyeron 10 semillas de berro (Lepidium sativum L.) y se adicionaron 5 mL del extracto acuoso filtrado. Las placas permanecieron durante 48 h en cámara de germinación oscura; finalmente se calculó el índice de germinación (IG) =%G x Lm/Lc, donde: %G: porcentaje de germinación; Lm: longitud media de las raíces (mm) de la muestra y Lc: longitud media (mm) de las raíces del control.

Estadística

En cada experimento los tratamientos se repitieron cuatro veces y se distribuyeron al azar. Los datos obtenidos se sometieron a análisis de varianza y prueba estadística LSD para comparar sus medias (P ≤ 0,05), utilizando el programa estadístico Statgraphics (STSC, 1987).

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Propiedades químicas

En el Cuadro 2 se presentan las propiedades químicas iniciales de los diferentes sustratos formulados. No se detectaron diferencias en el contenido de materia orgánica, en cambio la relación C/N se redujo de manera importante y particularmente con la adición de LT, debido a su alto contenido de N. La mezcla de corteza de pino compostada con los diferentes residuos orgánicos incrementó consistentemente la CE del sustrato, en particular con la adición de RU y LT se superó el nivel óptimo (Abad et al., 1993), es decir, podrían perjudicar el desarrollo vegetal (Bunt, 1988). Es importante tener en consideración que una parte importante de las sales se arrastra fácilmente en el agua de drenaje cuando se proporcionan riegos, siendo posible corregir o prevenir una elevada salinidad mediante lixiviación controlada (Abad y Noguera, 1998). En concordancia con lo antes mencionado, los mayores valores de pH se registraron con la adición de RU y LT al 30%. 

Cuadro 2. Caracterización química de los diferentes sustratos formulados. Table 2. Chemical characteristics of the different substrate formulations.

La capacidad de intercambio de cationes fue alta, incluso en el tratamiento que contenía sólo corteza de pino compostada (Cuadro 2), propio de este tipo de materiales, esto asegura un depósito de reserva de nutrientes disponibles y garantiza alta capacidad tampón frente a cambios de pH (Abad et al., 1993). Las concentraciones de aniones medidos en el extracto de saturación registraron aumentos importantes con la adición de residuos, especialmente el contenido de NO3- en la mezcla con LT. No se detectó presencia de CO32- en los sustratos estudiados.

Una de las principales limitantes del empleo de residuos orgánicos urbanos es su potencial contaminante, debido a su elevado contenido de metales pesados (Guerrero et al., 1998), sin embargo, en este caso los materiales empleados cumplían con la normativa vigente para España (MAPA, 1998). Además, al mezclar este tipo de residuos con corteza de pino compostada se logra un efecto de dilución de los elementos contaminantes (Guerrero et al., 1998). En efecto, en este estudio el contenido inicial de metales pesados presentes en la corteza de pino compostada era muy reducido, pero al mezclarse ésta con los diferentes residuos orgánicos el contenido de metales se incrementó, dependiendo de la proporción y tipo de residuo adicionado (Cuadro 3).

Cuadro 3. Contenido inicial total de metales pesados en los sustratos formulados. Table 3. Total initial heavy metal content of the formulated substrates.

Propiedades físicas e hidrofísicas

Es muy importante conocer las propiedades físicas de los sustratos antes de su utilización, debido a que una vez que se encuentre en el contenedor y la planta esté creciendo en él no es posible modificar sus características físicas básicas (Abad y Noguera, 1998). En particular, la densidad aparente juega un papel muy relevante, ya que los sustratos y contenedores se transportan durante su manejo y manipulación. Además, define el adecuado anclaje de las plantas; de este modo, mientras más alta es la planta, de mayor densidad deberá ser el sustrato (Abad y Noguera, 1998). En el Cuadro 4 y Figura 1 se muestran los resultados de las propiedades físicas e hidrofísicas evaluadas, en ellos se puede observar que la densidad aparente estuvo en un rango adecuado (Abad et al., 1993) en prácticamente todos los tratamientos a excepción del tratamiento que contenía LT al 30%, en el cual fue levemente superior.

Cuadro 4. Propiedades físicas e hidrofísicas de los sustratos formulados. Table 4. Physical and hydro-physical properties of the vegetal growth media.

Figura 1. Curva característica de retención de humedad a bajas succiones, según sustrato evaluado. CO: compost de corteza de pino; RU: compost de residuos sólidos urbanos; LC: compost de lodo; LT: lodo granulado. Figure 1. Characteristic humidity retention curves at low suction, according to substrate evaluated. CO: pine bark compost; RU: municipal solid waste compost; LC: sewage sludge compost; LT: granulated sewage sludge.

La mezcla de los diferentes residuos orgánicos con la corteza de pino compostada, redujo la porosidad bajo el nivel mínimo óptimo indicado por Abad et al. (1993), particularmente cuando se empleó LT (Cuadro 4). Esto se explica por la mayor densidad de este material, que a su vez presentaba una alta homogeneidad y reducida granulometría (98% entre 2 y 3 mm).

En todos los tratamientos el porcentaje de agua fácilmente utilizable estuvo bajo el nivel óptimo (De Boodt y Verdonck, 1972; A bad et al., 1993), es decir, la mezcla de la corteza de pino compostada con los diferentes residuos orgánicos no mejora esta propiedad (Cuadro 4). En este sentido, Bunt (1988) señala que un sustrato puede tener baja capacidad de retención de agua fácilmente utilizable, debido a su baja porosidad o porque sus poros son grandes y la mayor parte del agua se pierde por gravedad, o por una combinación de las situaciones anteriores.

La capacidad de aireación o espacio de aire que se muestra en el Cuadro 4 se vio favorecida al mezclar los diferentes componentes orgánicos con la corteza de pino compostada, y permitió situar todas las mezclas dentro de un nivel adecuado (De Boodt y Verdonck, 1972; Abad et al., 1993). Sin embargo, la adición de residuos no favoreció la capacidad compensadora de agua y en todos los casos fue inferior al rango señalado como óptimo por Abad et al. (1993).

El porcentaje de agua difícilmente utilizable, resultó ser inferior al rango óptimo indicado por Abad et al. (1993) en el tratamiento que contenía sólo corteza de pino compostada (Cuadro 4). En cambio, en las mezclas efectuadas con los materiales orgánicos se observaron valores dentro del rango óptimo, excepto en la mezcla que contenía LT al 30% que superó el 38%, lo que demuestra la escasa capacidad de este material para liberar el agua absorbida. Según Ansorena (1994) esta característica hace poco recomendable a éstos como componente de sustratos.

Sólo los tratamientos que incluían RU y LC mostraron valores de R que estuvieron dentro del rango 10 y 30 cm (Cuadro 4), considerado adecuado para la coexistencia del agua y aire disponibles en el espacio poroso (Felipó et al., 1979; Abad et al., 1993). Al emplear lodo granulado al 30% se obtuvo un R de 75 cm, lo cual indica que el contenido de aire sería una severa limitante en el sustrato, pudiendo producir asfixia radicular (Ansorena, 1994). Cuando se utilizó sólo corteza de pino compostada el parámetro R fue 6 cm, en este caso el sustrato estaría demasiado aireado y apenas se dispondría de agua fácilmente utilizable, lo que implicaría tener que efectuar riegos muy frecuentes (Ansorena, 1994).

Evaluación de los lixiviados

Los valores de pH de los lixiviados recogidos (Figura 2) presentaron escasa variación entre tratamientos y fueron prácticamente constantes a través del tiempo. En cambio, la CE inicialmente fue muy elevada y variable entre los tratamientos. Cuando se agregó LT al 30%, la CE se incrementó durante los primeros tres lixiviados recogidos debido a la lenta capacidad de hidratación de este material. Posteriormente, fue disminuyendo con los riegos hasta situarse por debajo de los 2 mS m-1, excepto en el tratamiento con 30% de LT, cuya disminución fue más moderada llegando sólo hasta los 4 mS m-1.

Figura 2. Evolución del pH, conductividad eléctrica (CE), HCO3-, Cl- y NO3- en los lixiviados recogidos, según sustrato evaluado. CO: compost de corteza de pino; RU: compost de residuos sólidos urbanos; LC: compost de lodo; LT: lodo granulado. Valores expresados como promedio ± error estándar. Figure 2. Evolution of pH, electrical conductivity (CE), HCO3-, Cl- y NO3- in leachates collected, according to substrate evaluated. CO: pine bark compost; RU: municipal solid waste compost; LC: sewage sludge compost; LT: granulated sewage sludge. Data are expressed as mean ± standard error.

Los tratamientos que contenían LT y RU al 30% mostraron las mayores concentraciones iniciales de NO3- y HCO3- (Figura 2), las que disminuyeron a medida que sucedieron los riegos. La concentración de NO3- alcanzó su valor más alto al segundo riego, para luego descender moderadamente; esto podría deberse a la lenta capacidad de hidratación del material durante el experimento. La concentración inicial de Cl- en los lixiviados fue más alta cuando se empleó RU, posteriormente descendió aceleradamente con el aumento del número de riegos (Figura 2). No se detectó presencia de CO32- en los lixiviados estudiados.

Cuantitativamente, la concentración de metales pesados presentes en los lixiviados (Figura 3) fue muy reducida (MAPA, 1998), lo cual indica que sólo una pequeña parte del contenido inicial de estos elementos fue susceptible de ser lixiviada. Esto concuerda con lo informado por Gascó et al. (2003), quienes empleando mezclas de suelo y lodo contenidas en columnas, reportaron escasa movilidad, y en consecuencia bajo riesgo de contaminación por lixiviado de metales pesados. En el presente experimento, la mayor tasa de lixiviación de metales pesados ocurrió durante los primeros tres riegos, posteriormente disminuyó desigualmente, siendo los tratamientos que contenían LT los que continuaron generando el mayor contenido. Esto podría ser atribuible, en parte, a la paulatina desintegración del gránulo, que posteriormente fue arrastrado en el agua de drenaje, según lo observado durante el experimento.

Figura 3. Concentración de Zn, Cd, Pb, Cu, Cr y Ni en los lixiviados recogidos, según sustrato evaluado. CO: compost de corteza de pino; RU: compost de residuos sólidos urbanos; LC: compost de lodo; LT: lodo granulado. Valores expresados como media ± error estándar. Figure 3. Content of Zn, Cd, Pb, Cu, Cr and Ni in leachates collected, according to substrate evaluated. CO: pine bark compost; RU: municipal solid waste compost; LC: sewage sludge compost; LT: granulated sewage sludge. Data are expressed as mean ± standar error.

Evaluación de fitotoxicidad

Algunos sustratos contienen compuestos fitotóxicos que pueden afectar negativamente el desarrollo vegetal, es por ello que deben evaluarse previamente; en este sentido los bioensayos de germinación son una buena alternativa (Zucconi et al., 1981a; Moreno et al., 1998). Entre los sustratos estudiados, los formulados con LT y RU al 30% mostraron una elevada acción supresora del índice de germinación, en cambio en los que se adicionó lodo compostado se observó un efecto estimulador (Figura 4), constituyéndose como el material más recomendable.

Figura 4. Índice de germinación de Lepidium sativum L., según test de Zucconi. Letras distintas indican que existe diferencia significativa, según test LSD (P ≤ 0,05). CO: compost de corteza de pino; RU: compost de residuos sólidos urbanos; LC: compost de lodo; LT: lodo granulado. Valores expresados como media ± error estándar.

Figure 4. Germination index of Lepidium sativum L., according to Zucconi’s test. Distinct letters indicate significant difference, according to LSD test (P ≤ 0.05). CO: pine bark compot; RU: municipal solid waste compost; LT: granulated sewage sludge. Data are expressed as mean ± standard error.

La elevada fitotoxicidad que presentó el sustrato formulado con lodo granulado se debería al alto contenido de sales (Cuadro 2), las que suprimieron el desarrollo radicular drásticamente; en estas condiciones su empleo resulta poco recomendable. En otras situaciones este problema podría solucionarse efectuando algunos lavados previos del material (Abad y Noguera, 1998), pero en este caso no sería recomendable debido a la contaminación que ocasionarían sus lixiviados.

CONCLUSIONES

Las evaluaciones efectuadas permiten señalar que los materiales más adecuados para la formulación de sustratos para cultivo fueron el lodo compostado en ambas proporciones estudiadas (15 y 30%) y el compost de residuos urbanos al 15%.

Debido al elevado contenido de nitrógeno y su deficiente comportamiento hidrofísico no es recomendable emplear lodo granulado como componente de sustratos en estas proporciones, sin embargo, resultaría interesante estudiar en profundidad el posible uso de este material como complemento fertilizante.

LITERATURA CITADA

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Nelson Zapata1, Francisca Guerrero1 y Alfredo Polo2 1 Universidad Politécnica de Madrid, Escuela Técnica Superior de Ingenieros Agrónomos, Avenida Complutense s/n. E-28040 Madrid, España. 2 Consejo Superior de Investigaciones Científicas, Centro de Ciencias Medioambientales, Serrano 115. E-28006. Madrid, España.