Libro Soil .en.es

Khan Towhid Osman

Degradación del suelo, conservación y

remediación

La degradación del suelo, la conservación y remediación

Khan Towhid Osman

Degradación del suelo, conservación y remediación

Khan Towhid Osman Departamento de Ciencias del Suelo Universidad de Chittagong Chittagong, Bangladesh

ISBN 978-94-007-7589-3 ISBN 978-94-007-7590-9 (libro electrónico) DOI 10.1007 / 978-94-007-7590-9 Springer Dordrecht, Heidelberg, Nueva York Londres Biblioteca del Congreso de control el número: 2013950937 © Springer Science + Business Media Dordrecht 2014 Esta obra está sujeta a derechos de autor. Todos los derechos están reservados por el editor, si la totalidad o parte del material se refiere, en concreto los derechos de traducción, reimpresión, la reutilización de las ilustraciones, la recitación, la radiodifusión, la reproducción en microfilm o en cualquier otra forma física, y transmisión o almacenamiento de información y la recuperación, la adaptación electrónico, software informático, o por metodología similar o no conocido actualmente o desarrollado en el futuro. Exentos de esta reserva legal son breves extractos en relación con los exámenes o análisis académico o materiales suministrados específicamente con el fin de ser introducido y ejecutado en un sistema informático, para su uso exclusivo por parte del comprador de la obra. La duplicación de esta publicación o partes de los mismos se permite solamente bajo las disposiciones de la Ley de Propiedad Intelectual sobre la ubicación del Editor, en su versión actual, y el permiso para su uso siempre debe ser obtenido de Springer. Permisos de uso se pueden obtener a través de Rightslink en el Centro de Copyright Clearance. Violaciónes deben ser procesados bajo la respectiva Ley de Propiedad Intelectual. El uso de nombres descriptivos generales, nombres registrados, marcas registradas, marcas de servicio, etc. en esta publicación no implica, incluso en ausencia de una declaración específica, que estos nombres están exentos de las leyes y reglamentos de protección pertinentes y, por tanto, libres para uso general utilizar. Mientras que el asesoramiento y la información en este libro se cree que son verdadera y exacta a la fecha de publicación, ni los autores ni los editores ni el editor puede aceptar ninguna responsabilidad legal por cualquier error u omisión que se pueden hacer. El editor no ofrece ninguna garantía, expresa o implícita, con respecto al material contenido en el presente documento. Impreso en papel libre de ácido Springer es parte de Springer Science + Business Media (www.springer.com)

Md. Bazlul Karim Khan y Rowshan Ara Begum ¿Quién habría sido el mayor orgullo del trabajo de su hijo

Prefacio

Recientemente, escribí un libro titulado Suelos: Principios, Propiedades y Administración de la cual publicados Springer en diciembre de 2012. El manuscrito original tenía un largo capítulo de más de 75 páginas mecanografiadas normalmente sobre los recursos del suelo y la degradación. Mientras escribía el capítulo, he recogido más de literaturas adecuados sobre los niveles e impactos de la degradación del suelo en todo el mundo. Pensé que sería una buena idea para extenderla con los detalles necesarios, ejemplos, tablas y figuras en un libro de pleno derecho de la degradación del suelo, la conservación y la recuperación debería una oportunidad llegue a darse. Hice lo que finalmente, y al escribir, me esforcé para dar cuentas de lucidez de los principales procesos de degradación del suelo, sus efectos sobre la calidad del suelo, la producción vegetal y la salud humana, y los métodos de mejora de suelos degradados. La disminución de la calidad del suelo debido a las intervenciones humanas en el suelo, el agua y el medio ambiente se se llama degradación del suelo inducida por el hombre. . H. et Eswaran de Al observación sobre el significado que se avecina de estudios de degradación del suelo es digno de mención: “La degradación del suelo ha sido un problema mundial importante durante el siglo 20 y se mantendrá alto en la agenda internacional en el siglo 21. La importancia de la degradación del suelo entre los problemas globales se ha mejorado debido a su impacto en la seguridad alimentaria mundial y la calidad del medio ambiente”(http://soils.usda.gov/use/worldsoils/papers/land-degradaciónoverview.html). La deforestación de las tierras frágiles, la sobreexplotación de la vegetación y la biomasa recursos, la rotación de cultivos, el pastoreo excesivo, el uso de fertilizantes desequilibrada, no adopción de prácticas de gestión de la conservación del suelo, el uso de las aguas subterráneas en exceso de la capacidad de recarga, sistema de riego inadecuado, y la eliminación indiscriminada de desechos son algunos de los factores responsables para la degradación del suelo. deterioro físico del suelo incluyendo sellado de la superficie, endurecidos y la compactación, el agua y la erosión del viento, y la degradación química del suelo incluyendo agotamiento Nutrient, acidificación, salinización y la contaminación del suelo son los principales procesos de degradación del suelo. Disminución de la productividad del suelo y la caída en la calidad del cultivo son los impactos measur-capaz de degradación del suelo. La productividad de algunas tierras se ha reducido hasta en un 50% debido a la erosión del suelo y la desertificación. reducción del rendimiento debido a la erosión media en África es del 8,2%. la pérdida anual de la productividad debido a la erosión del agua es esti-acoplado a las 36 millones de toneladas de equivalente de cereales a

US $ 5.400 millones y debido a la erosión del viento a US $ 1,800 millones en el sur de Asia. Se estima que el costo total anual vii

viii Prefaci o

de la erosión de la agricultura en los EE.UU. es de aproximadamente US $ 44 mil millones por año. A escala mundial, la pérdida anual de 75 mil millones de toneladas de suelo cuesta al mundo US $ 400 mil millones por año. La degradación del suelo, conservación y remediación está destinado a estudiantes universitarios y graduados de la Ciencia del Suelo, Ciencias Agrícolas, Forestales, Ecología, Geografía y Ciencias Ambientales. Los procesos e impactos del suelo degradación se han tratado en este libro con suficiente detalle. Capítulo1 describe los recursos globales del suelo, capacidad de la tierra y las clases de calidad del suelo, órdenes de suelo, la tierra cultivable, causas y tipos de degradación del suelo, y las leyes de manejar-ment sostenible del suelo. Capítulo2 se ocupa de factores y procesos de deterioro físico de suelo, incluyendo el sellado de la superficie, formación de costra superficial, endurecidos, compactación, los efectos de la formación de costras y la compactación, y decrusting y descompactación del suelo. Capítulo3 NAR-califica las causas, factores y procesos de erosión del agua. Los métodos de conservación de suelos incluyendo las modificaciones, la agricultura de conservación, cultivos de cobertura, no laboreo, labranza mínima, acolchado, de cultivo contorno, cultivos en fajas, recorte contorno-tira, sal, terrazas, y canales de césped se han explorado con ejemplos y datos. En el Cap.4, Causas y efectos, y se describen los procesos de erosión eólica. Las medidas para controlar la erosión del viento y la estabilización de dunas se muestran con un buen número de ilus-traciones. Capítulo5 hace hincapié en la degradación química del suelo incluyendo el agotamiento de nutrientes, la acidificación, y la salinización (pero no la contaminación del suelo que se narró en detalle en el Cap. 6). Mis colegas, el Dr. Abul Kashem, el Sr. Jajar afsar, y Md. Enamul Haque del Departamento de Ciencias del Suelo, Universidad de Chittagong, me han endeudado con inspi-ración y sugerencias útiles sobre el manuscrito. Gracias a ellos se deben. Universidad de Chittagong

Chittagong, Bangladesh

Khan Towhid Osman

Contenido

1.1 1.2 1.3 1.4

1.5 1.6

1 Recursos del suelo y degradación de suelos.................................................. ..... El suelo como un recurso .............................................. ................................ Necesidad de una gestión y protección de terreno ................................... Capacidad de tierra y Clasificación de la Capacidad tierra ......................... La fertilidad del suelo, la productividad del suelo, calidad del suelo, y la salud del suelo ............................................... ................................... Fertilidad del suelo ................................................ 1.4.1 ......................... La productividad del suelo ................................................ 1.4.2 .................. Salud del suelo ................................................ 1.4.3 ........................... Calidad del suelo ................................................ 1.4.4 .......................... Global tierra arable ............................................... ............................. Clasificación de Suelos del Mundo .............................................. ................ 1.6.1 Alfisoles ................................................. ................................ 1.6.2 Andisoles ................................................. .............................. 1.6.3 Aridisols ................................................. .............................. 1.6.4 Entisoles ................................................. ...............................

1.6.5 Gelisols ................................................. ...............................

1.6.6 Histosoles ................................................. ............................. 1.6.7 Inceptisols ................................................. ........................... 1.6.8 Mollisoles ................................................. ............................. 1.6.9 Oxisoles ................................................. ................................

1 1 3 3

5 5 6 6 6 9 10 11 12 13 15 die cisé is die cisé is 18 19 20

1.7

1.6.10 Spodosoles ................................................. ............................ 1.6.11 Ultisoles ................................................. ................................ Vertisuelos ................................................. 1.6.12 ............................... Degradación del suelo ................................................ ................................ Las causas de la degradación del suelo 1.7.1 .............................................. .... Iniciativas institucionales para la 1.7.2 evaluación La degradación de la tierra / suelo ............................................. ........ Tipos de degradación del suelo .............................................. 1.7.3 ..... 1.7.4 Magnitud de la degradación .............................................. ....

21 22 23 24 25

34 35 37

ix

Contenid o

x

1.8 Leyes de Gestión Sostenible de Suelos ............................................. . Referencias ................................................. ..................................................

37

2 deterioro físico del Suelo .................................................. ................ 2.1 Procesos y tipos de deterioro físico del suelo ...................... Sellado de la superficie, formación de 2.2 costras, endurecidos, y compactación (Pc) ............................................. ............................ Superficie de sellado ................................................ 2.2.1 .................... Formación de costra superficial 2.2.2 ................................................ .................. Compactación del suelo ................................................ 2.2.3 .................. 2.3 Anegamiento ................................................. ..................................... Las causas de anegamiento ............................................... 2.3.1 ........ 2.3.2 Efecto de anegamiento ............................................... .......... El control de anegamiento ............................................... 2.3.3 ....... La reducción de las aguas subterráneas Tabla 2.4 .............................................. .......... El hundimiento de los suelos orgánicos .............................................. 2.5 ................ Desertificación ................................................. 2.6 ................................... Natural Versus desertificación debido a actividades 2.6.1 humanas .................. Convención de Lucha contra la Desertificación 2.6.2 ................................. Mecanismo de desertificación debido a actividades 2.6.3 humanas ...................

45 45

39

46 46 48 52 57 58 59 59 59 60 61 62 63

63 sesenta Referencias ................................................. .................................................. y cinco 3 erosión del suelo por agua .................................................. ............................. 69 3.1 La erosión geológica y acelerado .............................................. .... 69 Las causas de la erosión del agua .............................................. 3.2 ...................... 70 Tipos de erosión del agua .............................................. 3.3 ........................ 70 La erosión Splash ................................................ 3.3.1 ..................... 71 La erosión laminar ................................................ 3.3.2 ....................... 72 La erosión en surcos ................................................ 3.3.3 .......................... 74

3.3.4 3.3.5 3.3.6 3.3.7 3.3.8 3.3.9 3.3.10 3.4 3.4.1 3.4.2 3.4.3 3.4.4 3.4.5 3.4.6 3.4.7 3.4.8 3.4.9

La erosión barranco ................................................ ....................... La erosión de labranza ................................................ ..................... Deslizamiento de tierra / corrimiento de tierra / corriente de barro ............................................. .. Ribera / Corriente del Banco Erosión .......................................... Efectos de la erosión del agua .............................................. ........ Ecuaciones de Pérdida de Suelo (USLE y RUSLE) ........................... Tolerancia Valor de Pérdida de Suelo (T Valor) .................................... Control de la erosión de agua .............................................. ..................... Enmiendas ................................................. ....................... Cultivos de cobertura ................................................ ......................... Labranza de Conservación ................................................ ............ Acolchado ................................................. ............................. Contorno de recorte ................................................ ................ El recorte de Gaza ................................................ ..................... Contorno de la banda de recorte ............................................... ........ Tecnología pendiente tierras agrícolas (SAL) .................. Agroforestería ................................................. ........................

75 77 77 77 78 80 83 83 84 84 86 88 89 90 90 91 93

Contenid o

xi

El cultivo en franjas ................................................ ..................... Franjas de protección ................................................ 3.4.11 ......................... 3.4.12 Vías de césped ................................................ .............. 3.4.13 Terrazas ................................................. ............................. Referencias ................................................. .................................................. La erosión del viento.................................................. ........................................... Las causas de la erosión eólica .............................................. 4.1 ....................... Efectos de la erosión eólica .............................................. 4.2 ....................... Los procesos de erosión eólica .............................................. 4.3 ................... 4.3.1 Saltation ................................................. .............................. 4.3.2 Suspensión ................................................. .......................... Fluencia superficie ................................................ 4.3.3 ....................... ................................................. la abrasión 4.3.4 .............................. Ordenando ................................................. 4.3.5 ................................. Factores que afectan a la erosión del viento 4.4 .............................................. ........... Suelo ................................................. 4.4.1 ...................................... 4.4.2 Clima ................................................. ................................ Ancho de campo y pendiente .............................................. 4.4.3 ............ 4.4.4 Vegetación ................................................. ........................... Principios del control de la erosión del viento 4.5 ............................................. ...... Medidas de Control de Erosión de viento 4.6 .............................................. .......... Estabilización de Suelos ............................................... 4.6.1 .............. Cultivos de cobertura ................................................ 4.6.2 ......................... Formación de crestas y rugosidad superficial 4.6.3 ........................................ 4.6.4 Gestión de residuos ................................................ ........... Viento Barrera ................................................ 4.6.5 ........................ El recorte de Gaza ................................................ 4.6.6 ..................... La estabilización de las dunas ............................................... 4.7 ......................... Referencias ................................................. 3.4.10

4

93 94 95 96 99 103 103 104 105 105 106 106 107 107 107 108 109 110 110 111 112 112 112 113 114 116 117 118 120

5

.................................................. La degradación química del suelo.................................................. ..................... La degradación química del suelo y su extensión 5.1 .................................... La pérdida de nutrientes y / o materia orgánica 5.2 .......................................... . Lixiviación de nutrientes ............................................... 5.2.1 ........... La pérdida de nutrientes debido a la quema de residuos 5.2.2 ................................. Las pérdidas de nutrientes debido a la erosión 5.2.3 ............................................ La eliminación de los cultivos de nutrientes 5.2.4 .............................................. .... La acidificación ................................................. 5.3 ...................................... Las causas de la acidificación del suelo 5.3.1 .............................................. ... Efectos de la acidez del suelo .............................................. 5.3.2 ............ 5.3.3 Gestión de suelos ácidos .............................................. .. Ácido Sulfato de suelos ............................................... 5.3.4 ................. La salinización del suelo ................................................ 5.4 ................................ La gestión de los suelos salinos 5.4.1 .............................................. .. Los cultivos tolerantes a la sal .............................................. 5.5 .............................. Referencias ................................................. ..................................................

125 125 126 127 128 129 129 129 130 133 136 141 142 143 144 146

xii Contenid o

6Soil Contaminación ......................................................................................... 149 6.1Pollution y Suelo Contaminación ............................................................ 149 6.2Sources de Contaminantes del Suelo ....................................................... 150 Residuos 6.2.1Municipal ................................................................... 150 6.2.2Sewage lodos ............................................................................. 156 6.2.3Contaminants en compost de jardín ........................................... 158 6.2.4Hospital desechos ...................................................................... 159 Los residuos 6.2.5Industrial ............................................................... 160 6.2.6Agrochemicals ........................................................................... 160 deposición 6.2.7Atmospheric ............................................................ 170 6.2.8Mining ....................................................................................... 172 6.2.9Traffic ........................................................................................ 174 6.2.10Radionuclides en el suelo .......................................................... 175 Los contaminantes en el suelo 6.2.11Organic ..................................... 176 6.2.12Heavy contaminación por metales de suelos ............................. 190 referencias ..................................................................................................... 216 Índice.................................................................................................................. 227

abreviaturas

AMD ASSOD

Drenaje de ácido minero Assessmentofhuman-inducedsoildegradationforSouthand

El sudeste de Asia BTEX El benceno, tolueno, etilbenceno, xileno DCE dicloroetileno DCPA ácido propanilic Dicloro DDT diclorodifeniltricloroetano EDC disruptores endocrinos FAO Organización de las Naciones Unidas para la Agricultura y la Alimentación GLADA evaluación global de la degradación del suelo en las zonas áridas de evaluación GLASOD Mundial de la degradación del suelo inducida por el hombre ISRIC Referencia de Suelos Centro Internacional de Información LADA Evaluación de la degradación de la tierra para áreas de secano NPE etoxilatos de nonilfenol NRCS Naturaleza Servicio de Conservación de Recursos PAE Los ésteres de ftalato HAP Hidrocarburos aromáticos policíclicos tarjeta de circuito impreso bifenilos policlorados PCDD dibenzodioxina policlorados PCDF dibenzofuranos policlorados PCE Polychloroethylene PCN naftalenos policlorados POPULAR contaminante orgánico persistente RUSLE Revisado usle SAL Tecnología pendiente tierras agrícolas SOTER Del suelo y la base de datos digital del terreno TCDD Tetracloro-p-dibenzodioxina TCE tricloroetileno TEPP pirofosfato de tetraetilo CLD Convención de las Naciones Unidas para la Lucha contra la Desertificación PNUMA Programa Medioambiental de las Naciones Unidas

xiii

xiv

la UNESC O Estados Unidos USDA USLE VC QUIEN WRB

abreviaturas

Naciones Unidas para la Educación, la Ciencia y la Cultura

Estados Unidos de America Departamento de agricultura de los Estados Unidos Usle Cloruro de vinilo Organización Mundial de la Salud Base Referencial Mundial

Capítulo 1

Recursos del suelo y la degradación del suelo

Incluyendo las superficies rocosas, desiertos y zonas cubiertas de hielo, hay 130,575,894 km2área de tierra en el mundo. Acerca de 38.500.000 kilometros 2 (29,45% de la superficie terrestre libre de hielo de la Tierra) es demasiado seco para la vida humana, y aproximadamente 20,2 millones de km2(15,46%) de la tierra se produce en la zona de tundra frío no es mucho adecuado para agricul-tura normal. Salinas y alcalinas se producen en suelos 3.105.000 kilometros 2 (2,4% de la superficie de la tierra), y la acidez del suelo afecta 18,420,100 km2(14,1% de la superficie total). Sólo alrededor del 12% de la superficie de la tierra es adecuado para la producción de alimentos y fibra, 24% es tierra de pastoreo, y alrededor de 31% es forestland; el 33% restante tiene muchas limitaciones para la mayoría de los usos. Las tierras se clasifican en ocho clases de capacidad de la tierra en función de sus necesidades produc-tividad, limitaciones climáticas y de conservación de suelos. Clase I de la tierra es la tierra agrícola más adecuado, y las clases VII a VIII no son adecuados para el cultivo. Los suelos agrícolas se clasifican de nuevo en nueve clases de calidad de la tierra sobre la base de la integración de las tres clases de potencia de suelo y tres clases de resiliencia del suelo. calidad de la tierra I es la tierra de primera calidad. Idoneidad de los cultivos y la productividad disminuye gradualmente de Clase I Clase IX. El área global de las tierras de cultivo se estima en 1.351 mil millones de hectáreas, y el 38% de la tierra cultivable se ha degradado a intensidades variables. La causa principal de la degradación del suelo es la mala administración de la tierra. GLASOD identificado cinco causas principales de la degradación del suelo, incluida la deforestación, el pastoreo excesivo, la mala gestión de la tierra agrícola, la sobreexplotación de la vegetación, y (bio) las actividades industriales. Hay cinco tipos de degradación de la tierra / suelo: erosión hídrica, erosión eólica, deterioro físico, deterioro químico, y la degradación de la actividad biológica. Con estos antecedentes, se han sugerido diez “leyes de la gestión sostenible del suelo”. y (bio) actividades industriales. Hay cinco tipos de degradación de la tierra / suelo: erosión hídrica, erosión eólica, deterioro físico, deterioro químico, y la degradación de la actividad biológica. Con estos antecedentes, se han sugerido diez “leyes de la gestión sostenible del suelo”. y (bio) actividades industriales. Hay cinco tipos de degradación de la tierra / suelo: erosión hídrica, erosión eólica, deterioro físico, deterioro químico, y la degradación de la actividad biológica. Con estos antecedentes, se han sugerido diez “leyes de la gestión sostenible del suelo”.

1.1 El suelo como un recurso Añadamos unas palabras a Rosewell (1999). Para él y para todos nosotros, el suelo es uno de los más valiosos recursos naturales del mundo. Es esencial para todas las formas de vida en este planeta. Se proporciona una matriz física, entorno químico, y el ajuste biológico para agua, KT Osman, degradación del suelo, la conservación y remediación, DOI 10.1007 / 978-94-007-7590-9_1, © Springer Science + Business Media Dordrecht 2014

1

2 Suelos

1 suelo Recursos y Degradación de

nutrientes, el aire y el intercambio de calor para los organismos. Nos proporciona alimentos, forraje, madera y fibra. Casi el 96% de la alimentación humana se obtiene a partir del suelo (Pimentel y Salón1989). Un gran número de antibióticos son producidos por los microorganismos del suelo. El suelo actúa como un reciclador de los materiales y como un purificador de agua. Los suelos proporcionan soporte mecánico para los organismos vivos y sus estructuras, incluyendo la mayoría de nuestros edificios y otras instalaciones. Los suelos influyen en los procesos hidrológicos, incluyendo la infiltración, percolación, el drenaje, el caudal y la superficie, así como el almacenamiento de agua subterránea. Los suelos regulan el intercambio de material, energía, agua y gas en el sistema de litosfera-hidrosferabiosfera-atmósfera. El suelo es una fuente y sumidero de contaminantes. Por otra parte, la respiración del suelo y secuestro de carbono pueden influir en el cambio climático. El suelo es, sin lugar a dudas, fundamental para el mundo, el suministro de prácticamente todos los alimentos y fibra que sustentan la población humana y la prestación de servicios de los ecosistemas que sostienen la vida (Anderson2010). Es un recurso natural no renovable en el marco de tiempo de la vida humana (Lal2009).

El suelo no es la tierra misma; se trata de una parte de la tierra. La superficie total del mundo se estima en 130,575,894 km2, Incluyendo las superficies rocosas, desiertos, zonas cubiertas de hielo, y tierras con el suelo. Hay alrededor de 38.500.000 kilometros2 o 29,45% de la superficie libre de hielo de la tierra que es demasiado seco para la habitación humana sostenible (Beinroth et al. 1994). Aproximadamente 20,2 millones de km2o (15,46%) de se produce la tierra en la zona de tundra fría, que no son fácilmente susceptibles a la agricultura normal. Hay otras limitaciones que impiden el uso de los suelos para la agricultura. Por ejemplo, salinas y alcalinas suelos ocurren en 3.105 millones kilometros 2 o 2,4% de la superficie de la tierra, y la acidez del suelo afecta 18,420,100 km2 o 14,1% de la superficie total (Eswaran et al. 1997). Según Buringh (1989), Entre 11 y 12% de la superficie de la tierra es generalmente adecuado para la producción de alimentos y fibra, 24% se utiliza para el pastoreo, bosques ocupan alrededor del 31%, y el 33% restante tiene demasiadas restricciones para la mayoría de usos. Todos los suelos agrícolas no son fértiles y productivas. Algunos suelos son naturalmente improductiva; algunos son áridas y solución salina; algunos son muy arenoso y seco; y algunos son húmedo y anegada por una parte o la mayor parte de la temporada de crecimiento. técnicas de gestión avanzada del agua incluyendo la irrigación y drenaje han permitido un cierto uso de las tierras secas, humedales y turberas. Hay terrenos en pendiente, suelos arenosos y suelos con baja capacidad de retención de nutrientes. Muchos de los suelos en las regiones desérticas son de regadío, pero estos se consideran insostenible. Lal (1989) Estima que se necesita aproximadamente 0,5 hectáreas de tierra de cultivo per cápita para sostener la población humana en un nivel aceptable. Sin embargo, hay muchos países donde la tierra per cápita es inferior a 0,07% (Smil1987). La mala gestión y el uso indebido han degradado muchas tierras productivas en todo el mundo. Oldeman et al. (1991) Sugieren que alrededor del 17% de la superficie terrestre del planeta se

degrada por las intervenciones humanas. Las consecuencias de la degradación de la tierra no sólo afectan el rendimiento de la tierra para la producción de alimentos y fibras, pero también tienen graves consecuencias para el medio ambiente. Formación de una capa superior del suelo pulgadas puede necesitar más de miles de años; por lo que no se debe permitir que degradan a través de nuestro mal manejo descuidado.

1.3 Capacidad de Tierras y Clasificación de la Capacidad Tierra

3

1.2 Necesidad de una gestión y protección de terreno El Consejo Europeo declara la Carta Europea sobre el suelo en 1972, haciendo hincapié en la necesidad de una gestión y protección de los recursos del suelo (Tolgyessy 1993). La Carta establece: (1) El suelo es una de las más valiosas las propiedades del hombre. Permite a la vida de las plantas, los animales y los seres humanos sobre la tierra; (2) El suelo es un recurso limitado que se destruye fácilmente; (3) La sociedad industrializada emplea suelo para la agricultura, así como para fines industriales y otros. La política de planificación regional debe combinar las consideraciones de las propiedades del suelo, y las necesidades presentes y futuras de la sociedad; (4) Agricultores y silvicultores debe aplicar métodos que protegen la calidad del suelo; (5) El suelo debe ser protegido contra la erosión; (6) El suelo debe estar protegida contra la contaminación; (7) El desarrollo de la urbanización debe planificarse de manera que las áreas vecinas están expuestos al daño mínimo posible; (8) Durante la planificación de proyectos de ingeniería de los efectos sobre el suelo deben ser evaluados por lo que el precio incluye la provisión de medidas de protección adecuadas; (9) Una lista de los recursos del suelo es un requisito previo para cualquier planificación; (10) Para garantizar el amplio uso y protección de terreno, se requieren más investigaciones y la cooperación interdisciplinaria; (11) Atención a todos los niveles profesionales, así como la atención del público en general cada vez mayor se debe prestar a la protección del suelo; y (12) Los gobiernos y autoridades estatales deben planificar cuidadosamente y se requiere disciplina y la cooperación interdisciplinaria. Algunas tierras, como los desiertos y zonas cubiertas de hielo no contienen suelo. Donde hay suelo, hay algún tipo de vegetación - bosques, pastizales o tierras de cultivo. La vegetación natural en muchas áreas se ha eliminado el uso del suelo para el cultivo o algunos otros propósitos, incluyendo el uso urbano e industrial. Un poco de vegetación se ha conservado en su forma original o perturbado, y algunos han sido explotados, legal o ilegalmente, juiciosamente o indiscriminadamente, para nuestra necesidad. La Carta Europea afirma con razón que el suelo es un recurso limitado. Hay solamente la superficie terrestre 11-12% adecuado para la producción de cultivos agrícolas sin mucha limitación. No todos los suelos agrícolas son fértiles y productivos. Los suelos de sólo aproximadamente 3% de la superficie total de la tierra tienen un alto nivel de productividad (Aswathanarayana1999). Por lo tanto, los suelos deben ser gestionados de forma sostenible y protegido para que puedan seguir siendo productivos en el futuro. Figura1.1 muestra diferentes categorías de tierra en el mundo.

1.3 Capacidad de tierra y Clasificación de la Capacidad de tierras

capacidad de la tierra es la capacidad de la tierra para aceptar un tipo e intensidad de uso de la tierra per-permanentemente, o por un período determinado bajo una cierta gestión sin degradación a largo plazo (Houghton y Charman 1986). La capacidad de la tierra denota el poten-cial de la tierra para su uso en la agricultura, horticultura, silvicultura y otros usos en base a la

4 Suelos


30 25 20 % 15 10 5 0 No hay significativas permafrost Suelos Los suelos húmedos demasiado poco profundas demasiado limitación

Químico Los suelos secos problemas también

Categorías de tierras

Fig. 1.1 las condiciones del suelo globales (basado en datos de la FAO1998)

grado de limitación impuesta por sus propiedades biofísicas. Se basa principalmente en el clima, una serie de propiedades del suelo, (por ejemplo, profundidad y pedregosidad), la humedad, el riesgo de erosión, y la pendiente. El USDA Soil Conservation Service ideó el sistema de clasificación de la capacidad de la tierra (Helms 1977) Durante finales de 1930 y principios de 1940. De una forma u Adapta-ción de la clasificación de la capacidad de la tierra se utiliza en todo el mundo (Olson1974; FAO1999). Los científicos están perfeccionando continuamente y mejorar los sistemas de clasificación de tierras (Eswaran et al. 2000; Fischer et al.2000). clasificación de la capacidad de la tierra es un sistema de agrupación de suelos principalmente sobre la base de su capacidad para producir cultivos cul-tivated comunes y las plantas de pasto sin que se deteriore durante un largo período de tiempo. La clasificación de la capacidad de la tierra es una de las agrupaciones de interpretación realizados también principalmente para fines agrícolas. USDA Servicio de Conservación de la Naturaleza agrupa los suelos en el siguiente de 8 clases de capacidad de la tierra. clase I. suelos de la categoría I tienen algunas limitaciones y son adecuados para una amplia gama de plantas; que pueden ser utilizados con seguridad para los cultivos, pastos, praderas, bosques y vida silvestre. Los suelos están casi al nivel bajo peligro de erosión. Los suelos son profundos, fértiles, y que responde a los fertilizantes. clase II. Los suelos de esta clase tienen algunas limitaciones que reducen la elección de cultivos y pueden requerir prácticas de conservación moderadas. Estos suelos requieren un manejo cuidadoso y conservación para evitar el deterioro o para mejorar las relaciones de aire y agua cuando se cultivan los suelos. Las limitaciones son pocos y las prácticas son fáciles de aplicar.

Clase III. Los suelos tienen fuertes limitaciones que reducen la elección de las plantas o requieren prácticas de conservación especiales o ambas cosas. Los suelos tienen más restricciones que las de clase II, y cuando se utiliza para los cultivos, las prácticas de conservación suelen ser más difíciles de aplicar y mantener. Pueden ser utilizadas para cultivos, pastos, bosques, intervalo o los alimentos de la fauna y la cubierta.

1.4 Fertilidad del suelo, la productividad del suelo, calidad del suelo, y la salud del suelo

5

clase IV. Los suelos de esta clase presentan fuertes limitaciones que restringen la elección de las plantas requieren una gestión muy cuidadosa o ambas cosas. Las restricciones en el uso de suelos de esta clase son mayores que los de la clase III, y la elección de las plantas es más limitado. Estos suelos pueden ser utilizadas para cultivos, pastos, bosques, intervalo o los alimentos de la fauna y la cubierta. Clase V. Los suelos de esta clase tienen poco o ningún riesgo de erosión pero tienen otras limitaciones poco prácticas para eliminar que limitan su uso en gran parte a pastos, praderas, bosques, o el alimento de la fauna y la cubierta. limitaciones del suelo restringen los tipos de plantas que pueden ser cultivadas. Son casi al mismo nivel, pero algunos son húmeda, con frecuencia desbordado, son de piedra, tienen limitaciones climáticas, o tienen alguna combinación de estas limitaciones. clase VI. Los suelos presentan fuertes limitaciones que los hacen generalmente inadecuados para Cultiva-ción y limitan su uso en gran medida a los pastos o bosques rango, o el alimento de la fauna o la cubierta. Las condiciones físicas de los suelos de esta clase son tales que es práctico aplicar rango o pasto mejoras. Las limitaciones incluyen la pendiente empinada, riesgo de erosión severa, pedregosidad y enraizamiento poco profundo. clase VII. Los suelos tienen limitaciones muy severas que los hacen inadecuados para los cultivos y restringen su uso en gran parte al pastoreo del bosque, o la vida silvestre. Las limitaciones incluyen pendientes muy empinadas, erosión, suelo poco profundo, pedregosidad, suelo húmedo, sales y clima desfavorable. clase VIII. Los suelos y los accidentes geográficos de esta clase tienen limitaciones que impiden su uso para la producción de cultivos comerciales y restringen su utilización para la vida silvestre recreación, o el suministro de agua o para fines estéticos. Las limitaciones incluyen la erosión, pedregosidad, el suelo mojado, baja humedad, sales, y el clima severo.

1.4Soil la fertilidad, la productividad del suelo, calidad del suelo, y la salud del suelo Para evitar confusiones, primero vamos a definir y explicar algunos términos estrechamente relacionados entre sí y se utilizan con frecuencia en la literatura de ciencia del suelo. Estos términos no sólo son importantes en el uso del suelo, sino también por su futura gestión e impacto ambiental.

1.4.1 Fertilidad del suelo La fertilidad del suelo se refiere a la capacidad de los suelos para el suministro de nutrientes de las plantas en formas disponibles, en un balance apropiado y la ausencia de cualquier tipo de toxicidad. Las plantas absorben 14 nutrientes del suelo (nitrógeno,

fósforo, potasio, calcio, magnesio, azufre, hierro, manganeso, cobre, molibdeno, zinc, boro, cloro, y níquel). Las plantas necesitan la presencia de estos nutrientes en formas iónicas (soluble e intercambiable) para la absorción. Si el suelo contiene una cantidad inadecuada de uno o más de estos nutrientes, las plantas van a sufrir en el crecimiento y la reproducción. Si el suelo es fértil adecuadamente, las plantas pueden

6 Suelos


crecer satisfactoriamente o no, dependiendo de la provisión de otros requisitos del suelo, incluyendo aire, agua, y la temperatura. Si el suelo es fértil, pero el suelo no se gestiona adecuadamente, la producción de los cultivos puede ser baja. Por lo tanto, los suelos fértiles pueden o no pueden ser productivos en función de otras propiedades y el manejo del suelo. Por manage-ment suelos infértiles pueden hacerse fértil y productiva.

1.4.2 La productividad del suelo La productividad del suelo es la capacidad del suelo para dar rendimientos óptimos en conjunto estándar de las prácticas de gestión. El rendimiento es la cantidad de producción de biomasa. Rendimiento puede ser (biomasa total) biológica o económica (granos, verduras, madera, fibras, u otros productos tales como resinas, azúcares y aceites). Un suelo mal fértil puede hacerse productiva mediante la adición de fertilizantes, y un suelo seco puede hacerse productiva por riego. Un suelo anegado puede ser naturalmente productiva para el arroz, pero no para la papa. El drenaje del suelo puede hacerla productiva de la papa, también.

1.4.3 La salud del suelo La salud del suelo se define como la capacidad continua de suelo para funcionar como un sistema vivo vitales, mediante el reconocimiento de que contiene elementos biológicos que son clave para la función ecosys-tem dentro de los límites de uso del suelo (Doran y Zeiss 2000; Karlen et al.2001). Estas funciones son capaces de sostener la productividad biológica del suelo, mantener la qual-dad de entornos de aire y agua circundantes, así como promover la planta, animal, y la salud humana (Doran et al.1996). La salud del suelo es la expresión de la capacidad de un suelo para cumplir con su gama de funciones de los ecosistemas, según corresponda a su entorno. Este término se utiliza para evaluar la capacidad de un suelo para mantener la productividad y la diversidad de plantas y animales, mantener o mejorar agua y la calidad del aire, y apoyar a la salud humana y morada. Es la base de que el suelo no es sólo un medio de cultivo; más bien es un ser vivo, dinámico, y siempre tan sutilmente cambiante entorno.

1.4.4 Calidad del suelo El concepto de la calidad del suelo se desarrolló a principios de 1990 (Doran y Safley 1997; Wienhold et al.2004), Y la primera aplicación oficial del término fue aprobada por la Sociedad de Ciencias del Suelo de América del Comité ad hoc sobre la calidad

del suelo. Se discutió elaboradamente por Karlen et al. (1997). La calidad del suelo se ha definido como “la capacidad de un suelo referencia a función, dentro de los límites naturales o gestionados de los ecosistemas, para mantener la productividad de plantas y animales, mantener o mejorar agua y

1.4 Fertilidad del suelo, la productividad del suelo, calidad del suelo, y la salud del suelo

7

la calidad del aire, y apoyar a la salud humana y habitación “. Posteriormente los dos términos de la calidad del suelo y el suelo de la salud se utilizan indistintamente (Karlen et al. 2001), Aunque es importante distinguir que la calidad del suelo está relacionada con la función del suelo (Karlen et al. 2003; Letey et al. 2003), Mientras que la salud del suelo presenta el suelo como un recurso vivo-no renovar capaz y dinámico finito (Doran y Zeiss 2000). La calidad del suelo es bastante dinámico y puede afectar a la sostenibilidad y la productividad del uso de la tierra. Es el producto final de degradantes del suelo o los procesos de conservación y es controlado por componentes-chemi Cal, físicas y biológicas de un suelo y sus interacciones (Papendick y Parr1992).

Clases de Calidad 1.4.4.1Soil Las observaciones finales de la reunión sobre “Recursos de la Tierra:? En el borde del precipicio de Malthus” (Groenlandia et al. 1998), “Si se aprovechan todos los recursos y las medidas adecuadas tomadas para minimizar la degradación del suelo, la comida suficiente para alimentar a la población en el año 2020 se puede producir, y, probablemente, suficiente para unos pocos mil millones más”, inspirado Eswaran et al. (1999) Para revisar el estado de la calidad del suelo del mundo. Ellos definen la capacidad de recuperación del suelo y el rendimiento del suelo y divididos cada uno en baja, media y alta categoría. La combinación de tres clases de potencia de suelo y tres clases de resiliencia del suelo, Eswaran et al. (1999) Suelos mundo dividido en nueve tierra cali-dad (en esta clasificación tierra y el suelo se utilizan como sinónimos) clases. Ellos definen la calidad del suelo, la capacidad de recuperación del suelo, y el rendimiento del suelo como: tierras de calidad: La capacidad de la tierra para llevar a cabo su función de producción agri-tura sostenible y que pueda responder a la gestión sostenible de la tierra. La resiliencia del suelo: La capacidad de la tierra para volver a un nivel de producción original de cerca después de que se degrada, como por la mala administración. La tierra con baja resiliencia es perma-nentemente dañado por la degradación. Rendimiento del suelo: La capacidad de la tierra para producir (tal como se mide por el rendimiento de grano, o biomasa) bajo niveles moderados de entradas en la forma de conservación Technol-gía, fertilizantes, plagas, y control de enfermedades. Las definiciones de las clases de calidad de la tierra de acuerdo con Eswaran et al. (1999) Se muestran a continuación: clase de calidad de El rendimiento y la capacidad de la tierra recuperación Alto rendimiento, alta capacidad de clase I recuperación clase II Alto rendimiento, grado medio de

Clase III clase IV Clase V clase VI clase VII clase VIII clase IX

resistencia rendimiento medio, alto resiliencia Alto rendimiento, baja resiliencia rendimiento medio, la resiliencia medio Bajo rendimiento, alta capacidad de recuperación Bajo rendimiento, baja resiliencia Bajo rendimiento, grado medio de resistencia Bajo rendimiento, baja resiliencia

8 Suelos


Tabla 1.1 clases de calidad de la tierra y sus propiedades calidad de la tierra propiedades Clase I Clase I tierra es la tierra de primera calidad. Los suelos son altamente productivos con pocos Limita-ciones. Las condiciones de humedad y temperatura son ideales para los cultivos anuales. Manejo del suelo consiste en gran parte de las prácticas de conservación sensatas para minimizar la erosión, la fertilización adecuada, y el uso de mejores materiales vegetales disponibles. Riesgo para la producción de cultivos de grano sostenible es generalmente <20% II y los suelos IIIThe son buenos y tienen pocos problemas para la producción sostenible. Se debe tener cuidado para reducir la degradación, en particular para los suelos de la categoría II. Las características de elasticidad más bajos de Clase II suelos hacen más arriesgado, en particular para la producción de cultivos de cereales de baja entrada. Sin embargo, su productividad es en general muy alta, y en consecuencia, la respuesta a la gestión es alta. La labranza de conservación es esencial, por lo general se requieren franjas de protección, y el uso de fertilizantes se debe manejar con cuidado. Debido a las condiciones relativamente buenas terreno, el terreno es adecuado para los parques nacionales y las zonas de biodiversidad. Riesgo para la producción de la cosecha de grano sostenible es generalmente 20-40%, pero los riesgos pueden reducirse con buenas prácticas de conservación

IV, V, VI

VII

VIII, IX

Si hay una opción, estos suelos no deben ser utilizados para la producción de cultivos de cereales, particularmente ensucia pertenecientes a la Clase IV. Las tres clases requieren importantes entradas de gestión de la conservación. De hecho, sin la producción de cultivos de granos debe ser contemplado en la ausencia de un buen plan de conservación. La falta de plantas nutrientes es una limitación importante, y por lo que un buen plan de uso de fertilizantes debe ser adoptado. La degradación del suelo debe ser monitoreado continuamente. La productividad no es y para que los agricultores altos bajos insumos deben recibir un apoyo considerable para gestionar estos suelos o desalientan el uso de ellos. La tierra puede ser reservado para como parques nacionales o zonas de biodiversidad. En las zonas semiáridas, pueden ser gestionado por rango. Riesgo para la producción de la cosecha de grano sostenible es 40-60% Estos suelos sólo pueden utilizarse para la producción de cultivos de grano si hay una verdadera presión en tierra. Ellos son sin duda no es adecuado para la producción de cultivos de grano de bajos insumos; su baja resiliencia los hace fácilmente propensos a la degradación. Ellos deberían ser conservarse bajo bosques naturales o gama, y algunas zonas localizadas se pueden utilizar con fines recreativos. Al igual que en la clase V y VI, gestión de la biodiversidad es crucial en estas áreas. Riesgo para la producción de la cosecha de grano sostenible es del 60-80% Son suelos que pertenecen a ecosistemas muy frágiles o son muy antieconómico utilizar para la producción de cultivos de cereales. Ellos deben conservarse

bajo sus recursos naturales estado. Algunas áreas pueden ser utilizadas con fines recreativos, pero en condiciones muy condiciones controladas. En Clase IX, que se limita en gran parte a la zona boreal, aprovechamiento de la madera debe hacerse con mucho cuidado, con una atención considerable a el daño al ecosistema. Clase VIII es principalmente los postres. Riesgo para el grano sostenible la producción de cultivos es> 80% Adaptado de Eswaran et al. (1999)

Las propiedades de las diferentes clases de calidad de la tierra se muestran en la Tabla 1.1.

1.4.4.2 supuestos La clasificación se pretende que sea universal y se hicieron varios supuestos: (1)

Se centra en la capacidad inherente del suelo para producir cultivos de cereales de una manera sostenible. ecosistemas frágiles, como los humedales, la zona de la tundra fría y desiertos están excluidos

1.5 Global tierra arable

9

de la evaluación. (2) el rendimiento de la cosecha y la respuesta a la administración son-empha tamaño. Dependen de suelo y las condiciones climáticas. (3) de riego no se considera en este análisis. (4) cultivos distintos de los alimentos no se consideran. (5) La productividad es una función de gestión. Para los fines de evaluación de la respuesta a la gestión de las clases inherentes calidad de la tierra, los niveles de entrada como se ha definido en la FAO (1976) son usados. (6) Evaluación de la capacidad de recuperación es empírica, ya que hay pocas mediciones de resistencia disponibles (Groenlandia y Szabolcs 1994). (7) La integridad del medio ambiente y un equilibrio racional entre el uso agrícola y la gestión ambiental (Tinker1998) Son consideraciones importantes. (8) Se incluye una noción general de riesgo. Aunque algunos valores se dan, estos son para indicar magnitudes en vez de números absolutos. tierras de clase I o mejores tierras se producen en los EE.UU., Argentina, Uruguay, sur de Brasil, Europa, norte de China, y Sudáfrica. Tipo de suelos no se encuentran en los trópicos. Los suelos tropicales son generalmente de baja productividad. tierras de clase II y III son extensos en los trópicos y en las zonas templadas. La mayor parte de estas tierras se encuentran bajo alguna forma de agricultura de regadío y, cuando sea posible, en las zonas semiáridas. Sólo alrededor del 3,1% de la superficie terrestre mundial se puede considerar como tierra de primera clase I o. Junto con la Clase II y III tierras, el 12,6% de la tierra representan la superficie total que es generalmente libre de restricciones para la mayoría de usos agrícolas. No se contagian por igual en todo el mundo. Una porción grande de estos suelos se encuentran en los países templados del mundo. Clase I y II tierras general tienen buena resistencia y son altamente productivos. Se beneficiaron de las tecnologías de conservación que están dirigidos a la preservación de los atributos favorables. Muchos países tienen muy pocos, ninguno de Clase I o II tierras, o han utilizado todas las tierras I, II, y III disponibles y por lo tanto tienen que utilizar las tierras más inferiores. Una parte importante de la clase IV, V, y VI tierras, en particular las tierras de clase V, se encuentran en los trópicos. En la cuenca del Amazonas, África Central y el sudeste asiático, éstos forman grandes extensiones de bosques. Clase IV, V, y VI tierras ocupan una parte significativa se encuentran en los trópicos. En la cuenca del Amazonas, África Central y el sudeste asiático, éstos forman grandes extensiones de bosques. Clase IV, V, y VI tierras ocupan una parte significativa se encuentran en los trópicos. En la cuenca del Amazonas, África Central y el sudeste asiático, éstos forman grandes extensiones de bosques. Clase IV, V, y VI tierras ocupan una parte significativa de la superficie de la tierra (36,8 millones de km2) Y también el apoyo de más del 50% de la población mundial. Clase IV o tierras de menor calidad pueden ser manejados con entradas de alta y se pueden hacer productiva (Buol y Eswaran1994). Desde un punto de vista de la sostenibilidad, Clases VII, VIII, y IX no son adecuadas para la agricultura. Eswaran et al. (1999) Estimaron que la superficie mundial total adecuada para cul-

ción es de 60,2 millones de km2. WRI (1997) Estima que alrededor de 49.770.000 kilometros2 fueron cultivadas en 1995. Esto sugiere que la cantidad de tierra disponible a nivel mundial está a sólo unos 10 millones de km2para futuros cultivos, silvicultura, y para otros usos. El porcentaje de las tierras de cultivo en Asia, África, América del Sur, América del Norte y Europa son 15,2, 6,3, 6,0, 13,0 y 6,0, respectivamente. Las proporciones de los pastos en las regiones CDR-respuesta son 20, 22, 14, 08, y

23% (WRI1997). Figura1.2 muestra el área de tierra bajo diferentes clases de calidad.

1.5 Tierra cultivable La población mundial hasta julio de 2009 se convirtió en 6,79 mil millones, y el área global de las tierras de cultivo se estima que 1.351 mil millones de hectáreas (Anónimo 2009). La tierra cultivable per cápita a nivel mundial es de sólo un 0,20 ha, y de acuerdo con Eswaran et al. (1999), Por

10

1 suelo Recursos y Degradación de Suelos 40 35 Zona, millones de km2

30 25 20 15 10 5 0 yo

II

III

IV V VI VII clases de calidad de la tierra

VIII

IX

Fig. 1.2 Área de tierra bajo diferentes clases de calidad (Datos de Eswaran et al.1999) Tabla 1.2 Distribución de las tierras cultivables en diferentes continentes

continentes Asia Norteamérica África Europa Eurasia Sudamerica Australia

Por ciento de mundial tierra cultivable 31.94 17.09 14.16 11.31 10,72 7.88 3.47

Por ciento de mundial población 56.7 6.7 14.2 8.8 3.2 5.8 0.30

cápita tierra cultivable per (hectárea) 0.11 0.52 0.20 0.26 0.68 0.27 2.23

El área global de las tierras de cultivo se estima que 1.351 mil millones de hectáreas, y la población mundial se estima que 6.790 mil millones de personas (Anónimo 2009)

cápita tierra productiva menos de 0,5 ha no es suficiente. Asia tiene la mayor proporción de tierra cultivable mundial (32%), seguido de América del Norte en un 17% y África con un 14%. África y Asia en conjunto tienen el 46% de las tierras de cultivo, el 71% de la población mundial y la menor cantidad de tierra cultivable per cápita. Cada año, 0,3-0,8% de la superficie mundial ara-ble se hace inadecuado para la producción agrícola debido a la degradación del suelo y de las cuentas de erosión del viento y el agua para el 84% de esta degradación (den Biggelaar et al.2004a, segundo). Casi el 45% de los suelos cultivables en todo el mundo están afectados por algún tipo de degradación (Lal 2007). La distribución mundial de las tierras de cultivo se da en la tabla1.2.

1.6 Clasificación de Suelos del Mundo Dos sistemas importantes de clasificación se ocupan de suelos del mundo - la Base Referencial Mundial del Recurso Suelo y la Taxonomía de Suelos. La Base

Referencial Mundial del Recurso Suelo (WRB) fue desarrollado por la Organización de la Agricultura y la Alimentación

1.6 Clasificación de Suelos del Mundo

11

Naciones Unidas (FAO 1998) En conjunto con la Unión Internacional de Ciencias del Suelo y la Referencia de Suelos Centro Internacional de Información (ISRIC) en la Universidad de Wageningen, Países Bajos. Soil Taxonomy fue desarrollado por varias revisiones en los últimos cinco décadas por el Departamento de Agricultura de Estados Unidos (USDA1975). En este sistema jerárquico de Soil Taxonomy, para suelo es la categoría de alto est que se divide en subórdenes, subórdenes en grandes grupos, y así sucesivamente. Hay 12 órdenes, 64 subórdenes, 319 grandes grupos, subgrupos 2.484, 8.000 fami-mentiras, y un número desconocido de series de suelos. Características de las órdenes de suelos y sus subórdenes se describen brevemente a continuación.

1.6.1 alfisoles Alfisoles son suelos de textura fina, con un alto contenido de bases intercambiables. Ellos han desarrollado principalmente en el templado húmedo y también en las regiones tropicales húmedas por bosques de hoja caduca. Tienen acumulación de arcilla en el horizonte B para formar argílica, kándico o nátrico, con BSP> 35% en la parte inferior o por debajo del horizonte argílico o kándico. Pueden contener horizontes petrocálcicos y duripán, fragipán y plintita. Hay suficiente humedad para el crecimiento de las plantas durante tres meses consecutivos durante las temporadas de cultivo. Hay una acumulación de materia orgánica en los horizontes minerales relativamente Lit-ELT. Estos suelos son muy fértiles y son ampliamente cultivadas con muy diversos patrones de cultivo como favorecida por las condiciones climáticas. Algunos se utilizan para el heno, pastos, praderas y para-EST. Alfisoles comprenden 9,6% de la tierra libre de hielo de la tierra. (WRB equiva-lents de Alfisoles son Albeluvisoles, Planosoles, Luvisoles, y Lixisoles.) Alfisoles tienen cinco subórdenes. Son: Aqualfs: Aqualfs son Alfisoles que tienen condiciones ácuicas (tabla aguas subterráneas poco profundas que satura el suelo con agua) por algún tiempo en la mayoría de los años dentro de los 50 cm del horizonte mineral y características redoximórficos en la parte superior de 12,5 cm de la argílica, o horizonte kándico nátrico. Aqualfs son abundantes en las regiones húmedas y son primar-ily utilizado para el cultivo de arroz. Son bastante fértil, y otros cultivos, como los callos (maíz y soja) pueden ser cultivadas si drenado artificialmente. Casi se cree que todos los Aqualfs de haber apoyado la vegetación forestal en el pasado. Cryalfs: Cryalfs son Alfisoles más o menos drenados libremente de las regiones frías (régimen de temperatura del suelo cryico) y se producen principalmente en las altas elevaciones, como en las montañas rocosas en el EE.UU. Western. Normalmente tienen un régimen de humedad údico. La mayoría de los Cryalfs se utilizan como bosque debido a su corta temporada de crecimiento, fresco. Udalfs: Udalfs son los Alfisoles más o menos drenados con frecuencia que tienen régimen de humedad del suelo údico y un régimen de temperatura fría, mesic, isomésico, o más caliente. Udalfs son muy extensos en los EE.UU. y en Europa Occidental. La mayoría de Udalfs con un régimen de temperatura mésico o más

caliente tiene o ha tenido la vegetación forestal de hoja caduca, y muchos de los regímenes de temperaturas gélidas tiene o ha tenido coníferas y árboles de hoja caduca mixtos.

12 Suelos


Ustalfs: Ustalfs tienen un régimen ústico humedad del suelo y un gélido, mesic, isomésico, o régimen de temperatura más caliente. Ustalfs son los Alfisoles de subhúmedo a las regiones semiáridas. Se producen en los EE.UU., África, India, América del Sur, Australia y el sureste de Asia. Sorgo, trigo, algodón y se cultivan comúnmente con riego. Xeralfs: Xeralfs tienen régimen de humedad xérico común de las regiones que tienen clima mediterráneo. Se encuentran en África del Sur, Chile, Australia Occidental, Australia del Sur, EE.UU. y la occidental. Ellos están secos durante períodos prolongados en verano, pero lo suficientemente está disponible en invierno. Pequeños granos y otras plantas anuales son comunes los cultivos sin riego. Uvas y aceitunas son también comunes los cultivos donde el clima es térmico. Con el riego, una amplia variedad de cultivos se pueden cultivar.

1.6.2Andisols Andisoles se caracterizan por materiales ándicas. materiales ándicos incluyen cenizas volcánicas, piedra pómez, y cenizas depositadas durante las erupciones volcánicas. Estos materiales sufren una transformación de minerales de silicato amorfos o mal cristalizados, incluidos alo-phane, imogolita, y ferrihidrita. Andosoles son suelos jóvenes y no han tenido tiempo suficiente para ser altamente degradado. Estos suelos son de textura fina y tienen un alto contenido de minerales resistentes a la intemperie frescas y una alta capacidad de intercambio catiónico. También pueden contener materia orgánica considerable como complejo de aluminio-humus. Ellos tienen bajas densidades aparentes. Estos suelos están ampliamente distribuidos en todas las regiones geográficas cerca de fuentes de volcanes. Andisoles son generalmente fértiles y se utilizan para la agricultura a menos restringido por los regímenes de pendiente, la altitud, la humedad del suelo y temperatura, etc.1996). Esta es quizás la principal de restricción química de Andisoles. algunos Andisoles se dejó bajo la tundra y los bosques. Andisoles cubren más de 124 millones de hectáreas, o aproximadamente el 0,7% de la superficie de la tierra. Las principales áreas de Andisoles incluyen Chile, Perú, Ecuador, Colombia, América Central, el EE.UU., Kamchatka, Japón, Filipinas, Indonesia y Nueva Zelanda. (El equivalente WRB de Andisoles son los Andosoles.) Andisoles tienen siete subórdenes. Son:

Aquands: Aquands son los Andisoles con condiciones ácuicas en o cerca de la superficie. Estos suelos tienen horizontes superficiales de color oscuro que cumplan con los requisitos de un hístico, úmbrico, o epipedón mólico. ácuicas condiciones resultan en características redoximórficos. Aquands se producen localmente en las depresiones ya lo largo de las llanuras de inundación, donde las capas freáticas están en o cerca de la superficie del suelo por lo menos durante una parte del año. Cryands: Cryands se definen como Andisoles con regímenes de temperatura del suelo cryico. Estos suelos son los Andisoles de elevada latitud (por ejemplo,

Alaska, Kamchatka) y alta altitud (por ejemplo, Sierra Nevada en los EE.UU.). Por lo general son ocupados por bosques tolerantes al frío.


13

Torrands: Torrands son Andisoles más o menos bien drenados de regiones secas. Tienen un régimen arídico / tórrico la humedad del suelo y un régimen de tempera-tura del suelo frígido o más caliente. La vegetación natural está todo desierto arbustos. Estos suelos no son extensas que ocurre principalmente en la parte occidental de América del Norte, Hawai, o en otras regiones del Pacífico. La mayor parte de los suelos formados bajo la hierba o la vegetación arbustiva. Udands: Udands son Andisoles más o menos bien drenados de regiones húmedas. Tienen un régimen de humedad del suelo údico. Udands son Andisoles de los climas húmedos. Son las más extensas Andisoles. Estos suelos son moderadamente extensa en la costa del Pacífico, incluyendo Washington, Oregon y Hawai en el EE.UU.. La mayoría de los Udands forman bajo la vegetación forestal. Ustands: Ustands se definen como Andisoles con regímenes de humedad del suelo ústicos. Estos suelos se distribuyen en las regiones intertropicales que experimentan distribución precipita-ción estacional. Se encuentran sobre todo en México, EE.UU. Occidental, Islas del Pacífico, y la parte oriental de África. La mayoría de Ustands se forman bajo la hierba, arbustos o vegetación forestal. Vitrands: Vitrands son Andosoles relativamente jóvenes que son suelos de textura gruesa y están dominadas por vidrio volcánico. La mayoría de Vitrands se encuentran cerca de los volcanes. Vitrands son abundantes en Oregon, Washington, Idaho y de los EE.UU., donde se forman principalmente bajo vegetaciones bosques de coníferas. Son los Andisoles que tienen un régimen de temperatura del suelo frígido o más caliente. Ellos tienen una baja capacidad de retención de agua. Vitrands están restringidos a los regímenes de humedad del suelo ústicos y údicos. Xerands: Xerands son más o menos Andisoles bien drenados que tienen un régimen xérico humedad del suelo y un gélido, mesic, o régimen de temperatura térmica. Son Andisoles templadas con veranos muy secos e inviernos húmedos. La mayoría de Xerands forman bajo la vegetación de bosques de coníferas y algunos forman bajo la hierba o la vegetación arbustiva.

1.6.3 Aridisols Aridisols son suelos de las regiones áridas, incluyendo, templado frío polar frío, y desiertos cálidos. Aridisols también pueden ocurrir en las zonas semiáridas fuera de las zonas ampliamente classi-fied como árido, por ejemplo, en las condiciones locales impongan aridez como empinada, orientada hacia el sur pistas en el hemisferio norte y en suelos cuyas propiedades físico limitar la infiltración de agua o favorecer el drenaje excesivo . Aridisols se clasifican sobre la base de su régimen de humedad del suelo, que es seca en todas partes> 50% del tiempo en la mayoría de años y no húmedo para tanto como 90 días consecutivos cuando el suelo es lo suficientemente caliente (> 8 ° C) para la planta crecimiento. En un régimen arídico / tórrico humedad del suelo, potencial de evapo-transpiración

excede en gran medida la precipitación durante la mayor parte del año. En la mayoría de los años, poco o nada de agua se filtra a través del suelo. Este régimen hidrológico tiene una influencia distintiva en el desarrollo de este tipo de suelos. Sin embargo, las arenas movedizas de los desiertos no están incluidos en Aridisols.

14 Suelos


Hay bajo desgaste químico, bajo la lixiviación, y crecimiento de la planta escasa. El contenido de materia orgánica es baja, de modo que los horizontes ochric abundantemente se desarrollan en Aridisols. Las sales (cloruros, sulfatos, carbonatos) liberados por la erosión química limitada generalmente no se translocan a profundidades considerables, pero se acumulan en la superficie y, cuando hay algún movimiento hacia abajo del agua, en el horizonte B. Aridisols tienen uno o más de los siguientes dentro de 100 cm de la superficie una cálcico, cámbico, gípsico, nátrico, petrocálcico, petrogípsico, u horizonte salic. Un horizonte argílico se encuentra en algunos Aridisols. Esto se cree que han desarrollado bajo un clima más húmedo del pasado. Aridisols son de escasa vegetación, sobre todo en matorrales xerófilos con xerophytes, cactus y espinas. Pueden ser cultivadas si el riego se puede dar, pero fuente de agua de riego también es escasa allí. Aridisols com-premio alrededor del 12% de la superficie terrestre libre de hielo del mundo. (Los equivalentes WRB de Aridisols son Durisoles, Gipsisoles, y Solonchaks.) Aridisols tienen siete Subor-ders. Son: Cryids: Cryids son los Aridisols de los climas fríos. Estos suelos son característiccamente desarrollados en las altas elevaciones, predominantemente en las áreas de los EE.UU. y Asia y otras partes del mundo y de las cuencas de montaña. Cryids suelen presentar evidencia de características periglaciares. Salids: Salids son Aridisols con acumulaciones que son más solubles que el yeso. La forma más común es el cloruro sódico, pero también puede ocurrir sulfatos y otros. Estos suelos son comunes en las depresiones en los desiertos o en cuencas cerradas en las zonas más húmedas que bordean los desiertos. Algunas sales se pueden traer a los hori-zons superiores por ascenso capilar del agua subterránea. Durids: Durids son los Aridisols que tienen una acumulación de sílice. Hay una Duri-pan que se consolidó en parte con ópalo o calcedonia. Los suelos tienen comúnmente carbonato de calcio. El duripán restringe el movimiento de agua y la penetración de las raíces. Estos suelos se encuentran en la parte occidental de los EE.UU. particularmente en Nevada. No se sabe que ocurren fuera de los EE.UU.. Gypsids: Gypsids son los Aridisols que tienen una acumulación de yeso. Estos suelos ocurren en Irak, Siria, Arabia Saudita, Irán, Somalia, Asia occidental, y en algunas de las regiones más áridas de los EE.UU.. Cuando el horizonte gípsico se produce como una capa impermeable cementado, se reconoce como el horizonte petrogípsico. Argids: Argids son los que tienen Aridisols acumulación de arcilla. Estos suelos tienen un horizonte argílico o nátrico. La presencia de un horizonte argílico es comúnmente attrib-buido a un paleoclima húmedo. La mayoría de Argids se producen en América del Norte con algunos reconocidos en los desiertos del norte de África o el Oriente Próximo. Calcids: Calcids son los Aridisols que tienen acumulación de calcio residual coche-Bonate o se añadió como dryfall. La precipitación es insuficiente para lixiviar o mover los carbonatos a grandes profundidades. Estos suelos son extensas en las regiones áridas del oeste EE.UU. y otras regiones del mundo.

Cambids: Estos son los Aridisols con el menor grado de desarrollo del suelo. Tienen un horizonte cambico que tiene su límite superior dentro de los 100 cm del suelo sur-cara. Estos suelos son los Aridisols más comunes en los EE.UU. y otras partes del mundo.


15

1.6.4 Entisoles Entisoles se definen como suelos que tienen poco o ningún signo de diferenciación de horizontes. La mayoría de los Entisoles son básicamente inalterada desde sus materiales originales. En realidad se ven afectados de forma limitada por los procesos de translocación. Sin embargo, existe una considerable del obscurecer-ción de la superficie del suelo por la materia orgánica. La presencia de materiales parentales unweatherable, la eliminación de los materiales del suelo por la erosión continua, la deposición continua de limos con agua de la inundación en las llanuras de inundación activos, climas fríos y secos, y el tiempo insuficiente después de la exposición roca o la deposición de sedimentos son las causas de suelo retardada desarrollar-ment en Entisoles. Estos suelos se distribuyen en una amplia zona geográfica y se pueden encontrar en cualquier clima y en cualquier tipo de vegetación. Entisoles a lo largo de las llanuras de inundación de los ríos a menudo se cultivan intensamente y son algunos de los suelos agrícolas más productivas del mundo. La mayoría de los Entisoles se utilizan para pastos, praderas y bosques. Entisoles ocupan alrededor del 16% de la superficie terrestre libre de hielo. (Los equivalentes WRB de Entisoles son Antrosoles, Arenosoles, Fluvisoles, Regosoles, Stagnosoles, y Umbrisoles.) Entisoles tienen cuatro subórdenes. Son:

Aquents: Estos son los Entisoles húmedas. Se pueden encontrar en las marismas, en los deltas, en los márgenes de los lagos donde los suelos están saturados continuamente con agua, en las llanuras de inundación a lo largo de los arroyos donde los suelos están saturados en algún momento del año, o en áreas de depósitos húmedos y arenosos. Muchos han Aquents gleying con colores azulado o grisáceo y características redoximórficos. Pueden tener cualquier régimen de temperatura. La mayoría se forman en sedimentos recientes y vegetación apoyo que tolera la humedad permanente o periódica. Vastas áreas de Aquents aluviales se utilizan para el cultivo de arroz en el sur y sudeste de Asia, como Bangladesh. Algunos Aquents tienen materiales sulfurados (suelos ex sulfato ácido). Arents: Arents son los Entisoles que no tienen horizontes porque han sido profundamente mezclado por el arado, spading, u otros métodos de moverse por los seres humanos. Arents puede tener 3% o más, en volumen, de fragmentos de horizontes de diagnóstico en una o más subhorizontes a una profundidad entre 25 y 100 cm por debajo de la superficie del suelo. Fluvents: Fluvents son en su mayoría de color marrón rojizo a los suelos que se forman en los sedimentos aluviales recientes, principalmente en las llanuras de inundación, los ventiladores y los deltas de los ríos y arroyos pequeños, pero no en los pantanos de la espalda donde el drenaje es deficiente. Estratos de arcillosos o limosos materiales tienen comúnmente más carbono orgánico que la recubre, estratos más de arena. Fluvents a menudo se encuentran asociados con Aquents en las llanuras de inundación. El arroz y el yute se cultivan en muchos Fluvents. Psamments: Psamments son Entisoles que son muy arenoso en todas las capas. Algunos Psamments forman en mal clasificadas, pero arenas bien ordenados en

la transferencia o estabilizados depósitos, en las arenas de la cubierta, o en materiales parentales de arena que fueron ordenados en un ciclo geológico oído Lier. Psamments ocurren bajo cualquier clima sin permafrost dentro de 100 cm de la superficie del suelo. Pueden tener cualquier tipo de vegetación y se pueden recortar con riego. Psamments sobre viejas superficies estables comúnmente consisten en arena de cuarzo. Estos suelos son poco fértiles y seco y, a menudo muestran las deficiencias de nutrientes.

dieciséis Suelos


1.6.5 Gelisols Gelisols son suelos que contienen materiales gélicos (mineral o materiales orgánicos de suelo que muestran crioturbación, cryodesiccation, y / o segregación de hielo en la capa activa). Gelisols son suelos de climas muy fríos que contienen permafrost dentro de 2 m de la superficie. La congelación y descongelación en la formación del suelo influencia capa activa en Gelisols. Permafrost restringe el movimiento hacia abajo del agua. Por lo tanto, hay pocos horizontes de diagnóstico en Gelisols, en su caso. resultados crioturbación en horizontes irregulares o rotos, materia orgánica acumu-ción en la mesa de permafrost, fragmentos de roca orientados, y las tapas de limo en fragmentos de roca. Estos suelos están limitados geográficamente a las regiones polares de altas latitudes y áreas localizadas en las altas elevaciones montañosas.1995). (Gelisols se llaman Criosoles en sistema de clasificación WRB.) Gelisols se producen en el 8% de la superficie de la tierra. Gelisols tienen tres subórdenes. Son: Histels: Histels tener horizontes orgánicos similares a Histosoles excepto que tienen permahelada dentro de 2 m por debajo de la tierra. Ellos tienen 80% o más materiales orgánicos a partir de la superficie del suelo a una profundidad de 50 cm o a una capa glácica o dénsico, lítico o paralítico, cualquiera que es menos profunda. Estos suelos ocurren predominantemente en regiones árticas subárticas y bajos de permafrost continuo o generalizada. La vegetación natural en Histels es principalmente musgos, juncos y arbustos. Los suelos se utilizan como hábitat de vida silvestre.

Turbels: Turbels son Gelisols que muestran comúnmente crioturbación y contienen lenguas de mineral y horizontes orgánicos, intrusiones orgánicas y minerales, y fragmentos de roca orientados. La materia orgánica se acumula en la parte superior del permafrost, y las cuñas de hielo son características comunes en Turbels. Orthels: Orthels son suelos que muestran poca o ninguna crioturbación (menos de un tercio de la pedon). Estos suelos ocurren principalmente dentro de la zona de discontinua perma-helada, en zonas de alta montaña donde la precipitación es mayor de 1.400 mm por año. La vegetación natural es sobre todo líquenes, musgos, juncos, arbustos, abeto negro y abeto blanco. Los suelos se utilizan sobre todo como hábitat de vida silvestre. Se producen a través de salida del área gelisol en Alaska. La vegetación es principalmente musgos, juncos, arbustos y abeto negro.

1.6.6 Histosoles Histosoles son suelos libre de permafrost dominados por materiales orgánicos de suelo. Los materiales orgánicos de suelo consisten en restos orgánicos de acumulación en la superficie en la que el componente mineral no influye significativamente en las propiedades de los suelos. Los materiales orgánicos de suelo tienen ya sea:

1. En condiciones de agua saturada de 18% de carbono orgánico (30% de materia orgánica) o más si la fracción mineral tiene 60% o más de arcilla, o 12% de carbono orgánico (20% de materia orgánica) si la fracción mineral no tiene arcilla, o un intermedio proporcional carbono orgánico para el contenido intermedio de arcilla


17

2. Si no saturado con agua durante más de unos pocos días, el 20% o más de carbono orgánico Histosoles forman típicamente en entornos en los que el drenaje deficiente inhibe la decompo-sición de los restos de plantas y animales, lo que permite que estos materiales orgánicos para acumulan con el tiempo. Por lo tanto, se han desarrollado en materiales de origen orgánico, y en su mayoría son suelos que son comúnmente llamados ciénagas, pantanos o turberas y mucks. La turba es el nombre dado al material orgánico en el suelo descompuesto ligeramente, mientras que la suciedad se utiliza para el material putrefacto, altamente descompuesto. La turba se utiliza como combustible, tierra para macetas en invernaderos, y para el embalaje. Histosoles pueden cultivarse sólo si drenado artificialmente. Histosoles sirven hábitats como importantes para las plantas y los animales de humedales y como reservorios de carbono. Histosoles son de importancia ecológica debido a las grandes cantidades de carbono que contienen. Típicamente, Histosoles tienen muy baja densidad aparente (cap.5) Y están mal drenaje debido a su ocurrencia en las zonas bajas y alto contenido de materia orgánica. La mayoría de Histosoles son ácidas, y muchos son deficientes en nutrientes para las plantas. Muchos Histosoles no son adecuados para el cultivo debido a un mal drenaje y baja fertilidad química. Sin embargo, muchas otras Histosoles formados en terrenos glaciares recientes pueden ser muy productivos cuando drenado. A veces pueden ser utilizados para huertos y viñedos con una ordenación. Sin embargo, existe un gran riesgo de erosión eólica, la contracción, la subsistencia, y la compactación. (El mismo nombre Histosoles se da en WRB.) Histosoles ocupan sólo el 1,2% de la superficie mundial de tierras libre de hielo. Histosoles tienen cuatro subórdenes mayoría distinguen sobre la base del estado de la materia orgánica y el drenaje. Son: Fibrists: Fibrists son los húmedos, Histosoles ligeramente descompuestos. La mayor extensión se encuentra en el sur de Alaska de los EE.UU.. La mayor parte de estos suelos soporte de vegetación natural de muy espaciados, pequeños árboles, arbustos y hierbas. Folists: Folists son los Histosoles más o menos drenados libremente que consisten principalmente de horizontes derivados de hojarasca, ramitas y ramas que descansan sobre lecho de roca o en los materiales fragmentarios. La mayor parte de estos suelos soporte de vegetación forestal. Algunos de los suelos apoyan principalmente hierba. Algunos de los suelos se utilizan para cultivos especiales o para el desarrollo urbano o recreativo. Hemists: Hemists son los Histosoles húmedo en el que los materiales orgánicos se descomponen mod-damente. Son extensa en Minnesota y Alaska. La mayoría de Hemists soporte de vegetación natural y se utilizan como bosques, pastizales, o hábitat de vida silvestre. Algunos se han limpiado y drenado y se utilizan como tierras de cultivo. Saprists: Saprists son los Histosoles húmedo en el que los materiales orgánicos son bien descompuestos. La medida más grande de los EE.UU. está en

Michigan, Florida, Wisconsin, Minnesota y Alaska. Las áreas pequeñas son comunes en las costas del Atlántico y del Golfo. Muchos Saprists soporte de vegetación natural y se utilizan como bosques, pastizales, o hábitat de vida silvestre. Algunos de los suelos, sobre todo los que tienen un régimen de temperatura mésico o más caliente, se han limpiado y drenado y se utilizan como tierras de cultivo.

18 Suelos


1.6.7 Inceptisols Inceptisoles son suelos que presentan sólo el comienzo del desarrollo del perfil del suelo. Se desarrollan débilmente suelos en los que tienen diferenciación mínima horizonte. Ellos están más desarrollados que Entisoles y carecen de muchas características de los suelos maduros. Inceptisols pueden tener muchos tipos de horizontes de diagnóstico, excepto horizontes argílicos, nátricos, kándico espódicos y óxicas. La secuencia de horizonte más común es un epipedon óchrico en un horizonte cámbico, con o sin un fragipan subyacente. Inceptisols tienen típicamente un horizonte cámbico, pero uno no es necesario si el suelo tiene una mólico, úmbrico, hístico, o epipedon plaggen o si hay un fragipan o duripán o cualquier plácico, cálcicas, petrocálcico, gípsico, petrogípsico, salic, o sulfúrico horizonte. Inceptisoles son suelos de regiones húmedas y subhúmedas. Inceptisoles están ampliamente distribuidos y se presentan en una amplia gama de entornos ambientales. A menudo se encuentran en pendientes pronunciadas, bastante superficies geomorfológicas jóvenes, sitios húmedos, y en materiales parentales resistentes. Inceptisols ocupan el 9,9% de la superficie terrestre mundial libre de hielo. (Los equivalentes WRB de Inceptisols son Cambisoles, Gleysoles, y Umbrisoles.) Inceptisols tienen seis Subor-ders. Son: Anthrepts: Anthrepts son Inceptisols más o menos drenados libremente que tienen ya sea un epipedón antrópico o plaggen. La mayoría tienen un horizonte de batista. Anthrepts pueden tener casi cualquier régimen de temperatura y casi cualquier tipo de vegetación. Anthrepts lo general se cultivan los suelos, pero algunos Anthrepts se han desviado a otros usos de la tierra.

Aquepts: Aquepts son los Inceptisoles húmedas. El nivel freático se mantiene en o cerca de la superficie durante gran parte del año. La mayoría de Aquepts han formado en depresiones, en las llanuras de nivel casi, o en las llanuras de inundación. Aquepts pueden tener casi cualquier clase de tamaño de partícula excepto fragmentaria. Muchos Aquepts en las llanuras de inundación se utilizan para el cultivo de arroz. Cryepts: Cryepts son Inceptisols de las regiones frías tales como altas montañas o latitudes altas. Ellos no tienen permafrost dentro de los 100 cm de la superficie del suelo. Ellos se pueden formar en loess, la deriva o de limo (cap.3), O en solifluxión (wast-ing masa de agua saturada material de suelo por la pendiente, sobre los depósitos impermeables de superficie). Cryepts producirse en los EE.UU. en las altas montañas de occidente, el sur de Alaska, así como en otras zonas montañosas del mundo. La vegetación es principalmente coníferas o mixtos de coníferas y bosques de madera dura. Unos suelos se cultivan. Udepts: Udepts son principalmente los Inceptisols más o menos drenados libremente que tienen un régimen de humedad del suelo údico o perúdico. Son Inceptisols de climas húmedos. Se encuentran en casi al mismo nivel que las superficies con pendientes pronunciadas. La mayor parte de los suelos estaban cubiertos originalmente con vegetación forestal, con algunos arbustos o hierbas. Los Udepts de los EE.UU. son más extensas de los Apalaches, en la

meseta de Allegheny, y en la costa oeste. Muchos Udepts están ahora bajo cultivo. Ustepts: Ustepts son principalmente los Inceptisols más o menos drenados libremente que tienen un régimen de humedad del suelo ústico. Las precipitaciones se producen principalmente durante el verano. Algunos Ustepts se encuentran en los depósitos de más edad en pendientes pronunciadas. La vegetación nativa es de hierba com-comúnmente pero algunos árboles soportados. La mayoría se utilizan como tierras de cultivo o pastizales.


19

Xerepts: Xerepts son principalmente Inceptisols más o menos drenados libremente que tienen un régimen de humedad del suelo xérico. Son Inceptisols de las regiones templadas con veranos muy secos e inviernos húmedos. Xerepts son moderadamente extensa en los EE.UU. y son los más comunes en California, Oregon, Washington, Idaho y Utah. La vegetación es comúnmente bosques de coníferas en suelos con regímenes frías o mésicas de temperatura y arbustos, hierba y árboles muy espaciados en los suelos con un régimen de temperatura térmica.

1.6.8 Mollisoles Mollisoles son de color oscuro, suelos minerales ricos en bases de las praderas. Ellos tienen un epipedón mólico. Ellos pueden tener un horizonte argílico, nátrico o cálcico o un horizonte álbico. Algunos tienen un duripán o un horizonte petrocálcico. Mollisoles no tienen mafrost per-, materiales orgánicos de suelo, y un horizonte spódico. Mollisoles pueden tener cualquiera de los regímenes de temperatura definidos. Mollisoles pueden tener cualquier régimen de humedad del suelo, pero suficiente humedad disponible para apoyar las hierbas perennes parece ser esencial. Mollisoles se utilizan principalmente para grano pequeño en las regiones más secas y maíz (maíz) o la soja en la región más caliente, húmedo. Mollisoles comprenden 6,9% de la tierra libre de hielo de la tierra. (. Mollisoles se llaman Chernozems, Phaeozems, y Kastanozems en sistema de clasificación WRB) los subórdenes de Mollisoles son: Albolls: Albolls son los Mollisoles que tienen un horizonte álbico y fluctuante tabla de agua subterránea. La mayor parte de estos suelos están saturados con agua o cerca de la superficie del suelo en algún momento durante el invierno o la primavera en años normales. Estos suelos desarrollados sobre todo en el nivel amplio, casi hasta las crestas inclinadas, en las laderas de espalda, o en depresiones cerradas. La mayoría de Albolls han desarrollado bajo la hierba o la vegetación arbustiva.

Aquolls: Aquolls son los Mollisoles que son húmedos y que tienen un régimen de humedad del suelo ácuico. En estos suelos, el nivel freático se mantiene en o cerca de la superficie durante gran parte del año. Se han desarrollado bajo las gramíneas, juncias y hierbas, pero unos pocos han tenido la vegetación forestal. En los EE.UU., Aquolls son más extensa en las áreas glaciares de los estados del medio oeste, donde la tendencia era calcáreo. Cryolls: Cryolls son más o menos drenados libremente Mollisoles de la región fría. Son abundantes en las altas montañas de los EE.UU. occidental, en las llanuras y montañas de Europa del Este y en Asia. La vegetación de las Cryolls en las llanuras era sobre todo gramíneas. Cryolls en las montañas tienen ya sea forestal o hierba vegeta-ción. Cryolls en Alaska abeto apoyo, abedul y árboles de álamo. Rendolls: Rendolls son Mollisoles poco profundos sobre materiales parentales calcáreos tales como piedra caliza, tiza, y la deriva en abono de la piedra caliza

o la cáscara barras de regiones húmedas. Estos suelos son extensas en algunas partes del mundo y formado bajo la vegetación forestal o de hierba y arbustos. Udolls: Udolls son Mollisoles de climas húmedos, principalmente en virtud de la pradera de hierba alta (una extensa, nivel o ligeramente ondulada, sin árboles vías de tierra cubierta de pastos duros) la vegetación, pero algunos podrían haber apoyado los bosques boreales (cap.14)

20 Suelos


Hace varios miles de años. La mayor parte de estos suelos se producen en la zona oriental de las Grandes Llanuras. Ustolls: Ustolls son Mollisoles de climas semiáridas y subhúmedas que tienen un régimen de humedad del suelo ústico. Las precipitaciones se producen principalmente durante la estación de crecimiento, a menudo en fuertes lluvias, pero es errático. La sequía es frecuente y, a veces puede ser grave. La vegetación natural en Ustolls puede ser hierba en las Grandes Llanuras y el bosque en las montañas del oeste de EE.UU.. Xerolls: Xerolls son los Mollisoles templado, con veranos muy secos y húmedos victoria-tros dentro de un clima mediterráneo. Xerolls tienen un régimen de humedad del suelo xérico. Xerolls son extensas en partes de Turquía, el norte de África, cerca del Mediterráneo y en algunas de las repúblicas del sur de la antigua URSS, y en varios estados de los EE.UU..

1.6.9Oxisols Oxisoles se desarrollan bajo un clima caracterizado por pequeña variación estacional de la temperatura del suelo y sin congelación suelo estacional y precipitación anual de alto. Ellos pueden tener una amplia gama de regímenes de humedad del suelo de arídico a perúdico. Oxisoles con regímenes de humedad del suelo arídico se consideran a menudo como paleosuelos. Por lo general, oxisoles desarrollar bajo condiciones climáticas donde la precipitación excede la evapotranspiración para algunos periodos del año para facilitar la eliminación de meteorización soluble Prod-ductos y favorece la concentración residual de caolinita y sesquióxidos, que son esenciales para formar un horizonte óxico. Oxisoles tienen el límite superior de un horizonte óxica y sin horizonte kándico dentro de 150 cm o 40% o más de arcilla en peso en la fracción de tierra-fina. Oxisoles no tienen una de las siguientes: (a) permafrost dentro de 100 cm de la superficie del suelo, o materiales gélicos a menos de 100 cm de la superficie del suelo, y (b) permafrost dentro de 200 cm de la superficie del suelo. Oxisoles consisten principalmente de cuarzo, caolinita, óxidos de Fe, Mn, y Al, y materia orgánica. Oxisoles son poco fértiles suelos erosionados que ocurren en superficies suaves laderas de geológicamente antiguos en las regiones tropicales y subtropicales. La vegetación natural varía desde bosques tropicales a sabanas desérticas. Aunque muchos Oxisoles son extremadamente estériles, algunos Oxisoles se pueden hacer productiva cuando se cultivan con una gestión adecuada. Oxisoles comprenden 7,5% de la superficie mundial de tierras libre de hielo. (Los equivalentes WRB de Oxisoles son Ferralsoles, Plintosoles y Nitisoles.) Oxisoles tienen cinco subórdenes. Son: óxidos de Fe, Mn, y Al, y materia orgánica. Oxisoles son poco fértiles suelos erosionados que ocurren en superficies suaves laderas de geológicamente antiguos en las regiones tropicales y subtropicales. La vegetación natural varía desde bosques tropicales a sabanas desérticas. Aunque muchos Oxisoles son extremadamente estériles, algunos Oxisoles se pueden hacer productiva cuando se cultivan con una gestión adecuada. Oxisoles comprenden

7,5% de la superficie mundial de tierras libre de hielo. (Los equivalentes WRB de Oxisoles son Ferralsoles, Plintosoles y Nitisoles.) Oxisoles tienen cinco subórdenes. Son: óxidos de Fe, Mn, y Al, y materia orgánica. Oxisoles son poco fértiles suelos erosionados que ocurren en superficies suaves laderas de geológicamente antiguos en las regiones tropicales y subtropicales. La vegetación natural varía desde bosques tropicales a sabanas desérticas. Aunque muchos Oxisoles son extremadamente estériles, algunos Oxisoles se pueden hacer productiva cuando se cultivan con una gestión adecuada. Oxisoles comprenden 7,5% de la superficie mundial de tierras libre de hielo. (Los equivalentes WRB de Oxisoles son Ferralsoles, Plintosoles y Nitisoles.) Oxisoles tienen cinco subórdenes. Son: Aunque muchos Oxisoles son extremadamente estériles, algunos Oxisoles se pueden hacer productiva cuando se cultivan con una gestión adecuada. Oxisoles comprenden 7,5% de la superficie mundial de tierras libre de hielo. (Los equivalentes WRB de Oxisoles son Ferralsoles, Plintosoles y Nitisoles.) Oxisoles tienen cinco subórdenes. Son: Aunque muchos Oxisoles son extremadamente estériles, algunos Oxisoles se pueden hacer productiva cuando se cultivan con una gestión adecuada. Oxisoles comprenden 7,5% de la superficie mundial de tierras libre de hielo. (Los equivalentes WRB de Oxisoles son Ferralsoles, Plintosoles y Nitisoles.) Oxisoles tienen cinco subórdenes. Son: Aquox: Aquox son los Oxisoles que tienen una mesa de agua en o cerca de la superficie durante gran parte del año en depresiones poco profundas y en zonas de infiltración en la base de las pendientes. Hay una tendencia a acumular hierro en forma de nódulos secundarios,-ciones Concre, y plintita. Perox: Perox son bien drenado Oxisoles con un régimen de humedad del suelo perúdico. Se encuentran en climas continuamente húmedos, donde la precipitación excede evapotrans-piration en todos los meses.


21

Torrox: Torrox son los Oxisoles de la región árida. Tienen un régimen arídico (tórrico) la humedad del suelo. Torrox puede convertirse en suelos productivos para una variedad de cultivos si se aplican de agua y fertilizantes. Se presentan principalmente en África del Sur, Hawai, y algunas zonas de Australia. Udox: Udox son bien drenado Oxisoles con un régimen de humedad del suelo údico. Estos suelos se desarrollan en zonas húmedas. Por lo general hay lluvia suficiente durante años normales para permitir el crecimiento del cultivo continuo. Udox ocurren principalmente en América del Sur y en partes de África y Asia. Ustox: Ustox son los Oxisoles que tienen un régimen de humedad del suelo ústico. Estos suelos se encuentran en climas semiáridos y subhúmedos. Hay por lo menos 90 días consecutivos sin lluvia en años normales. Disponible la humedad del suelo es entonces muy baja, y el recorte no se hace en ese momento. Un cultivo puede cultivarse en la estación en que se produce la precipitación. Dos cultivos pueden ser cultivadas con riego en algunas zonas. Ustox se producen sobre una gran parte del interior de América del Sur y en extensas áreas de África.

1.6.10 Spodosoles Spodosoles suelen formarse en materiales parentales de textura gruesa y tienen un espódico de color marrón rojizo debajo de un horizonte E de color claro. A veces hay un fra-gipan u otro sequum (a sequum es un pareado de un horizonte eluvial encima de un horizonte iluvial, por lo general una E y un horizonte B subyacente) (Schaetzl y Anderson2005); muchos perfiles de suelo en las regiones húmedas tienen un sequum E-B. Aquellos suelos que tienen dos sequa se denominan suelos bisequal (Schaetzl 1996) Que tiene un horizonte argílico por debajo de la espódico. Algunos Spodosoles tienen un horizonte plácico sobre o dentro de un espódico o en un fragipán. Algunos Spodosoles tienen capas más gruesas que un horizonte plácico que se cementan por materiales espódicos (complejo humusaluminio-arcilla) y la materia orgánica. La clase de tamaño de partícula es principalmente de arena, arena-esquelético, margoso gruesa, margoso esquelético, o limosa gruesa. Spodosoles son más extensas en zonas de climas fríos, húmedos o perhúmedos. También pueden formar, sin embargo, en una medida limitada, en regiones tropicales, cálidos y húmedos, donde se producen principalmente en las zonas de arenas ricas en cuarzo con las fluctuaciones de nivel freático. La mayoría de Spodosoles en regiones templadas frías están cubiertas con o, menos comúnmente, los bosques de madera de coníferas. Un montón de Spodosoles se encuentran en regiones de bosque boreal. Algunos han sido despejado para agritura. Spodosoles son naturalmente infértiles, pero algunos Spodosoles se pueden hacer productiva mediante una buena gestión. Spodosoles ocupan el 2,6% de la superficie terrestre mundial libre de hielo. (Spodosoles se llama Podzoles en el sistema WRB.) Spodosoles tienen cuatro subórdenes. Son:

Aquods: Aquods son Spodosoles que tienen un régimen de humedad del suelo ácuico. Son suelos con una capa freática mal drenadas en o cerca de la superficie durante gran parte del año. Una amplia variedad de plantas hydrophytic (el agua), que van desde sphagnum en zonas frías a las palmas en los trópicos, crecer en estos suelos.

22 Suelos


Cryods: Cryods son Spodosoles que tienen un régimen de temperatura del suelo cryico. Se encuentran en latitudes altas o altas elevaciones. Son abundantes en Alaska, en las montañas de Washington y Oregon de los EE.UU., y Canadá. vegeta-ción natural es en su mayoría bosques de coníferas o de la tundra alpina. Humods: Humods son los Spodosoles relativamente libre drenado que tienen un gran Accu-mulación de carbono orgánico en el horizonte spódico. Estos suelos se han desarrollado bajo los bosques de coníferas, y en Europa occidental, se encuentran comúnmente en materiales arenosos, donde el brezo (un matorral que se caracteriza por vegetación abierta, de bajo crecimiento leñoso) es dominante. En los trópicos, la mayoría de Humods han apoyado una selva tropical. Orthods: Orthods son los Spodosoles relativamente libre drenado que tienen una acumulación moderada de carbono orgánico en el horizonte spódico. Son más extensa en el noreste de EE.UU. y la Gran Unidos Lagos. La mayoría de Orthods se utilizan como bosque o se han limpiado y se utilizan como tierras de cultivo o pastizales. Orthods son infértiles natu-rally, pero pueden ser muy sensibles a la buena gestión.

1.6.11 Ultisoles Ultisoles son de color rojo a los suelos amarillos que son bastante ácido, a menudo tiene un pH de menos de 5, y que se desarrollan en húmedo tropical (algunos en templados) áreas bajo vegeta-ción bosque. Son suelos altamente degradado y tienen un argílico o un horizonte kándico con baja saturación de bases, menos de 35% BSP (por suma de bases intercambiables). El estado de baja saturación de base es principalmente debido a la formación en el material de matriz de alta en sílice, pero baja en bases. En algunos suelos, los bajos resultados de estado de base de intensa lixiviación-ción del material parental, mientras que en otros, un estado de base baja y pequeñas cantidades de minerales resistentes a la intemperie eran los padres las características del material inicial. Pueden tener cualquier régimen de temperatura del suelo y cualquier régimen de humedad del suelo, excepto arídico. La lixiviación es alta y bases liberadas por la intemperie normalmente se eliminan por lixiviación. Los colores rojo y amarillo son el resultado de la acumulación de óxido de hierro que es altamente INSOL-uble en agua. Caolinita, arcillas gibbsita, y intercalaciones de aluminio son comunes en la fracción de arcilla. Las principales nutrientes, tales como calcio y potasio, son típicamente deficientes en Ultisoles. Son suelos poco fértiles que pueden no ser productivo para la mayoría de los cultivos sin adición de cal y fertilizantes. Ultisoles ocupan el 8,5% de la superficie terrestre mundial libre de hielo. (Los equivalentes de WRB Ultisoles son Acrisoles, Alisoles y Plintosoles.) Ultisoles han cinco subórdenes. Son: Son suelos poco fértiles que pueden no ser productivo para la mayoría de los cultivos sin adición de cal y fertilizantes. Ultisoles ocupan el 8,5% de la superficie terrestre mundial libre de hielo. (Los equivalentes de WRB Ultisoles son Acrisoles, Alisoles y Plintosoles.) Ultisoles han cinco subórdenes. Son: Son suelos poco fértiles que pueden no ser productivo para la mayoría de los cultivos sin adición de cal y fertilizantes. Ultisoles

ocupan el 8,5% de la superficie terrestre mundial libre de hielo. (Los equivalentes de WRB Ultisoles son Acrisoles, Alisoles y Plintosoles.) Ultisoles han cinco subórdenes. Son:

Aquults: Aquults son los Ultisoles que tiene una mesa de agua en o cerca de la superficie durante gran parte del año. Aquults se encuentran ampliamente en las llanuras costeras de los EE.UU., sobre todo en el Atlántico y el Golfo de México. La mayoría de los suelos son boscosas. Humults: Humults se drenan libremente Ultisoles rico en materia orgánica (> 0,9% o más de carbono orgánico en los 15 cm superiores del horizonte argílico o kándico) de mediados o bajas latitudes. Las selvas son la vegetación natural de costumbre.


23

Udults: Estos se drenan más o menos libremente Ultisoles que tienen un régimen de humedad del suelo údico. Se desarrollan en zonas húmedas con precipitaciones bien distribuidas. La mayor parte de estos suelos tienen una vegetación forestal, pero algunos tienen una sabana. Ustults: Estos son drenados libremente Ultisoles que tienen un régimen de humedad del suelo ústico y un contenido relativamente bajo de carbono orgánico. Estos suelos se encuentran generalmente en climas semiáridos y subhúmedos. La vegetación se compone habitualmente de planta forestal o de sabana. Xerults: Xerults se drenan libremente Ultisoles que tienen un régimen de humedad del suelo xérico. Se encuentran en áreas con veranos muy secos e inviernos húmedos típicamente de climas mediterráneos o templados. La vegetación natural consistía en su mayoría de las plantas del bosque de coníferas.

1.6.12 vertisuelos Vertisoles son suelos arcillosos que tienen amplias grietas profundas, durante un tiempo considerable del año y que tienen caras de fricción (una superficie brillante de las grietas producidas en suelos contienen-ing una alta proporción de arcillas hinchables) dentro de los 100 cm de la superficie del suelo mineral. Se encogen cuando se seca y se hinchan cuando se humedecen. Por lo general son pegajosos en la estación húmeda y duro en la estación seca. La mayoría de los Vertisoles tienen un régimen de humedad del suelo ústico; algunos tienen un arídico y una údico. Vertisoles tienen generalmente arcilla 50-70% con una proporción relativamente grande de arcilla fina en la fracción de arcilla. Las arcillas en Vertisoles consistir predominantemente de 2: 1 y 2: minerales de arcilla 2 capa, pero algunos tienen considerables cantidades de otros minerales de arcilla. La vegetación natural es predo-minantemente hierba, sabana, bosque abierto, o arbusto del desierto. La mayoría de los Vertisoles son muy adecuadas para la agricultura si hay un montón de lluvia o agua de riego y si se siguen las prácticas de manejo adecuadas. Debido a la baja permeabilidad y la tendencia a permanecer bajo el agua por largos períodos de tiempo, Vertisoles son a menudo considerados como suelos problemáticos (cap.11). Vertisoles son extensas en algunas partes del mundo. Eran conocidos como los suelos negros de algodón en la India. Vertisuelos ocupan el 2,4% de la cara sur-terrestre mundial libre de hielo. (Vertisoles tener el mismo nombre en WRB.) Vertisoles tienen seis subórdenes. Son:

Aquerts: Aquerts son los Vertisoles que tienen régimen de humedad del suelo ácuico. Tienen una mesa de agua en o cerca de la superficie durante gran parte del año, pero también son lo suficientemente seco durante períodos de grietas para abrir. Se encuentran en áreas bajas tales como llanuras glaciares lago, llanuras de inundación, terrazas corriente, y depresiones. Cryerts: Cryerts son los Vertisoles que tienen un régimen de temperatura del suelo cryico. Son suelos de clima frío. Son suelos de textura fina y se contraen periódicamente y se hinchan, formando grietas que normalmente abiertos a finales de verano. Cryerts se producen en las praderas frías de Canadá donde se

derivan comúnmente de lacustres DEPOS-its. También ocurren en las Montañas Rocosas de Estados Unidos. Torrerts: Torrerts son los Vertisoles de climas áridos. Sus grietas comúnmente permanecen abiertos durante la mayor parte del año, pero pueden cerrar durante al menos unos días durante las lluvias. Muchos de estos suelos se encuentran en depresiones cerradas que pueden ser estancada de vez en

24 Suelos


tiempo por la escorrentía de las zonas más altas. Algunos Torrerts se encuentran en el suroeste de los EE.UU.. Estos suelos son comúnmente utilizados para los pastizales. Uderts: Uderts son los Vertisoles de zonas húmedas. Tienen un régimen de humedad del suelo údico. Las grietas no pueden abrir por completo algunos años debido a la alta precipita-ción. En los EE.UU., los suelos se producen en pendientes suaves y se derivan predominantemente de esquistos marinos, margas, y aluvión. Muchos de estos suelos hierba compatible, pero algunos bosques de madera de pino o de apoyo. Usterts: Estos son los Vertisoles en zonas templadas que no reciben altas cantidades de lluvia durante el verano. Ellos tienen un régimen de humedad del suelo ústico. Las grietas se abren y cierran una o dos veces durante el año. Se encuentran ampliamente en los EE.UU., Australia, África y la India. Si regadío, Usterts se puede utilizar intensamente, pero las áreas grandes se utilizan para el pastoreo debido a la falta de maquinaria para labrar los suelos. Xererts: Xererts son los Vertisoles de climas mediterráneos, que tienen régimen de humedad del suelo xérico. Estos suelos tienen grietas que regularmente se cierran y abren cada año. En los EE.UU., la mayoría de los suelos apoyados hierbas.

1.7 Degradación del suelo La degradación del suelo se dice que ha tenido lugar cuando la tierra dentro de un ecosistema ya no es capaz de realizar sus funciones de regulación ambiental de aceptar, stor-ing, y reciclar el agua, la energía y los nutrientes y cuando la productividad potencial asociado con un uso de la tierra sistema se vuelve no sostenible (Oldeman et al. 1991). Una vez más, la degradación del suelo es considerado como la pérdida medible o reducción de la capacidad actual o potencial de los suelos para producir materiales de plantas de cantidad y calidad deseada. Según algunos autores (Blaikie y Brookfield1987; Chisholm y Dumsday1987; Blum y Eswaran2004), Degradación de la tierra es un término más amplio que la degradación del suelo. Pero para su uso en sinónimo de los términos de la tierra y el suelo en la mayoría literatura de gestión del suelo, degradación del suelo y la degradación del suelo serán utilizados de manera intercambiable en las siguientes secciones. Varios, químicas y procesos biológicos físicas son responsables de la degradación del suelo (Lal 1994; Eswaran et al.2001). Los procesos físicos incluyen deterioro de la estructura del suelo, formación de costras, endurecidos, la compactación, la erosión y la desertificación. Los procesos químicos incluyen la lixiviación, el agotamiento de la fertilidad, acidifi-ción, la salinización y la contaminación. Los procesos biológicos de degradación del suelo incluyen la reducción de carbono y la disminución de la biodiversidad del suelo. Según Beinroth et al. (1994), Los resultados de degradación de la tierra de un desajuste entre la calidad de la tierra y el uso de la tierra.

Las reducciones de rendimiento de 30-90% por la erosión en algunos suelos poco profundos de raíz restrictivas de África Occidental fueron reportados por Mbagwu et al. (1984) Y Lal (1987). Erosión redujo% de rendimiento de los cultivos en hileras 2040 en Ohio (Fahnestock et al.1995) Y en Midwest EE.UU. (Schumacher et al en otro lugar. 1994). En la región andina de Colombia, Ruppenthal (1995) Han observado graves pérdidas debido a la erosión acelerada en algunas tierras. La productividad de algunas tierras en África ha disminuido en un 50% (Dregne1990)

La degradación del suelo 1.7

25

como resultado de la erosión del suelo y la desertificación. reducción del rendimiento en África debido a pasado la erosión del suelo puede variar de 2 a 40%, con una pérdida media de 8,2% para el continente (Lal1995). También hay pérdidas en productividad (20%) debido a la erosión en Asia, incluyendo la India, China, Irán, Israel, Jordania, Líbano, Nepal y Pakistán (Dregne1992). La compactación del suelo ha causado reducciones en el rendimiento de 25-50% en algunas regiones de Europa (Eriksson et al. 1974) Y América del Norte y entre el 40 y el 90% en los países de África Occidental (Charreau 1972; Kayombo y Lal1994). En Ohio, las reducciones de rendimiento de los cultivos son un 25% en el maíz, el 20% en la soja, y 30% en la avena más de un período de 7 años (Lal1996).

1.7.1Causes de degradación del suelo La degradación del suelo puede resultar de causas naturales y causas de origen humano. factores topográficos y climáticos tales como pendientes pronunciadas, las frecuentes inundaciones y tornados, tormentas y vientos de alta velocidad, las lluvias de alta intensidad, la lixiviación en las regiones húmedas, y la sequía en las regiones secas están entre las causas naturales. La deforestación y overexploi-tación de la vegetación, la rotación de cultivos, desurfacing suelo, el pastoreo excesivo, el uso indiscrimi-nate de los productos agroquímicos y la falta de prácticas de conservación de suelos, y la extracción excesiva de las aguas subterráneas son algunas de las causas antropogénicas de la degradación del suelo.

La causa principal de degradación de la tierra es el uso de la tierra no apropiado. Los problemas económicos y sociales, la presión demográfica, la pobreza, el sistema de tenencia de la tierra, sistemas de cultivo, la falta de asesoría técnica, el uso de instrumentos inadecuados, etc., son las razones de esta mala gestión. GLASOD identificado cinco causas principales de la degradación del suelo inducida por el hombre en todo el mundo: la deforestación, el pastoreo excesivo, la mala gestión de la tierra agrícola, la sobreexplotación y actividades bioindustriales. Las causas de la degradación del suelo se elaboran en las siguientes secciones.

1.7.1.1Deforestation La deforestación se refiere a la conversión de un bosque en un uso no forestal tales como granja-tierra, ranchos, pasto, complejos industriales, y zonas urbanas (Fig. 1.3). superficie forestal total del mundo es un poco más de cuatro mil millones de hectáreas. Siete países (Rusia, Brasil, Canadá, EE.UU., China, Indonesia y la República Democrática del Congo) representan más del 60% de la superficie total de bosques. Diez países o áreas no tienen bosque en absoluto, y un 54 países adicionales tienen bosques en menos del 10% de su superficie total (FAO2010). Cerca de la mitad de los bosques que cubrían la tierra se han borrado (Kapos2000). Cada año, otros 16 millones de hectáreas desaparece. El Instituto de Recursos Mundiales (1997) Estima que sólo

alrededor del 22% de la cubierta forestal original del mundo se mantiene intacta mayoría de esto es en tres grandes áreas: el bosque de Canadá y Alaska boreal, el bosque boreal de Rusia, y la selva tropical de la cuenca del Amazonas del noroeste y la Guyana escudo (Guyana, Surinam, Venezuela, Colombia, etc.). Durante miles de años, la humanidad ha influido en los bosques, y el

26 Suelos


Fig. 1.3 La deforestación y la degradación del suelo. Es difícil imaginar que esta vez fue un denso bosque tropical (Foto cortesía del Sr. Dilip Kumar)

impacto ha sido enorme. La deforestación se está expandiendo y acelerando en las restantes áreas de bosque virgen, y la calidad de los bosques que quedan está disminuyendo. Hasta hace muy poco, la mayor parte de la deforestación se produjo en Europa, norte de África y Oriente Medio. A principios de este siglo, estas regiones se habían convertido en su mayoría de la cubierta original. Ahora, la deforestación en estas regiones se ha estabilizado, y el nuevo crecimiento se produce en algunos lugares, aunque los bosques secundarios resultantes son de un carácter diferente. En las últimas décadas, la inmensa mayor-dad de la deforestación se ha producido en los trópicos - y el ritmo se acelera todavía. La eliminación de los bosques tropicales de América Latina está avanzando a alrededor del 2% por año. En África, el ritmo es de aproximadamente 0,8% por año y en Asia es de 2% por año. De acuerdo con el análisis de la FAO,2000). Cinco países tropicales con la mayor superficie total de la deforestación son Indonesia, Sudán, Myanmar y la República Democrática del Congo. Esta pérdida es parcialmente counterbal-brada por los esfuerzos de reforestación, las nuevas plantaciones forestales, y el nuevo crecimiento gradual y la expansión de la superficie forestal en los países desarrollados. Sin embargo, los bosques naturales restantes también son muy degradada si no deforestada. La medición de la magnitud y velocidad de la deforestación no es tan simple como podría parecer a primera vista (Singh et al.2001). El primer desafío es definir lo que se entiende por una “zona boscosa.” En otras palabras, lo que la densidad de la cubierta forestal se requiere para un área para ser considerado un bosque? El “campos continu-ous” mapa de la cubierta forestal preparado por el Fondo Global Land Cover (DeFries et al.2000) Muestra que lejos de ser homogénea, áreas de tierra pueden variar de la cubierta forestal 10 a 100% y todavía considerarse bosques. Hoy en día, sólo 28 millones de km 2 es en los llamados bosques cerradas de cubierta de copas 40% o superior (Singh et al. 2001).


27

El análisis de la FAO concluye que las principales causas de la deforestación son la extensión de la agricultura de subsistencia (más común en África y Asia) y la conversión respaldada por el gobierno de los bosques a otros usos del suelo tales como la ganadería a gran escala (más común en América Latina y también de Asia ). La pobreza, el desempleo, y la distribución desigual de la tierra, lo que obliga a muchos campesinos sin tierra para invadir el bosque por falta de otros medios económicos, siguen impulsando la tala de bosques para la agricultura de subsistencia en muchas regiones. A menudo, las personas se mueven en áreas forestales como la actividad de log-ging crea caminos que se abren anteriormente regiones inaccesibles. En cuanto a los planes de conversión de los bosques de planificación centralizada, a menudo se usan para estimular el desarrollo económico a corto plazo, obtener un mejor control político de las regiones forestales remotas y expandir la producción agro-culturales (FAO2000). Geist y Lambin (2001) Han identificado una serie de causas de la deforestación tropical. Es cada vez más evidente que una concentración de variables interactúa a través de escalas espaciales y temporales (Turner et al.2001). En América Latina, pequeño agricultor expansión agrícola a lo largo de las fronteras forestales es probablemente la causa inmediata de la tala del bosque primario, seguido de la agricultura y la expansión in situ pas-tura, la tala de árboles para combustible y construcción, y la expansión de la infraestructura. En África, una mayor proporción de la deforestación provienen de sedentario (no frontera) la expansión agrícola y la cosecha de madera combustible. En Asia, deforesta-ción continuó debido a la creciente demanda de recursos maderables y continuó migra-ción de desplazar a los agricultores a zonas remotas. procesos de deforestación incluyen la tala industrial, la tala claro, tala indiscriminada, los incendios forestales, cultivos migratorios, y la invasión. Los efectos de la deforesta-ción son la pérdida de bosques, la pérdida de la biodiversidad, el cambio climático y los desastres naturales como ciclones, inundaciones y sequías, problemas del ciclo del agua, disminución de la calidad del agua, la erosión del suelo y la sedimentación. Los bosques regulan los procesos hidrológicos: evapora-ción, la transpiración, infiltración, y el flujo de superficie. La tala de árboles en grandes extensiones se traduce en el clima más seco conseguir en esa zona. La tala de bosques expone el suelo desnudo al efecto abrasador del sol y la acción de golpeo de las lluvias. cantidad significativa de tierra vegetal se pierde por la erosión. Debido a temperatura elevada, la materia orgánica del suelo se decom-plantea a un ritmo más rápido, y los agregados del suelo se descomponen por impacto de la lluvia. La tasa de infiltración se reduce y más agua se escurre. Grandes extensiones de tierra se vuelven permanentemente empobrecida debido a la erosión del suelo por estas razones. La deforestación aumenta la emisión de dióxido de carbono a la atmósfera. La deforestación tropical por alrededor de 20% del total de dióxido de carbono global (CO 2) emisiones (IPCC 2007). Los modelos climáticos globales (GCM) pueden demostrar que la deforestación tropical podría afectar tanto el clima a escala pequeña y gran en los trópicos (Zhang et al. 1996b). Los resultados han indicado además que los impactos de la deforestación tropical dependen de características del clima regionales en los trópicos donde se imponen las perturbaciones (Mylne y Rowntree1992; Polcher y Laval1994). La

deforestación tropical contribuye al aumento de la carga de dióxido de carbono en la atmósfera y por lo tanto el calentamiento del clima (Houghton et al.1996). Los bosques ocupan un lugar importante en los ciclos hidrológicos de las cuencas hidrográficas. El agua se evapora del suelo y la vegetación, se condensa en nubes, y cae de nuevo en forma de lluvia en un ciclo de auto-riego perpetua. Además de la principal deshacían de lluvia tropical, la evaporación enfría la superficie de la tierra. En muchos ordenador

28 Suelos


Fig. 1.4 Preparación de la tierra para el cultivo itinerante (Foto cortesía de la tarde biólogo alemán Dr. Josef Margraf, con permiso de su esposa la señora Minguo Li-Margraf)

modelos del clima futuro, en sustitución de los bosques tropicales con un paisaje de pastos y cultivos crea un clima más seco, más caliente en los trópicos. Algunos modelos también predicen que la deforestación tropical interrumpirá régimen de lluvias muy lejos de los trópicos, entre ellos China, el norte de México, y el centro sur de EE.UU.. Cuando la gente limpia los bosques, por lo general con el fuego, el carbono almacenado en la madera vuelve a la atmósfera, aumentando el efecto invernadero y el calentamiento global. Una vez que el bosque se borra de cultivo o pastizales, los suelos pueden llegar a ser una gran fuente de emisiones de carbono, dependiendo de cómo los agricultores y ganaderos a manejar la tierra. En lugares como Indonesia, los suelos de los bosques de tierras bajas pantanosas son ricos en materia orgánica parcialmente descompuesta, conocido como turba. Durante sequías prolongadas, como durante los eventos El Niño, los bosques y la turba se vuelven inflamables, especialmente si han sido degradados por la tala o incendio accidental. Cuando se queman, liberan enormes cantidades de dióxido de carbono y otros gases de efecto invernadero. Cuando la superficie del suelo es despojado de vegetación, los suelos superiores se vuelven vulnerables a la erosión. El suelo se lava en los ríos y arroyos. Esto destruye la capacidad de la tierra para regenerarse debido a la pérdida de la fertilidad del suelo. También la calidad del agua dete-riorates. En varias partes del mundo, secciones enteras de los países se han vuelto improductivas debido a la erosión del suelo. Esto destruye la capacidad de la tierra para regenerarse debido a la pérdida de la fertilidad del suelo. También la calidad del agua dete-riorates. En varias partes del mundo, secciones enteras de los países se han vuelto improductivas debido a la erosión del suelo. Esto destruye la capacidad de la tierra para regenerarse debido a la pérdida de la fertilidad del suelo. También la calidad del agua dete-riorates. En varias partes del mundo, secciones enteras de los países se han vuelto improductivas debido a la erosión del suelo.

El cultivo 1.7.1.2Shifting La agricultura migratoria o de roza y quema es un sistema agrícola antigua generalmente practicada por los indígenas en las zonas montañosas de los trópicos húmedos. En este sys-tem, un parche de bosque, por lo general en pendientes suaves o en las cumbres de las colinas, se aclaró, la vegetación es cortada y quemada (fig.1.4), Los agujeros se excavan en el suelo con las herramientas elementales,


29

y semillas de cultivos varios se siembran antes del monzón. Las semillas germinan y crecen de secano y los cultivos se cosechan después de 6-8 meses. Entonces la tierra se deja en barbecho. Los agricultores despejar una nueva parcela de bosque para el cultivo en la próxima temporada. Más temprano, regresaron a la tierra para el cultivo anterior después de 15-20 años, pero el período de rotación ha exprimido ahora alarmantemente a menos de 3 años. La superpoblación, la liquidación de módulos de aterrizaje de civil a cuestas, y la escasez de tierra disponible para el cultivo están detrás de esta contracción. Esto ha aumentado la deforestación, pérdida de biodiversidad y la degradación del suelo. Se esti-acoplado que cada año aproximadamente 1.9 a 3.6 × 106 ha tierra de bosques cerca primarios, 3,4 a 40 × 106 ha tierra de bosques cerca secundarias, y 6,9 a 21,9 × 10 6 hectáreas de tierras de bosques abiertos de segunda ary se están perdiendo debido a la rotación de cultivos (Detwiler y Salón 1988).

agricultores cambiantes queman los restos reducido para que los nutrientes en sus cenizas deben aumentar la fertilidad y mejorar la productividad de los cultivos. El efecto de la quema es, sin embargo, el tempo-ral. Las lluvias después de la quema de separar las bases rápidamente por la erosión y la lixiviación. La creciente evidencia sugiere que la rotación de cultivos en su forma distorsionada conduce a un efecto adverso en suelo y agua. Tales actividades afectan a las propiedades físicas del suelo y químicas, reducir las reservas de nutrientes, y acelerar la erosión del suelo y la sedimentación. Gafur et al. (2000) Estimado de pérdida de suelo de 43 Mg ha-1 año-1 debido a los cambios de Cultiva-ción en Bandarban Hills, Bangladesh.

1.7.1.3Overgrazing De acuerdo con una regulación del Reino Unido, el pastoreo excesivo significa tierra de pastoreo con ganado en tal número que pueda afectar adversamente el crecimiento, la calidad o la composición de especies de vegetación en que la tierra en un grado significativo (Instrumento Estatutario 1996). Wilson y MacLoad (1991) Incluyen rendimiento de los animales, así; afirman que un pastizal se sobrepastoreada donde un cambio de la vegetación concomitante y pérdida de animales productiv-dad surge de pastoreo de las tierras herbívoros. El sobrepastoreo puede significar diferentes cosas para el ganadero y el gerente gama. Para el ganadero, que implica que el pasto ya no puede llevar a tantos animales como antes, o que su productividad ha disminuido. Sobrepastoreo es una causa importante de la degradación del suelo en todo el mundo (Oldeman et al.1991), Representando el 35,8% de todas las formas de degradación. Sin embargo, la degradación causada por el exceso de pastoreo es especialmente extendida en Australia y África, donde representa el 80,6% y 49,2%, respectivamente, de toda la degradación del suelo y menos extensa en Europa (22,7%) (Warren y Khogali1992). El sobrepastoreo es la causa más devastadora de la desertificación en las tierras áridas. El ganado es la principal fuente de ingresos en muchos países áridas y semiáridas. existencias nacionales son muy diversos y consisten en camellos, burros, caballos, vacas, ovejas, y cabras. El forraje y pastoreo del ganado causan una cadena de degradación, reduciendo críticamente la cubierta vegetal y la fertilidad del suelo,

así como el aumento de la erosión. Los animales domésticos rápidamente vegetación claro, la colocación de la tensión en una tierra que ya tiene una cubierta de vegetación baja (fig.1.5). También se mueven en grupos grandes y tienen pezuñas afiladas que se rompen fácilmente hasta el suelo, dejándolo susceptible a la erosión. La erosión disminuye el contenido orgánico fértil del suelo. La falta de materia orgánica puede llevar a la desertificación mediante la reducción de la disponibilidad de nutrientes para el crecimiento vegetal.

30 Suelos


Fig. 1.5 El suelo ha sufrido de mal sobrepastoreo (Foto cortesía de Sky Jacobs de Wild Sonora)

Abril y Bucher (1999) Midieron los cambios en las características del suelo, la disponibilidad de nutrientes, y la actividad microbiana en los sitios utilizados por diferentes intensidades de pastoreo en Argentina. Se seleccionaron tres sitios de comparación, una gran restaurado (sin Graz-ción durante 20 años), un moderadamente restaurado (8 años de restauración), y un alto grado de degradación (extremadamente sobrepastoreados). Los siguientes parámetros disminuyeron a medida que la intensidad Graz-ing aumentado: la humedad del suelo (4.5 a 2.25%), la materia orgánica (4.68- 1.45%), y el contenido de nitrógeno (0,28-0,14%). La actividad microbiana varió de 0,89 en los sitios restaurados a 0,22 mg CO2/ G / semana en el sitio altamente degradado. Las variaciones estacionales en la densidad y la actividad de microorganismos aumento de la altamente restaurado al sitio altamente degradado, probablemente como respuesta a un aumento de la falta de humedad. Los grupos celulolíticas y nitrifier fueron los más afectados, mientras que el ammonifier y organismos de vida libre fijadoras de N disminuyeron en sólo el sitio altamente degradado. La fijación de N fue más intensa en el sitio restaurado moderadamente seguido por el sitio muy degradada. Los valores observados están inter-pretados como resultado de la interacción entre la disponibilidad de la materia orgánica (como fuente de energía) y la deficiencia de N. Los resultados sugieren una fuerte influencia del exceso de pastoreo en la fertilidad del suelo, así como en la capacidad del suelo para amortiguar el estrés hídrico dur-ción de la estación seca. De acuerdo con Ling Hao et al. (1997), Un promedio de 12,4% del total de

carbono almacenado inicialmente en suelos (0-20 cm capa de suelo) se ha perdido debido al pastoreo excesivo durante el período de 40 años.


31

Fig. 1.6 Brickfields en tierras agrícolas (Foto cortesía del Dr. Animesh Biswas)

1.7.1.4Soil Desurfacing desurfacing del suelo se refiere a la eliminación de una capa de tierra de la superficie para muchos propósitos diferentes, incluyendo la construcción de carreteras y ferrocarriles y fabricación de ladrillos. El ladrillo es un elemento importante del desarrollo urbano. La mayoría de las fábricas de ladrillos se encuentran en tierras aluviales fértiles para la presencia de suelos de texturas adecuadas. Por ejemplo, cientos de brickfields se ven en tierras agrícolas a lo largo de ambos lados de la Buriganga río cerca de Dhaka, Bangladesh (Fig.1.6). A una capa más o menos uniforme del suelo, 15-20 cm de espesor, se recoge de la superficie de grandes áreas de paddy fields. Una estimación muestra que un edificio de cinco pisos de 250 m 2espacio en el suelo necesita 500.000 ladrillos. sería necesario más de 1 ha la superficie del suelo rebanada surco (100 m x 100 m x 15 cm) para hacer de este número de ladrillos. La superficie del suelo es la parte más fértil del suelo; que contiene la materia orgánica y nutrientes más alto y posee las condiciones físicas y químicas adecuadas para el crecimiento vegetal. desurfacing suelo disminuye la materia orgánica, nutrientes y agua disponible, y el subsuelo expuesta es más compacto. Soil Desur-frente significativamente reduce la calidad y rendimiento de los cultivos del suelo (Grewal y Kuhad2002).

1.7.1.5Monocropping

El monocultivo es la práctica de crecer un solo año de cosecha tras año en la misma tierra, en la rotación de ausencia por otros cultivos. El arroz, el maíz, la soja y el trigo

32 Suelos


son los cultivos comunes que crecen como monocultivos. Es económicamente un sistema eficiente, pero puede afectar negativamente a la fertilidad del suelo y la ecología. Las raíces de los cultivos extraen del mismo tipo y proporción de nutrientes del suelo durante un largo periodo de tiempo. El estado de los nutrientes del suelo se desequilibra después de un período prolongado de cultivos-ping. Los tipos particulares de insectos y plagas proliferan. Los agricultores se vuelven cada vez más dependientes de los plaguicidas.

1.7.1.6Mismanagement de riego No es posible para la agricultura que se produzca sin riego artificial en tierras áridas en las que hay una deficiencia de humedad. Sin embargo, el riego en zonas áridas puede mejorar aún más la desertificación mediante la salinización y alcalinización. La salinización se produce cuando el agua de riego se evapora rápidamente, dejando sales naturales (cloruros, sulfatos y carbonatos de sodio, potasio, calcio, y magnesio) en la superficie del suelo. Durante un largo tiempo, cantidades excesivas de sales se acumulan en o cerca de la superficie del suelo, por lo que es cada vez más difícil para las plantas para extraer agua del suelo. Esto se debe a la falta de agua se aplica para la escasez de agua en el clima árido y semiárido. El agua de riego debe tener en cuenta el requisito de lixiviación (más agua para lixiviar las sales) del suelo.

1.7.1.7Use de maquinarias agrícolas pesadas maquinarias agrícolas pesadas se utilizan en la agricultura mecanizada por los sesses desarrollados. Tractores y cultivadores pueden pesar más de 20 toneladas. Tales cargas pesadas de estas máquinas severamente suelos compactos. Esto es casi irreversible. Profundo compac-ción por debajo de la capa de arado (de arado) es difícil de descompactar. Impacto de maquinarias agrícolas pesados sobre la degradación del suelo se discute con más detalle en relación con la compactación del suelo (cap.2; Secta. 2.2.3.1).

1.7.1.8 Minería La minería contribuye significativamente a la contaminación del suelo, especialmente con metales pesados. La disposición del Cd de las minas de Zn en el agua del río Jintzu en Japón y con-taminación de los suelos y los granos de arroz que causó la enfermedad Itai-Itai notorio es un buen ejemplo. Un estudio del suelo realizada por Kurnia et al. (2000) En Java Occidental mostraron que el suelo que rodea las áreas tradicionales de extracción de oro fue contaminada por mercurio. Una alta concentración de mercurio se encontró en paja de arroz y arroz

de grano en esa zona. Todos los valores eran más altos que el nivel permitido máximo de Hg en suelos (0,5 mg kg-1). La minería es responsable de la degradación del suelo a gran escala.


33

1.7.1.9 La guerra y municiones Armas y municiones son una fuente de contaminación de los suelos en las regiones de conflicto. campos de tiro a menudo dejan los suelos contaminados con metales de balas usadas. El plomo es el contaminante del suelo principal de preocupación en estos rangos. El funcionamiento normal de un rango puede producir concentraciones de plomo de varios por ciento (1% es igual a 10.000 kg mg-1; nivel seguro es de sólo 35 mg kg-1) En suelos adyacentes a los objetivos. muestras de suelo de una instalación de destrucción de armas en Bélgica mostraron una alta concentración de arsénico, cobre y plomo. El uranio empobrecido es una fuente importante de suelo Pollu-ción. Es altamente tóxico y se ha utilizado en el combate activo por las fuerzas de Estados Unidos y el Reino Unido. Este material tiene tanto como 75% de la resistencia de uranio enriquecido; lo que trae problemas de salud duradera con él dondequiera que se utilice. Se utilizó doscientos ochenta y seis toneladas métricas de uranio empobrecido durante la primera guerra del Golfo en 1991. Los agentes deshojando fueron utilizados por el Ejército de Estados Unidos en la guerra de Vietnam. Estos defoliantes Con-tinue para causar la muerte y los problemas ambientales de hoy. Agente Naranja contenía dioxina que es uno de los productos químicos más potentes.

1.7.1.10 Eliminación de residuos indiscriminada Los materiales que han llegado al final de su vida útil se denominan residuos (Hill 2010). Los residuos son de varios tipos: industriales, municipales, agrícolas, domésticos y nuclear. Estos residuos son las principales fuentes de contaminación del suelo (Alloway1995). desechos municipales incluyen desechos domésticos y de cocina, residuos de mercados, residuos hospitalarios, residuos de ganado y aves, desechos de mataderos, y metales, vidrio y desechos de cerámica. desechos municipales pueden ser biodegradable o no degradable, materiales Recy-clable, o inerte. desechos municipales pueden contener compuestos orgánicos no biodegradables y metales pesados. lodos de depuradora es una basura municipal se usa a menudo como compost en los campos de cultivo, ya que contiene cantidades considerables de nutrientes para las plantas. Pero para la contaminación del suelo de metales pesados (Pb, Cd, Zn, etc.), se desaconseja el uso de lodos de aguas residuales como fertilizante. residuos hospitalarios incluyen residuos generales, objetos cortantes, no puntiagudos, sangre, partes del cuerpo, productos químicos, productos farmacéuticos, dispositivos médicos, y materiales radiactivos. Los residuos potencialmente infecciosos incluye todos los elementos de desecho que están contaminados con o sospechosos de estar contaminados con fluidos corporales. Estos residuos son a menudo eliminados con los desechos municipales en vertederos abiertos y en tierras (Fig.1.7).

1.7.1.11 El uso de productos agroquímicos

Agroquímicos incluyen fertilizantes, abonos, acondicionadores del suelo, hormonas y Pesti-cidas. Fertilizantes y abonos introducen algunos metales pesados tales como arsénico, cad-Mium, uranio, y vanadio. Los fertilizantes de fosfato contienen cantidad considerable

34 Suelos


Fig. 1.7 Abrir vertimiento de desechos municipales en el borde de la zona metropolitana de Chittagong, Bangladesh (Foto cortesía del Dr. Animesh Biswas)

de Cd. Avícolas y porcinas abonos añadir un poco de zinc, arsénico y cobre. Pesticidas, otro grupo de productos agroquímicos, incluyen insecticidas, herbicidas y fungicidas. Algunos compuestos organofosforados, organoclorados, los carbamatos y los piretroides se utilizan como plaguicidas. Son productos químicos altamente tóxicos, y algunos son persistentes. Su uso indiscriminado no es deseable. La degradación del suelo debido a los productos agroquímicos ha sido descrita en la contaminación del suelo (cap.6).

Iniciativas 1.7.2Institutional de evaluación de la Tierra / Degradación de los Suelos Estado actual de los suelos no es muy conocido a nivel mundial, aunque se puede obtener toda la infor mación-en algunos otros recursos naturales como los bosques, el agua, el aire y la biodiversidad. El Mapa de Suelos del Mundo FAO-UNESCO es el único mapa disponible, que tiene una cobertura totalmente global. Este mapa está en una escala de 1: 5M, basado en datos de la encuesta suelo antes de la década de 1970. El Programa Medioambiental de las Naciones Unidas (UNEP) formuló una propuesta de proyecto para la evaluación global de la situación del personal debido a actividades humanas Degradación del Suelo (GLASOD) en 1987 que se desarrolló methodol-tecpara crear bases de datos de suelos y terrenos. El objetivo principal de la GLASOD

proj-ect fue fortalecer la conciencia global de los políticos y tomadores de decisiones de los peligros que resultan de la tierra apropiada y el manejo del suelo. El proyecto también


35

destinado a proporcionar información (en forma de mapas digitalizados) en suelos y terrenos a los usuarios potenciales en términos no técnicos. Desde entonces (1991), se llevaron a cabo importantes inventarios regionales sobre la degradación de la tierra, sobre todo en el sur y el sudeste asiático, en estrecha cooperación con los institutos nacionales en 17 países de Asia y con el apoyo técnico y financiero del PNUMA y la FAO. En estas encuestas la metodología GLASOD ha sido refinado. El mapa GLASOD no significa, sin embargo, evaluar la vulnerabilidad de los recursos de la tierra para el proceso de degradación del suelo, pero el estado de degradación que ayuda a los responsables políticos y los gestores de recursos para identificar las áreas prioritarias de intervención. El proyecto SOTER (suelo y de base de datos del terreno) fue iniciado por la Sociedad Internacional de Ciencia del Suelo en 1986;2004). El LADA (Evaluación de la degradación de tierras para áreas de secano) proyecto tiene como objetivo desarrollar y probar una metodología eficaz para evaluar las causas, el estado, y el impacto de la degradación de tierras en las zonas secas con el fin de mejorar la toma de decisiones para el desarrollo sostenible en las tierras secas a nivel local, nacional, subregional y mundial. LADA es una iniciativa internacional de la ONU, con el apoyo del Fondo para el Medio Ambiente Mundial (FMAM), el PNUMA, la CLD, y la FAO y está siendo ejecutado por la FAO. La Evaluación de la Degradación de Tierras y (GLADA) destinado a detectar (1) el estado y las tendencias de la degradación del suelo y (2) puntos de acceso que sufren limitaciones extremas o en riesgo grave, y, también, las áreas donde la degradación ha sido detenido o revertido . Entre otras actividades en curso para evaluar el estado de los suelos en el mundo es la Reseña Mundial de Enfoques y Tecnologías (WOCAT) Conservación. WOCAT es documentar y evaluar los estudios de suelo y la conservación del agua de casos en todo el mundo. WOCAT ha desarrollado una nueva metodología estándar reconocido internacionalmente, que implica un conjunto de tres cuestionarios completos, para la documentación y la evaluación de tecnologías y métodos de conservación del agua del suelo individuales, e incluyendo la cobertura del área. Este último también incluye la evaluación de la degradación del suelo siguiendo un método similar al GLASOD y ASSOD (Bai et al. para la documentación y la evaluación de tecnologías y métodos de conservación del agua del suelo individuales, e incluyendo la cobertura del área. Este último también incluye la evaluación de la degradación del suelo siguiendo un método similar al GLASOD y ASSOD (Bai et al. para la documentación y la evaluación de tecnologías y métodos de conservación del agua del suelo individuales, e incluyendo la cobertura del área. Este último también incluye la evaluación de la degradación del suelo siguiendo un método similar al GLASOD y ASSOD (Bai et al.2008, 2010).

1.7.3 Tipos de degradación del suelo Un mapa del mundo en el estado de degradación del suelo por actividad humana fue publicada por ISRIC, en cooperación con la FAO y el PNUMA en 1991. En la preparación del mapa, se desarrolló una clasificación general, referido como el GLASOD (Evaluación Global de deterioro del suelo) clasificación. Según GLASOD, hay cinco tipos principales de la degradación del suelo, incluyendo la

erosión del agua, la erosión eólica, deterioro químico, deterioro físico, y la degradación de la actividad biológica (Oldeman1991). Hay varios subtipos de cada tipo, excepto degrada-ción biológica. Estos tipos y subtipos se mencionan a continuación.

36 Suelos


2500 1985

Zona, millones heclare

2000

1500 1094 1000 549 500 239 83 0 La erosión del agua Erosión Eólica Química Degradación

Físico Degradación

Total

Los procesos de degradación

Fig. 1.8 Superficie del terreno hasta ahora degradado por diferentes procesos (datos de Oldeman1994)

tipos de degradación del suelo y subtipos Tipo W: La erosión hídrica

E: La erosión eólica

C: deterioro químico

P: El deterioro físico

subtipos Peso: la pérdida de tierra vegetal Wd: deformación del terreno / movimiento de masas Wo: efectos fuera del sitio Wo: sedimentación en los embalses Wof: inundaciones Woc: arrecife de coral y algas destrucción Et: pérdida de tierra vegetal Ed: deformación del terreno Eo: overblowing Cn: La pérdida de nutrientes y / o materias orgánicas Cs: La salinización Ca: La acidificación Cp: Contaminación Ct: suelos sulfatados ácidos Ce: eutrofización Pc: compactación, sellado, y la formación de costras PW: anegamiento Pa: descenso de la capa freática Sal: subsidencia de suelos orgánicos Po: otras actividades físicas, tales como la minería y la urbanización

B: La degradación de la actividad biológica

Área de la tierra degradada por cada tipo de degradación del suelo se muestra en la Fig. 1.8.

1.8 Leyes de Gestión Sostenible de Suelos

37

Tabla 1.3 Extensión de las tierras degradadas en diferentes regiones del mundo Tierra agricola

Región

África Asia Sudamerica Centroamérica Norteamérica Europa Oceanía Mundo

Total Mha

Degradad o Mha

187 536 142 38 236 287

121 206 64 28 63 72

49 1475

8 562

% sese nta y cinc o 38 45 74 26 25 diec iséis 38

pastos permanentes

bosque s

Total Mha

Total Mha

Degradado Mha %

Degradad o Mha

%

793 978 478 94 274 156

243 197 68 10 29 54

31 20 14 11 11 35

683 1273 896 66 621 353

130 344 112 25 4 92

19 27 13 38 1 26

439 3212

4 685

19 21

156 4041

12 719

8 18

Kertesz (2009), FAO (1990), Y Scherr (1999)

1.7.4 Magnitud de la degradación Algunos 38% de la superficie agrícola de la tierra puede ser considerado como degradado. La participación de los territorios degradados en África es del 65%, en América Central 74%, y en América del Sur 45%. La proporción de pastos degradados y los bosques es mucho más pequeño 21% y 18%, respectivamente. Teniendo en cuenta la tierra sólo se utiliza (área agrícola, pastos permanentes, y los bosques), la proporción de área degradada es 23% y la de la tierra fuertemente degradada es 14%. Mesa1.3 muestra la distribución de las tierras degradadas en diferentes regiones del mundo. Se estima que un 38% de la superficie (749 M ha) afectada por el suelo inducido por el hombre deg-radation fue ligeramente degradado, 46% (910 M ha) fue degradado moderadamente, 15% (296 M ha) fue fuertemente degradado, mientras que menos de 1% (9,3 M ha) era extremadamente degradada (Oldeman 1994). efectos adversos sobre la salud del suelo y la calidad del suelo en Asia surgen de un desequilibrio de nutrientes en el suelo, la fertilización excesiva, la contaminación del suelo, y los procesos de pérdida de suelo (Zhang et al.1996a, segundo; Hedlund et al.2003). En África, las tres cuartas partes de las tierras agrícolas están gravemente degradadas (Eswaran et al.1997; Media2003). Como resultado, África no puede producir suficientes alimentos para mantener el ritmo de sus necesidades, y la producción de alimentos per cápita está disminuyendo debido en gran parte a la pérdida de la salud del suelo y la calidad del suelo (Lal et al.1997; Lal 1998).

1.8 Leyes de Gestión Sostenible de Suelos los recursos del suelo nunca se puede dar por sentado. Muchas civilizaciones, incluyendo Maya, Inca, Indo y Mesopotamia, se han extinguido porque ignoraron sus recursos del suelo. En el contexto del aumento de la amenaza mundial de la degradación del suelo,

38 Suelos


Lal (2009) Propone diez “leyes de la gestión sostenible del suelo.” Las leyes se resumen a continuación: (1) los recursos del suelo se distribuyen de manera desigual entre los biomas y regiones geográficas. suelos altamente productivos se encuentran en climas favorables y están altamente pobladas y se convierten en ecosistemas manejados, tales como tierras de cultivo, pastos, para-est, y las plantaciones de energía. (2) La mayoría de los suelos son propensos a la degradación por el mal uso de la tierra y la mala administración del suelo. acciones desesperadas de los agricultores pobres, pequeños propietarios de tierras, y codiciosos, la lujuria miope de rentabilidad económica rápida por los seres humanos conducen a la degradación del suelo. (3) La forma en cómo se gestiona el suelo afecta a la erosión del suelo y la disminución de la calidad del suelo por otros procesos de degradación. prácticas de manejo del suelo y del agua reconstituyentes y recomendadas pueden retener el potencial productivo de los sistemas agrícolas. Es necesaria una gestión prudente de las entradas in situ y ex situ para el uso sostenible del suelo. El uso indiscriminado y excesivo de la labranza, riego y fertilizantes puede Aggra-vada la degradación del suelo. (4) La tasa y la susceptibilidad de suelo para aumentar la degradación con aumento de la temperatura media anual y disminución de la precipitación media anual. Todos los demás factores restantes de la misma, suelos en climas cálidos y áridos son más propensos a degradación y desertificación que los de ecorregiones frías y húmedas. (5) El suelo puede ser una fuente o sumidero de gases de efecto invernadero, CO2, CH4, y N2O, dependiendo del uso y manejo de la tierra. Los suelos son una fuente de gases radiativos con extractiva granja-ción que crean un balance de nutrientes negativo y degradan la calidad del suelo y un lavabo con el uso del suelo restaurativa y prácticas de gestión prudente que crean los presupuestos C y nutrientes positivos y conservar el suelo y el agua al tiempo que mejora la estructura del suelo y labrado. (6) Los suelos no son renovables sobre una balanza marco de tiempo humanas, pero son renovables a escala geológica. (7) la resistencia del suelo a las perturbaciones naturales y antropogénicos depende de su procesos biológicos físicos, químicos, y. procesos biológicos químicas favorables y mejorar la capacidad sólo bajo propiedades óptimas del suelo y procesos físicos, incluyendo la estructura, labrado, aireación, retención de agua y la transmisión, y la temperatura. (8) La tasa de restauración del suelo depósito de materia orgánica es extremadamente lento, mientras que la de su agotamiento es a menudo muy rápida. En general, la restauración se produce en una escala de tiempo Centennial y el agotamiento en una escala de tiempo decadal. (9) La estructura del suelo depende de la estabilidad y la continuidad de macro-, meso- y microporos que son los sitios de propiedades físicas, químicas y procesos biológicos que soportan funciones de soporte vital de suelo. sistemas de gestión sostenible mejoran la estabilidad y la continuidad de los poros y huecos en el tiempo y bajo diversas usos de la tierra. (10) La gestión sostenible de los ecosistemas agrícolas implica una tendencia al aumento de la productividad primaria neta por unidad de insumo de los recursos fuera de la finca, junto con mejoras en los servicios de calidad del suelo y del ecosistema auxiliares tales como aumento en la piscina del ecosistema C, mejora en la calidad y cantidad de renovables los recursos de agua dulce, y aumento de la biodiversidad.

Preguntas de estudio 1. Explica que el suelo es un recurso natural limitado. Es un recurso natural renovable en el marco de tiempo geológico, pero es un recurso natural no renovable en el marco de tiempo de la vida humana.

referencias

39

2. ¿Qué quiere decir con capacidad de la tierra? Discutir los requisitos de gestión para las clases capacidad de la tierra I, II, III, y IV. ¿Por qué deberían tierras de las clases de capacidad VII y VIII quedarán bajo su estado natural? 3. Definir la fertilidad del suelo, la salud del suelo, la productividad del suelo, la capacidad de recuperación del suelo, el rendimiento del suelo y la calidad del suelo. Explorar las relaciones entre ellos. Comparar las características de la calidad del suelo de las clases I y IX. 4. ¿Cuáles son las causas de la degradación del suelo? ¿Cuáles son los tipos de degradación del suelo? Discutir el alcance de la degradación de suelos. 5. Discutir las iniciativas institucionales para la evaluación de la degradación de suelos. Hablar de las leyes de la gestión sostenible del suelo.

referencias Abril A, Bucher EH (1999) El efecto de exceso de pastoreo en comunidad microbiana del suelo y la fertilidad en las sabanas secas del Chaco de Argentina. Appl Ecol suelo 12 (2): 159-167 Alloway BJ (1995) Metales pesados en los suelos. Blackie Academic and Professional, una impresión de Chapman y Hall, Londres Anderson D (2010) Perspectiva global de los suelos cultivables y asociaciones principales del suelo. Prairie suelo Crop J 3: 1-8 Anónimo (2009) El Libro mundial. En línea, disponible:https://www.cia.gov/library/publica-nes / el-mundo-factbook / geos / xx.html. Consultado el 23 de de julio de 2012 Aswathanarayana T (1999) los recursos del suelo y el medio ambiente. Oxford y IBH Publishing Co. Pvt. Ltd., Nueva Delhi Bai ZG, Dent DL, L Olsson, Schaepman ME (2008) Evaluación global de la degradación de la tierra y la mejora. 1 Identificación por teledetección. Informe 2008/01 (informe GLADA 5). Información de Suelos del Mundo, Wageningen - ISRIC Bai ZG, de Jong R, van Lynden GWJ (2010) Una actualización de GLADA - evaluación global de la degradación del suelo y la mejora. informe ISRIC 2010/08, ISRIC - Información Mundial sobre Suelos, Wageningen Beinroth FH, Eswaran H, Reich PF, Van Den Berg E (1994) relacionadas con la tierra tensiones en agroecosys-tems. En: Virmani SM, Katyal JC, Eswaran H, Abrol IP (eds) tensionada ecosistemas y la agricultura sostener-able. Oxford e IBH, Nueva Delhi Blaikie P, Brookfield H (1987) La degradación del suelo y la sociedad. Methuen, Londres / Nueva York Blum WEH, Eswaran H (2004) Suelos para sostener la producción mundial de alimentos. J Food Sci 69: 38-42 Bockheim JG (1995) de distribución de permafrost en la región circumpolar sur y su relación con el medio ambiente: una revisión y recomendaciones para futuras investigaciones. Proceso Permafr Periglac

6: 27-45 Buol SW, Eswaran H (1994) Evaluación y conquista de suelos pobres. En: Maranville JW, Baligar VC, Duncan RR, Yohe JM (eds) Adaptación de las plantas a tensiones del suelo, la publicación INTSORMIL 94-2. Universidad de Nebraska, Lincoln Buringh P (1989) Disponibilidad de tierras agrícolas para los cultivos y la producción ganadera. En: Pimental LD, Hall CW (eds) Alimentos y recursos naturales. Académica, San Diego Charreau C (1972) Problemes plantea soles par de utilización de l'agricole des Tropicaux par des culturas annuelles. Agronomie Tropicale 27: 905-929

Chisholm A, Dumsday R (1987) Degradación de la tierra: problemas y políticas. ConferenciaIngs proceder edición. Desarrollo de la tierra y el taller de la política pública (1985). Universidad Nacional de Australia, Cambridge University Press, Cambridge

40 Suelos


Cordova J, Valverde F, Espinosa J (1996) Phosphorus efecto residual en Andisoles cultivadas con patatas. Mejor cosecha Int 10 (2): 16-18 RS DeFries, Hansen MC, Townshend J, Janetos AC, Loveland T (2000) Un nuevo mundial 1-km conjunto de datos de cobertura de árboles porcentaje derivado de teledetección. Glob Cambio Biol 6: 247-254 den Biggelaar C, Lal R, Wiebe K, Breneman V (2004a) El impacto global de la erosión del suelo en pro-ductividad I: las pérdidas de rendimiento de erosión inducida absolutas y relativas. Adv Agron 81: 1-48 den Biggelaar C, Lal R, Wiebe K, Breneman V, Reich P (2004b) El impacto global de la erosión del suelo en la productividad II: Efectos sobre rendimientos de los cultivos y la producción en el tiempo. Adv Agron 81: 49-95 Detwiler RP, Hall CAS (1988) Los bosques tropicales y el ciclo global del carbono. Science 239: 42-47 Doran JW, Safley M (1997) Definición y evaluación de la salud del suelo y la productividad sostenible. En: Pankhurst C, Doube BM, Gupta VVSR (eds) indicadores biológicos de la salud del suelo. CAB International, Wallingford / Oxon Doran JW, Zeiss MR (2000) La salud del suelo y la sostenibilidad: la gestión del componente biótico de la calidad del suelo. Appl Ecol suelo 15: 3-11 Doran JW, Sarrantonio M, M Liebig (1996) La salud del suelo y la sostenibilidad. En: Sparks DL (ed) Avances en agronomía, vol 56. Académica, San Diego Dregne HE (1990) La erosión del suelo y la productividad en África. J Soil Water Conserv 45: 431-436 Dregne HE (1992) Degradación y restauración de tierras áridas. Universidad Técnica de Texas, Lubbock Eriksson J, Hakansson I, Danfors B (1974) El efecto de la compactación del suelo en la estructura del suelo y rendimiento de los cultivos, Boletín 354. Instituto Sueco de Agricultura, Uppsala Eswaran H, Reich P, Beinroth F (1997) La distribución global de los suelos con la acidez. En: Moniz AZ, Furlani AMC, Schaffert RE, Fageria NK, Rosolem CA, Cantarella H (eds) Plantsuelo interac-ciones a bajo pH: agricultura sostenible y la producción forestal. Actas del 4º Simposio inter-nacional en las interacciones planta-suelo con un pH bajo, Belo Horizonte, Minas Gerais, Brasil. Suelo brasileño Sociedad de Ciencias, Campinas Eswaran H, Beinroth FH, Reich P (1999) recursos de la tierra y la población mundiales apoyo Capac-dad. Am J Altern Agric 14: 129-136 Eswaran H, Beinroth FH, Virmani SM (2000) dominios de gestión de recursos: una unidad biofísico para la evaluación y seguimiento de la calidad de la tierra. Agric Ecosyst Environ 81: 155-162 Eswaran H, Lal R, Reich PF (2001) Degradación de la tierra: una visión general. En: Bridges EM, Hannam ID, Oldeman LR, Pening de Vries FWT, Scherr SJ, Sompatpanit S (eds) Respuestas a la tierra degra-dación. Actas de la segunda conferencia internacional sobre la degradación de la tierra y desertifica-ción, Khon Kaen, Tailandia. Oxford Press, Nueva Delhi Fahnestock P, Lal R, Hall GF uso (1995) Tierra y los efectos erosivos en dos rendimientos de los cultivos Ohio Alfisoles. J Agric sustain 7: 85-100 FAO (1976) Un marco para la evaluación de la tierra, la FAO Boletín de Suelos No 32. FAO, Roma Anuario FAO de producción (1990) de la FAO. FAO, Roma FAO (1998) Producción de Anuario FAO, vol 52, serie de estadísticas FAO no 148. FAO, Roma FAO (1999) AEZWIN una herramienta de análisis de criterios múltiples interactiva para la evaluación de los recursos de tierra (con CD-ROM incluido). informan de los recursos mundiales de suelos - Serie 87. Roma.http://www.fao.org/ iCatalog / inter-e.htm FAO (2000) los recursos forestales mundiales evaluación de 2000, el papel forestal de la FAO 140. La FAO, Roma FAO (2010) los recursos forestales mundiales 2010. evaluación de la FAO, Roma Fischer G, van Velthuizen HT, Nachtergaele FO (2000) Evaluación global zonas agroecológicas: metodología y resultados. IIASA - Instituto Internacional de Applied Analysis System / FAO - Organización de las Naciones Unidas, Roma

Un Gafur, Borggaard OK, Jensen JR, Petersen L (2000) Cambios en el contenido de nutrientes del suelo bajo cultivo turno-ción en las colinas de Chittagong de Bangladesh. Geografisk Tidsskrift danés J Geogr 100: 37-46 Geist H, Lambin EF (2001) ¿Qué impulsa a la deforestación tropical? Un meta-análisis de causas próximas y fuentes subyacentes de la deforestación basadas en la evidencia estudio de caso subnacional. Serie de Informes LUCC nº 4, LUCC Oficina de Proyectos Internacionales. Universidad de Lovaina, Lovaina

referencias

41

Groenlandia DJ, Szabolc I (eds) resiliencia (1994) La tierra y el uso sostenible de la tierra. CAB International, Wallingford Groenlandia DJ, Gregory PJ, Nye PH (eds) (1998) Recursos de la tierra: en el borde del Barranco de Malthus? CAB International, Nueva York Grewal MS, MS Kuhad (2002) del Suelo desurfacing-impacto en la productividad y su gestión. En: Actas de la Conferencia de ISCO 12, Beijing, 2002 Hedlund A, Witter E, un BX (2003) Evaluación de N, P y K gestión por balances de nutrientes y fluye en pequeñas explotaciones agrícolas periurbanas en el sur de Vietnam. Eur J Agron 20: 71-87 Helms D clasificación de la capacidad (1977) Tierra: la experiencia de Estados Unidos. En: Yaalon DH, Berkowicz S (eds) Historia de la ciencia del suelo: perspectivas internacionales, vol 29, Avances en geoecología. Catena, Reiskirchen, pp 159-175 MK colina (2010) Comprensión contaminación, 3ª ed. Cambridge University Press, Cambridge Houghton PD, Charman PEV (1986) Glosario de términos utilizados en la conservación del suelo. Conservacion del suelo

Servicio de NSW, Sydney Houghton JT, Meira Filho LG, Callender BA, Harris H, Kattenberg A, K Maskell (1996) La ciencia-cia del cambio climático: Contribución del Grupo de Trabajo I de la Segunda Evaluación del Grupo Intergubernamental sobre el Cambio Climático. Cambridge University Press, Cambridge IPCC (2007) Resumen de los políticos. En: Metz B, Davidson O, Bosch PR, Dave R, Meyer LA (eds) El cambio climático 2007: mitigación. Contribución del Grupo de Trabajo III al Cuarto Informe de Evaluación del Grupo Intergubernamental sobre el Cambio Climático. Cambridge University Press, Cambridge

Kapos V (2000) mapa de la cubierta forestal original. UNEP-WCMC, Cambridge Karlen DL, Mausbach MJ, Doran JW, Cline RG, Harris RF, Schuman GE (1997) Calidad del suelo: un concepto, definición, y un marco para la evaluación. Soil Sci Soc Am J 61: 4-10 Karlen DL, Andrews SS, Doran JW (2001) Calidad del suelo: conceptos y aplicaciones actuales. Adv Agron 74: 1-40 Karlen DL, Doran JW, Weinhold BJ, Andrews SS (2003) Calidad del suelo: la fundación de la especie humana para la supervivencia. J suelo Conserv agua 58: 171-179 Kayombo B, Lal R (1994) Respuesta de los cultivos tropicales para la compactación del suelo. En: Sloane BD, Van Ouwerkkerk C (eds) La compactación del suelo en la producción de cultivos. Elsevier, Amsterdam Un Kertesz (2009) El problema global de la degradación del suelo y la desertificación. Hung Geogr Bull 58 (1): 19-31 Kurnia U, Sutono S, Sulaeman MA, Kurniawansyah AM, Talaohu SH (2000) Pengkajian baku Mutu tanah pada lahan pertaniah. Laporan ajir Kerjasama Penelitian Bapedal-Puslitbangtanak (en Bahasia Indonesia) Lal R (1987) Respuesta de maíz y mandioca a la eliminación de la superficie del suelo de un Alfisol en Nigeria. Int J Trop Agric 5: 77-92 Lal R degradación (1989) Tierra y su impacto en los alimentos y otros recursos. En: D Pimental, Hall CW (eds) Alimentos y recursos naturales. Académica, San Diego Lal R (1994) los efectos de labranza sobre la degradación del suelo, la resistencia del suelo, la calidad del suelo, y la sostenibilidad. El suelo de labranza Res 27: 1-8 Lal R (1995) Erosión - relaciones productividad de los cultivos para los suelos de África. Soil Sci Soc Am J 59: 661-667 Lal R (1996) efectos carga por eje y de labranza sobre la degradación del suelo y la rehabilitación en Nigeria occidental.

propiedades físicas e hidrológicos I. suelo. Tierra Degrad Rev 7: 19-45 Lal R (1998) Conceptos básicos y los problemas globales: la calidad del suelo y la sostenibilidad agrícola. En: Lal R (ed) La calidad del suelo y la sostenibilidad agrícola. Ann Arbor Ciencia, Chelsea Lal R (2007) efectos antropogénicos sobre los suelos del mundo y las implicaciones para la seguridad alimentaria mundial. Adv Agron 93: 69-93 Lal R (2009) La ley de gestión sostenible del suelo. Agron Sustain Dev 29: 7-9

Lal R, Blum WEH, Valentin C, Stewart BA (1997) Métodos para la evaluación de la degradación de la tierra. CRC Press, Boca Raton Letey J, RE Sojka, Upchurch DR, Cassel DK, Olson KR, WA Payne, Petrie SE, Precio GH, Reginato RJ, Scott HD, Smethrust PJ, Triplett GB (2003) Las deficiencias en el concepto de la calidad del suelo y su aplicación. J suelo Conserv agua 58: 180-187

42 Suelos


LingHao L, Zuozhong C, Qibing Q, Xianhua L, Yonghong L, Li LH, Chen ZZ, Wang OB, Liu XH (1997) Cambios en almacenamiento de carbono en el suelo debido a la sobre-pastoreo en Leymus estepa chinensis en la cuenca del río Xilin de Interior Mongolia. J Environ Sci 9 (4): 486-490 Mbagwu JS, Lal R, Scott TW (1984) Efectos de desurfacing de Alfisoles y Ultisoles en el sur de Nigeria. el rendimiento de la cosecha I.. Soil Sci Soc Am J 48: 828-833 Mylne MF, Rowntree PR (1992) Modelización de los efectos del cambio albedo asociado a la deforestación tropical. Cambio Clim 21: 317-343 LR Oldeman (1991) extensión global de la degradación del suelo. informe anual ISRIC, Wageningen Oldeman LR (1994) Una metodología internacional para la evaluación de la degradación del suelo y por una

suelos georreferenciados y la base de datos del terreno. En: Dent FJ (ed) La recopilación y el análisis de los datos de la degradación del suelo, el informe de la Consulta de Expertos de la Red asiática sobre suelos problemáticos. RAPA / FAO, Bangkok Oldeman LR, Hakkeling RTA, Sombroek WG (1991) Mapa del mundo de la situación de la degradación del suelo inducida por el hombre: una nota explicativa. Suelo Centro Internacional de Referencia, Wageningen Información y Olson GW (1974) la clasificación del suelo interpretativa en los países de habla Inglés (un documento de trabajo en algunos de los sistemas actualmente en uso y algunas de sus adaptaciones). En: Saouma E (ed) Enfoques para la clasificación del suelo, suelos de anuncios 22. La FAO, Roma Papendick RI, Parr J (1992) Calidad del suelo - la clave para una agricultura sostenible. Am J Altern Agric 7: 2-3 Pimental D, Hall CW (1989) Alimentos y recursos naturales. Académica, San Diego Polcher J, Laval K (1994) Un estudio estadístico del impacto regional de la deforestación sobre el clima en el LMD GCM. Clim Dyn 10: 205-219 Rosewell CJ (1999) La tierra y agua de calidad: un programa para la agricultura. National Academy Press, Washington, DC Ruppenthal M (1995) La conservación del suelo en sistemas de cultivos andinos. La erosión del suelo y de los cultivos a favor de la productividad en los tradicionales y forraje - a base de leguminosas sistemas de cultivo de yuca en los Andes colombianos del Sur. Margraf Verlag, Weikersheim Schaetzl RJ (1996) Spodosol - intergrades Alfisol: suelos bisequal en NE Michigan, EE.UU.. Geoderma

74: 23-47 Schaetzl RJ, Anderson S (2005) Suelos génesis y geomorfología. Cambridge University Press, Cambridge SJ Scherr (1999) La degradación del suelo una amenaza para la seguridad alimentaria de países en desarrollo para el año 2020? Instituto Internacional de Investigación sobre Políticas Alimentarias, Washington, DC Schumacher TE, Lindstrom MJ, Mokma DL, Nelson WW (1994) Los rendimientos de maíz: la erosión de relación-naves de loess representativa y hasta suelos en el norte central de Estados Unidos. J suelo conserv Agua 49: 77-81 Un Singh, Shi H, Foresman T et al (2001) Situación de los bosques que quedan cerrados del mundo: una unificación evaluar el uso de datos de satélites y opciones de política. Ambio 30: 67-69 SMIL V (1987) de energía, alimentación, medio ambiente: realidades, mitos, opciones. Oxford University Press, Nueva York Instrumento legal (1996) La carne de primera calidad regulaciones especiales 1996, 3241. No se Impresora de actos del parlamento, Londres de la Reina Stocking MA (2003) Los suelos tropicales y la seguridad alimentaria: los próximos 50 años. Ciencia 302: 1356-1359 Tinker PB (1998) Las implicaciones ambientales del uso intensivo de la tierra en los países en desarrollo.

En: Groenlandia DJ, Gregory PJ, Nye PH (eds) Recursos de la tierra: en el borde del Barranco de Malthus? CAB International, Nueva York

Tolgyessy J (1993) química y la biología de agua, aire y suelo: los aspectos ambientales. Elsevier, Amsterdam Turner BL II et al (2001) La deforestación en la Península Región Sur Yucatán. Un enfoque integrador. Para Ecol Administrar 154 (3): 353-370 USDA (1975) taxonomía del suelo: un sistema básico de clasificación de suelos para realizar e interpretar estudios de suelos. Departamento de agricultura de los Estados Unidos. Gbno. Printing Office, Washington, DC

referencias

43

van Lynden GWJ (2004) europeo y mundial suelos: situación actual y la evolución esperada. En: Conferencia Internacional. Tierra y compost ecológico biología, León, 15-17 de Sept de 2004 Warren A, Khogali M (1992) Evaluación de la desertificación y la sequía en la región sudanoSahelion IW / 99 /. Oficina de las Naciones Unidas para la Región Sudanosaheliana, Sudán Wienhold BJ, Andrews SS, Karlen DL (2004) Calidad del suelo: una revisión de la ciencia y las experiencias en los EE.UU.. Environ Health Geochem 26: 89-95 Wilson AD, MacLoad ND (1991) Sobrepastoreo: presente o ausente? J Rango Administrar 44 (5): 475-482 WRI (1997) Recursos Mundiales 1996-1997. World Resources Institute, Washington, DC Zhang WL, Tian ZX, Zhang N, Li XQ (1996a) La contaminación por nitratos de las aguas subterráneas en el norte de China. Agr Ecosyst Environ 59: 223-231 Zhang H, Henderson-Sellers A, McGuffie K (1996b) Impactos de la deforestación tropical I: Análisis de procesos de cambio climático local. J Clima 9: 1497-1517

Capitulo 2

El deterioro físico del suelo

deterioro físico del suelo implica la destrucción de la estructura del suelo, la dispersión de partículas de suelo, el sellado de los poros, la compresión y aumento de la densidad, la consolidación, la compactación y la penetración de las raíces reducido, de bajo inÞltration, anegamiento y la escorrentía y la erosión acelerada. Junto con denudación, estos procesos conducen a desertiÞca-ción en las regiones áridas y semiáridas. El resultado final es la pérdida de la capacidad para apoyar a los ecosistemas. Hay alrededor de 68.3 M ha de suelo a nivel mundial que representa el 4% de la degradación del suelo inducida por el hombre compactados. La compactación del suelo es un problema global asociada con la agricultura mecanizada. Ha causado reducciones en el rendimiento de 25Ð50% en algunas regiones de Europa y América del Norte y entre el 40 y el 90% en los países de África Occidental. Planeado y gestión integrado que incluya reduce, la conservación y la labranza oportuna, Se recomienda generoso adición de materia orgánica, el acolchado, la rotación de cultivos, subsolado, y trafÞcking controlada para uso sostenible de los suelos compactados. DesertiÞcation es un proceso de degradación de la tierra que ocurre principalmente en las regiones áridas y semiáridas debido a las acciones humanas en los ecosistemas combinadas con condiciones climáticas adversas. Las Naciones Unidas estiman que desertiÞcation afecta al 70% de las tierras áridas, que asciende a alrededor del 30% de la tierra cultivable del mundo.

2.1 Procesos y tipos de deterioro físico del Suelo importantes propiedades físicas de los suelos relacionados con la fertilidad del suelo, la productividad y la calidad del suelo son textura, estructura, densidad aparente, porosidad, el agua del suelo, el aire, y la temperatura. De estas propiedades, solamente la textura del suelo es una característica permanente que no puede ser fácilmente alterado. Las otras propiedades pueden cambiarse fácilmente por prácticas de gestión del suelo. La estructura del suelo puede ser modiÞed por la labranza y la adición de abonos. Opera-ciones de labranza romper los terrones y los agregados y modificar el tamaño de los poros y la proporción de poros grandes y pequeños. En consecuencia, la densidad aparente, capacidad de retención de agua, y el estado de aireación son modiÞed. A menudo, las operaciones de labranza destruyen la estructura del suelo, reducen la porosidad, y hacen que el compacto suelo. Por lo tanto, el deterioro físico del suelo puede

KT Osman, degradación del suelo, la conservación y remediación, DOI 10.1007 / 978-94-007-7590-9_2, © Springer Science + Business Media Dordrecht 2014

45

46

El deterioro del suelo 2Physical

tener lugar debido a la gestión del suelo defectuoso. Se ha observado que los siguientes procesos pueden tener en cuenta en gran parte para el deterioro físico de suelo. 1. Fusión: Depósito lenta de suelo thne partículas entre los agregados individuales, soldadura juntos en una estructura masiva. Los suelos que han sido cultivados en un estado muy seco son particularmente propensos a la coalescencia. 2. slaking: Colapso estructural cuando los agregados del suelo secos se humedecen rápidamente por la lluvia o riego. Los suelos con bajo contenido de carbono orgánico (<2%) están sujetos a un rápido apagado de la cal. 3. Dispersión: La desintegración de los productos de apagado en partículas individuales debido a las altas fuerzas de repulsión entre partículas de arcilla. Estas fuerzas elevadas son promovidos por las altas concentraciones de sodio intercambiable. 4. Consolidación: Reducción de volumen de suelo por la destrucción de espacio de los poros, principalmente poros grandes. Los suelos con bajo contenido de carbono orgánico (<2%) son particularmente propensos a com-compactación, pero los suelos con alto contenido de materia orgánica exhiben resiliencia elástica que les hace rebote. 5. Pulverización agregada: Esto sucede cuando se cultivaban suelos que son demasiado seco, que destruye los agregados en polvo thne. Por otro lado, la labranza cuando el suelo está demasiado húmedo destruye los agregados untando, debido a la resistencia del suelo se encuentra en un mini-mum. Labranza debería ocurrir idealmente cuando la humedad del suelo es en un punto llamado Òlower plástico limit.Ó El deterioro físico es uno de los principales tipos de degradación del suelo. Tiene las siguientes subtipos: (1) sellado de la superficie, formación de costra superficial, susceptibles al endurecimiento, y compac-ción (Pc); (2) anegamiento (Pw); (3) disminución de la tabla de agua (Pa); y (4) Subsid-cia de suelos orgánicos (Ps). DesertiÞcation es también un proceso de degradación física, que se ha convertido en una preocupación importante en las regiones áridas y semiáridas.

2.2Surface de sellado, formación de costras, endurecidos, y de compactación (Pc) 2.2.1 sellado de la superficie El sellado del suelo término se utiliza para describir un cambio en la naturaleza del suelo (normalmente superficie del suelo) que conduce a la impermeabilidad. Las partículas del suelo se dispersan por el colapso de los agregados del suelo debido a las presiones físicas, tales como impacto gota de agua, o debido a un agente químico tal como el exceso de sodio intercambiable. deterioro de la estructura también puede tener

lugar durante las operaciones de labranza inadecuadas. Por ejemplo, los agregados se muelen a thne polvos cuando los suelos se cultivaban en el estado seco. Las partículas finas entren en los mac-ropores y reducen inÞltration y percolación. Por otro lado, la labranza en la condición húmeda charcos del suelo. los agregados inestables pueden aflojar cuando se humedece. De este modo, la superficie del suelo se vuelve insensible a las raíces de agua y plantas. suelos sellados se pierden a muchos usos, como la agricultura y la silvicultura, mientras que las funciones del suelo ecológicos están gravemente dañados o incluso impedido. Además, los suelos circundantes pueden ser inßuenced por

2,2 sellado de la superficie, formación de costras, endurecidos, y de compactación (Pc)

47

cambio en los patrones ßow agua o la fragmentación de hábitats. Los estudios actuales sugieren que el sellado del suelo es casi irreversible. hidrología del suelo puede ser severamente afectada por sellado de la superficie. Por ejemplo, un sello de superficie reducirá en gran medida el movimiento del agua en el suelo (Ahuja1983). Sellar forma-ción aumenta la densidad del suelo y reduce la porosidad, tamaño de poro y la continuidad de los poros. McIntyre (1958) Encontró que un sello constan de dos partes: (1) una zona superior de la piel alrededor de 0,1 mm atribuidas a la compactación por impacto de la lluvia y (2) un lavado-en la zona de alrededor de 1,5 mm de porosidad disminuido atribuidas al movimiento de las partículas en el suelo con agua. Agassi et al. (1981) Sugirió que hay dos mecanismos complementarios de una formación de sello: (1) un desglose física de los agregados del suelo, causada por la humectación y el impacto gota de agua, y (2) dispersión fisicoquímica de las partículas de arcilla, que se mueven en el suelo con el agua inÞltrating, que tapa los poros para formar una capa se lavó-in de baja permeabilidad. La disminución de la porosidad total aumenta a granel den-sidad (Assouline2006; Eynard et al.2004) Y ralentiza el transporte de solutos (Assouline 2006; Huang y Bradford 1993) Y el crecimiento de la raíz (Lynch y Bragg 1985). Macroporos (diámetros de poro> 1.000 μm) aumentar las vías de agua que a menudo aumentar inÞltration y reducir el escurrimiento. Pero sellado de la superficie reduce el número de macroporos. En los suelos agrícolas, prolongada y el cultivo de los suelos superficiales repetida durante los regímenes de cultivo destruye agregación natural. Los agregados del suelo pueden colapsar debido a la presión arado y por la carga de maquinarias agrícolas pesados y cascos golpes de granja o animales de pastoreo. Como áridos naturales son destruidas, las partículas Þner son liberados y, cuando se expone, se dispersan tanto bajo gotas de lluvia y de riego acción. partículas dispersas reorientar y Þll en los poros más grandes. Los suelos más sensibles al deterioro agregado tienden a ser margas arenosas, margas sandy clay, y suelos sódicos en los climas secos y las regiones costeras. Los suelos sódicos susceptibles a slaking y dispersión están particularmente en riesgo después de cultivo. suelos que contienen materia orgánica bajas no pueden desarrollar los agregados estables que puedan resistir tocado la barriga. En un estudio, Heil et al. (1997) Informaron de que muchos AlÞsols Sahelianas son propensos a la estanqueidad a causa de un bajo contenido de materia orgánica del suelo y la exposición de subsuelo de textura Þner atribuible a la erosión. Sus sitios de estudio se encuentran en seis series de suelos de la cuenca Hamdallaye (500 ha), con texturas de suelo que van desde franco arenoso a la arena, classiÞed como Psammentic Kandiustalf y petroférrico Kanhaplustult. Todos los sellos de la muestra en la cuenca eran juntas estructurales y eran morfológicamente similares, con una capa continua de espesor 0.1Ð1.0 mm plásmica de arcilla dentro de 4 mm de la superficie. contenido de C orgánico de sitios sellados eran muy bajos (0.1Ð0.2%) en mm de profundidad 0Ð50 y ligeramente superior en los sitios sin sellar. La agregación era demasiado débil para resistir el impacto de lluvia caída. contenido extraíbles de Fe y Al de la serie de seis suelo estaban relacionados con el contenido de arcilla, que era probable que el factor de control de la formación de sello.-1, Los mismos seis suelos formados un sello

durante el evento de lluvia 30-min inicial en la mayoría de los casos, sin cambio en el espesor de la capa a partir de entonces. Suelo con contenido de más del 15% (limo + arcilla) forma un sello estructural 2-capa, mientras que los suelos de textura más gruesas desarrollaron juntas estructurales 4 capas. Los físicos pro-cesos de apagado de la cal del suelo y de sellado son el resultado del impacto cinética de las gotas de agua sobre la superficie del suelo y la translocación de las partículas del suelo por ßowing agua. Cuando

48


las fuerzas de impacto gota superan la cohesión interna de los agregados del suelo impactadas, se descomponen en partículas minerales primarios. Estas partículas son transportadas por la escorrentía superficial o lavados en la capa de superficie del suelo (Schmidt2010). Cuando ITED-DEPOS las partículas translocados podrían obstruir los poros del suelo y formar capas superÞcial caracterizados por una mayor densidad aparente y baja conductividad hidráulica saturada que el suelo debajo de (Betzalel et al.1995). Debido a la pérdida de almacenamiento de agua del suelo y capacidades inÞltration, la erosión del suelo y el riesgo de ßooding están aumentado sustancialmente.

2.2.2 formación de costra superficial En mayor consolidación y secado, sellado de la superficie da lugar a costras superficiales. Sellado de la formación y la corteza son fenómenos muy comunes en muchos suelos de todo el mundo, especialmente en suelos áridos y semiáridos. Las precipitaciones provoca una serie de interacciones entre el agua y los suelos: desintegración, desprendimiento, arrastre, deposición, y Compres-sion. Estas acciones resultan en la formación de sello y, posteriormente, la corteza de los suelos. Corteza es una capa delgada en la superficie del suelo se caracteriza por una mayor densidad, mayor resistencia a la cizalladura, y menor conductividad hidráulica que el suelo subyacente (Zejun et al.2002). El mecanismo de formación de la corteza implica dos principales comple-mentario procesos: (1) acción física incluyendo desintegración de los agregados del suelo y las partículas del suelo compactación causada por la impactación de la gota de agua y (2) la acción físicaquímica, incluyendo la dispersión de los agregados, el movimiento de las partículas del suelo que obstruir los poros que llevan a cabo y formar una capa menos permeable en la región de la tierra vegetal (Cai et al.1998). La formación de la junta y la corteza depende de muchos factores, incluyendo la textura y la estabilidad de los suelos, la intensidad y la energía de lluvia, gradientes y longitud de la pendiente, y la concentración de electrolitos de la solución del suelo y el agua de lluvia (Remley y Bradford1989). Hay dos tipos de costras superficiales: la corteza estructural y la corteza de deposición. Una corteza estructural es una capa superficial del suelo, unos pocos milímetros a unos pocos céntimos-tros de espesor, más compacto que el material de debajo. La importación de Materi-ALS externos no está involucrado en la formación de la corteza estructural. costras estructurales se desarrollan también debido al pisoteo por el ganado o a través de trafÞc por la maquinaria agrícola. cortezas estructurales pueden ser susceptibles al endurecimiento costras y costras trafÞc. Endurecidos es un proceso de compactación de suelo junto con una mayor densidad aparente que ocurre sin la aplicación de una carga externa. El término endurecidos se utilizó Þrst por Northcote (1960) En su sistema de classiÞcation suelo de Australia. Endurecidos es una característica de los horizontes del suelo, semilleros generalmente cultivadas, que contienen los agregados del suelo inestables. Los agregados del suelo colapso y el semillero se desploma cuando el suelo está mojado, y una masa dura, sin estructura de

suelo da como resultado tras el secado. Endurecidos, la forma de la historia, implica un mayor espesor de material, lo que comúnmente se incluye no sólo el horizonte A1 o Ap sino también el horizonte E (Greene2005).

Endurecidos es también una costra superficial que implica el colapso de algunos o todos de los agregados durante y después de la humectación de la capa superficial previamente aflojado. los


49

procesos susceptibles al endurecimiento se pueden dividir en dos procesos físicamente distintos: caída y la contracción uniaxial. Abombado se produce durante y después de la humectación de un suelo que contiene agregados inestables en el agua. Los agregados se ablandan y se hinchan de forma simultánea, y algunos o todos de las partículas Þner (limo y arcilla) se convierten en-sus adjuntas. Algunas de las fracciones de arcilla dispersa. Agregados desintegrarse porque tienen fuerza insufÞcient para soportar los esfuerzos creados por la absorción de agua rápido, causada por la rápida liberación de calor en la humectación, el aire atrapado, la acción mecánica de movimiento rápido de agua (Collis-George y Greene1979), O por la hinchazón differen-TiAl. contracción uniaxial es importante porque la proximidad más estrecha de las partículas de aumentar la resistencia al secar suelos endurecidos. De laboratorio experi-mentos sobre el comportamiento de camas agregadas de un suelo endurecidos, contacto con el medio bajo tensión o a potencial cero, muestran que al menos durante las primeras etapas de secado, se produce la contracción uniaxial. Mullins et al. (1987) Han propuesto la siguiente explicación para el desarrollo y aumento de la resistencia observada en suelos endurecidos, comenzando con un lecho de cultivo que consiste de agregados secos: humectación del sistema moviliza algunos o todos de la limo y arcilla. Esto puede ocurrir a través de apagado de la cal y / o dispersión. Durante las primeras etapas de secado, el material movilizado se lleva detrás del menisco de agua en retirada para ocupar concavidades en la superficie de los granos de arena y cualesquiera agregados restantes, formando puentes anulares entre ellos (Kemper et al.1987). costras TrafÞc se forman por la presión externa de la maquinaria agrícola y animales que pueden causar una grave reducción de la penetración de agua y emergencia de las plántulas. Sobrepastoreo puede inducir la formación de costras por dos mecanismos: compactación de la superficie de los suelos mojados o húmedos y mecánica destruc-ción de los agregados del suelo superficie. Algunos suelos son naturalmente y genético-ajuste duro. Son abundantes en zonas tropicales (Fabiola et al.2003). Naturalmente, los suelos endurecidos son incapaces de desarrollar los agregados estables al agua. Endurecidos con-DICIÓN puede ocurrir en suelos con porcentaje de sodio intercambiable alta. Algunos suelos susceptibles al endurecimiento son impermeables, compactado, así como cementado. Sílice amorfa e imogolita-como aluminosilicatos pueden actuar como agentes de cementación (Chartres et al.1989). Por otro lado, una costra deposicional se desarrolla cuando las partículas del suelo, suspendidas en agua, se depositan sobre la superficie del suelo como las inÞltrates agua o se evapora. materiales Externamente derivados siempre están involucrados en la construcción de costras deposicionales. costras deposicionales desarrollan por la deposición de partículas en suspensión en la superficie del suelo. Estos se encuentran en algunos suelos cultivados y no cultivados. Las principales fuentes de thne erosionadas partículas del suelo son el agua de riego ßood y surco, chapoteo impacto de la lluvia de partículas sueltas de suelo, overßow y ßoods de los ríos y la escorrentía, y la erosión laminar. Las partículas de arcilla y limo en suspensión turbia pueden o bien dispersar o ßocculate. Ellos ßocculate cuando la

concentración de electrolito en la suspensión supera el umbral ßocculation de las arcillas (Oster et al.1980). costras deposicionales formados a partir de partículas ßocculated tienen una estructura abierta y alta permeabil-dad. A la inversa, cuando la concentración de la suspensión de electrolito está por debajo del umbral ßocculación, partículas dispersadas se depositan para formar la corteza deposicional, la conductividad hidráulica de que es varios órdenes de magnitud menor que la de la tierra de los padres.

50


Sellado de formación y la corteza puede reducir signiÞcantly la inÞltration de suelo y aumentar la escorrentía en la superficie del suelo, que a su vez aumentar la capacidad de transporte para arrastrar materiales separados de suelos (Levy et al. 1994). costra superficial y la erosión del suelo están estrechamente relacionados que muchos científicos han prestado atención a la formación de sellado y la corteza. Tanto la corteza del suelo y la erosión del suelo implican procesos de desprendimiento y de transporte particlesÕ. Aunque la mayoría de los modelos de erosión no tienen en cuenta por el afecto de la corteza a la erosión, se han introducido nuevos conceptos que implican la delimitación explícita entre desprendimiento y de transporte pro-cesos (Bissonnris et al.1998). Por lo tanto, se cree que el nuevo modelo de la erosión del suelo debe tener el concepto básico de sellado y la corteza como una de sus teorías de apoyo.

Factores que afectan a la corteza 2.2.2.1Soil Formación Formación de costras implica principalmente la destrucción de los agregados del suelo. Los agregados se llevan a cabo principalmente unidos por fuerzas electroquímicas de unión a las partículas minerales de arcilla juntos. estabilidad de los agregados depende de los tipos de minerales de arcilla, sus características electroquímicas y la concentración de electrolitos de la solución del suelo. El más estable es el agregado de un suelo es, menos susceptible es a la formación de costras.

Minerales de arcilla suelos caoliníticas tienen agregados generalmente estables debido a las conexiones de borde a borde y el borde a cara entre los grupos, ya que existen algunas cargas positivas en los bordes rotos, mientras que las caras de partículas amplios exponen una carga negativa. La caolinita es un tipo que no se expande o no hinchazón de la arcilla. Por lo tanto, los agregados del suelo compuestas de arcilla caolinita dominantemente no se disgregan fácilmente al humedecerse. Por otro lado, montmorillonita es una arcilla que se hincha en expansión extraordinariamente cuando se humedece. Por lo tanto, los suelos que contienen alta proporción de agregados inestables en el agua de forma montmorillonita. Tales suelos, por ejemplo, Vertisoles, se disgregan fácilmente cuando se humedece. Se vuelven pegajosos cuando están húmedos y muy dura en seco.

Los cationes intercambiables La formación de todas las costras del suelo implica la desintegración total y la dispersión. La dispersión de los coloides del suelo se ve afectada por la naturaleza y distribución de los cationes de cambio de poder en poder de las cargas eléctricas

en las superficies coloidales. sodio intercambiable (Na +) Es un catión mucho más dispersivo de hidrógeno (H+), Calcio (Ca++), Magne-sium (Mg++), Y otros cationes polivalentes. Como el porcentaje de Na intercambiable +se eleva, se necesita una solución de una concentración mucho mayor de causar ßocculation. En otras palabras, la arcilla con un porcentaje de sodio intercambiable alta se dispersará rápidamente bajo el efecto de dilución del agua de lluvia en la superficie del suelo.


51

Materia orgánica Las sustancias orgánicas pueden estabilizar la estructura del suelo de dos maneras diferentes: (1) sustancias orgánicas pueden reducir la interacción de agua con coloides inorgánicos, y (2) se puede unir partículas de suelo juntos físicamente o químicamente. materiales húmicos actúan como cementos que se unen partículas juntas. Los polímeros orgánicos exponen a lo largo de sus superficies complejas bordes largos negativos y positivos de amidas, carboxilo, hidroxilo, y otros grupos polar-izable.

Hierro y pH Los óxidos de hierro se pueden unir partículas de suelo juntos. suelos caoliníticas ricos en óxidos de hierro e inferior en el pH pueden desarrollar costras.

2.2.2.2Management de la corteza del suelo inÞltration reducido es el problema más dañino de los suelos con costra. Low inÞltration aumenta la escorrentía y la erosión y disminuye la humedad del suelo disponible para las plantas. Hay tres métodos para aumentar inÞltration: el uso de las enmiendas del suelo, la agricultura conserva-ción, y la gestión del suelo. Estos métodos pueden ser utilizados por separado o combinadas.

Las enmiendas del suelo Hay algunas enmiendas del suelo para evitar el apagado y la dispersión de los agregados del suelo. Una forma de reducir el riesgo de formación de costras es mejorar la estructura del suelo y la estabilidad de los agregados en la superficie del suelo. El aumento de concentración de electrolito mediante la difusión de fosfoyeso en la superficie del suelo se puede emplear (Agassi et al.1981). Fosfoyeso disuelve muy fácilmente durante las tormentas y libera Ca ++ y entonces4--iones en la solución del suelo para apoyar concentraciones suficientemente altas para evitar la dispersión de arcilla. Adición de fosfoyeso mejora las propiedades físicas de los suelos mediante la sustitución de Na+ por Ca++en los coloides del suelo. La mejora de la estructura del suelo y reducir la formación de la corteza mediante el uso de polímeros orgánicos (por ejemplo, PAMÐpolyacrylamide) han sido objeto de investigación intensiva desde hace muchos años.

Agricultura de Conservación

sistemas de cultivo de conservación reducen eficazmente la formación de costras del suelo. La agricultura de conservación incluye algunos sistemas de labranza speciÞc, como no laboreo, el cultivo de abono, mantillo rancio, y la labranza mínima. Estos sistemas se utilizan ampliamente en los EE.UU. y Australia para contrarrestar la erosión del agua y el viento. Hay dos objetivos principales para

52


agricultura de conservación: (1) mejorar las condiciones físicas y químicas del suelo y (2) para proteger la superficie del suelo de la fuerza destructiva de las gotas de lluvia utilizando mantillos o cubierta protectora. La integración de estos dos enfoques comúnmente produce resultados alentadores. Los cultivos de cobertura y el mantillo reducen la pérdida de agua y la erosión apreciable.

Gestión de labranza gestión de labranza para suelos costrosa incluye elección de aperos de labranza, carga por eje, las operaciones de labranza tales como el número de vueltas de arado, y el momento de las operaciones de labranza en relación a la humectación y secado.

2.2.3 Compactación del suelo La compactación del suelo es la consolidación física del suelo por una fuerza aplicada, por lo general por implementos de labranza, que destruye la estructura del suelo, comprime volumen de suelo, aumenta la densidad aparente, reduce la porosidad, y limita el movimiento de agua y aire dentro del suelo. Superficie de sellado, formación de costras, y endurecidos son en realidad algunos tipos de compactación del suelo que se producen en la superficie del suelo por apagado de la estructura del suelo. A veces suelo consolida-ción se distingue de la compactación del suelo. consolidación del suelo es considerado como un pro-ceso por el cual un suelo saturado se comprime bajo una carga a largo plazo acompañada de una reducción de la porosidad con la expulsión de agua. En contraste, la compactación del suelo se considera que es un proceso en el que un suelo no saturado es comprimido por una carga aplicada por un corto tiempo sin expulsión de agua. Sin embargo,

retraso en el crecimiento de la planta, raíces de las plantas de poca profundidad y malformados, agua de pie, para-mación de grandes terrones después de la labranza, y el suelo físicamente denso son los signos de la compactación del suelo. La compactación del suelo se ha descrito como una de las amenazas a la calidad del suelo Þve-sus CONTENIDAS por el suelo de la UE Directiva Marco (Comisión de las Comunidades Europeas2006). Hay alrededor de 68,3 suelo compactado M ha nivel mundial, que representa el 4% de la degradación del suelo antropogénico (Oldeman et al.1991). En Europa, la compactación representa aproximadamente el 17% de la superficie degradada total. Es un problema complejo en el que las interacciones máquina / suelo / cultivo / tiempo desempeñar un papel impor-tante y pueden tener consecuencias económicas y ambientales para agri-cultura mundial (Soane y Van Ouwerkerk1995). La compactación del suelo es un problema global comúnmente asociada con la agricultura mecanizada. Ha causado reducciones en el rendimiento de 25Ð50% en algunas regiones de Europa (Eriksson et al.1974) Y América del Norte y entre el 40 y el 90% en los países de África Occidental (Charreau 1972; Kayombo y Lal1994). En la granja pérdidas a

través de la compactación del suelo en los EE.UU. se han estimado en US $ 1,2 mil millones por año (Gill1971). Oldeman et al. (1991) Sugirió que la compactación es de lejos el tipo más importante de deterioro físico de los suelos agrícolas.

2.2Surface de sellado, formación de costras, endurecidos, y de compactación (Pc)

Alto

Susceptibilida a d la compactación

Fig. 2.1 el nivel de humedad del suelo y la susceptibilidad a la compactación

53

Suelo húmedo Es mas compactable

Bajo Bajo

Agua

Alto

contenido

Hay dos tipos de compactación del suelo: superficiales y profundas. compactación superficial se produce cerca de la superficie del suelo y puede ser disuelta por el laboreo normal. costra superficial y endurecidos son una especie de compactación del suelo poco profundo. compactación profunda es causada principalmente por la carga por eje. capas compactadas debajo de la profundidad de arado se conocen como sartenes de labranza o pisos de arado. Van den Akker y Schjonning (2004) Sugirió que las áreas extensas han sido sometidos a la compactación del subsuelo debido al uso de maquinarias agrícolas pesadas. compactación profunda puede extenderse tan lejos como 75 cm por debajo de la superficie. Es extremadamente dif-Þcult de corregir ya que está por debajo de la zona del suelo normal. compactación profunda reduce el agua y el almacenamiento de aire en la parte más profunda del suelo proÞle y obstaculizan el crecimiento de todos los tipos de cultivos. El desarrollo del sistema radicular completa de los cultivos de raíces profundas como el maíz y la alfalfa se ve obstaculizada por una profunda compactación.

2.2.3.1Factors que afectan a la compresión del suelo Cualquier proceso que reduce el espacio de los poros hace que la compactación del suelo. maquinarias agrícolas, incluidos tractores y otros implementos puede compactar el suelo cuando se viaja a través de una Þeld. Animales de granja e incluso suelos compactos pueden humano. El grado de compactación del suelo depende de muchos factores: condiciones físicas del suelo, así como el peso y el diseño de la carga sobre el suelo, la distribución de la carga sobre el número de ejes y neumáticos, y, en menor grado, el número de viajes realizados sobre el Þeld. La textura del suelo, la estructura, la materia orgánica, y el agua son importantes factores del suelo que determinan la susceptibilidad del suelo a la compactación. Los suelos hechos de partículas de aproximadamente el mismo tamaño compacto de menos de suelo con una variedad de tamaños de partículas. Las partículas más pequeñas pueden Þll los poros entre las partículas más grandes resultantes en un terreno más densa. Un suelo franco arenoso es más fácilmente compactado que un suelo arenoso o arcilloso. Un suelo con un mayor nivel de materia orgánica en general tiene una estructura mejor. y densas, suelos bajos de materia orgánica duros sufren más de compactación de suelos, altos, de materia orgánica friables

sueltos. Un suelo seco no se compacta fácilmente. La compactación del suelo se incrementa con el aumento en el contenido de agua del suelo durante el labrado. Un suelo saturado con agua resiste la compactación ya que el agua ocupa los poros y el agua no es compresible. Los suelos se compactan fácilmente a contenidos de agua del suelo ligeramente superior a la capacidad Þeld. Figura Un suelo saturado con agua resiste la compactación ya que el agua ocupa los poros y el agua no es compresible. Los suelos se compactan fácilmente a contenidos de agua del suelo ligeramente superior a la capacidad Þeld. Figura Un suelo saturado con agua resiste la compactación ya que el agua ocupa los poros y el agua no es compresible. Los suelos se compactan fácilmente a contenidos de agua del suelo ligeramente superior a la capacidad Þeld. Figura2.1 muestra las relaciones de agua en el suelo con la compactación del suelo.

54


Fig. 2.2 maquinarias agrícolas pesadas que pueden ensuciar serio compacta

La principal causa de la compactación del suelo es la trafÞc sobre el Þelds y que también con maquinarias agrícolas pesadas. Los tractores agrícolas, cosechadoras y otros equipos son grandes y pesados. Tractores pesan hasta 20 t y esparcidora de estiércol líquido pueden pesar tanto como 15 t cuando está totalmente cargado.

Maquinarias agrícolas pesadas y compactación del suelo operaciones agrícolas en los países industriales son completamente mecanizada. Labranza, siembra, siembra, la cosecha y el procesamiento se realizan con pesados Machiner-s. tractores agrícolas y otros implementos tales como cosechadoras se utilizan para la labranza, siembra y cosecha. Estos 20Ð200 HP gasolina y diesel 2 ruedas motrices y 4 × 4 máquinas generalmente tienen dirección asistida, transmis-nes de doble rango, y fuentes de en vivo de dos velocidades despegar (fig.2.2). Otros instrumentos de la granja incluyen discos, arados, cultivadores, raspadores, y excavadoras. Tractores solo tienen pesos de aproximadamente 20 t. Estas maquinarias agrícolas pesadas dan lugar a mucho daño irreversible en el suelo. La compactación del suelo, inducida por trafÞc rueda de gran equipo-agri culturales, se ha demostrado que se extienden bien por debajo de la profundidad de arado-ing, reduciendo el crecimiento del cultivo y el rendimiento en muchas situaciones. Las estimaciones sugieren que el área de la degradación del suelo debido a la compactación en Europa puede exceder 33 M ha.

inßation presiones de los neumáticos más altas se utilizan para apoyar tales pesos pesados. Este peso pesado da presiones más altas en la superficie del suelo. Presión del suelo es de Approxi-madamente igual a la presión inßation con neumáticos radiales, mientras que con los neumáticos diagonales hay un aumento de la presión del suelo en el borde tireÕs porque la pared lateral lleva parte de la carga. Ambos neumáticos radiales y diagonales se utilizan en los tractores, cosechadoras, e implementos. neumáticos duales para tractores, en comparación con los neumáticos individuales, disminuyen la presión sobre el suelo, pero aumentan el área afectada. Tan poco como 4 psi de presión puede causar compactación del suelo, duales o incluso neumáticos de

alto ßotation no impiden la compactación; ellos simplemente cambian la distribución. Una camioneta impondrá sobre 50 psi de presión sobre el suelo, un esparcidor de estiércol psi 70Ð90 líquida, y 500 kg vaca aproximadamente 40 psi. Número de pasadas de equipos más de la Þeld es importante con respecto a la compactación del suelo. Incluso uno pase un Þeld en malas condiciones puede causar daños signiÞcant. El pase de un Þrst


55

rueda provoca 80% de la compactación potencial. pases causa subsiguiente adicional, pero progresivamente menos, la compactación. Después de cuatro pases, la compactación adicional se hace muy pequeña. Laboreo puede crear o ayudar a aliviar la compactación del suelo. operaciones de labranza romper el suelo en partículas más pequeñas. La labranza excesiva destruye la estructura que proporciona espacio de poro deseable. Algunos equipos de labranza, tales como arados de vertedera, puede airear el suelo y aumentar la percolación en la superficie mientras que la creación de una capa de com-pactada justo por debajo de la profundidad de labranza. Tal capa se denomina ÒplowpanÓ o Òhard pan.Ó discos también pueden producir un pan duro justo por debajo de la profundidad del suelo mientras overtilling el suelo cerca de la superficie, especialmente cuando se realizan múltiples pasadas.

2.2.3.2Effects de compactación del suelo Los efectos de la compactación del suelo en las propiedades y procesos del suelo han sido revisados por Soane et al. (mil novecientos ochenta y dos), Lipiec y Stepniewski (1995), Y Alakukku (1999). La compactación del suelo se ha encontrado que afectan a casi todos, químicas y propiedades y procesos del suelo para extensiones variables biológicas físicas. La compactación del suelo modiÞes la distribución del tamaño de poro de suelos minerales, principalmente mediante la reducción de la porosidad y espe-cialmente la macroporosidad (diámetro> 30μmetro; Erikssonmil novecientos ochenta y dos; Ehlersmil novecientos ochenta y dos). Además del volumen y número de macroporos, la compactación también modiÞes el poro GeoMe-try, continuidad, y la morfología. La compactación del suelo tiene impactos negativos en muchas propiedades del suelo relacionadas con el trabajo del suelo, el drenaje, el crecimiento del cultivo, y el medio ambiente. La compactación debido a Þeld trafÞc aumenta la densidad a granel (Arvidsson1998), Resistencia al corte y resistencia penetrómetro (Blackwell et al. 1986) De los suelos, lo que limita el crecimiento de raíces y el aumento de la resistencia específica en la labranza. La compactación del suelo reduce inÞltration (Pietola et al.2005) Y la conductividad hidráulica saturada (Alakukku et al. 2003). La compactación del suelo reduce CO2 y O2 de cambio (Simojoki et al. 1991). Los problemas de drenaje aparecen debido a la pérdida de la permeabilidad por compactación en el subsuelo. La compactación del suelo puede llevar a anegamiento. Poorly suelo drenado también puede secar lentamente, reduciendo el número de días disponible para las operaciones Þeld. puede esperarse la reducción de la tasa de drenaje atribuido a la compactación del suelo para aumentar las emisiones de gases de efecto invernadero de suelo (Ball et al.1999), Por ejemplo, mediante el aumento de denitriÞca-ción. La compactación aumenta la escorrentía superficial y la erosión del suelo (Fullen1985). Al afectar propiedades y procesos del suelo, la compactación del suelo inßuences crecimiento de los cultivos, el rendimiento, y el uso efÞciency de agua y fertilizantes. La compactación del suelo reduce el rendimiento (Hanssen1996), El uso de agua del cultivo efÞciency (Radford et al. 2001), Y la absorción de nutrientes (Alakukku 2000).

Las respuestas típicas de las plantas a la compactación del suelo incluyen la germinación bajo semilla, la reducción de emergencia de las plántulas, la reducción del número y la longitud de las raíces, la restricción de la penetración hacia abajo de los ejes principales de la raíz, disminuyen en grosor de la hoja, aumento de la relación de tirar a la raíz, y la disminución en el rendimiento de grano del cultivo (Fageria et al. 2006). El grado de restricción de crecimiento de las raíces en el suelo compacto depende también de la especie y la edad de las plantas (Masle2002). crecimiento de las plantas inhibido se atribuye principalmente a la reducción del volumen de enraizamiento (Grzesiak et al.2002; Masle2002). El efecto restrictivo de suelo

56


compactación puede ser limitaciones físicas y fisiológicas para el crecimiento general de la planta y el rendimiento a través de un pobre desarrollo del sistema radicular (Iijima et al. 1991; Grzesiak et al.2002) Desde alta impedancia suelo inßuences alargamiento y la proliferación de la raíz. Adquisición de agua y nutrientes minerales se determina principalmente por la dimensión de la zona y la distribución de las raíces raíz.

2.2.3.3Management de suelos compactados Los problemas asociados con la compactación del suelo son bajos inÞltration, alta escorrentía, pobre penetración de las raíces, de baja humedad disponible en el suelo, y la mala aireación. Por lo tanto, los principios de la gestión del suelo compactado deben incluir: ¥ Evitar hacer el suelo más compacto ¥ Evitando la excesiva labranza ¥ Evitar labrar el suelo cuando es demasiado húmedo (en o ligeramente superior a la capacidad Þeld) ¥ Hacer y mantener el suelo suelto y friable ¥ El aumento de inÞltration ¥ La reducción de la escorrentía ¥ La reducción de la evaporación Las técnicas pueden implicar la labranza reducida, la construcción de la materia orgánica, trafÞcking con-controlado, y acolchado. subsolado: Subsolado con vástagos de trabajo pesado a profundidades de 35Ð60 cm o incluso más profundas y generalmente espaciadas sobre 30Ð75 cm de separación se ha ensayado con resultados mixtos. Subsolado es una operación costosa que requiere alrededor de 30 CV por espiga. Sus mayores beneÞcios parecen ocurrir en el sureste de los EE.UU., donde el suelo está sujeto a poca o ninguna congelación. beneÞcios a corto plazo se han medido, pero algunoscien- SCIEN pensar que el subsolado puede, a la larga, hacer que la compactación peor. Subsolados Þelds puede recompact a un mayor grado de las operaciones normales que sin tal tratamiento subsolado. Al parecer, el subsolado reduce la capacidad soilÕs para soportar cargas de equipo sin compactar. La reducción de labranza: Cuanto menos se labra el suelo, menor es compactado. Laboreo con-homenajes a la ruptura de la estructura del suelo mediante la compresión y romper los agregados, necesarios para la aireación y crecimiento de las raíces. La labranza también aumenta la descomposición de la materia orgánica necesaria para la estabilidad de los agregados. Orgánica agotamiento estera-ter va mano a mano con el agotamiento de la estructura. labranza reducida deja mayor cantidad de residuos de las plantas sobre la superficie que impiden sellado de la superficie.

La agricultura controlada Tráfico (CTF): trafÞcking controlada se adoptó en Australia para reducir el riesgo de compactación del suelo desde principios de la década de 1990 que implican la producción de cultivos de cereales bajo un sistema de producción donde los tractores de gran potencia, grandes cosechadoras y camiones pesados todos tienen los mismos ajustes de pista de 3 m. En el Þeld, la anchura de las cosechadoras y jardineras se corresponde en quizás 9 m,

2.3 El anegamiento

57

permitiendo que el 3 m pistas para estar espaciados centralmente a la misma distancia. Las ventajas son el tractor puede ser menos potente porque las ruedas corren en caminos de tierra, mientras que sólo se requiere mínimo o no laboreo en las camas no compactados en el medio; ni hay ninguna necesidad de subsuelo cada pocos años. En CFT, agua Penetra-ción es mejor, no hay surcos o crestas sobrantes de las operaciones anteriores, el combustible ahorrado es sustancial, y los cultivos dió mucho mejor debido a cero compactación. Edificio de la materia orgánica: La materia orgánica mejora la estructura del suelo, disminuye la densidad aparente del suelo, y aumenta la porosidad. La materia orgánica se resiste a la compresión y consolidación del suelo. Para la edificación de la materia orgánica del suelo y mantener los suelos sueltos, generosas adiciones de abonos de corral, estiércol de aves de corral, compost y biosólidos municipales, y la adopción de abono y la rotación de cultivos verdes son necesarios. acolchado: Mulching aumenta inÞltration y disminuye la escorrentía y la evaporación. Mulching conserva la humedad del suelo. Varios materiales se utilizan como abono orgánico. Tipos de coberturas orgánicas son compost, estiércol compostado, recortes de hierba, periódico, paja, hojas trituradas, paja, etc. Los tipos de mantillos inorgánicos son las gravas, PEB-bles y piedras trituradas, láminas de plástico, paño de tierra tejida, lámina de plástico recubierta de aluminio y neumáticos de caucho suelo. El abono orgánico son materiales naturales y baratas, y junto con la reducción de la compactación, mejoran la fertilidad del suelo. Mantillos protegen los suelos, aumentar inÞltration, mejorar la capacidad de retención de agua, reducir el crecimiento de malas hierbas, y evitar la compactación del suelo. El abono orgánico son gradu-aliado descompuesto y vegetales liberación de nutrientes. plantas con cobertura vegetal tienen más raíces que las plantas que no están con cobertura vegetal.

2.3 anegamiento Anegamiento es un estado de saturación del suelo con agua durante un período prolongado. Los suelos pueden, a veces, ser saturados con agua durante un tiempo muy corto, dicen algunas horas, ya que durante ßoods ßash en las zonas de pie de monte. Este estancamiento temporal no es considerado como el anegamiento. Esta agua se escurre fácilmente. Anegamiento es una condi-ción del suelo al drenar el exceso de agua es difÞcult y requiere tiempo, trabajo, el plan-ción, y la energía. Anegamiento se desarrolla debido a muchas causas diferentes, incluyendo las condiciones naturales y las actividades humanas. Las condiciones naturales incluyen las fuertes lluvias, las tierras bajas, los suelos arcillosos, ßooding, y la presencia de subsuelo impermeable. activi-dades humanos incluyen riego defectuoso, drenaje inadecuado, sellado de la superficie, y la compactación del suelo de profundidad por implementos de labranza. Los humedales están anegados permanentemente.2006). El anegamiento también puede ocurrir como una forma de agua estancada en la granja, que no baja con el tiempo (Murty1985). A nivel

mundial, aproximadamente el 10% de todas las tierras de regadío sufre de anegamiento. Como resultado, la productividad ha caído cerca de un 20% en estas tierras de cultivo.

58


Fig. 2.3 Anegamiento de tierras agrícolas (Foto cortesía del Dr. Richard Doyle)

2.3.1 Las causas de anegamiento Las condiciones naturales responsables de anegamiento incluyen las fuertes lluvias, las tierras bajas, los suelos arcillosos, ßooding, y la presencia de subsuelo impermeable. Las actividades humanas que crean o agravan anegamiento incluyen riego defectuoso, drenaje inadecuado, y sellado de superficie, así como la compactación del suelo de profundidad por implementos de labranza. Los humedales están naturalmente y permanentemente anegados, pero son principalmente con-cerned con tierras cultivables debido a la inundación obstaculiza el crecimiento de la mayoría de las plantas de cultivo. Las causas más importantes de anegamiento son el drenaje deficiente debido a la compactación (Fig.2.3) Y la subida del nivel freático. Compactación incluyendo sellado de la superficie, formación de costras, endurecidos, y resultados de compactación profundas de agotamiento de la materia orgánica, la estructura de deterioro, la dispersión, la compresión y consolidación. Estos procesos se producen debido a la labranza inapropiado y aplicarse presión por la pesada carga de maquinarias agrícolas (Sec.2.2.3.1). La compactación del suelo reduce la conductividad hidráulica, reduciendo así tanto inÞltration y percolación. El agua de lluvia o agua de riego no se pueden mover a la capa freática profunda en el regolito y drenar. En algunas situaciones, el agua se acumula y el nivel freático se eleva hacia la superficie del suelo en ausencia de signiÞcant ßow base. Por lo general, una pequeña área se riega en pequeñas explotaciones agrícolas, por lo que el riego sobre-está hecho y alta percolación obliga a la capa freática a subir. El aumento de nivel freático evita respiración de las raíces y restringe su funcionamiento. freático elevado también puede crear la salinidad y reducir el rendimiento del cultivo. En suelos donde hay una compactación profundo, raíces de las plantas se conÞned al suelo sur-cara suelto, y el exceso de agua de riego no pueden pasar fácilmente a través de la

capa impermeable. Se crea el sistema de raíces poco profundas y conduce a la inundación. En algunos casos, un estrato impermeable se puede producir por debajo de las capas superiores de suelos permeables. En este caso también, posible filtración de agua

2.4 La reducción de las aguas subterráneas Tabla

59

a través de los suelos permeables no será capaz de ir profundo y, por lo tanto, los resultados rápidamente en anegamiento. En ausencia de drenaje natural satisfactoria, se necesitan sistemas de drenaje artiÞcial bien planificados para ser instalado. A menudo, los sistemas de drenaje no funcionan satisfactoriamente, ni ellos son sufÞciently profundo, ni ellos son adecuadamente frecuente.

2.3.2 Efecto de anegamiento Anegamiento reduce la aireación. Después de algunos días de ßooding, el contenido de oxígeno en el suelo puede agotar por completo. Crecimiento de las plantas de cultivo y el rendimiento se reduce por procesos fisiológicos alterados debido a la baja de oxígeno y la reducción de respiración de las raíces en suelos anegados. A menudo, el anegamiento es responsable de la pérdida de cosechas. Además, el anegamiento no permite, siguiendo un calendario de cultivos deÞnite. Las operaciones de cultivo normales, tales como la labranza y el arado, no pueden llevarse a cabo fácilmente en suelos húmedos. Arado, la siembra y la plantación se retrasan por anegamiento. Anegamiento convierte muchas tierras de cultivo en terrenos baldíos. Rising tabla agua trae disuelve sales en la planta de agua a la superficie del suelo. El agua se evapora de forma continua dejando las sales en el suelo. Por lo tanto, un alto nivel freático crea la salinidad del suelo, que se difÞcult para reclamar. Soil Salin-dad reduce la productividad.

2.3.3 El control de anegamiento El anegamiento puede controlarse sólo si se reduce el paso y la cantidad de agua en el sub-suelo; se evita el levantamiento de la capa freática, y se mejora el drenaje del exceso de agua. El inßow de agua en el depósito subterráneo puede reducirse mediante la reducción de la intensidad de riego. El outßow de agua puede aumentarse por interceptor profunda y frecuente y desagües Þeld. El nivel freático debe ser estelar CONTENIDAS muy por debajo de la zona radicular. Generalmente, manteniendo la tabla de agua de al menos aproximadamente 3 m por debajo de la superficie del suelo es deseable. Esto se puede lograr mediante diferentes sistemas de drenaje. agua de infiltración se puede prevenir mediante drenes interceptores. El agua estancada puede ser eliminado por Þeld desagües, la superficie o del subsuelo. Los drenajes deben ser controlados regularmente. Muchos suelos se inundan por ßooding de canales y ríos.

2.4 La reducción de las aguas subterráneas Tabla El agua que se encuentra debajo de la superficie earthÕs en los poros y fracturas en el suelo y la roca se llama el agua subterránea. El nivel más alto de esta agua subterránea se conoce como el nivel freático. El nivel freático es realmente el límite entre la

60


zonas insaturados y saturados. Representa la superficie superior de las aguas subterráneas. El nivel del agua se encuentra en los pocillos no utilizados es a menudo el mismo nivel que la mesa de agua. espacios del suelo de poros en el suelo convertido completamente saturado con agua hasta el nivel freático. La entrada de agua a la zona saturada debajo de la tierra se llama la recarga de agua subterránea. recarga de aguas subterráneas es un proceso hidrológico donde el agua se mueve hacia abajo de las aguas superficiales a las aguas subterráneas. Este proceso por lo general se produce en la zona vadosa debajo de raíces de las plantas y se expresa a menudo como un ßux a la superficie de la mesa de agua. Recarga se produce de forma natural y a través de procesos antropogénicos. Las fuentes de recarga a un sistema de aguas subterráneas incluyen tanto los fenómenos naturales y de origen humano. Las fuentes naturales incluyen la recarga de las precipitaciones, humedales, lagos, estanques, y ríos (incluyendo ßows perennes, estacionales, y efímeros), y de otros acuíferos. Las fuentes humanas inducida de recarga incluyen las pérdidas de riego de canales y Þelds, fugas de la red de agua, alcantarillas, tanques sépticos, y el exceso de riego de parques, jardines y otros servicios públicos. Recarga de estas fuentes se ha classiÞed como la recarga directa de percolación de precipitación y recarga indirecta de encharcamiento escorrentía. Cuando recarga de agua subterránea excede de descarga, el nivel freático se eleva hacia arriba. Cuando bombeo de agua subterránea y descarga excede la recarga, se encuentra el descenso de la capa freática. y otros servicios públicos. Recarga de estas fuentes se ha classiÞed como la recarga directa de percolación de precipitación y recarga indirecta de encharcamiento escorrentía. Cuando recarga de agua subterránea excede de descarga, el nivel freático se eleva hacia arriba. Cuando bombeo de agua subterránea y descarga excede la recarga, se encuentra el descenso de la capa freática. y otros servicios públicos. Recarga de estas fuentes se ha classiÞed como la recarga directa de percolación de precipitación y recarga indirecta de encharcamiento escorrentía. Cuando recarga de agua subterránea excede de descarga, el nivel freático se eleva hacia arriba. Cuando bombeo de agua subterránea y descarga excede la recarga, se encuentra el descenso de la capa freática. La eliminación de agua del agua subterránea es conocida como la descarga de aguas subterráneas. Algunos, ya menudo una gran cantidad, de la ßowing agua en los ríos proviene de la filtración de las aguas subterráneas en el lecho del río. El agua subterránea contribuye a las corrientes en la mayoría de los phys-iographic y ajustes climáticos. La proporción de agua corriente que viene de inßow aguas subterráneas varía de acuerdo con un regionÕs la geografía, la geología y el clima. El movimiento de las aguas subterráneas en estas direcciones se conoce como descarga de aguas subterráneas. Es la eliminación del agua de las aguas subterráneas. Un montón de las aguas subterráneas también se retira de pozos tubulares superficiales y profundas en las zonas urbanas y agrícolas. La consecuencia más grave de bombeo de agua subterránea excesiva es que el nivel freático desciende. Esto plantea una amenaza para la futura escasez de agua para uso urbano y agri-tural. Un efecto relacionado de bombeo de agua subterránea es la reducción de los niveles de agua subterránea debajo de la profundidad que la vegetación streamside o humedales necesita para sobrevivir. El efecto general es una pérdida de la vegetación de ribera y el hábitat de la fauna. La causa básica de hundimiento de la tierra es una pérdida de apoyo por debajo del suelo. Cuando el agua se extrae del suelo, el suelo se desploma, compactos, y gotas. Esto

depende de una serie de factores, tales como el tipo de suelo y roca debajo de la superficie. Por lo tanto, la tabla de agua se debe mantener a una profundidad deseable por debajo de la superficie del suelo. Una tabla de aguas poco profundas restringe el crecimiento de la raíz y el alargamiento mediante la limitación de oxígeno. A gran escala descenso de tabla de agua se ha considerado como una causa importante de desertiÞcation. El efecto general es una pérdida de la vegetación de ribera y el hábitat de la fauna. La causa básica de hundimiento de la tierra es una pérdida de apoyo por debajo del suelo. Cuando el agua se extrae del suelo, el suelo se desploma, compactos, y gotas. Esto depende de una serie de factores, tales como el tipo de suelo y roca debajo de la superficie. Por lo tanto, la tabla de agua se debe mantener a una profundidad deseable por debajo de la superficie del suelo. Una tabla de aguas poco profundas restringe el crecimiento de la raíz y el alargamiento mediante la limitación de oxígeno. A gran escala descenso de tabla de agua se ha considerado como una causa importante de desertiÞcation. El efecto general es una pérdida de la vegetación de ribera y el hábitat de la fauna. La causa básica de hundimiento de la tierra es una pérdida de apoyo por debajo del suelo. Cuando el agua se extrae del suelo, el suelo se desploma, compactos, y gotas. Esto depende de una serie de factores, tales como el tipo de suelo y roca debajo de la superficie. Por lo tanto, la tabla de agua se debe mantener a una profundidad deseable por debajo de la superficie del suelo. Una tabla de aguas poco profundas restringe el crecimiento de la raíz y el alargamiento mediante la limitación de oxígeno. A gran escala descenso de tabla de agua se ha considerado como una causa importante de desertiÞcation. tales como el tipo de suelo y roca debajo de la superficie. Por lo tanto, la tabla de agua se debe mantener a una profundidad deseable por debajo de la superficie del suelo. Una tabla de aguas poco profundas restringe el crecimiento de la raíz y el alargamiento mediante la limitación de oxígeno. A gran escala descenso de tabla de agua se ha considerado como una causa importante de desertiÞcation. tales como el tipo de suelo y roca debajo de la superficie. Por lo tanto, la tabla de agua se debe mantener a una profundidad deseable por debajo de la superficie del suelo. Una tabla de aguas poco profundas restringe el crecimiento de la raíz y el alargamiento mediante la limitación de oxígeno. A gran escala descenso de tabla de agua se ha considerado como una causa importante de desertiÞcation.

2.5 El hundimiento de los suelos orgánicos El hundimiento es la caída del nivel de tierra debido a la compresión, la consolidación, compac-ción, y la oxidación de la materia orgánica, en particular como resultado de drenaje y Cultiva-ción de suelos de turba (Histosoles). El hundimiento ha constituido durante mucho tiempo un problema grave en

2.6 DesertiÞcation

61

la recuperación y el desarrollo de las turberas en muchas partes del mundo. Draining trae las capas superficiales del suelo por encima del nivel de inmersión, lo que mejora la aireación. Por lo tanto, la recuperación de suelos de turba siempre acompañará a la oxidación de estas capas. Experiencias en los Países Bajos muestran que la recuperación de las zonas de turba en la Edad Media han disminuido gradualmente desde 0,5 m sobre el nivel medio del mar a 1D2 m abajo. Tierra disminuyó alrededor de 2 m durante un período de 8Ð10 siglos a pesar de una forma continua de drenaje superficial (Nieuwenhuis y Schokking1997). El 85% de esta Subsid-ENCE se puede atribuir a la oxidación de la materia orgánica, que continuará a una velocidad de 5 cm año-1 (Schothorst mil novecientos ochenta y dos). hundimiento de la tierra es la respuesta más comúnmente observados de Histosoles al drenaje con fines agrícolas. tasas de subsidencia en todo el mundo en las áreas de turba drenados varían desde menos de 1 cm año-1 a más de 10 cm año-1. Los suelos orgánicos herbáceos experimentaron una tasa de hundimiento promedio de 2.5 cm año -1 entre 1924 y 1978 (Ingebritsen et al. 1999) en Florida. Histosoles se establecieron en California a una velocidad de hasta 8 cm año-1 entre 1922 y 1950 (Rojstaczer y Deverel 1995). Los registros de hundimiento del terreno en Malasia revelan que las tasas de subsidencia disminuido de 12 cm año-1 durante el año periodo 1960Ð1974 a 6,4 cm-1 en los siguientes 14 años y 2 cm año-1 a partir de entonces (Wosten et al. 1997). Stephens et al. (1984) Reconocido en fuentes menos Þve de hundimiento del suelo orgánico siguientes drenaje-edad: contracción debido a la desecación, la consolidación, el viento y la erosión del agua, ardor y oxidación bioquímica. Este último se ha encontrado que la causa dominante de hundimiento del suelo en suelos de turba templadas y tropicales (Andriesse1988; Deverel y Rojstaczer1996). En las zonas con bajas capacidades que soportan, edificios y estructuras tienen que ser construido sobre pilotes. La subsidencia va a cambiar la elevación relativa de edificios y estructuras apiladas con respecto a la zona circundante. Las áreas que rodean estos edificios y estructuras tendrán que ser levantado de vez en cuando por la adición de tierra u otro material Þll. medidas especiales tienen que ser tomadas en los servicios de conexión (líneas eléctricas, conducciones de agua, etc.). En suelos con capas de arcilla o turba blanda, la altura de diseño de muros de contención tiene que ser corregido para tomar el hundimiento del futuro en cuenta; de lo contrario, no se cumplan los requisitos de seguridad. Segeren y Smits (1980) Sugirió que el contenido de arcilla, la profundidad de la capa de turba, la pérdida de agua debido al drenaje, tabla de agua, y la carga de los mecanismos afecta a la velocidad y grado de Subsid-cia. sedimentos arcillosos pierden más agua que los sedimentos arenosos. Como consecuencia, los suelos arcillosos se desplomará más. El hundimiento causado por el encogimiento de las diferentes capas de suelo con un contenido de arcilla dada disminuye con la profundidad. Cuanto mayor sea el espesor de las capas compresibles, mayor será el hundimiento. El cultivo con maquinaria pesada compacta considerablemente los suelos de turba.

2.6 desertificación DesertiÞcation es un proceso de degradación de la tierra que se produce principalmente en las regiones áridas y semiáridas debido a las acciones humanas en los ecosistemas

combinadas con condiciones climáticas adversas. Dregne (1977) DeÞned, ÒDesertiÞcation es el empobrecimiento de los ecosistemas terrestres bajo el impacto del hombre. Es un proceso de deterioro de

62


estos ecosistemas que se pueden medir por reducción de la productividad de las plantas deseables, alteraciones indeseables en la biomasa y la diversidad de la micro y ßora y fauna macro, aceleran el deterioro del suelo, y el aumento de riesgos para humanos Occu-pancy.Ó El deÞnition formal de desertiÞcation adoptado por la Convención de las Naciones Unidas sobre desertiÞcation (CLD) en 1994 es, oland degradación en zonas áridas, semiáridas y subhúmedas secas resultante de diversos factores, incluyendo las variaciones climáticas y activities.Ó humano debido a desertiÞcation, bosques, pastizales, matorrales, y campos de cultivo se convierten en tierras desérticas. DesertiÞcation ha ganado cada vez más atención de la comunidad internacional desde la década de 1970 acerca de su potencial devastador y desestabilizadora en el medio ambiente natural y la sociedad humana. Sobre la base de estimaciones de las Naciones Unidas, el fenómeno ha interesado cercana al 70% de las tierras áridas, que asciende a alrededor del 30% de la tierra cultivable del mundo. El prob-lem es particularmente grave en África y en varios países en desarrollo de Asia, América del Sur, y el Caribe, pero se interesa también los EE.UU., Australia y el sur de Europa (especialmente Grecia, España, Portugal y también Italia) (Eswaran y Reich1998; Perini et al.2009). Según la OCDE, los principales procesos de degradación del suelo son debido a la erosión, sumersión, acidiÞcation, salinización, suelo compac-ción, costras superficiales y capas compactas lo largo de la proÞle, la pérdida de materia orgánica, el deterioro de la estructura del suelo, la acumulación de sustancias tóxicas , así como la pérdida de nutrientes (Perini et al.2009). DesertiÞcation afecta a más de 2 mil millones de personas y alrededor de 100 países de los 5 continentes (Bied-Charreton2008). Diez millones de hectáreas de tierra productiva con 24 mil millones de toneladas de tierra vegetal se pierde cada año debido a desertiÞca-ción. Los principales problemas en todo el mundo son causados por desertiÞcation pérdida de productividad biológicament-cal, la pérdida de productividad económica, y la pérdida de complejidad en el paisaje (CLD1994).

2.6.1 Natural Versus desertificación debido a actividades humanas Las causas de la desertiÞcation son complejos, con frecuencia local y varían de una parte del mundo a otra. La gravedad del impacto también varía con ses-ses menos desarrollados que experimentan una mayor miseria humana. Las causas y los procesos de desertiÞca-ción son muy debatidas entre los expertos de diferentes disciplinas como la geografía, la ecología, ciencias ambientales, economía y sociología. Según algunos científicos, desertiÞcation es un fenómeno natural que ocurre debido a ßuctuation irregular de la sequía a corto y largo plazo, como la experimentada en el Sahel africano (Hill y Peter1996). Otros científicos creen que desertiÞcation es un fenómeno inducido por el hombre como resultado de las presiones sobre los recursos de la tierra, desarrollo imprudentes POLI-cias, y el mal uso de la tierra (Graetz1996). Regiones vulnerables a desertiÞcation no están desarrollados, golpeados por la pobreza, y pobres en recursos de biomasa. Suelo y vegetación en las regiones áridas y semiáridas son

naturalmente frágil. Aún así, la presión humana sobre VEG-etación y la tierra es enorme, pero el apoyo de la tecnología, el suelo y el clima es insuficiente. culata (2002) Sugirieron que el pastoreo excesivo, la deforestación y otras actividades agrícolas-culturales pueden contribuir, respectivamente, 35, 30, y 28% a desertiÞcation.

2.6 DesertiÞcation

63

prácticas agrícolas no sostenibles, incluyendo el uso excesivo de productos químicos (fertilizantes, pesticidas y herbicidas), tecnologías inadecuadas, mala elección de los cultivos, las prácticas inadecuadas de riego y inefÞcient asociados a la salinidad, y más de extracción de agua subterránea han llevado a problemas de desertiÞcation en regiones vulnerables. Hay alrededor de 7,1 millones de km2 de terreno con bajo riesgo de desertiÞcation humanos, inducida por 8,6 millones de km2 con riesgo moderado, 15,6 millones de km2 en alto riesgo y 11,9 kilometros2 en muy alto riesgo (Eswaran et al. 2001).

2.6.2 Convención de Lucha contra la Desertificación Después de una grave sequía en el África subsahariana, una Conferencia de las Naciones Unidas sobre DesertiÞcation se convocó en 1977 en Nairobi, Kenia. Esta fue probablemente la conferencia mundial Þrst de degradación de la tierra. A pesar de que se llama una conferencia sobre desertiÞcation, degradación de la tierra y su control fue el único tema. En 1990, en una reunión en Nairobi llamado por el Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente, desertiÞca-ción se deÞned formalmente como la degradación del suelo en las tierras secas. En la Conferencia de 1992 de las Naciones Unidas sobre el Medio Ambiente y el Desarrollo, que participan regirmentos aprobaron una resolución para establecer un acuerdo internacional para combatir desertiÞcation. El título del acuerdo formal es la Convención de las Naciones Unidas de Lucha contra DesertiÞcation en los países afectados por sequía grave y / o DesertiÞcation, en particular en África. El título corto del acuerdo ratiÞed es la Convención de Lucha contra la DesertiÞcation (CCD). Sin embargo, gran parte no se ha logrado en cuanto a la inversión de situación desertiÞcation.

2.6.3 Mecanismo de la desertificación inducida por el hombre DesertiÞcation causada por inßuences humanos tiene un registro histórico de largo; hay evidencia de tales daños provocados por los ríos Tigris y Éufrates en la antigua Mesopotamia. inßuences Humanos sobre desertiÞcation incluyen la pérdida de la vegetación por la deforestación, la agricultura migratoria, el pastoreo excesivo, el agotamiento de las aguas subterráneas, la quema frecuente, y la compactación del suelo. Estos factores afectan desertiÞcation que es un proceso de degradación de los ecosistemas continua y gradual, durante el cual se destacaron plantas y animales y otros recursos naturales como el agua y el suelo más allá de su capacidad de adaptarse a las condiciones cambiantes. Las características físicas de la tierra bajo-va desertiÞcation incluyen pérdida progresiva de la madura, la vegetación de estabilización del ecosistema, o pérdida de la cubierta de cultivos agrícolas y una pérdida resultante de tierra vegetal unconsoli-anticuado. pastores humanos tempranos que viven en las regiones semiáridas movieron sus pequeños grupos de animales domésticos en respuesta a la disponibilidad de alimentos y agua. Tal movimiento acción regular impidió el pastoreo excesivo de

la cubierta vegetal frágil. habita-ción humana Cerrada aumenta el riesgo de exceso de pastoreo por el ganado alrededor de los asentamientos.

64


Fig. 2.4 DesertiÞcation esquema

El sobrepastoreo es la principal causa de desertiÞcation en todo el mundo. El cultivo de tierras marginales, las tierras en las que existe un alto riesgo de pérdida de cosechas y una muy baja rentabilidad económica, aumenta el riesgo de desertiÞcation en muchas áreas. Destrucción de la vegetación en las regiones áridas de la leña y la quema de la vegetación son responsables de la denudación en muchos lugares. incorrectas prácticas de riego en zonas áridas pueden causar la salinización, que puede prevenir el crecimiento de plantas. La materia orgánica del suelo se agota debido a la reducción de la producción de biomasa y el aumento de la descomposición. La estructura del suelo se destruye y las partículas del suelo se eliminan por el agua y la erosión eólica. la erosión continua expone el subsuelo que carece de la capacidad de soportar la vegetación sufÞcient. El viento y la erosión del agua conduce al desarrollo de barrancos y dunas de arena en toda la superficie de la tierra deßated.2.4.

Preguntas de estudio 1. ¿Qué quiere decir por el deterioro físico del suelo? ¿Cuáles son los tipos y procesos de deterioro físico del suelo? Distinguir entre sellado de la superficie, formación de costras, endurecidos, la compresión, la consolidación y compactación. Suelo com-compactación es un problema asociado con la agricultura mecanizada Ð discutir. 2. ¿Cuáles son las diferencias entre ßooding, sumersión, saturación de agua, y el anegamiento? ¿De qué manera la actividad humana agravar anegamiento? ¿Cuáles son las consecuencias de anegamiento del suelo? 3. ¿Qué es el agua subterránea? ¿De qué manera la interacción tiene lugar entre las aguas subterráneas y superficiales? ¿Qué quiere decir por recarga y descarga de groundwa-ter? ¿Cuáles son las fuentes de recarga de agua subterránea? ¿Cuáles son las consecuencias de la disminución de la capa freática? 4. ¿Cuáles son las características del suelo de turba? Discutir descenso de los suelos de turba debido a su drenaje y recuperación.

5. ¿Cuál es desertiÞcation? Distinguir entre la denudación y desertiÞcation. Explicar los procesos de desertiÞcation.

referencias

sesenta y cinco

referencias Agassi MI, Shainberg I, Morin J (1981) Efecto de la concentración de electrolito y sodicidad del suelo en la inÞltration y la formación de costras. Soil Sci Soc Am J 45: 848Ð851 Ahuja LR (1983) Modelado inÞltration en suelos sellado de la superficie por el enfoque de Green-Ampt. Soil Sci Soc Am J 47: 412Ð418 Alakukku L (1999) compactación del subsuelo debido a la rueda trafÞc. Agric Food Sci Finl 8: 333Ð351 Alakukku L (2000) Respuesta de los cultivos anuales a la compactación del subsuelo en un experimento Þeld en tierra batida el suelo que dura 17 años. Adv Geoecol 32: 205Ð208 Alakukku L, Weisskopf P, Chamen WCT, Tijink FGJ, Van Der Linden JP, Pires S, Sommer C, Spoor G (2003) Las estrategias de prevención para la compactación del subsuelo inducida por trafÞc Þeld: a interacciones revisión, parte 1. Máquina / suelo. La labranza del suelo Res 73: 145Ð160 Andriesse JP (1988) Nature y gestión de suelos de turba tropicales, vol 59, FAO suelos boletín. FAO, Roma Arvidsson J (1998) Inßuence de la textura del suelo y el contenido de materia orgánica en la densidad aparente, contenido de aire, el índice de compresión y el rendimiento del cultivo en Þeld y los experimentos de compresión de laboratorio. La labranza del suelo Res 49: 159Ð170 Assouline S (2006) Modelización de la relación entre la densidad aparente del suelo y la función CONDUC-actividad hidráulico. Vadosa Zona J 5: 697Ð705 Bola BC, Scott A, Parker JP (1999) Campo N2O, CO2Y CH4ßuxes en la compactación y la calidad del suelo en Escocia. La labranza del suelo Res 53: 29Ð39 Betzalel I, Morin J, Benyamini Y, Agassi M, Shainberg I (1995) propiedades energéticas y gota de agua de sellado del suelo. Soil Sci 159 (5): 13Ð22 Bied-Charreton M (2008) La integración de la lucha contra el desertiÞcation y degradación de la tierra en las negociaciones sobre el cambio climático: una estrategia ganadora. Comité ScientiÞc francés en DesertiÞcation, Montpellier Bissonnris YL, Fox D, Bresson LM (1998) La incorporación de los procesos de formación de costras en modelos de erosión. En: Boardman J, Favis-Mortlock D (eds) Modelado de la erosión del suelo por el agua, vol 155, la serie de la OTAN ASI. Springer, Berlin, pp 237Ð246 Blackwell PS, Graham JP, Armstrong JV, Ward, MA, Howse KR, Dawson CJ, Butler AR (1986) de compactación de un suelo franco limoso por vehículos agrícolas de ruedas. I. Efecto sobre las condiciones del suelo. La labranza del suelo Res 7: 97Ð116 Cai QG, Wang GP, Chen YZ (1998) y simulación de procesos de erosión del suelo pequeño hito en la meseta de Loess. Science Press, Pekín (en chino) Charreau C (1972) Problemes Poses Par LÕutilization Agricole Des Sols Tropicaux par des Cultures annuelles. Agronomie Tropicale 27: 905Ð929 Chartres CJ, Kirby JM, Raupach M (1989) ordenados mal sílice y aluminosilicatos como agentes de cementación temporales en los suelos de fraguado duro. Soil Sci Soc Am J 54 (4): 1060Ð1067 Collis-George N, Greene RSB (1979) El efecto de tamaño de los agregados en el comportamiento inÞltration de un suelo de apagado y su relevancia para el riego estancada. Aust J suelo Res 17: 65Ð73 Comisión de las Comunidades Europeas (2006) Propuesta de Directiva del Parlamento Europeo y del Consejo que establece un marco para la protección del suelo y se modifica la Directiva 2004/35 / CE. COM (2006) 232 Thnalhttp://ec.europa.eu/environment/soil/ pdf / com_2006_0232_en.pdf Culet P (2002) DesertiÞcation. En: Enciclopedia de los sistemas de soporte vital. EOLSS Publishers Co. Ltd., Oxford

SJ Deverel, Rojstaczer S (1996) El hundimiento de las tierras agrícolas en el Sacramento Ð Delta de San Joaquín, California: papel de ßuxes carbono acuosos y gaseosos. Agua Resour Res 32: 2359Ð2367

Dregne HE (1977) DesertiÞcation de las tierras áridas. Econ Geogr 53: 329 Ehlers W (1982) Die Bedeutung des BodengefŸges ARY das Pßanzenwachstum bei moderner Landbewirtschaftung. Mitteilungen Deutsche Gesellschaft Bodenkundliche 34: 115Ð128

66


Eriksson J (1982) Markpackning och rotmiljo. Resumen: la compactación del suelo y las raíces de las plantas. Informes de la División Agrícola hidrotecnia 126. Universidad Sueca de Ciencias Agrícolas, Uppsala, Suecia, pp 1Ð138 Eriksson J, Hakansson I, Danfors B (1974) El efecto de la compactación del suelo en la estructura del suelo y rendimiento de los cultivos, Boletín 354. Instituto Sueco de Agricultura, Uppsala Eswaran H, Reich PF (1998) DesertiÞcation: una evaluación global y los riesgos para la sostenibilidad. En: Actas del Congreso Internacional 16 de la ciencia del suelo, Montpellier Eswaran H, Reich P, Beinroth F (2,001) zonas de tensión Global desertiÞcation. En: Stott DE, Mohter RH, Steinhardt GC (eds) El mantenimiento de la granja global. Los trabajos seleccionados a partir de la 10ª reunión de la conservación del suelo Interna-cional. Universidad de Purdue y la erosión del suelo Nacional USDA-ARS, Laboratorio de Investigación, Washington, DC Eynard A, Schumacher TE, Lindstrom MJ, Malo DD (2004) La porosidad y distribución de tamaño de poro en cultivado Ustolls y Usterts. Soil Sci Soc Am J 68: 1927Ð1934 Fabiola N, Giarola B, da Silva AP, Imhoff S, Dexter AR (2003) Contribución de compactación natural de suelo en endurecidos comportamiento. Geoderma 113 (1D2): 95Ð108 Fageria NK, Balingar VC, Clark RB (2006) Fisiología de la producción agrícola. El Haworth Press Inc., Nueva York Fullen MA (1985) de compactación, los procesos hidrológicos y la erosión del suelo en las arenas arcillosas en el este de Shropshire, Inglaterra. El suelo de labranza Res 6: 17Ð29 WR Gill (1971) Evaluación económica de la compactación del suelo. En: Barnes KK et al (eds) compactación de los suelos agrícolas. ASAE, San José Graetz RD (1996) empírica y enfoques prácticos a la tierra y la caracterización de la superficie de detección de cambios. En: Colina J, Peter D (eds) remoto de detección de la degradación de tierra y el seguimiento desertiÞcation en la cuenca mediterránea, estado de la técnica y la investigación futura, EUR 16732bEN. OfÞce para OfÞcial Publicaciones de las Comunidades Europeas, Luxemburgo Greene SBR (2005) los suelos susceptibles al endurecimiento. En: Lal R (ed) Enciclopedia de la ciencia del suelo, 2ª ed. CRC Press, Boca Raton Grzesiak S, Grzesiak MT, Filek W, Hura T, Stabryła J (2002) El impacto de diferente humedad del suelo y la compactación del suelo sobre el crecimiento del sistema radicular triticale. Acta Physiol Plant 24: 331Ð342 Hanssen S (1996) Efectos de tratamiento del estiércol y la compactación del suelo en la producción vegetal de una lechería

sistema de granja convertir a la práctica de la agricultura ecológica. Agric Ecosyst Environ 56: 173Ð186 Heil JW, Juo ASR, McInnes KJ (1997) Las propiedades del suelo inßuencing sellado de la superficie de algunos de arena suelos en el Sahel. Soil Sci 162 (7): 459Ð469 Colina J, Peter D (1996) El uso de la teledetección para la degradación del suelo y el seguimiento desertiÞcation en la cuenca mediterránea. Comisión Europea, Bruselas Huang C, Bradford JM (1993) Análisis de factores de pendiente y de escorrentía basados en el modelo de erosión WEPP. Soil Sci Soc Am J 57: 1176Ð1183 Iijima M, Kono Y, Yamauchi A, Pardales JR Jr (1991) Efectos de la compactación del suelo en el desarrollo del sistema radicular arroz y maíz. Bot Environ Exp 30: 333Ð342 Ingebritsen SE, McVoy C, Glaz B, Parque W (1999) Everglades de Florida: el hundimiento amenaza la agricultura y complica la restauración del ecosistema. En: Galloway D et al (eds) subsidencia del terreno en los Estados Unidos, US Geological Survey circular 1182. US Geological Survey, Reston, pp 95Ð106

Kayombo B, Lal R (1994) Respuesta de los cultivos tropicales para la compactación del suelo. En: Sloane BD, van Ouwerkkerk C (eds) La compactación del suelo en la producción de cultivos. Elsevier, Amsterdam

Kemper WD, Rosenau RC, Dexter AR (1987) el desarrollo de Cohesión en suelos alterados como afectados por la arcilla y el contenido de materia orgánica y la temperatura. Soil Sci Soc Am J 51: 860Ð867 Levy GJ, Levin JL, Shainberg I (1994) la formación del sello y la erosión del suelo interregueros. Soil Sci Soc Am J 58: 203Ð209 Lipiec J, Stepniewski W (1995) Efectos de los sistemas de compactación del suelo y de labranza sobre la captación y pérdidas de nutrientes. La labranza del suelo Res 35: 37Ð52 Lynch JM, Bragg E (1985) Microorganismos y estabilidad de los agregados del suelo. Adv suelo Sci 2: 133Ð171 Masle J (2002) de alta resistencia del suelo: las fuerzas mecánicas en juego en la morfogénesis de la raíz y en la raíz: la señalización de disparar. En: Waisel Y, Eshel A, KafkaÞ U (eds) raíces de las plantas el medio oculta. Marcel Dekker Inc., Nueva York

referencias

67

McIntyre DS (1958) mediciones de permeabilidad de costras de suelo formados por impacto de la lluvia. Soil Sci 85: 185Ð189 Michael AM, Ojha TP (2006) Principios de la ingeniería agrícola, vol II, 5ª ed. M / S Jain Brothers, Nueva Delhi Mullins CE, IM Young, Bengough AG, Ley GJ (1987) los suelos de fraguado duro. Uso del suelo Manag 3: 79Ð83 Murty VVN (1985) Gestión de la tierra y el agua, 4ª ed. Oxford Publishers, Londres Nieuwenhuis SA, Schokking F (1997) el hundimiento del suelo en las zonas de turba drenados de la Provincia de Friesland, Países Bajos. QJ Eng Geol 30: 37Ð48 Northcote KH (1960) Una de las claves de hecho para el reconocimiento de los suelos australianos, informe de División no. 4/60. División de Suelos CSIRO, Melbourne Oldeman LR, Hakkeling RTA, Sombroek WG (1991) Mapa del mundo de la situación de la degradación del suelo inducida por el hombre: una nota explicativa. ISRIC, Wageningen Oster JD, Shainberg I, madera JD (1980) valor floculación y estructura de gel de montmorillonita de sodio / calcio y suspensiones ilita. Soil Sci Soc Am J 44: 955Ð959 Perini L, T Ceccarelli, Zitti M, L Salvati (2009) Insight proceso desertiÞcation: conductores biofísicos y socioeconómicos en Italia. Ital J Agrometeorol 3: 45Ð55 Pietola L, Horn R, Yli-Halla M (2005) Efectos de pisoteo por el ganado en las propiedades hidráulicas y meca-Cal de suelo. La labranza del suelo Res 82: 99Ð108 Radford BJ, Yule DF, McGarry D, Playford C (2001) respuestas de los cultivos a la compactación del suelo aplicada y a los tratamientos de reparación de compactación. El suelo de labranza Res 61: 157Ð166 Remley PA, Bradford JM (1989) Relación de la morfología de la costra del suelo a parámetros de erosión entre surcos. Soil Sci Soc Am J 53: 1215Ð1221 Rojstaczer S, Deverel SJ (1995) subsidencia del terreno en histosoles drenados y suelos minerales altamente orgánicos de California. Soil Sci Soc Am J 59: 1162Ð1167 Schmidt J (2010) Efectos de suelo de apagado y sellado en experimentos inÞltration Ð y enfoque de modelo. En: Congreso Mundial 19 de la ciencia del suelo, las soluciones del suelo para un mundo cambiante, Brisbane, 1D6 Ago 2010 Schothorst CJ (1982) de drenaje y el comportamiento de los suelos de turba. En: De Bakker H, van den Berg MW (eds) Actas del simposio sobre las turberas bajo el nivel del mar. Instituto Internacional para la Recuperación de Tierras y mejora, Wageningen, pp 130Ð163 Segeren WA, Smits H (1980) Drenaje de los sedimentos recién recuperadas marinos arcillosos, suelos de turba, y los suelos sulfatados ácidos. En: principios y aplicaciones de drenaje, vol IV, diseño y gestión de sistemas de drenaje. ILRI publicación 16. ILRI, Wageningen Simojoki A, Jaakkola A, Alakukku L (1991) Efecto de la compactación en el aire del suelo en un experimento en macetas y en el Þeld. La labranza del suelo Res 19: 175Ð186 Soane B, van Ouwerkerk C (1995) Implicaciones de la compactación del suelo en la producción de cultivos para la calidad del medio ambiente. La labranza del suelo Res 35: 5Ð22 Soane BD, Dickson JW, Campbell DJ (1982) Compactación por vehículos agrícolas: una revisión. III. La incidencia y el control de la compactación en la producción de cultivos. La labranza del suelo Res 2: 2Ð36 Stephens JC, Allen JH Jr, Chen E (1984) Orgánico hundimiento del suelo. Geol Soc Am Rev Esp Geol 6: 107Ð122 CLD (Convención de las Naciones Unidas de Lucha contra la Desertificación) (1994) Convención de las Naciones Unidas para combatir desertiÞcation en los países afectados por sequía grave y / o desertiÞcation en particular en África: texto con anexos. PNUMA, Nairobi Van den Akker JJH, Schjonning P (2004) compactación del subsuelo y formas de prevenirla. En: Schj¿nning P, S Elmholt, Christensen BT (eds) La gestión de la calidad del suelo: desafíos en la agricultura moderna. CAB International, Wallingford, Oxon, Reino Unido Wosten JHM, Ismail AB, van Wijk ALM (1997) el hundimiento de la turba y sus implicaciones prácticas: un estudio de caso en Malasia. Geoderma 78: 25Ð36

Zejun T, Tingwu L, Qingwen Z, Jun Z (2002) El proceso de sellado y la formación de costras en la superficie del suelo bajo los impactos de las gotas de lluvia y poliacrilamida. En: Actas de la Conferencia de ISCO 12, Pekín

Capítulo 3

Erosión del suelo por el agua

La erosión es un proceso natural de desprendimiento de partículas de suelo y su transporte y la deposición en los lugares distantes de los agentes naturales como el agua, el viento, glaciar, y la gravedad. Desprendimiento de partículas del suelo a partir de agregados principalmente por las gotas de lluvia y el agua ßowing y su transporte por el agua de escorrentía están involucrados en la erosión del suelo por el agua. La erosión natural se considera como la erosión normal y suele ser de poco interés desde el punto de vista de la calidad del suelo, ya que su tasa es baja y la pérdida de suelo se puede compensar de forma natural por la formación del suelo. Las acciones humanas, como la deforestación, el pastoreo excesivo, sobre la labranza y la agricultura migratoria han acelerado la erosión del suelo más allá del límite de tolerancia. Un rango de tolerancia de 2Ð11 t ha -1 año-1dependiendo de los tipos de suelo se acepta en el EE.UU.. Hay lugares y situaciones en las que las tasas de erosión muy superiores a este límite, incluso tan alto como 100 t ha -1 año1 . Los principales tipos de erosión del suelo por el agua son erosión por salpicadura, erosión laminar, erosión entre, erosión en surcos, cárcavas, deslizamientos, y la erosión corriente. La erosión del suelo tiene in situ y ex situ efectos. Los efectos en el sitio incluyen la pérdida de suelo, la pérdida de materia orgánica y nutrientes, daños a los cultivos en crecimiento, la exposición de las raíces de las plantas, y la disminución de la fertilidad del suelo y la productividad. Los efectos fuera del sitio madriguera de los cultivos e instalaciones, sedimentación de los embalses, la eutrofización de lagos y estanques, la contaminación del agua, etc. Varias prácticas agronómicas y de ingeniería se emplean para el control de la erosión del agua. Estos son sin labranza, labranza mínima, el acolchado, el cultivo en fajas, recorte de contorno, de recorte tira del contorno, y terrazas, pero se necesitan varios métodos que se inte rallado-para un control de la erosión del suelo efÞcient.

3.1 La erosión geológica y acelerada La erosión es el desprendimiento de materiales de las superficies de la tierra tales como roca y el suelo de su ensamblaje original y la posición y el transporte a otros lugares por diversos agentes, incluyendo el agua, el viento, glaciar, y la gravedad. La erosión tiene tanto en el lugar y los efectos fuera del sitio. materiales de la tierra de las montañas del Himalaya están siendo arrancadas


69

70

3Soil la erosión hídrica

y llevado por los sistemas fluviales hasta el Delta del Ganges a través del tiempo geológico. El proceso da lugar a cambios en las formas terrestres, tanto de los lugares. El Himalaya es la intemperie de distancia y los deltas están acumulando aluviones, y el nivel de tierra se eleva por encima del nivel del mar. En muchos casos, las heladas y de alta temperatura piezas separadas de roca erosionada, y el material suelto se mueve cuesta abajo para formar pilas de residuos ladera, conos de deyección, ventiladores outwash, y otras formaciones (Zacharmil novecientos ochenta y dos). Esta es la erosión geo-lógico que ocurre en casi todas las superficies naturales a través de las fuerzas naturales. Sin embargo, la erosión puede ser de diferentes tipos, tales como erosión de las rocas, la erosión del suelo y la erosión del suelo, dependiendo de la superficie en cuestión. La erosión puede ser dividido en natu-ral o erosión geológica y o acelerado inducido por el hombre. La erosión del suelo implica dos procesos: desprendimiento de partículas de los agregados del suelo y el transporte de las partículas por el agua o el viento. La erosión del suelo en paisajes perturbados por las fuerzas naturales se llama erosión normal, erosión natural, o la erosión geológica que se produce casi en silencio y, a menudo no deja signos. La erosión natural no es de mucha preocupación porque la cantidad de pérdida de suelo se compensa fácilmente por los procesos naturales de formación del suelo. Pero las acciones humanas para la explotación de la tierra, el agua, la vegetación y los recursos del suelo tremendamente aceleraron la extensión e intensidad de la erosión del suelo. Esto se conoce como la erosión acelerada del suelo. En general, la erosión acelerada es considerada como la erosión del suelo adecuado. La erosión acelerada se produce por lo general a un ritmo alarmante que reduce la calidad del suelo y el rendimiento de los cultivos en el lugar y daña la tierra, el agua,

3.2 Las causas de la erosión del agua Las causas de la erosión del suelo incluyen la deforestación, el pastoreo excesivo, la quema de biomasa, rotación de cultivos, la tala mecanizada, UP- cultivo y pendiente abajo, los cultivos mono continua, y la compactación del suelo por Stock y maquinaria. La deforestación, overgraz-ing, rotación de cultivos, y los cultivos mono se han discutido en relación con las causas de la degradación del suelo en el Cap.1. La compactación se discutió en detalle en el Cap.2. El lector puede extraer una buena cuenta de las causas de la erosión del suelo de estos capítulos. Vale la pena mencionar aquí que la erosión del agua es un problema importante de los terrenos en pendiente. Molestar a las pistas para la preparación del lecho de siembra y el cultivo es muy arriesgado. prácticas generales de conservación de suelos, como la labranza mínima y ayuda mantillo-ción reducen los riesgos. Pero pendientes superiores a 20¡ deben dejarse en condiciones naturales. bosques y pastos satisfactorios pueden desarrollar allí si se deja sin ser molestados. Tales pendientes son muy susceptibles a la erosión del agua. El cultivo de arriba y abajo que está a lo largo de la pendiente produce la erosión severa de agua.

3.3 Tipos de erosión hídrica

La erosión del agua es causada por el agua Ð agua que entra en la lluvia y corre por la tierra como ßow por tierra o streamßow. En la etapa inicial, las partículas del suelo se separan de los agregados por el impacto de las gotas de lluvia o ßowing agua, que es seguido por


71

Fig. 3.1 erosión por salpicadura (Foto cortesía del Dr. Lasikaamarasena)

transporte de las partículas desprendidas por el agua de escorrentía. Escurrimiento de agua cargada con partículas en suspensión también se separa más las partículas del suelo en su camino a través de la superficie. La erosión del suelo es un proceso de pérdida de suelo, en particular de la superficie, pero a veces una gran masa de suelo puede perderse, como en deslizamientos y erosión orilla del río. Kohnke y Bertrand (1959) ClassiÞed la erosión del agua en la erosión laminar, erosión interna, y la erosión del canal. la erosión del cauce se divide además en la erosión en surcos, cárcavas y erosión del arroyo. Sin embargo, los siguientes cuatro tipos de erosión del agua son generalmente reconocidos: erosión por salpicadura, erosión laminar, erosión en surcos, y la erosión del barranco. Salpicaduras y erosión laminar a veces se llaman interregueros erosión.

La erosión 3.3.1Splash Al comienzo de un evento de lluvia, las gotas de lluvia golpean los agregados del suelo, los rompen y se separan las partículas del suelo. Estas partículas obstruyen los poros grandes de suelo y, por lo tanto, reducen la capacidad inÞltration del suelo. El agua no puede entrar al suelo, y pronto una fina Þlm de agua cubre el suelo. Además, las gotas de lluvia golpearon el agua y salpicaduras de las partículas del suelo SUS-adjuntas de distancia. Las partículas del suelo se transportan a una cierta distancia por la salpicaduras. Las partículas salpicados pueden subir hasta 60 cm por encima del suelo y mover hasta 1,5 m desde el punto de impacto. Los procesos de erosión por salpicadura implican impacto de la lluvia, salpicadura de partículas de suelo, y la formación de cráteres (Ghadiri2004). En

realidad, Splash erosión (Fig.3.1) Es el comienzo de otros tipos de la erosión del suelo, en particular la erosión laminar.

72


Fig. 3.2 severa erosión laminar ha dejado al descubierto las raíces del árbol en un bosque de teca (Foto cortesía del Dr. Animesh Biswas)

La erosión 3.3.2Sheet Cuando una capa delgada de suelo se elimina por impacto de la lluvia y ßow superficie poco profunda de toda la pendiente, se llama la erosión laminar. Se elimina la capa superior del suelo fértil Þnest con un montón de nutrientes y materia orgánica. Es el tipo más peligroso de suelo ero-sión, ya que se produce dejando poco a poco y casi en silencio poco o ningún signo de eliminación de la suciedad. La erosión laminar implica la eliminación de una capa más o menos uniforme de suelo sobre toda la pendiente del terreno (Fig. 3.2). Las partículas del suelo se separan principalmente por las gotas de agua y en segundo lugar por las heladas, las pezuñas de animales de granja, labranza, y la acción mecánica de las máquinas agrícolas. partículas desprendidas son transportadas por el agua de escorrentía como el exceso de tierra ßow. La erosión laminar es más uniforme y gradual, ya que la superficie se hace más suave. Sin embargo, el agua puede aún acumular incluso en la pendiente más suave. La intensidad de la acumulación del agua de escorrentía depende de la altura de la corriente de agua, la aspereza de la superficie, la vegetación, o la distribución de los cultivos. La erosión laminar elimina capa más profunda de suelo poco a poco, si dejó continuar sin obstáculos y el subsuelo está expuesta sobre un área grande. El subsuelo es generalmente de diferente textura y color y es más compacta. Sin embargo, las pendientes no son a menudo tan uniforme sobre toda la zona, y el agua se acumula en

pequeños canales, de manera que la superficie está entrecruzada por rillets discontinuas. A continuación, se conoce como la erosión entre (Fig.3.3).


73

Fig. 3.3 Una superficie del suelo en pendiente afectada por erosión entre (Foto cortesía del USDA-NRCS)

Además de las partículas del suelo, se quita la hoja de erosión (i) residuos orgánicos Accu-mulada en el suelo de la superficie y (ii) materia soluble y fácilmente disoluble, la materia hizo soluble por ácidos débiles en el agua de lluvia. Zachar (mil novecientos ochenta y dos) Indica que la erosión laminar representa microerosion, es decir, la erosión y el lavado del suelo para producir formas de pequeña escala que puede abarcar la erosión gota de agua, la erosión laminar, erosión rillet, y la erosión de la capa. La fase Þrst de la erosión laminar, speciÞc con respecto a la forma, es la eliminación de suciedad por la acción gota de lluvia erosión Ð gota de lluvia. En erosión gota de agua, la superficie se actúa sobre selectivamente de modo que los pequeños agujeros, micropyramids, y otras formas se producen, la erosión de la gota de agua convirtiéndose así en una parte de la erosión del pedestal, la erosión pináculo, etc. El segundo subtipo en la erosión laminar es la erosión laminar. Se produce en cualquier ßow de agua sobre una superficie del suelo inclinado donde la energía cinética del agua es pequeño y por lo tanto sólo las partículas del suelo Þnest son lavados en una manera fuertemente selectiva. En virtud de la acumulación de agua de escorrentía hoja, erosión en surcos desarrolla, causando pequeños regueros con las dimensiones de un diámetro pocos centímetros en sección transversal, y con una profundidad no superior a la de la capa arable. Los rillets que se desarrollan en filas y surcos, con el efecto de aumentar sus dimensiones y conspicuousness, se eliminan durante Cultiva-ción. En esta forma de erosión, el suelo y las partículas desplazadas por el

agua puede ser inten-sivamente separan y se clasifican. En la erosión capa, el suelo se elimina por lavado ni en láminas ni en rillets, pero en una capa de hasta varios metros de ancho y 10Ð25 cm de profundidad desde una superficie labrada, es decir, en las tiras de manifiesto a partir de la cual la capa superior del suelo se ha eliminado por completo. con el efecto de aumentar sus dimensiones y conspicuousness, se eliminan durante Cultiva-ción. En esta forma de erosión, el suelo y las partículas desplazadas por el agua puede ser inten-sivamente separan y se clasifican. En la erosión capa, el suelo se elimina por lavado ni en láminas ni en rillets, pero en una capa de hasta varios metros de ancho y 10Ð25 cm de profundidad desde una superficie labrada, es decir, en las tiras de manifiesto a partir de la cual la capa superior del suelo se ha eliminado por completo. con el efecto de aumentar sus dimensiones y conspicuousness, se eliminan durante Cultiva-ción. En esta forma de erosión, el suelo y las partículas desplazadas por el agua puede ser inten-sivamente separan y se clasifican. En la erosión capa, el suelo se elimina por lavado ni en láminas ni en rillets, pero en una capa de hasta varios metros de ancho y 10Ð25 cm de profundidad desde una superficie labrada, es decir, en las tiras de manifiesto a partir de la cual la capa superior del suelo se ha eliminado por completo.

74


Fig. 3.4 la erosión en surcos (Foto cortesía del USDA-NRCS)

3.3.3 La erosión en surcos Cuando la precipitación excede la tasa de inÞltration, el agua se acumula en la superficie, y si el terreno está en pendiente, que se mueve a lo largo de la pendiente. En tierras de pendiente suave, con cultivos de stand-ing o en Þelds que han sido recientemente labrada, agua en movimiento se concentra a lo largo de canales diminutos llamados surcos (fig.3.4). Arroyuelos están a menos de 30 cm de profundidad. La acción de corte de ßowing agua separa las partículas del suelo, y el agua de escorrentía se los lleva. La cantidad de pérdida de suelo puede ser alto, pero los canales pequeños no suelen interferir con implementos de labranza. Los surcos pueden ser niveladas por operaciones de labranza normales. la erosión en surcos a menudo es la etapa inicial de la erosión en cárcavas. erosión en surcos es causada en gran medida como resultado de grandes cantidades de material que son liberados y transportados a distancias variables en zonas concentradas. Por otro lado, el ßow de agua sobre la superficie tiene un efecto menor sobre el desprendimiento de suelo, pero un efecto de transporte más grande. Sin embargo ßowing agua, especialmente en tierra labrada, puede convertirse en el agente de transporte de partículas sueltas mecánicamente, químicamente o por otros medios que el agua ßow sí mismo, y por lo tanto es un fenómeno de gran importancia desde el punto de vista de las pérdidas totales de suelo (Zacharmil novecientos ochenta y dos). concen-trados de agua en lugares más de la Þeld debido a la reducción en inÞltration, aumento de la precipita-ción, y la rugosidad de la superficie de la tierra. El agua se concentra a lo largo de líneas de labranza, hileras de cultivos, la impedancia por las raíces expuestas, alrededor de terrones, etc., y de canales poco profundos y estrechos conocidos como surcos. Como esta reunión de producto de agua, la cantidad total de agua que permanece la misma, la profundidad del agua aumenta, junto con la

velocidad, energía cinética, y separar así como la capacidad de carga del agua. A intensidades altas de precipitación, hay una mayor obstrucción de los poros, y el


75

proporción de agua precipitación que componen el ßow superficie y el número de partículas separadas del suelo por las gotas de agua tanto aumento. Mayor predominio de la erosión en surcos se puede encontrar en las pendientes más pronunciadas con material de suelo imper-meable que consiste en sedimentos más jóvenes, que son susceptibles a la erosión. Como se ve por lo general, la erosión en surcos prevalece y afecta a toda la longitud de la pendiente, lo que significa que el agua de precipitación, tan pronto como se alcanza el suelo, ßows de distancia a través de la densa red de regueros, prácticamente el corte de la pendiente en placas delgadas. Ocurrencia de erosión por salpicadura o la erosión laminar no se ve, pero había una cierta erosión de estas formas también. Fenómenos similares ocurren en pendientes pronunciadas, incluso en material de arcilla margosa impermeable. Por material impermeable o todavía más pesado y más resistente, Rill formas de erosión rebordes que están separados por reducido drásticamente rillets y barrancos. Los rillets son en ocasiones tan estrecha que se asemejan a las grietas, y que podría denominarse la erosión grieta. En las pendientes empinadas compuestas de material de resistencia variable, se forman aberturas verticales, y estos pronto se desarrollan en la erosión del túnel o la erosión del hueco, separar las formas lavadas en tubos aislados, etc. Cuando el material es más homogénea y la pendiente menos empinada, Rilling prevalece . Si el material es más grano grueso y menos resistente, ßowing agua lleva el suelo a lo largo rápidamente y crea formas triangulares o en forma de canal con respecto a la sección transversal del canal. En tales casos, las longitudes de los surcos son mayores, pero las láminas interregueros son más delgados, y los bordes más nítida. Cuanto más gruesa de grano y más permeable sea el material, menos pronunciado es la canalización, hasta Þnally los surcos son de forma ampliamente, y se asemejan más la forma de depresiones moderadamente onduladas, incluso en partes muy empinadas de la pendiente erosionado. Por depósitos permeables, de grano grueso, no resistentes ßuvioglacial, por otra parte, poco profundas, surcos que crecen rápidamente se desarrollan con una inmensa producción de limo. En este caso, la acción de ßowing agua es la fuerza predominante. Estas formas son de transición hacia la erosión en cárcavas. la erosión en surcos por lo general comienza a aparecer en la parte inferior de la pendiente. Esto es cierto sobre todo cuando la fuente del agua está derritiendo nieve o precipitación de baja intensidad. Tan pronto como la intensidad de los aumentos de precipitación, la intensidad y la velocidad de la escorrentía superficial tanto aumento también, y en consecuencia la proporción de la erosión total debido a rills llega a ser mayor, dependiendo de la permeabilidad del suelo. la acción de ßowing agua es la fuerza predominante. Estas formas son de transición hacia la erosión en cárcavas. la erosión en surcos por lo general comienza a aparecer en la parte inferior de la pendiente. Esto es cierto sobre todo cuando la fuente del agua está derritiendo nieve o precipitación de baja intensidad. Tan pronto como la intensidad de los aumentos de precipitación, la intensidad y la velocidad de la escorrentía superficial tanto aumento también, y en consecuencia la proporción de la erosión total debido a rills llega a ser mayor, dependiendo de la permeabilidad del suelo. la acción de ßowing agua es la fuerza predominante. Estas formas son de transición hacia la erosión en cárcavas. la erosión en surcos por lo general comienza a aparecer en la parte inferior de la pendiente. Esto es cierto sobre todo cuando la fuente del agua está derritiendo nieve o precipitación de baja intensidad. Tan pronto como la intensidad de los aumentos de precipitación, la intensidad y la velocidad de la escorrentía superficial tanto aumento

también, y en consecuencia la proporción de la erosión total debido a rills llega a ser mayor, dependiendo de la permeabilidad del suelo.

La erosión 3.3.4Gully Gullies son grandes canales más profundos de 30 cm. Gullies desarrollan cuando grandes cantidades de agua se acumulan y se ejecutan a través de un único canal con alta velocidad en pendientes relativamente empinadas (Fig.3.5). Barrancos también pueden desarrollar mediante la profundización gradual de surcos. Hay dos tipos de barrancos: efímeros y permanentes. barrancos efímeras forman canales poco profundos que pueden ser fácilmente corregidos por operaciones de labranza de rutina. Por otro lado, barrancos permanentes son muy grandes y no pueden ser suavizadas por la labranza regular (Blanco y Lal2008). Barrancos de diferente tamaño y forma se desarrollan mediante la profundización grad-ual de surcos. Un número de formas puede ser distinguido en la erosión del barranco. La forma Þrst incluye reguera con una profundidad entre 30 cm y 2D3 m. En esta forma,

76


Fig. 3.5 la erosión en cárcavas (Foto Cortesía de USDANRCS)

lavado típico prevalece con una marcada erosión hacia atrás o retrógrada y la erosión vertical o en profundidad. Barrancos tienen mayores dimensiones y su desarrollo es más com-plicado. Además de la erosión retrógrada y vertical, erosión lateral también aparece aquí, junto con deslizamientos de tierra accesorio, ßow suelo, y otros fenómenos. Barrancos pueden crecer en gargantas y cañones en altas altitudes y pendientes muy empinadas. Gullies pueden SSAT, estrecho, ancho, y redondo. formas planas se producen principalmente en suelo superficial o en connection con una estructura lítica speciÞc de la pendiente. En esta forma, caracterizada por una sección en V amplio, la erosión lateral prevalece sobre la erosión vertical. , formas agudas estrechas se crean con una sección en V estrecha, la amplitud de la hondonada generalmente igual a su profundidad o más pequeño. barrancos amplios tienen una amplia parte inferior y son forma de U. Aquí, la erosión-lat eral prevalece sobre la erosión de profundidad. barrancos activos mantienen empinada o incluso per pendicular lados. Sucede con frecuencia que las formas recientes sustituyen a las antiguas formas de modo que su origen y edad no pueden ser evaluados de la observación superÞcial. La principal FEA-tura de la erosión del barranco es el volumen y la velocidad del agua en el nivel más bajo.

La energía de ßowing agua aumenta su potencia de corte y rompiendo y a menudo resulta en la erosión del banco.


77

3.3.5 La erosión de labranza La Sociedad de Ciencias del Suelo de América deÞnes la labranza como la manipulación mecánica del suelo para cualquier propósito (SSSA 2008). Los objetivos de la labranza incluyen la preparación del lecho de siembra, control de malezas, y la incorporación de modificaciones agrícolas. A veces se convierte en la labranza intensiva y continua, altera drásticamente las funciones del suelo, y provoca la erosión del suelo. Blanco y Lal (2008) Enfatizan la signiÞcance de un nuevo tipo de erosión erosión Òtillage, Ó que se refiere a la translocación del suelo gradual o dis-colocación de descenso causado por las operaciones de labranza (Lindstrom et al. 1990). La manipulación mecánica de la labranza del suelo y pone en práctica los medios de transporte no implica la acción del agua. La translocación neta del suelo por la labranza se expresa en unidades de vol-ume, masa, o la profundidad por unidad de ancho de labranza. En los últimos años, sobre todo con el advenimiento de la agricultura mecanizada, la erosión del suelo se ha convertido en un importante componente de la erosión total del suelo en tierras de cultivo montañosas. erosión de labranza puede representar tanto como 70% de la erosión total del suelo (Lobb et al.1999). la erosión de labranza es un proceso degra-dación del suelo en pendiente grave en suelos cultivados en todo el mundo. erosión de labranza modiÞes la geomorfología paisaje eliminando progresivamente las capas superiores del suelo a partir de posiciones convexa Þeld (cumbres, crestas, y las pendientes de los hombros) y la redistribución de los materiales extraídos a lo largo de posiciones del paisaje cóncavas (fiebre del dedo del pie pistas).

3.3.6 Deslizamiento de tierra / corrimiento de tierra / corriente de barro El movimiento hacia abajo y hacia fuera de un gran bloque de suelo y regolith causada por la gravedad se denominan deslizamientos de tierra (Fig. 3.6) Y deslizamientos de tierra. Los deslizamientos de tierra son profundamente arraigado movimiento de masas, y el deslizamiento del suelo es un movimiento superficial y rápida de deslizamiento o ßowing del suelo. Hay diferentes formas de deslizamientos de tierra, incluyendo mudßows, deslizamientos de tierra, ßows escombros, caídas de rocas, y los desprendimientos de rocas. Los portaobjetos se mueven en contacto con la superficie subyacente. Los flujos son de plástico o de movimientos líquidas en las que masa de tierra se rompe en agua y ßows durante el movimiento. Los deslizamientos de tierra son causados por condiciones geológicas inestables, pendientes pronunciadas, lluvias intensas, suelos débiles, los terremotos y los cambios inducidos por el hombre de formas de relieve. causas Humanos inducida son excavación, la carga, la deforestación, el riego, la minería, las vibraciones y de embalse de agua. El volumen de suciedad desprendida por deslizamientos de tierra depende de la geología y el mecanismo de deslizamiento de tierra. Por ejemplo, los deslizamientos de tierra iniciados por las precipitaciones son más pequeños, mientras que las iniciadas por los terremotos son muy grandes. Hay dos categorías de deslizamiento de tierra: (1) que se mueve rápidamente y (2) de movimiento lento. En rápido movimiento de tierras de cultivo laminar (ßows de escombros y tierra ßows) presentan el mayor riesgo para la vida humana.

3.3.7 Ribera / Erosión Corriente Banco Flujo de la erosión / ribera se produce debido a la socavación del banco y el fracaso de masas. La eliminación directa de materiales de banco por la acción física del agua ßowing se llama socavación banco.

78


Fig. 3.6 Deslizamiento de tierra en un (Foto cortesía del Dr. Animesh Biswas) de laderas

A menudo es dominante en corrientes más pequeñas y las partes altas de los arroyos y ríos más grandes. fallo de masa se produce cuando grandes trozos de material de banco se vuelven inestables y derriban en la corriente o río (Fig.3.7). erosión Riverbank se puede acelerar mediante la reducción de lecho, la inundación de los suelos de banco seguido por gotas rápidos en ßow agua, la saturación de los bancos de fuentes fuera de la corriente, eliminación de la vegetación protectora de bancos de la corriente, el drenaje deficiente, fácilmente material erosionable dentro del banco proÞle, onda acción generada por los barcos, arena excesiva y la extracción de grava, y lluvias intensas.

3.3.8 Efectos de la erosión del agua La erosión del suelo puede ser inofensivo (benigno) o perjudicial (maligno). En tierras forestales buena vegetación, en los pastizales, y en las tierras de cultivo nivel y con cobertura vegetal, la erosión natural es baja, gradual, y sencillos. En este caso, la tasa de pérdida de suelo es menor que la tasa de formación del suelo. El suelo de la erosión promedio de nivel de tolerancia estimado (T) que se utiliza en la planificación del suelo y la conservación del agua en los EE.UU. es de 11 Mg ha -1 año-1. El valor de T es la cantidad de la erosión del suelo que no disminuye signiÞcantly la productividad del suelo. Las tarifas de speciÞc de límites máximos tolerables de erosión varían con el tipo de suelo (Blanco y Lal2008). Un estudio de la pérdida de suelo en 70 sitios en todo el oeste de Australia-com pletó como parte de una Encuesta Nacional de Reconocimiento ha demostrado que la erosión se está produciendo a un ritmo

insostenible. Los resultados indicaron que aproximadamente el 10% de los sitios tenía pérdidas de suelo en exceso de 20 t ha-1 año-1, Alrededor del 30% de los sitios tenía pérdidas de suelo de


79

Fig. 3.7 la erosión de ribera (Foto cortesía de Stephen Hallett del Suelo-Net, Universidad CranÞeld, Reino Unido)

5Ð20 t ha-1 año-1, Alrededor del 40% de los sitios tenía pérdidas de suelo de 1D5 t ha-1 año-1, Y alrededor del 25% de los sitios tenía pérdida de suelo despreciable (menos de 1 t ha-1 año-1) (Foster et al. 2006). La erosión puede extraer toda la proÞle suelo en alguna situación en suelos esqueléticos (suelos poco profundos en pendientes pronunciadas). La producción de sedimentos de movimiento de tierras urbanas pueden ser extremadamente alta, a veces alcanzando valores de 50.000 t ha-1 año-1 (Novotny y Chesters 1981). Figuras de 100Ð120 t ha-1 año-1 son reportados por Williamson (1993) De las zonas de Nueva Zelanda se someten a la construcción. En la región de Auckland, una pérdida mea-sured de 66 t ha-1 año-1 fue obtenido. Se estima que alrededor de 1.960 M ha de tierra son propensas a la erosión, que representa alrededor del 15% de la superficie total earthÕs, de la que se erosiona gravemente 50%, y gran parte de que está siendo abandonado (Lal et al. 2004). En el lugar efectos de la erosión del agua incluyen la pérdida de suelo y la pérdida de materia orgánica, así como nutrientes (pérdida de la tierra vegetal 10 mm es igual a 350 kg ha-1 N, 90 kg ha-1 P, y 1,000 kg ha-1K; Hicks y Anthony2001). Otros efectos en sitio son sellado de la superficie y la compactación del suelo, la exposición de las raíces, la deformación del terreno, difÞculty en operaciones de labranza, la exposición de subsuelo, la reducción en el crecimiento y rendimiento de los cultivos, la pérdida de cultivos en crecimiento, disminución de la calidad del suelo, y la capacidad reducida de las funciones del ecosistema. La erosión puede causar reducciones en el rendimiento de 30Ð90% en algunas tierras poco profundas raíces restrictivas de África Occidental (Mbagwu et al.1984; Lal1987). Rendimiento reduc-ciones de 20Ð40% se han medido para cultivos en hileras en Ohio (Fahnestock et al.1995) Y en Midwest EE.UU. (Schumacher et al en otro lugar. 1994). La productividad de algunas tierras en África ha disminuido en un 50% como consecuencia de la erosión del suelo y desertiÞcation (Dregne1990). reducción del rendimiento en África debido a pasado la

erosión del suelo puede variar de 2 a 40%, con una pérdida media de 8,2% para el continente (Lal1995). Fuera de las instalaciones efectos de la erosión del suelo no siempre se notan fácilmente. materiales erosionados se llevan a lugares lejanos y se depositan allí en los cuerpos de agua, incluyendo lagos, arroyos, ríos, y en tierras agrícolas, caminos y carreteras, granjas, y otra

80


instalaciones. Fuera de las instalaciones efectos de la erosión del agua incluyen madriguera de los cultivos y de los hogares, la sedimentación en las tierras, la sedimentación de los embalses, ßoods, la eutrofización de los cuerpos de agua, la contaminación de la tierra y el agua, y el descenso de la calidad del agua. Los sedimentos que llega a los arroyos o cursos de agua pueden obstruir las zanjas de drenaje y flujo de canales, cubrir zonas de desove THSH, y reducir la calidad del agua aguas abajo. Los pesticidas y fertilizantes, que se transportan con frecuencia junto con la tierra, erosionando pueden contaminar o contaminar las fuentes de agua río abajo y zonas de recreo. Debido a la gravedad potencial de algunos de los impactos fuera de las instalaciones, el control de la contaminación ONON-pointÓ de las tierras agrícolas se ha vuelto cada vez más importante.

3.3.9 Ecuaciones de Pérdida de Suelo (USLE y RUSLE) Una ecuación para la estimación de la cantidad de pérdida de suelo por erosión hídrica fue propuesto por Wischmeier y Smith (1965). Se estima que las pérdidas de suelo debido a la erosión laminar y en surcos a partir de datos experimentales a nivel de finca en distintos tipos de suelo en muchos lugares diferentes en EE.UU. utilizando las mismas condiciones estándar. parcelas de erosión eran 22,6 m de largo en 9% de pendiente y se sometieron a las mismas prácticas de manejo del suelo. Esta ecuación se ha aplicado satisfactoriamente en muchas otras áreas que en EE.UU. y, a través de la revisión de los factores incluidos en la ecuación (Wischmeier y Smith1978), Se ha convertido universalmente aceptado. Se le conoce como la Ecuación Universal de Pérdida de Suelo (USLE). La USLE fue revisado posteriormente para dar la Pérdida de Suelo Revisada Ecuación Universal (RUSLE). En 1987 y principios de 1988, Porter escribió un programa informático que hacer los cálculos para RUSLE. Fue construido utilizando la base de datos del factor R existente, complementado con una base de datos climáticos necesaria para estimar residuos decomposi-ción (temperatura mensual y precipitación). Se utiliza un tiempo que varía valor erosionabilidad del suelo, basándose en el valor USLE K estándar y la temperatura, el valor LS estándar para la USLE, un enfoque subfactor basado en el trabajo de Lassen et al. (1985, 1990), Que fue construido en parte del enfoque subfactor de Wischmeier. factores de p se basan en los enfoques existentes utilizados en la USLE (Lassen y Moldenhauer2003). El RUSLE calcula la hoja y la erosión en surcos de la lluvia y la escorrentía asociada en la escala de paisaje. Incorpora los datos de los pastizales y otros centros de investigación en los EE.UU. para mejorar signiÞcantly estimaciones de erosión en tierras sin cultivar. Se puede utilizar para calcular la pérdida de suelo en las áreas donde se produce signiÞcant tierra ßow pero no está diseñado para las tierras que no se produce ßow por tierra, como las tierras forestales no perturbados. La pérdida de suelo es una tasa media de erosión para el paisaje proÞle. RUSLE utiliza el mismo enfoque factorial empleado por el USLE:

UN = R × K × LS × do × PAG

UN Ð el potencial de pérdida de suelo anual promedio a largo plazo en toneladas por acre por año (× 2,24 Mg ha-1 año-1). Esta es la cantidad que se compara con los límites del suelo Òtolerable LOSSO. R Ð el factor lluvia y escorrentía. Cuanto mayor sea la intensidad y duración de la precipitación, mayor será el potencial de erosión.


81

K Ð el factor de erosionabilidad del suelo. K es una medida de la susceptibilidad de las partículas del suelo a la separación y el transporte por la lluvia y el escurrimiento. La textura es el factor principal que afecta a K, pero la estructura, materia orgánica, y la permeabilidad también contribuyen.

LS d la longitud de la pendiente y el factor de pendiente. El factor LS representa una proporción de pérdida de suelo bajo condiciones dadas. Cuanto más empinada y ya es la pendiente, mayor es el riesgo de erosión. Este es un factor muy importante en la tasa global de la erosión. do Ð el factor de manejo del cultivo. Se utiliza para determinar la eficacia relativa de los sistemas de manejo del suelo y del cultivo en cuanto a la prevención de la pérdida de suelo. El factor C es una relación de la comparación de la pérdida de suelo de tierra bajo un cultivo speciÞc y sistema de administrar-ment a la correspondiente pérdida de la tierra continuamente barbecho y labrada. El cultivo crecido, tipo y momento de la labranza, el uso de la cubierta de invierno, y la apli-cación de estiércol sólido hará todo impacto en el factor C. PAG Ð el factor prácticas de apoyo. El factor P compara las pérdidas de suelo de cultivo de arriba y pendiente abajo a las pérdidas que resultan de prácticas tales como el cultivo a la pendiente transversal, cultivo de contorno, y el recorte de la tira. En RUSLE, los factores se han actualizado con la información más reciente, y las nuevas relaciones de factores se han derivado basado en la teoría de la erosión moderna y datos. Cambios importantes en el USLE incorporados en RUSLE incluyen: R los factores: mapas nuevos y mejorados isoerodent e índice de erosionabilidad distribuciones para algunas áreas K Factor: variable con el tiempo erosionabilidad del suelo, que reßects congelación y descongelación Ð en algunas áreas geo-gráfica factor de LS: nuevas ecuaciones para dar cuenta de longitud de la pendiente y la inclinación do Factor: subfactores adicionales para evaluar el factor de cobertura y gestión de tierras de cultivo y pastizales PAG Factor: nuevos valores práctica de la conservación de las tierras de cultivo y pastizales

3.3.9.1 Las precipitaciones Erosividad Factor (R) Generalmente, las variaciones locales en erosividad de la lluvia (5%) se pueden representar con un único valor R. valores de R se pueden calcular para las ubicaciones speciÞc de datos inten-sity tipo lluvia. Sin embargo, este es un mucho tiempo y mano de obra intensiva cálculos del índice proceso que requiere erodbilidad para cada evento de tormenta mayor que 0,5 pulg. Para cada indicador de lluvia durante un período de años. ÒEquivalentÓ valores de R han sido desarrollados para muchas áreas en el EE.UU.. El efecto de la distribución de R con respecto al año se incorpora en el modelo en el cálculo del factor C.

3.3.9.2Soil Erodibilidad Factor ( K) El factor K representa tanto la susceptibilidad del suelo a la erosión y la cantidad y velocidad de la escorrentía. La textura del suelo, la materia orgánica, la estructura, y la permeabilidad determinan la erosionabilidad de un suelo particular. valores de K para los varios tipos de suelo se dan a continuación.

3 erosión del suelo por agua

82

Tipo de suelo De textura fina; alta en arcilla De textura gruesa; arenoso Medio de textura; margas El alto contenido de limo

erosionabili dad K Rango de valores Bajo Bajo Moderar Alto

0.05Ð0.15 0.05Ð0.20 0.25Ð0.45 0.45Ð0.65

Aunque la materia orgánica del suelo reduce erosionabilidad, la extrapolación de la nomograma factor de K más allá de una materia orgánica de 4% es ni recomendado por los NRCS ni permitido por software RUSLE. La estructura del suelo afecta erosionabilidad por inßuencing desprendimiento y inÞltration. La permeabilidad de la proÞle suelo afecta K porque afecta a la escorrentía (Lassen y Moldenhauer2003). Longitud 3.3.9.3Slope y la inclinación Factor (LS) El factor LS representa los efectos combinados de la longitud de la pendiente y relativa pendiente a una parcela unidad estándar en la erosionabilidad. Las pendientes de la pendiente no uniforme requieren dividiendo la pendiente en segmentos. Por lo general, los segmentos Þve compuestas de longitud de la pendiente y la inclinación son sufÞcient a deÞne un proÞle pendiente no uniforme. Existen diferentes ecuaciones para calcular el factor LS para diferentes condiciones de pendiente.

3.3.9.4Cover y el factor de gestión (

do)

El factor C representa el efecto de las plantas, la cubierta del suelo, biomasa bajo el suelo, y las actividades de suelo-molestar en la erosión del suelo. Tanto el tiempo-variante (recorte / rotación SCE-nario) y los módulos de tiempoinvariantes (valores medios anuales) se han construido. La opción variable con el tiempo se utiliza cuando las condiciones de la planta y / o suelo cambian lo suficiente como para afectar signiÞcantly erosión durante el año, durante un ciclo de rotación, o durante un período prolongado. Esta opción se aplica típicamente a las tierras de cultivo; pastizales donde cubrir los cambios signiÞcantly durante el año tal como de pastoreo, ardor, o la aplicación de herbicidas. La opción invariante en el tiempo se utiliza cuando se puede suponer condiciones constantes. El factor C depende de la masa efectiva de la raíz en la parte superior 4"del suelo, por ciento dosel, la altura promedio de caída (ft), el valor de rugosidad de la superficie (índice de micro-elevación media: generalmente oscila de 0,3 a 1,5), el porcentaje de cobertura del suelo (roca + camada, con exclusión de la cubierta vegetal basal), y la función de cubierta de la superficie expresado como valor B (la eficacia relativa de cubierta de la superficie para reducir la pérdida de suelo). La elección del valor B se basa en la relación de la erosión en surcos / interregueros en condiciones de suelo desnudo. Algunos valores típicos B se dan a continuación: Condiciones de campo (segundo Valor)

pendientes planas y cortas, donde el suelo es resistente a la erosión por ßow, tierras consolidadas (Por ejemplo, pasto) pendientes moderadas y longitudes pendiente con perturbación moderada Las pendientes pronunciadas y largas donde el suelo es altamente perturbadas y donde el suelo es susceptible a la erosión por ßow pastizales, donde la escorrentía tiende a ser baja y afectadas por la cubierta A largo plazo sin labranza de cultivo, especialmente cuando la siembra directa signiÞcantly reduce la escorrentía

0,025 0,035 0,045 0,045 0,050

3.4 Control de la Erosión Agua

83

3.3.10 Suelo tolerancia a la pérdida de valor (Valor T) El valor de tolerancia pérdida de suelo se ha deÞned como una indicación de la cantidad de erosión deben ser tolerados. El valor de T es la pérdida máxima erosión del suelo que no causa la pérdida de la productividad signiÞcant. Depende de las características del suelo. Por ejemplo, los suelos poco profundos sobre lecho de roca dura tienen pequeños valores T. Más pérdida de erosión se puede tolerated para suelos permeables gruesos en materiales parentales no consolidadas permeables. El valor de T es la pérdida de suelo anual media máxima que permite el cultivo continuo y mantiene la productividad del suelo sin necesidad de entradas adicionales de gestión. Muchos de los suelos que se han desarrollado a partir de sedimentos gruesos de loess son agrícolamente produc-tiva. Donde subsuelos tienen propiedades físicas no aptas para el enraizamiento, los resultados de erosión en las reducciones de la productividad del suelo que no se pueden superar sólo con fertilizantes apli-cación. Tales suelos tienen niveles de tolerancia bajos (valor de T pequeña). La tasa anual media de erosión del suelo en las tierras de cultivo en los EE.UU. es de 11 t ha-1. valores de T en el rango de EE.UU. de 2 a 11 t ha -1 (Foth 1990).

3.4 Control de la erosión de agua El control de la erosión del suelo por el agua se basa en los siguientes principios: ¥ La reducción de impacto de la lluvia: Esto se puede lograr proporcionando una cubierta en el suelo durante la época de lluvias. dosel del bosque denso y bien cultivos tales como cultivos de cobertura y coberturas sobre los suelos desnudos o recortado puede proporcionar la protección necesaria contra el impacto de la lluvia. ¥ La estabilización de los agregados del suelo: los agregados del suelo estables se obtienen en suelos suministrados con la materia orgánica sufÞcient. Agregación mejora la porosidad y inÞltration y reduce la escorrentía. ¥ El aumento y la reducción de la escorrentía inÞltration: InÞltration se puede aumentar mediante el mantillo-ción y por modiÞcation de la pendiente. El abono orgánico absorben agua y permiten que el agua más tiempo a inÞltrate. terrenos llanos tienen más capacidad inÞltration que los suelos inclinados. ¥ La reducción de velocidad de la escorrentía: velocidad de la escorrentía puede reducirse modificando el grado y la duración de la pendiente a través de terrazas y el contorno. recorte de contorno, cultivos en fajas, y tiras de recorte contorno reducen eficazmente la velocidad de escurrimiento. Cuando se reduce la velocidad de la escorrentía, tasa de inÞltration aumenta. ¥ una perturbación mínima del suelo: Laboreo hace que el suelo más erosionable. sistemas de labranza de conservación, incluyendo la siembra directa, labranza mínima, y la labranza del subsuelo son las prácticas de conservación de suelos efÞcient.

¥ La prevención de la concentración del agua de escorrentía en los canales: de nivelación rills desarrollados anteriormente, la producción de cultivos de cerca, y de mantenimiento de los residuos de cultivos en Þeld evitar la concentración del agua de escorrentía. ¥ Llevar el agua de escorrentía con seguridad fuera del Þeld. El agua de escorrentía se puede conducir con seguridad fuera del Þeld por vías césped.

84


¥ La integración de las medidas de control de erosión: Por lo general, hay un método por sí solo es sufÞcient para el control de la erosión del suelo. Por ejemplo, la integración de la cobertura con la siembra directa puede reducir eficazmente la erosión. ¥ El mantenimiento regular de las medidas de control de erosión. Prácticas para el control de la erosión necesitan un mantenimiento regular. Terrazas pueden necesitar reparación y barreras pueden necesitar reconstrucción.

3.4.1Amendments La adición de abonos y compost favorece la formación de estructura; aumenta la estabilidad de agregados, porosidad, y inÞltration; y por lo tanto reduce la escorrentía. Abono puede reducir el escurrimiento de agua por% y el sedimento pérdida 70Ð90 por 80Ð95% como resultado del aumento de contenido de materia orgánica (Grande et al.2005). El uso de estiércol en combinación con otras prácticas de conservación, como el no laboreo puede ser una estrategia eficaz para la erosión del suelo reduc-ción. Sin embargo, el uso indiscriminado de estiércol puede tener efectos perjudiciales sobre la calidad del agua también. Los agricultores en algunas partes de los EE.UU. y otras áreas están utilizando cada vez poli-acrilamida (PAM) en suelos de regadío. Las moléculas de PAM estabilizan los agregados y reducir el desprendimiento de partículas del suelo. Aplicación de 2D4 kg ha-1 de PAM puede reducir la erosión del suelo por 70Ð90% en algunos suelos pero sólo en un 20% o menos en otros (Bjorneberg et al. 2000). Algunos suelos fuertemente irrigadas con fuerte pendiente pueden necesitar tan alta como 20 kg ha 2D4-1. Se reduce la erosión del suelo en aproximadamente 1 × 106 Mg anualmente en Western y el norte de EE.UU. (Sirjacobs et al. 2000). Su uso se duplicó entre 1995 y 2005 en Þelds regadío (> 200.000 ha) para la reducción de surco y rociadores IRRI-gación inducida por la erosión del suelo (Sojka2006). PAM puede mitigar las tasas de erosión por tanto como 95% y aumentar las tasas de inÞltration por 15 y 50% en las tierras de cultivo por surcos de regadío.

3.4.2 Cultivos de cobertura De acuerdo con la Sociedad de Ciencias del Suelo de América, los cultivos de cobertura son cultivos que crecen cerca que proporcionan la protección del suelo, la protección de la siembra, y el mejoramiento del suelo entre los períodos de la producción normal de los cultivos o entre árboles en huertos y viñedos en vid yardas (sssa 2008). Los cultivos de cobertura pueden ser utilizados como abonos verdes. Los cultivos de cobertura se utilizan para la conservación del suelo desde la antigüedad en Grecia, Roma, China y otras regiones (Magdoff1992). Los cultivos de cobertura se utilizan actualmente como un importante complemento de la práctica de siembra directa, la labranza reducida, el cultivo en franjas, agroforestería, y otras prácticas de

conserva-ción diseñadas para reducir la erosión del suelo y mejorar la calidad de los recursos de suelo y agua. Los cultivos de cobertura ofrecen las siguientes beneÞcios: (i) proteger el suelo contra ero-sión, (ii) la mejora de las propiedades del suelo, (iii) la mejora de la fertilidad del suelo, (iv) la supresión de malas hierbas, (v) Þxing N, materia orgánica (vi) aumento de suelo contenido, (vii) cultivo creciente


85

Fig. 3.8 Los cultivos de cobertura en un Þeld en Negro Hawk County, Iowa (Foto cortesía del USDA-NRCS)

rendimientos, (viii) el reciclaje de nutrientes, (ix) la prevención de la lixiviación de nutrientes, y (x) la mejora de la calidad del agua (Blanco y Lal 2008). Los cultivos de cobertura se cultivan principalmente entre las estaciones de cultivo. También pueden ser cultivadas como cultivos de rotación y compañeros a los cultivos principales. Los cultivos de cobertura pueden incluir gramíneas y leguminosas adecuadas. Cuando las legumbres se cultivan como cultivos de cobertura, Þxation biológica de nitrógeno puede beneÞt el cultivo siguiente. legumbres de campo pueden THX 200Ð300 kg N ha -1 año-1. El uso de cultivos de cobertura mixta, incluyendo gramíneas y leguminosas, aumenta la biomasa regreso al suelo, aumenta la actividad de los organismos del suelo y mejora la productividad del suelo. El uso de cultivos de cobertura no sólo reduce la escorrentía, la erosión del suelo, y el uso de fertilizantes inorgánicos, sino también controla las malezas, una limitación importante en la reducción y sistemas de siembra directa. El establecimiento de cultivos de cobertura es una de las prácticas de conservación superiores para reducir la escorrentía y la erosión del suelo de los suelos agrícolas (Fig.3.8). la densidad de siembra altas y fertilizantes y abonos se utilizan para obtener un soporte denso de cultivos de cobertura. La incorporación de cultivos de cobertura como abono verde se recomienda antes de la floración. abono verde con cultivos de cobertura de leguminosas cuando están blandas mejora la descomposición, aumenta la actividad biológica, provoca una liberación de nutrientes rápido, y mejora el suministro de nitrógeno para el siguiente cultivo. Los cultivos de cobertura deben ser incorporados en el suelo varias semanas antes de la siembra de los principales cultivos para minimizar los riesgos de estrés por sequía en las regiones áridas y semiáridas y

evitar la competencia por los nutrientes por los microorganismos descomponedores. Retener a los cultivos de cobertura como mantillo es más beneÞtting de arar bajo en suelos donde la tasa de erosión es alta.2008).

86


3.4.3 labranza de Conservación Labranza refiere a la manipulación mecánica de suelo para el cultivo de los cultivos. Labranza implica una serie de operaciones mecánicas, incluyendo el arado y la grada-ing para preparar un buen semillero. Los principales objetivos de la labranza están invirtiendo el suelo, la incorporación de residuos de cultivos y enmiendas, el control de malezas, y los cultivos de cosecha. Sistemas de labranza se pueden agrupar en labranza convencional y labranza de conservación. La labranza convencional es cualquier sistema de labranza que invierte el suelo y altera la estructura del suelo natu-ral. Incluye el aflojamiento del suelo, la incorporación de residuos, la preparación de un lecho de siembra, el control de malas hierbas, y la mezcla de cal, fertilizantes, y otros productos químicos. Se primarily implica el arado de vertedera. La introducción de arado de vertedera aumenta el suministro de alimentos en particular en los países desarrollados. Pero arado intensiva ha provocado la erosión del suelo, la fertilidad del suelo empobrecido, y la reducción de actividades biológicas. Vertedera arado chuletas y entierra los residuos en el suelo. Debido a que el arado deja poco o ningún residuo de cobertura, que aumenta la susceptibilidad a soilsÕ erosión del viento y el agua. Debido a sus efectos adversos, uso del arado de vertedera ha disminuido desde la década de 1970, especialmente en los EE.UU., Canadá, Brasil, Argentina, Australia, etc. La labranza de conservación es cualquier sistema que reduce el número de operaciones de labranza, reduce el área de la labranza en el Þeld, y mantiene cobertura de residuos sobre el suelo sur-cara. La Sociedad de Ciencias del Suelo de América (SSSA2008) DeÞnes labranza de conservación como un sistema de labranza que deja al menos 30% de cobertura de residuos en la superficie del suelo. Cuando se combina con una gestión prudente de residuos de cosechas, la rotación de cultivos, y los cultivos de cobertura, laboreo de conservación es una tecnología útil para la protección del suelo y la producción de cultivos sus-TaiNing (Blanco y Lal2008). La agricultura de conservación ocupa cerca de 100 millones de hectáreas de tierra en todo el mundo (Derpsch2005). La labranza de conservación incluye sin labranza y sistemas de labranza reducida o mínimos como la labranza mulch, labranza tira, y labranza cresta. Recorte con la siembra directa o labranza limitada no es tan popular como con la labranza. Pero con los impactos negativos de la labranza convencional, incluyendo la exposición de la superficie del suelo a la erosión del viento y el agua, y la pérdida de materia orgánica del suelo a través de oxi-dación, la labranza de conservación está ganando popularidad. Estas estrategias de gestión han demostrado ser eficaces para el control de la erosión del suelo y mejorar la calidad del suelo. En la labranza cero, los cultivos se plantan directamente en los residuos del cultivo anterior sin labranza antes (Fig. 3.9). Para cultivos en hileras, una ranura se hace en el suelo en el que se siembra la semilla. labranza mínima consiste en la manipulación mínima de suelo. En realidad, es una labranza localizada. Por ejemplo, fresa en la Fig.3.10ha crecido labrando sólo el suelo de las filas. Mínimo y sin labranza dejan más residuos en la superficie del suelo de labranza convencional, resultando en una mayor inÞltration y reducción de la erosión de escorrentía y el suelo para los que se llaman labranza de conservación. A cm de ancho tira 30Ð45 se labra en la fila entre los

espacios no perturbados durante la labranza tira. Strip-hasta es menos eficaz que sin labranza y sistemas de subsuelo, ya que el suelo desnudo expuesto en la tira labrada es susceptible a la erosión. Se puede hacer efectiva, cubriendo la parte expuesta con residuos orgánicos. Los sistemas de labranza de conservación tienen algunas desventajas. El rendimiento de los cultivos tiende a ser menor y la infestación de malezas es un problema importante.


Fig. 3.9 plántulas de soja jóvenes en un no-till Þeld (Foto cortesía del USDA-NRCS)

Fig. 3.10 Fresas crecido a través de la labranza reducida (Foto cortesía del USDA-NRCS)

87

88


Fig. 3.11 Soja con cobertura de paja de maíz (Foto cortesía del USDA-NRCS)

3.4.4 acolchado Una cubierta extendido, colocar sobre la superficie para proteger el suelo se llama una capa vegetal. El abono orgánico son las medidas de conservación de suelos efÞcient (fig.3.11). El abono orgánico incluyen compost, estiércol compostado, recortes de césped, periódico, paja, hojas y ded-triturar. Son naturales y barato, y junto con la protección, mejoran la fertilidad del suelo. Acolchado tiene múltiples ventajas. Se reduce el impacto de la radiación solar y las gotas de agua. Protege los agregados del suelo de la separación de las gotas de lluvia. Se reduce la evaporación y la pérdida de humedad del suelo; aumenta inÞltration y reduce la cantidad y velocidad de la escorrentía. Disminuye sellado de la superficie, formación de costras, y la compactación. acolchado rastrojos se recomienda con frecuencia para reducir la escorrentía y la erosión. Residuos de trigo o de tallo de maíz del cultivo anterior se conservan durante el cultivo de la tierra para cultivo siguiente sin convertirlos bajo. rastrojero es un protector muy efÞcient de la erosión eólica. El abono orgánico liberan polisacáridos, poliurónidos, y otros agentes que mejoran la estructura del suelo cementación. plantas con cobertura vegetal tienen más raíces que las plantas que no están con cobertura vegetal.

abono inorgánico también proporcionan muchos beneÞcios al paisaje. Los materiales que pueden ser utilizados como abono inorgánico se trituran grava y granito, piedra de río o pequeña


89

Fig. 3.12 recorte de contorno (Foto cortesía del USDA-NRCS)

piedras, lava o roca de granito, piedras decorativas y de color, arena, ladrillo triturado, vidrio reciclado triturado graduada, tela del paisaje a veces se denomina Geotex-tejas, cubiertas de plástico aluminizado y el mantillo.

3.4.5 El recorte de contorno Arado y la siembra de cultivo en el contorno que está al otro lado de la pendiente se denomina cultivo contorno o la agricultura contorno (Fig. 3.12). Los contornos son líneas arbitrarias dibujadas Perpén-dicular a la dirección de la pendiente. Por lo tanto, el cultivo de contorno es una agricultura a la pendiente transversal system. Contornos reducir la velocidad de la escorrentía, dan acumulan agua más tiempo para inÞltrate, y depósito individual aislada partículas del suelo a lo largo de las líneas de contorno. Conserva SEDI-mentos en la Þeld. En la agricultura de contorno, crestas y surcos se forman por la labranza, siembra, y otras operaciones de cultivo para cambiar la dirección de la escorrentía de directamente pendiente abajo a alrededor de la ladera. La agricultura de contorno es más eficaz en las pendientes entre 2 y 10%. La agricultura de contorno no se adapta bien a rodar topografía que tiene un alto grado de irregularidad pendiente. Varios factores inßuence la eficacia de la agricultura para reducir el contorno del suelo ero-sión. Son intensidad de la lluvia, la calidad de pendiente, las propiedades del suelo, altura de la cresta, la cubierta y la aspereza, y la longitud de la pendiente crítica. Cubierta, rugosidad, y la altura del reborde se pueden inßuenced por la dirección. El espaciamiento de las líneas de contorno se elige sobre la base de la pendiente, el suelo, la precipitación, y el tipo de cultivo.

cultivos anuales y perennes se plantan en las crestas o surcos de los contornos. La agricultura de contorno se puede combinar con el cultivo en fajas.

90


Fig. 3.13 El cultivo en franjas (Foto cortesía del USDA-NRCS)

3.4.6Strip recorte En el cultivo en fajas, dos o más cultivos se cultivan en tiras alternas (fig. 3.13). Cultivos de diferentes bandas varían en sus características de raíz / tallo y las necesidades culturales. tiras de cultivos rompen paisajes inclinados en segmentos anchos con diversa cubierta vegetal que intercepta la escorrentía y promueve inÞltration agua, reduciendo así el escurrimiento y la erosión del suelo. Sod-formación de los cultivos puede alternarse con los cereales, las legumbres con no leguminosas y cultivos de raíces con verduras. El cultivo en franjas da rendimientos tan bueno como el monocultivo. La anchura de las tiras depende de la pendiente del suelo, potencial de erosión, el tipo de cultivo, y el tamaño del equipo. tiras estrechas reducen ßow longitudes más eficazmente que las tiras de ancho. La anchura de las tiras debe coincidir con el giro equipo o anchura para Cultiva-ción. En las pendientes suaves de hasta 5%, se recomienda una anchura de la banda de alrededor de 30 m, mientras que en las pendientes más pronunciadas de la anchura debe ser inferior a 20 m (Bravo y Silenzi2002). El cultivo en franjas se puede combinar con éxito con la agricultura de contorno.

3.4.7 El recorte del contorno de Gaza Contour cultivo en franjas es la plantación de cultivos en hileras en tiras en el contorno (Fig. 3.14). Es más efÞcient en el control de la erosión de contorno agrícola y tiras de cultivo solas debido a la diversidad de plantas y cultivos. La

hierba, legumbres, granos o pequeños utilizados en tiras de escurrimiento lento y atrapar los sedimentos que dejan los cultivos en hileras. pastos permanentes / leguminosa


91

Fig. 3.14 recorte tira del contorno (Foto cortesía del USDA-NRCS)

tiras deben mantenerse entre las tiras en suelos con erosión severa. Estas tiras se pueden utilizar como carriles trafÞc para las operaciones culturales (Blanco y Lal2008).

3.4.8 Tecnología pendiente tierras agrícolas (SAL) La sal es un conjunto de tecnologías de conservación del suelo y la producción de alimentos que integra varias medidas de conservación de suelos (Tacio 1993). Se trata de la plantación de cultivos Þeld y cultivos perennes en bandas 3D5 m de ancho entre las hileras dobles de arbustos nitrógeno Þxing y árboles plantados a lo largo del contorno. Por lo tanto, es un modiÞcation del cultivo tira del contorno, pero puede ser practicada en tierra de pendiente más de 10%. Los cultivos de campo son las legumbres, cereales y verduras, mientras que los principales cultivos perennes son el cacao, café, plátano, cítricos y árboles frutales (MBRLC1988). Los árboles de nitrógeno-Þxing se plantan densamente en filas dobles de hacer setos (Fig.3.15). Cuando un seto es 1.5Ð2 m de altura, que es cortado a aproximadamente 75 cm, y los cortes se colocan en callejones para servir como fertilizantes orgánicos. SAL establece un ecosistema estable diversiÞed. SAL fue desarrollado en un sitio marginal en Filipinas por el Centro de la Vida Rural de Mindanao Bautista (MBRLC) en 1971. Hay diez pasos en el establecimiento de una granja de la sal: Paso 1

Hacer que el fotograma A: A-marco es un marco de madera de dos patas en forma de Inglés alfabeto OAO que tiene un nivel de agua o espíritu en el brazo medio.

Paso 2

Dibujo de líneas de contorno: Las líneas de contorno se dibujan uniendo los puntos de igual elevaciones seleccionadas por la A-marco en una pendiente.

92


Mini bosque café

Cultivos permanentes doble fila de (Citrus etc.) fijación de nitrógeno árboles Permanente cultivos (Plátano, etc.) Estacional cultivos

Permanente cultivos (Cacao etc.)

Leña y madera de especies en la frontera

cultivos de temporada (Etc. frijol mungo)

Fig. 3.15 Esbozo de una granja de la sal (cortesía Bosquejo de Agnet)

Paso 3 Etapa 4

Paso 5

Paso 6

Paso 7

Paso 8

El cultivo de las líneas de contorno: tiras de un metro a lo largo de las líneas de contorno debe ser arado y rastra para preparar para la siembra. La plantación de semillas de diferentes árboles de nitrógeno-Þxing y arbustos: A lo largo de cada línea de contorno preparado, dos surcos deben ser distribuida. semillas de árboles leguminosas (o arbustos) se siembran en filas dobles 12 cm de distancia. Plántulas de árboles o arbustos formarán setos densos que interceptar la escorrentía y atrapar los materiales del suelo. especies setos adecuados son Flemingia macrophylla (syn. congesta), rensonii Desmodium, calothyrsus Calliandra, Gliricidia sepium, diversifolia Leucaena, y L. leucocephala, etc. La producción de cultivos entre los setos: Las plantas se cultivan en el espacio entre los setos. Se llama una tira o callejón. El cultivo se realiza en tiras alternas. La plantación de cultivos permanentes: cultivos permanentes como café, cacao, plátano, cítricos y otros de la misma altura puede ser plantado en lugares despejados de setos. El deshierbe se emplea hasta los setos son lo suficientemente grande para contener el suelo en su lugar. cultivos permanentes se siembran en cada tercera tira. cultivos altos se deben plantar en la parte inferior de la finca, mientras que las más cortas se plantan en la parte superior. La plantación de cultivos de corto plazo: a corto y cultivos comerciales a medio plazo (pineap-ple, jengibre, patata dulce, cacahuete, haba mung, melón, sorgo, maíz, arroz de secano, etc.) debe ser plantado entre las tiras de cultivos permanentes . Recorte de nitrógeno Þxing árboles: cada 30Ð45 días, las crecientes setos se cortan a una altura de 1.0Ð1.5 m desde el suelo. Las podas se

amontonan en el suelo alrededor de los cultivos como fertilizante orgánico.


93

Paso 9

La práctica de la rotación de cultivos: Una buena manera de girar es plantar cereales tales como arroz o maíz de tierras altas, tubérculos, y otros cultivos en tiras donde se plantaron previamente legumbres. Paso 10 La construcción de terrazas verdes: Para enriquecer el suelo y controlar eficazmente la erosión, materiales orgánicos tales como paja, tallos, ramitas, ramas y hojas, y también rocas y piedras se apilan en la base de las hileras de árboles nitrógeno Þxing. Por el paso del tiempo, se formarán terrazas eficaces permanentes. SAL se ha aplicado en muchos otros países con un éxito variable. Sin embargo, puede ser una alternativa a la rotación de cultivos en tierras montañosas degradadas.

3.4.9 agroforestería Agroforestería es un sistema de producción de cultivos agrícolas u hortícolas y / o la cría de ganado, junto con árboles de forma simultánea o secuencial en la misma pieza de tierra. Los objetivos de la agrosilvicultura incluyen la conservación del suelo, el reciclaje de nutrientes, y la mejora de rendimiento de los cultivos, mientras que la producción de leña, forraje, grano, fruta, y la madera (Nair1989). Se trata de la integración de los árboles, plantas, y animales en conservador, a largo plazo, los sistemas de pro-productivas. Las interacciones positivas entre todos estos componentes son explotados en sistemas agroforestales sostenibles cuidadosamente diseñados (Sánchez1995) Por (i) el uso múltiple de la tierra; (Ii) una mejor utilización de la tierra, el trabajo y los recursos; (Iii) protección y mejora del suelo mediante la reducción de la erosión y proporcionar materia orgánica del suelo; (Iv) pro-ducción de diversos cultivos de alimentos como frutas, nueces, granos y semillas; (V) producción de piensos para animales de granja; (Vi) la producción a largo plazo de los productos de los árboles; y (vii) mejorar la productividad y la rentabilidad económica netos. En agroforestal árboles se utilizan en las siguientes maneras: (i) los árboles individuales en huertos familiares, alrededor de las casas, caminos y lugares públicos; (Ii) dispersed árboles en tierras de cultivo y pastos; (Iii) hileras de árboles con cultivos entre; (Iv) las tiras de árboles a lo largo contornos o cursos de agua; (V) las cercas de vida y fronteras; y (vi) cortavientos. Hay dos tipos funcionalmente diferentes de sistemas agroforestales: simultané-ous y secuencial (ICRAF1994). En el sistema agroforestal simultánea, el árbol y los componentes de los cultivos crecen al mismo tiempo y en estrecha proximidad suficiente para interac-ciones que se produzca. Ejemplos de este tipo son el cultivo en franjas, buffering contorno, la plantación de frontera, y diferentes sistemas silvopastoriles. En los sistemas agroforestales secuenciales, las máximas tasas de crecimiento del cultivo y los componentes del árbol se producen en diferentes momentos a pesar de que ambos componentes pueden haber sido plantados al mismo tiempo y están en estrecha proximidad. Ejemplos de este tipo están cambiando cultivo, barbechos mejorados, taungya, y algunos sistemas de estratos múltiples.

3.4.10 El cultivo en franjas En el cultivo en franjas, los cultivos (granos, forrajes, verduras, etc.) se cultivan entre las filas de árboles espaciados ampliamente suficiente para acomodar el tamaño maduro de los árboles sin

94


Fig. 3.16 El cultivo en franjas de caupí con Leucaena (Foto cortesía de IITA)

interfiriendo para la luz y la humedad con los cultivos entre las filas (Fig. 3.16). Cuando los cultivos como el maíz (maíz) a la luz exigentes serán crecido, los callejones tienen que ser lo suficientemente amplia como para dejar entrar mucha luz incluso cuando los árboles han madurado. Como alternativa, la secuencia de cultivo puede ser planificada para cambiar a medida que crecen los árboles. Por ejemplo, la soja o maíz podrían cultivarse cuando los árboles son muy pequeñas; como la copa de los árboles se cierra, se pudieron cosechar forrajes para el heno; y Þnally, cuando los árboles se han desarrollado completamente y el suelo es más sombreadas, el pastoreo de ganado o cultivos tolerantes a la sombra como los hongos o helechos ornamentales podrían ocupar los callejones. Para el cultivo en franjas, en general, las especies de árboles leguminosos de usos múltiples, incluyendo el árbol blanco de plomo (Leucaena leucocephala), árbol Kassod (Senna siamea), Erythrina (Erythrina poeppigiana), y Gliricidia (Gliricidia sepium) de rápido crecimiento son seleccionados. Entre estas hileras de árboles, el maíz (maíz), arroz, soja,

3.4.11 franjas de protección franjas de protección son zonas de árboles permanentes vegetación d, arbustos y hierbas D utilizados para diferentes propósitos, incluyendo la reducción de la erosión. Buffers reducir el escurrimiento por obstruir su camino y downslopes, sedimentos Þlter de corte, y eliminar los productos químicos de sedimentos transmitidas y nutrientes disueltos y productos agroquímicos. franjas de protección son gener-aliado que se establece entre las tierras agrícolas y arroyos, ríos y lagos. Cuando se coloca perpendicular a la dirección de ßow agua, tampones son medidas eficaces para reducir

ßuxes sedimentos. Los tampones se usan comúnmente en terrenos con pendiente de regiones desa-rrollo donde el acceso a equipos pesados y construcción de mecánica


95

Fig. 3.17 canal de césped (Foto cortesía del USDA-NRCS)

estructuras (terrazas) pueden ser inalcanzable. BeneÞcios de tampones incluyen rendimiento de agua de buena calidad, la producción agrícola mejorada, hábitat de la fauna asegurado, y la estética del paisaje deseados. Los tampones pueden atrapar> 70% de los sedimentos y> 50% de los nutrientes en función de las especies de plantas, manejo, y el clima (Blanco y Lal2008). Los amortiguadores son sistemas multifuncionales. Por encima de la superficie, amortiguadores reducen la velocidad de la escorrentía y atrapar sedimentos y nutrientes, y por debajo de la superficie, que Stabi-Lizé el suelo en su lugar, se unen los agregados del suelo, mejorar las características estructurales, y aumentan suelo contenido de materia orgánica y las características de transmisión de agua.

3.4.12 Vías de césped cursos de agua con césped son canales naturales o construidos establecidos en un lugar apropiado sobre el Þeld para el transporte seguro de agua concentrada a una velocidad reducida usando cubierta de césped adecuada (Fig. 3.17). Por lo general son de drenaje-caminos anchos y poco profundos para el transporte de agua superficial a través de tierras de cultivo sin causar erosión del suelo. cursos de agua césped se utilizan como puntos de venta para evitar surcos y la formación de barrancos. La cubierta de hierba frena el ßow de agua y minimiza la erosión del cauce. EfÞcient cursos de agua césped pueden transportar grandes ßows agua ladera abajo sin causar ningún daño. cursos de agua césped también actúan como canales de derivación. Hierbas trampa suspendido SEDI-mentos y absorber nutrientes disueltos. También

atrapa nitratos disueltos, fosfatos, herbicidas y pesticidas y mejora la calidad del agua de los depósitos adyacentes.

96


3.4.13 terrazas Terrazas se refiere a la construcción de una estructura mecánica, un canal y un banco o una cresta de tierra o un muro de piedra en el terreno para reducir la inclinación de la pendiente y dividir la pendiente en cortos tramos de pendiente suave (Morgan 1986). Terrazas se crean para fomentar inÞltration, para interceptar la escorrentía superficial, o desviar hacia una salida segura predeter-minado y protegido a una velocidad controlada para evitar la erosión del suelo (Soil Conservation Service USDA1980; FAO2000). La velocidad de la escorrentía crítica, en la que las partículas del suelo que han sido separados de los agregados del suelo comienzan a ser transportado sobre la superficie, es de 5 ms -1 en suelos arenosos y 8 ms-1 en suelos arcillosos (RuÞno 1989; FAO2000). Terrazas reduce la velocidad de la escorrentía por debajo de este valores de umbral. Es uno de los más antiguos medios de ahorro de suelo y agua. Por otra parte, es la práctica de la conservación del suelo más utilizado en todo el mundo (Hanway y Lassen1974; Mountjoy y Gliessman1988; Sutikto y Chikamori1993; Skinner y Porter1995; Drechsler y Settele2001; Bokhtiar et al.2001; Kasai et al.2001).

3.4.13.1 Tipos de terrazas Terrazas pueden ser naturalmente forman setos de contorno de ladera (Poudel et al. 1999), Vegetativas tiras Þlter (Stark et al. 1999), y barreras de pasto (Aase y Pikul 1995; Walle y Sims1999). terrazas artificiales pueden classiÞed en diferentes criterios. Se pueden classiÞed de acuerdo con (1) su función principal, (2) el proceso de construcción, (3) el tamaño de la base de terraza, y 4) la forma. 1. Función principal de la terraza (a) terrazas de retención, también llamados de absorción o de nivel de terrazas (Morgan 1986): estos están diseñados para acumular y retener el escurrimiento en el canal de terraza de modo que con el tiempo se inÞltrate y el sedimento se acumula. Se recomiendan estas ter-razas para zonas de precipitaciones bajas, suelos permeables, y por la tierra de menos de 8% de pendiente. Normalmente son terrazas de base amplia (FAO 2000). (b) terrazas escalonadas o de desvío: se trata de terrazas inclinadas, diseñados para inter-CEPT o desviar la escorrentía en las vías fluviales protegidas. Estas terrazas se recom-reparadas para las regiones de alta precipitación, para los suelos ligeramente o moderadamente permeables, y para laderas de entre 8 y 20% (FAO 2000). 2. Proceso de construcción (a) Channel o terraza Nichols: estas terrazas se construyen mediante la excavación de suelo desde el lado superior solamente para formar un canal y depositándolo hacia abajo para formar un banco (Morgan 1986). Se recomiendan para inclinaciones de hasta el 20%. Se utilizan en las regiones

de alta precipitación y en suelos de baja o media-Perme capacidad (FAO 2000).


97 tierra original PERFIL LLENAR

CORTAR

6,00 a 12,00 m A. TERRAZA WIDE-BASE

3,00 a 6,00 m B. TERRAZA DE MEDIANO BASE

3,00 m C. estrecha terraza-BASE

Fig 3.18 Tipos de terrazas en el tamaño de la base de terraza (FAO2000)

(b) Cresta o Mangum terraza: un largo canto bajo, de tierra con lados de pendiente suave y un canal poco profundo a lo largo del lado superior. Estas terrazas están con-structed excavando el suelo de ambos lados de la terraplén (Morgan 1986). Se recomiendan para las pendientes inferiores al 10%, para las regiones de poca lluvia, y para suelos permeables (FAO 2000). terrazas caballón de control de la erosión mediante la desviación de la escorrentía superficial a través de la pendiente en lugar de permitir que ßow ininterrumpida por la pendiente. 3. Tamaño de la base Terrace (Fig. 3.18) (a) terrazas Narrow-base: donde el movimiento del suelo está limitado a unos 3m (b) terrazas Medium-base: donde el movimiento del suelo es 3D6 m (c) Wide-base o terrazas de base amplia: donde el suelo se mueve más de 6 m, pero normalmente de menos de 12 m 4. Forma terraza De acuerdo a sus formas, terrazas podrían ser de los dos tipos siguientes (Bertolini et al. 1989). (a) Normal terraza: Largo terraza consta de una cresta o un banco y un canal, que puede ser construido en un gradiente o nivel. Este tipo de terraza se utiliza normalmente en las zonas donde la pendiente es inferior al 20% (FAO 2000). Estas terrazas incluyen principalmente terrazas de base amplia. (b) terrazas de banco: Estas terrazas forman una serie de tiras de nivel o de nivel casi de la tierra y una cara cuesta abajo empinada o vertical, construidos en o casi en el contorno (Fig. 3.19). terrazas de banco se construyen mediante corte y Þlling y se utilizan en tierra con pendientes en exceso de 20%. La terraza de la banca es quizás una de las formas más

antiguas de terrazas. Todos los demás tipos de terrazas se han derivado de este tipo terraza.

98


CORTAR LLENAR

tierra original PERFIL LLENAR

CORTAR CORTAR

Fig. 3.19 Un bosquejo de una terraza típica de banco (de la FAO2000)

Los tres tipos que se usan más son terrazas de banco, terrazas de contorno, y terrazas paral-lel (Keirle 2002; NRCS2004), A pesar de esta subdivisión mezcla diferentes criterios. ICIMOD (1998) Menciona las siguientes limitaciones de terrazas: la perturbación de los estratos del suelo y una considerable disminución de la fertilidad del suelo en los Þrst varios años, la pérdida de suelo considerable durante la construcción y en los Þrst 2 años, y la necesidad de un tremendo trabajo y la inversión para la construcción y mantenimiento. Además, no siempre son estables en muchos casos y no es adecuado para suelos arenosos y gruesas y en tierra muy empinada. La pérdida de suelo y la lixiviación de nutrientes de los bancales afectan aproximadamente al 25% de la tierra marginal. Preguntas de estudio 1. Explicar la erosión geológica y acelerado. ¿Cuáles son las causas de la erosión acelerada del suelo? Discutir los efectos in situ y ex situ de la erosión del suelo causada por el agua. 2. Da cuenta de los diferentes tipos de erosión del suelo por el agua. Distinguir entre interregueros y la erosión en surcos. ¿Qué tipo de erosión del agua va a crear los problemas de gestión más graves? 3. ¿Cuáles son los principios de control de la erosión del suelo? Explicar que para un control de la erosión efÞcient necesita esfuerzos integrados. 4. Describir las ventajas y desventajas de acolchado. Discutir los beneÞcios de labranza de conservación. ¿Cómo recorte de contorno difieren de cultivo en fajas? 5. ¿Cuáles son los objetivos de terrazas? Describir los diferentes tipos de terrazas con su adecuación a los diferentes tipos de suelo.

referencias

99

referencias Aase JK, Pikul JL Jr (1995) formación Terrace en tiras de cultivo protegidas por barreras de agropiro alargado. J Soil Water Conserv 50 (1): 110Ð112 Bertolini D, Galetti PA, Drugowich MI (1989) Tipos de correo Formas de terra • OS. En: Simpsio Sobre terraceamento agr'cola, Campinas, SP. Anais. Funda •
Lassen JM, Moldenhauer WC (2003) Nuevos caminos para la predicción de la erosión del suelo: la historia USLE, Publicación especial no. 1. Asociación Mundial de Suelo y Conservación del Agua, Pekín Lassen JM, Foster GR, Onstad CA (1985) Simulación de la pérdida de suelo tormenta individual para modelar el impacto de la erosión del suelo en la productividad de los cultivos. En: ElSwaify SA, Moldenhauer WC, Lo A (eds) La erosión del suelo y la conservación. Soil Conservation Society of America, Ankeny

100


Lassen JM, Foster GR, Onstad CA (1990) Cálculo de suelo universales ecuación de pérdida de R y factores C para simular la pérdida de suelo tormenta individual. En: Sharpley AN, Williams JR (eds) EPIC erosión D / productividad calculadora de impacto: 1. Modelo de documentación, el Departamento de Agricultura de Estados Unidos boletín técnico no. 1768. USDA, Washington, DC Lal R (1987) Respuesta de maíz y mandioca a la eliminación de la superficie del suelo de un AlÞsol en Nigeria. Int J Trop Agric 5: 77Ð92 Lal R (1995) las relaciones de productividad de los cultivos de la erosión de los suelos Ð de África. Soil Sci Soc Am J 59: 661Ð667 Lal R, Sobecki TM, Iivari T (2004) La degradación del suelo en los Estados Unidos: alcance, la gravedad y las tendencias. Lewis Publishers, Boca Ratón Lindstrom MJ, Nelson WW, Schumacher TE et al (1990) el movimiento del suelo por la labranza como afectada por la pendiente. La labranza del suelo Res 17: 255Ð264 Lobb DA, Kachanoski RG, Miller MH (1999) translocación de labranza y la erosión del suelo en los paisajes de montaña com-plejo del sudoeste de Ontario, Canadá. El suelo de labranza Res 51: 189Ð209 Magdoff F (1992) suelos de construcción para obtener mejores cosechas: la gestión de la materia orgánica. Universidad Lincoln de Nebraska, Lincoln Mbagwu JSC, Lal R, Scott TW (1984) Efectos de desurfacing de AlÞsols y Ultisol en el sur de Nigeria. el rendimiento de la cosecha I.. Soil Sci Soc Am J 48: 834Ð838 MBRLC (1988) Un manual sobre cómo cultivar su tierra montañosa sin perder su suelo. Life Centre, Bansalan Mindanao Bautista rural Morgan RPC (1986) La erosión del suelo y la conservación. Longman, Harlow Mountjoy DC, Gliessman SR (1988) La gestión tradicional de un agroecosistema ladera en Tlaxcala, México: un sistema de mantenimiento de base ecológica. Am J Altern Agric 3: 1D10 Nair PKR (ed) (1.989) Los sistemas agroforestales en los trópicos. Kluwer, Londres Novotny V, Chesters G (1981) Handbook of contaminación no puntual: fuentes y el manejo. Van Nostrand Reinhold Publishing Co., Nueva York NRCS (2004) La construcción de terrazas. guía técnica NRCS campo OfÞce. Servicio de Conservación de Recursos Naturales, Departamento de Agricultura de Estados Unidos, Washington, en líneahttp: //www.abe.msstate. edu / Herramientas / CDS / NRCS-MPS / pdf / agua / erosión / terracing.pdf Poudel DD, Midmore DJ, West LT (1999) Erosión y productividad de los sistemas vegetales en suelos de Filipinas de cenizas volcánicas derivado de decantación-ing. Soil Sci Soc Am J 63: 1366Ð1376 RuÞno RL (1989) Terraceamento. En: Manual Técnico do Subprograma de Manejo e Conservacao do Solo. Secretaria da Agricultura e do Abastecimiento, Paraná, Curitiba Sánchez EA (1995) en Ciencias de la agroforestería. AGROFOR Syst 30: 5Ð55 Schumacher TE, Lindstrom MJ, Mokma DL, Nelson WW (1994) Los rendimientos de maíz: la erosión de relación-naves de loess representativa y hasta suelos en el norte central de Estados Unidos. J Agua Suelo conserv 49: 77Ð81 Sirjacobs D, Shainberg I, Rapp I et al (2000) de poliacrilamida, sedimentos, e interrumpió efectos ßow sobre la erosión en surcos y la tasa de ingesta. Soil Sci Soc Am J 64: 1487Ð1495 Skinner BJ, Porter SC (1995) La tierra dinámica, una introducción a la geología física, tercera edn. Wiley, Nueva York Sojka RE proyecto de investigación (2006) PAM. Citado de Blanco H, Lal R (2008) Principios de conservación y manejo del suelo. Springer, Nueva York SSSA (2008) Glosario de términos de la ciencia del suelo. Soil Science Society of America, Madison.http: // www.soils.org/sssagloss/ Stark M, Garrity DP, Jutzi SC (1999) Gestión de la fertilidad del suelo en terrazas que forman detrás de tiras Þlter vegetativas: una evaluación de las estrategias farmersÕ. En: Actas de la Conferencia de Asia PaciÞc en el suelo y la bioingeniería de agua para control de erosión y estabilización de taludes. La erosión de la Asociación Internacional de Control, Manila

Sutikto T, Chikamori K (1993) Evaluación de Philipos ecuación inÞltration para terrazas de tierras altas cultivan en Indonesia. J Hydrol 143 (3D4): 279Ð295 Tacio HD (1993) Declive de Tecnología Agrícola Tierra (SAL): un esquema agroforestal sostenible para las tierras altas. AGROFOR Syst 22: 145Ð152

referencias

101

USDA Servicio de Conservación de Suelos (1980) Guardar suelo con terrazas. USDA, Des Moines Walle RJ, Sims BG (1999) gradientes de fertilidad en terrazas formadas de forma natural en las fincas de ladera de Honduras. Agron J 91 (2): 350Ð353 Williamson B (1993) libro de datos de escorrentía urbana: un manual para la evaluación preliminar de los impactos de aguas pluviales, segunda edición, Centro de Calidad del Agua de publicación. NIWA, Hamilton Wischmeier WH, Smith DD (1965) La predicción de las pérdidas de lluvia-erosión de las tierras de cultivo al este de la guía Ð Montañas Rocosas para la selección de las prácticas de conservación de suelos y agua, manual USDA Agricultura no. 282. USDA, Washington, DC Wischmeier WH, Smith DD (1978) Predicción de las pérdidas por erosión lluvia d a guía de planificación de la conservación, Agricultura manual sin 537. Departamento de Agricultura, Washington, DC, EE.UU. Zachar D erosión (1982) del suelo. Elsevier, Amsterdam

Capítulo 4

La erosión del viento

Por razones ambientales y edáficos, los suelos de las regiones áridas y semiáridas son por lo general de materia seca, suelta, bajo orgánica que contiene suelos arenosos susceptibles a daños severos por la erosión eólica. Las actividades humanas, como la deforestación, el pastoreo excesivo, la sobreexplotación de los recursos de vegetación, suelo y agua han acelerado la erosión eólica muchas veces. La erosión eólica elimina los componentes más ligeros y menos densas del suelo como materia orgánica, nutrientes, arcillas, limos y. Se reduce significativamente la productividad del suelo y rendimiento de los cultivos. Muchos suelos han sido abandonados, y la desertificación ha avanzado en muchos lugares como un resultado final de la erosión eólica. métodos eficaces de conservación de suelos se han utilizado con éxito para la reducción de la erosión del viento, la restauración de la producción de cultivos, y la rehabilitación de los suelos para la agricultura. Estas medidas incluyen la estabilización del suelo, formación de estrías y el suelo rugosidad, cultivos de cobertura, la gestión de residuos, el acolchado, barreras mecánicas, y protección contra el viento. Se han empleado algunas medidas innovadoras en la estabilización y la rehabilitación de las dunas, como las barreras de paja de tablero de ajedrez en Michigan, EE.UU., y Mauritania en África occidental, por ejemplo.

4.1 Las causas de la erosión eólica La erosión eólica es un problema grave en las zonas áridas y semiáridas, donde las regiones vegetación es escasa, la precipitación es baja, y la temperatura es alta. La evaporación potencial es más alta que la precipitación de la mayor parte del año, lo que provoca el agotamiento de la humedad del suelo, la materia orgánica, y la estructura. Las tormentas son eventos regulares allí, y en la temporada seca y caliente, vientos fuertes elevan pequeñas partículas del suelo y los llevan a lugares distantes. Los ecosistemas en regiones áridas y semiáridas son frágiles por naturaleza y son sensibles a las perturbaciones humanas. Bajo presión de la población y el atraso socioeconómico, las acciones humanas causan tensiones sobre todos los recursos naturales. la mala gestión de la tierra, el pastoreo excesivo, la tala excesiva de leña y deforestación, y el mal uso de los recursos hídricos han sido responsables de la pérdida de la cubierta vegetal natural y la erosión del viento, por lo tanto acelerado.


103

104 4

La erosión eólica

Fig. 4.1 la erosión eólica severa puede conducir a la desertificación (Foto cortesía del USDANRCS)

ser acelerado más de un factor de 10 por cultivo, en un factor de 1,14 por exceso de pastoreo, y un factor de 22,8 por tala excesiva (Dong et al. 1987; Hu et al.1991; Liu et al.1992). Yan (2000) Estimado usando 137Cs mediciones que en la Cuenca de Gonghe de la provincia de Qinghai, China, la tasa de erosión eólica anual de tierras de cultivo seco es tres veces mayor que la de los pastizales adyacentes, y que durante el cultivo de la erosión del viento pueden aumentar en un factor de 5-8 sobre las praderas adyacentes. Como un todo, el aumento de la erosión del viento causado por factores humanos en un promedio de cuentas por aproximadamente el 78% de la erosión eólica total (Liu et al.1992; Wang y Wu1999).

4.2 Efectos de la erosión eólica En los EE.UU., los daños de erosión eólica 0,4-6 M ha de tierra anualmente, y aproximadamente 2 M HA es de moderada a severamente dañado cada año (Gregory y Borrelli 1986). La erosión eólica no sólo elimina la suciedad, sino también daña los cultivos, edificios, cercas y carreteras. La erosión eólica elimina los constituyentes del suelo, menos densos más ligeros tales como materia orgánica, arcillas, limos y. Que causa la pérdida de la parte más fértil del suelo y reduce significativamente la productividad del suelo. Si no se toman medidas de reversión y la erosión eólica se prolonga durante mucho tiempo, puede en última instancia conducir a la desertificación (fig.4.1). Lyles (1975) Estimaron que la pérdida de suelo superior de la erosión eólica causa reducciones en el rendimiento anuales de alrededor de 340.000 toneladas de trigo y

545.000 bushels de sorgo en 0,5 M ha de suelos arenosos en el suroeste de Kansas, EE.UU.. Blowing plantas afectando de suelo también pueden reducir la supervivencia de las plántulas y el crecimiento, deprimir rendimientos de los cultivos, baje la comerciabilidad de cultivos de hortalizas, aumentar la susceptibilidad de las plantas frente a determinados

4.3 Los procesos de erosión eólica

105

tipos de estrés, incluyendo enfermedades, y contribuir a la transmisión de algunos patógenos de plantas (Armbrust 1984; Michels et al.1995). A la larga, el costo de las prácticas de control de erosión eólica puede compensar el costo de replantar un cultivo soplado hacia fuera. Algunos de suelo de tierras dañado entra suspensión y se convierte en parte de la carga de polvo atmosférico. El polvo oscurece la visibilidad y contamina el aire, la calidad del agua impactos, las causas de accidentes automovilísticos, faltas maquinaria, y pone en peligro la salud animal y humana (Skidmore1988).

Áreas susceptibles a la erosión eólica en todo el mundo se encuentran en EE.UU. y Canadá en América del Norte; en porciones más secas de Argentina, Bolivia, Perú y en América del Sur; en las dos partes de Europa y Asia de Rusia; en China, India y Pakistán, y gran parte del Medio Oriente en Asia; norte y sur del ecuador en África; y en Australia (Skidmore1986). Se estima que el área degradada causada por la erosión eólica asciende a 5,05 × 10 6 km2, Que representan el 46,4% de la tierra degradada mundial (UNEP y ISRIC 1990).

4.3 Los procesos de erosión eólica Hay tres procesos típicos de movimiento de las partículas del suelo durante la erosión eólica. Estos son saltación, suspensión, y la fluencia superficie. Estos tres procesos de erosión eólica se producen simultáneamente. Saltación provoca otras partículas para moverse en la suspensión y la superficie de fluencia. Ni fluencia ni la suspensión pueden ocurrir sin saltación. Lyles (1988) Mencionó que los siguientes procesos están implicados en la erosión del viento: la iniciación, el transporte (suspensión, saltación, y la fluencia de superficie), a la abrasión, la clasificación, y la deposición de las partículas del suelo.

4.3.1 saltación En saltación, las partículas finas del suelo (0,1-0,5 mm de diámetro) se enrollan sobre la superficie del suelo por la presión del viento directo a una cierta distancia y luego saltar bruscamente de forma vertical a una altura de 20-30 cm. partículas levantados ganan en velocidad y luego descender en una línea casi recta en un ángulo de 5-12 ° desde la horizontal. La distancia horizontal recorrida por una partícula es de cuatro a cinco veces la altura de su salto. En incide sobre la superficie, las partículas pueden rebotar en el aire o knock otras partículas en el aire antes de llegar a descansar. Por lo tanto, saltación es una progresión de partículas de saltos sucesivos (Fig. 4.2). A medida que las partículas saltating chocan contra la superficie, hasta que salpican más partículas que también rebotan en la superficie. Este bombardeo de la superficie provoca un efecto de avalancha que se extiende en forma de abanico, con más y más partículas de suelo siendo movilizado a favor del viento. Entre el 50 y el 75% del suelo se realiza por saltación.

Bagnold (1941) Sugirieron que las partículas saltating recuperarse de una superficie a 90 ° y siguen una longitud del camino característico. Ahora se muestra a partir de experimentos de túnel de viento utilizando alta velocidad cine photography demostró que los granos saltating impactados la superficie en un ángulo con la horizontal de aproximadamente 10 ° y en promedio se recuperó a 25 °, aunque el

106 4

Fig. 4.2 procesos de erosión eólica (Fuente http://www.weru.ksu.edu/new_weru/images/ CreepSaltSusp.jpg)

La erosión eólica

de

la

imagen

Este último depende de tamaño de partícula y de la configuración y la pendiente de la cama (Willetts y Rice 1989; McEwan et al.1992; Rice et al.1995). Con superficies de partículas de arena de tamaño no cohesivos, las partículas saltating salpicó granos previamente estacionarias.

4.3.2 Suspensión Suspensión se refiere a la elevación vertical y horizontal de transporte de partículas muy pequeñas de suelo que se eliminan generalmente de la zona de fuente local. Las partículas suspendidas pueden terminar en algunos metros o centenares de kilómetros a favor del viento. Pueden variar en tamaño de aproximadamente 2 a 100 m, con un diámetro medio de masa de aproximadamente 50 m en un campo de erosión (Chepil1957b; Gillette y Walker1977). Sin embargo, en el transporte de larga distancia, partículas <20 micras de diámetro predominar porque las partículas más grandes tienen velocidades de sedimentación significativas (Gillette1977). Algunas partículas de suspensión de tamaño están presentes en el suelo, pero la mayoría son creados por la descomposición abrasivo durante la erosión. Debido a que la materia orgánica y algunos nutrientes de las plantas se asocian generalmente con las fracciones más finas del suelo, las muestras de suspensión se enriquecen en tales constituyentes en comparación con la fuente de suelo a granel. En las Grandes Llanuras, Hagen y Woodruff (1973) Encontraron que la tormenta promedio polvo duró 6,6 h y se estimó la concentración de polvo mediana para ser 4.83 mg m-3. movimientos de suspensión que se nota fácilmente como las tormentas de polvo.

4.3.3 Superficie de fluencia

Las partículas del suelo o agregados de 500-1.000 m de diámetro son demasiado grandes para ser levantado en vientos erosivos normales. Ellos son empujados, laminados, y accionados por los impactos de las partículas de hilado en saltación. En vientos fuertes, toda la superficie parece estar arrastrándose lentamente

4.4 Factores que afectan a la erosión del viento

107

adelante. La ondulación de la arena arrastrada por el viento se ha atribuido a la irregularidad en el flujo de fluencia superficie (Bagnold1941). fluencia de superficie constituye 7-25% del transporte total (Bagnold1941; chepil1945; Horikawa y Shen1960). Fluencia aparece casi pasiva en el proceso de erosión, pero los agregados-fluencia de tamaño puede desgastar en el rango de tamaño de saltación y suspensión y, por lo tanto, cambiar los modos de transporte. agregados de fluencia rara vez se mueven lejos de sus puntos de origen.

4.3.4 abrasión El porcentaje de suelo erosionable (<1000 pm) en la capa superficial está altamente correlacionado con la masa de suelo extraíble desde esa superficie en las pruebas en túnel de viento (Chepil 1958). En los campos largos, erosión-susceptible, la cantidad total de suelo que se puede perder es normalmente varias veces la cantidad de material erosionable inicialmente presente en la superficie. Por lo tanto, la resistencia a la ruptura de los agregados de superficie abrasiva es importante en la erosión del viento. La susceptibilidad a la abrasión del suelo puede ser definida como la masa de material desbastado a partir de agregados diana por unidad de masa de impacto de abrasión (Lyles1988).

4.3.5 Clasificación A menos que los agregados de capa superficial o partículas son homogéneos en propiedades físicas (tamaño, forma, densidad), que es muy poco probable en los suelos agrícolas, la clasificación se producirá durante la erosión. Ordenando aquí se refiere a la eliminación selectiva durante la erosión de los agregados o partículas porque varios tamaños se mueven a diferentes velocidades de flujo de masa. El proceso de clasificación con el tiempo elimina las más finas, materiales enriquecidos con nutrientes, dejando atrás aquellos que son más gruesas y menos fértiles (Lyles1988).

4.4 Factores que afectan a la erosión del viento Varios factores de erosión eólica se han incluido en la ecuación de la erosión eólica (WEQ), que es un modelo de erosión diseñado para predecir las pérdidas de suelo anuales promedio a largo plazo de un campo que tiene características específicas. La ecuación se muestra como mi  F  IKCLV  dónde

mi = Pérdida de suelo anual promedio estimada expresada en toneladas por acre por año I = índice de erosionabilidad del suelo K = Factor de cresta rugosidad del suelo

108 4

La erosión eólica

do = Factor climático L = Distancia unsheltered equivalente a través del campo a lo largo de la dirección predominante del viento erosión V = Cubierta vegetal equivalente

4.4.1 suelo erosionabilidad del suelo se refiere a la facilidad de desprendimiento y transporte por el viento. A partir de ensayos en túnel de viento, Chepil (1950) Determinaron erosionabilidad relativa de suelos razonablemente libre de residuos orgánicos como una función de la gravedad específica aparente y las proporciones de los agregados del suelo secas en varios tamaños. Los terrones más grandes que 0,84 mm de diámetro eran no erosionable en las pruebas. Desde entonces, la fracción de suelo no erosionable mayor que 0,84 mm, como se determina por tamizado en seco, se ha utilizado para indicar la erosionabilidad del suelo por el viento (Chepil y Woodruff1954). Un índice de erosionabilidad del suelo sin dimensiones, I, (Chepil y Woodruff1954, 1959) Se basó en la fracción no erosionable (porcentaje de terrones superiores a 0,84 mm de diámetro). La cantidad de suelo erosionado en un túnel se rige por la longitud del túnel y otras características; Por lo tanto, la erosionabilidad se expresó de forma adimensional de manera que para una condición del suelo y la superficie dada, se obtendría el mismo valor erosionabilidad relativa independencia de las características de túnel de viento (Chepil1960). El índice de erosionabilidad del suelo se expresó como

I

x

2

x1

donde X1 es la cantidad erosionado de suelo que contiene 60% de terrones superiores a 0,84 mm, y X2es la cantidad erosionado bajo el mismo conjunto de condiciones de suelos, que contienen cualquier otra proporción de terrones superiores a 0,84 mm. índice de erosionabilidad del suelo, I, dio una medida relativa de erosionabilidad, pero la pérdida real del suelo por el viento no era conocido. Cuando un campo es suave, desnudo, ancho, unsheltered, y noncrusted, su erosionabilidad relativa es equivalente al índice de erosionabilidad del suelo se define la ecuación anterior. Las características del suelo que afectan a la erosionabilidad del suelo debido al viento son la textura, estructura y contenido de agua. Textura se considera como el factor más dominante, y es comúnmente de acuerdo en que las partículas menores de 0,25 mm y mayor que 0,08 mm son los más fácilmente erosionados por el viento. Los suelos con características como partículas de arena finas que tienen un bajo contenido de materia orgánica, granos individuales a masiva en el arreglo, con consistencia friable y no pegajoso, etc. se someten más fácilmente a la erosión eólica. Dong et al. (2000) Clasifica el suelo en las zonas áridas y semiáridas de China en siete tipos principales de acuerdo a la composición del material en relación a la erosión eólica: el desierto de Gobi, desierto de arena, depósitos de loess, residuo, depósitos de

inundaciones, depósitos salinizadas, y los depósitos de riego, y la hipótesis de que el desierto, desierto / zona de transición de loess, y los depósitos de inundación a lo largo de los canales del río de arena abandonados son los más fácilmente erosionado por el viento. Chen (1991) Sugirieron que la estructura del suelo, grado de compactación y cobertura vegetal son los principales factores determinantes de la resistencia del suelo a la erosión del viento y

4.4 Factores que afectan a la erosión del viento

109

descubrieron que las velocidades de umbral de las partículas del suelo dependen del diámetro medio de los agregados del suelo en lugar del tamaño de grano de las partículas individuales. Después de la realización de experimentos en un túnel de viento, Dong y Li (1998) Descubrió que la relación de erosionabilidad viento de arena eólica como una función de su tamaño de grano sigue una función DISCON-continuo, con 0,09 mm de arena de ser los más susceptibles a la erosión eólica. La erosionabilidad de arena eólica se puede dividir en 3 categorías: difíciles de erosionar a> 0,7 y <0,05 mm, moderadamente erosionable en 0,7 hasta 0,4 mm y desde 0,075 hasta 0,05 mm, y lo más erosionable en 0,4 a 0,075 mm. Con el tamaño de grano similares, una mezcla de tamaños es más susceptible a la erosión eólica que es un material de tamaño uniforme (Skidmore1974). Chepil y Milne (1941) Investigar la influencia de la rugosidad de la superficie de la intensidad de la deriva materiales de dunas y suelos cultivados encontró que la intensidad inicial de la deriva siempre fue mucho menos sobre una superficie estriada. suelos cultivados formación de estrías reducen la gravedad de la deriva, pero ridging materiales de dunas altamente erosivos fue menos eficaz porque las crestas desaparecieron rápidamente. La velocidad de flujo varió inversamente con la rugosidad de la superficie. Debido a que era difícil determinar la rugosidad superficial mediante la medición de las obstrucciones de superficie, Zingg y Woodruff (1951) Ideado un método para determinar la rugosidad superficial de las relaciones de presión en un conducto de túnel de viento. La rugosidad se controla mediante la construcción de las crestas de grava no erosionable. Armbrust et al. (1964) Estudiaron los efectos de la cresta rugosidad equivalente en la cantidad total de material erosionado de suelos simulados, cultivadas expuestas a diferentes velocidades de fricción. Un equivalente cresta rugosidad de 6 cm reduce la erosión eólica 50%. Como rugosidad aumenta a aproximadamente 11 cm, el factor de rugosidad de cresta suelo permanece casi constante; a continuación, la rugosidad adicional, la eficacia de las crestas disminuye gradualmente. Como rugosidad aumenta a aproximadamente 11 cm, el factor de cresta suelo rugosidad (K) permanece aproximadamente constante; entonces, con rugosidad adicional, la eficacia de crestas disminuye gradualmente (Skidmore1974).

4.4.2 Clima clima influye la erosión eólica mediante la determinación de la velocidad del viento, la precipitación, y la temperatura que, a su vez, determinar el contenido de la evaporación y la humedad del suelo. La erosión eólica se produce cuando la tensión de cizallamiento ejercida sobre la superficie por el viento excede la capacidad de los materiales superficiales del suelo para resistir el desprendimiento y transporte. Los vientos fuertes se erosionan, y sequedad aumenta la susceptibilidad de la superficie del suelo a la erosión. La aridez de un entorno se evalúa a menudo por la relación sequedad Budyko (Budyko1958; liebre1983). La relación sequedad en un sitio dado indica el número de veces que la energía radiante neto podría evaporar la precipitación media anual. zonas semiáridas donde es probable que sea un problema grave tienen una relación de sequedad entre 2 y 7 erosión eólica (liebre1983). Las zonas con proporciones sequedad

mayores que 7 están en las zonas marginales del desierto y del desierto. La mayoría de las Grandes Llanuras de los EE.UU. tiene relaciones de sequedad entre 2 y 5. El desierto del Sahara de África del Norte tiene una relación de sequedad máximo tan alta como 200 (Henning y Flohn1977). Cuanto mayor sea la relación de la sequedad, mayor es el riesgo de erosión eólica.

110 4

La erosión eólica

Chepil et al. (1962) Consideraron los elementos climáticos velocidad del viento, la precipitación, y la temperatura como los factores dominantes en relación al viento tasas de erosión e introdujeron un viento combinado erosión climática factor de C, que fue modificada por Woodruff y Siddoway (1965) como do = 34.483

v3

 PAG - mi 2 donde v significa la velocidad del viento anual para una ubicación geográfica particular corregida a una altura estándar de 30 pies, y P - P E = de Thornthwaite E ratio = 10 P - E = 115 (P / T - 10)1.111. Más tarde, la FAO (1979) Revisado la ecuación como ETP - PAG C  1001 u3 re ETP donde C es el factor de erosión del viento climático, U (ms -1) Es la velocidad del viento media mensual en 2 m de altura, ETP (mm) es potencial cantidad mensual evaporación, P (mm) es la precipitación mensual, y d es el número de días del mes en cuestión. Dong y Kang (1994) Seleccionado los datos meteorológicos de 233 estaciones que cubren partes de 12 provincias del norte de China para calcular el factor climático erosión eólica en zonas áridas y semiáridas de China. El valor anual de C en las zonas áridas y semiáridas en China osciló entre 10 y 150.

4.4.3 Ancho de campo y Slope Se demostró mediante simulación de túnel de viento (Dong 1994; Li1999) Que hay dos efectos de la pendiente de la erosión eólica. En primer lugar, la velocidad del viento aumenta con la pendiente a lo largo de la dirección de la pendiente ascendente de una forma de relieve y fortalece la erosión eólica en la pendiente, y en segundo lugar, la velocidad umbral de grano aumenta con la pendiente y débilens la erosión eólica. La tasa de flujo aumenta suelo con la distancia a favor del viento a través de un campo de erosión hasta que, si el campo era lo suficientemente grande, que alcanzó un máximo que un viento de una velocidad dada puede llevar. Más allá de ese punto la velocidad de flujo se mantuvo esencialmente constante (Chepil1957a). Este máximo fue aproximadamente la misma para el suelo de cualquier textura sobre 2 t por ancho de la barra por hora para un viento 40 mph a 50 pies. La distancia requerida para el flujo de suelo para llegar a la máxima que un viento de una velocidad dada puede continuar varía inversamente con erosionabilidad de una superficie de terreno. El más erosionable la superficie, más corta es la distancia para alcanzar el máximo de flujo (Chepil y Woodruff1959).

4.4.4 Vegetación

cubiertas vegetativas reducen la velocidad del viento en la superficie del suelo y también disminuyen generalmente la erosionabilidad del suelo. La relación entre la cobertura vegetal y la tasa de erosión del viento es una función exponencial, es decir, con el aumento de la cobertura de la vegetación

4.5 Principios del control de la erosión del viento

111

la tasa de erosión del viento disminuye exponencialmente. Las medidas de la velocidad umbral y la erosión eólica en las pruebas en túnel de viento bajo varias condiciones de la vegetación mostraron que la velocidad umbral aumenta con la cobertura de vegetación, y que la tasa de erosión del viento disminuye bruscamente a medida que aumenta la cobertura de vegetación (Liu et al.1992). Se informó a principios relaciones cuantitativas entre los residuos de cultivos y la erosión del viento por Chepil (1944). Varios últimos trabajadores observaron que los residuos de cultivos y rastrojos reducen efectivamente la erosión eólica. Las cantidades de paja de trigo necesarias para proteger la duna de arena más erosionables y suelos menos erosionables contra los vientos fuertes se establecieron. Rastrojo en pie es mucho más eficaz que el rastrojo aplanado. De pie rastrojo de sorgo con filas perpendiculares a la dirección controlada la erosión eólica viento mucho más eficaz que las filas paralelas a la dirección del viento (Englehorn et al.1952). Siddoway et al. (1965) Cuantificaron las propiedades específicas de vegetativo portadas influir erosionabilidad del suelo y desarrollaron ecuaciones de regresión relativas pérdida de suelo por el viento a cantidades seleccionadas, tipo, y la orientación de cubiertas vegetativas, velocidad del viento, y ser tosco suelo. Encontraron una relación compleja entre la eficacia relativa de diferentes tipos y la orientación de residuo. El valor relativo de tipos y orientaciones de residuo para controlar la erosión debe ser calificado por el suelo, la velocidad del viento, y las características variables de los residuos. Generalmente concluyeron que (1) los restos de textura fina son más eficaces que los residuos de textura gruesa, (2) cualquier orientación del residuo excepto aplanado disminuye la erosión eólica, y (3) los cultivos de hoja fina, como las hierbas y los cereales, proporcionan un alto grado de control de la erosión por unidad de peso. Craig y Turelle (1964) Presentado cubierta vegetal equivalente para cultivos adicionales, incluyendo una figura para la conversión de la cantidad de los diversos residuos de cosecha (cacahuetes, soja, algodón desmenuzado, de sésamo, de pie tallos de algodón) a la cantidad de residuo de grano pequeño plana equivalente. Hayes (1966) Sugiere que si cualquier residuo no está representado, una curva para un residuo más como que se puede utilizar.

4.5 Principios del control de la erosión del viento Tan temprano como en 1910, Boletín de la USDA acciones de los agricultores para controlar el suelo de soplado de la siguiente lista: • • • • • • •

Aumentar el contenido de agua del suelo. Aumentar la cantidad de humus (materia orgánica). Proporcionar una cubierta de vegetación que crece. Dejar el rastrojo del cultivo anterior aún en pie sobre la tierra. Proporcionar una cubierta artificial de líneas de paja y cepillo. Planta de protección contra el viento para proteger los campos. Deja la superficie del suelo en pequeños terrones en lugar de en un estado finamente pulverizado. • Áspera la superficie de cultivo adecuado en ángulos rectos a la dirección de los vientos peligrosos.

Lyles et al. (1983) Extrajeron los siguientes cuatro principios de control de la erosión eólica de la lista anterior: 1. Establecer y mantener la vegetación o residuos vegetales. 2. Produce o traer a la superficie agregados o terrones no erosionables.

112 4

La erosión eólica

3. Reducir ancho de campo a lo largo de la dirección predominante del viento. 4. áspera la superficie del suelo. Una vez más, Woodruff et al. (1972) Mencionado los siguientes principios: producir una superficie rugosa, con terrones, reducir el ancho de campo efectivo con barreras, y establecer y mantener suficiente cubierta vegetal.

4,6 de viento medidas de control de la erosión Muchas de las prácticas de conservación pueden ser implementadas para controlar la erosión eólica. Las prácticas de conservación están diseñados ya sea para reducir la fuerza del viento en la superficie del suelo o crear una superficie del suelo más resistente a las fuerzas del viento. Algunas prácticas también trampa saltating partículas para reducir la abrasión de la superficie del suelo a favor del viento.

4.6.1 Estabilización de Suelos Varios estabilizadores de suelo se han empleado para el control de la erosión eólica (Chepil et al. 1963; Armbrust y Dickerson1971; Lyles et al.1974; Armbrust y Lyles1975). Muchos de estos productos de control de la erosión eólica con éxito por un corto tiempo. Sin embargo, la estabilización fácil y barato se puede obtener también por medidas vegetativas tales como paja de trigo anclado un programa de compresión de disco de rodadura (Chepil et al. 1963). A menudo, los agentes químicos para estabilizar los suelos se utilizan con éxito variable. los criterios de estabilizadores de suelo de superficie de acuerdo con Armbrust y Lyles (1975) Son como sigue: (1) 100% del suelo debe estar cubierto, (2) el estabilizador no debe afectar adversamente el crecimiento de plantas o la emergencia, (3) la erosión debe evitarse inicialmente reducido para la duración del riesgo de erosión severa, por lo general durante al menos 2 meses cada temporada, (4) el estabilizador debe aplicarse con facilidad y sin necesidad de equipo especial, y (5) costo debe ser lo suficientemente baja para uso rentable. Ellos encontraron cinco polímeros y una emulsión de resina en agua que se reunió todos estos requisitos. Estos fueron Coherex, DCA-70, Petroset SB, Polyco 2460, Polyco 2605, y SBR Latex S-2 105. Estos estabilizadores pueden impedir la erosión del viento si se aplica a la superficie total del suelo y a una velocidad suficientemente alta, pero sus costes son prohibitivos . Para la aplicación de estabilizadores de suelo en terrenos agrícolas, necesitamos desarrollar (i) métodos de aplicación de grandes volúmenes con rapidez, (ii) los productos químicos de control de malezas pre-emergentes fiables para su uso en suelos de textura gruesa, (iii) las películas lo suficientemente fuertes para resistir impacto de la lluvia y todavía permitir la penetración del agua y de la planta, y (iv) películas que en no tienen efectos adversos sobre el medio ambiente-agua-aire del suelo.

4.6.2 Cultivos de Cobertura Cultivo de cobertura significa plantas o un cultivo de abono verde cultivadas para la protección del suelo de temporada o el mejoramiento del suelo. Los cultivos de cobertura ayuda movimiento del suelo controlar y proteger la superficie del suelo entre los cultivos. cultivo de cobertura reduce la erosión del viento protegiendo el suelo con

4,6 de viento medidas de control de la erosión

113

Fig. 4.3 Cultivo de cobertura de trébol en un huerto en California (Foto cortesía del USDANRCS)

la vegetación y el anclaje al suelo con raíces. cultivos de cobertura de abono verde se cultivaban en el suelo en la primavera, al menos 1 mes antes de la siembra del cultivo siguiente. Esto proporciona nutrientes adicionales al cultivo, como el cultivo de cobertura se descompone. El Dust Bowl (un período de severas tormentas de polvo que causa gran daño ecológico y agrícola a las tierras de las praderas americanas y canadienses en 1930) ha enseñado a los agricultores la importancia de la siembra de los cultivos de cobertura para el control de la erosión eólica. Las legumbres, como la soja o el trébol, son opciones comunes para los cultivos de cobertura. Su vegetación reduce la presión de aire del suelo, y sus raíces se mantenga pulsado el suelo en su lugar, además de su contribución a la fijación del nitrógeno (Fig.4.3).

4.6.3 Ridging y rugosidad superficial Chepil y Milne (1941) Observaron que la intensidad inicial de la deriva siempre fue mucho menos sobre un surcado de una superficie lisa. suelos cultivados formación de crestas (Fig.4.4) Reduce la gravedad de la deriva. Sin embargo, ridging materiales de dunas altamente erosivos fue menos eficaz porque las crestas desaparecieron rápidamente. Los datos experimentales mostraron que la tasa de flujo varió inversamente con la rugosidad de la superficie. Está influenciada por el espaciamiento cresta y la altura del reborde, y se define con respecto a un 1: altura de la cresta 4 a cresta espaciamiento ratio. Una rugosidad de cresta del suelo de 6 cm reduce la erosión eólica 50%. Fryrear (1984) Encontraron una mayor reducción de la erosión eólica por formación de crestas; erosión se mantuvo relativamente constante a medida que la rugosidad de cresta aumenta más allá de 11 cm. Lyles y Tatarko (mil novecientos

ochenta y dos) Encontró que cincelar de cultivo de trigo de invierno en un suelo de arcilla limosa aumentó agregados de superficie en gran medida no erosionables sin influir en los rendimientos de grano. Listers, cinceles, cultivadores, unidireccionales discos con dos o tres discos retirados a intervalos, y

114 4

La erosión eólica

Fig. 4.4 El reborde de suelo para el control de la erosión eólica (Foto cortesía del USDA-NRCS)

máquinas picaduras pueden ser utilizados para llevar terrones compactos a la superficie. laboreo de emergencia es más eficaz cuando se hace en ángulo recto respecto a la dirección predominante del viento. Debido a que con el tiempo se desintegran terrones (a veces rápidamente), ofertas de labranza de emergencia, a lo sumo, el control de la erosión eólica temporal (Woodruff et al.1972).

4.6.4 Gestión de Residuos Los residuos de los cultivos cosechados protegen suelo contra la erosión eólica. residuos de cosecha en pie proporcionan elementos no erosionables que absorben gran parte de la tensión de cizalladura en la capa límite. Cuando los residuos de cultivos son suficientemente alta y densa para evitar intervenir arrastre superficie del suelo exceda arrastre umbral, el suelo no se erosione. Rastrojo protege eficazmente el suelo de la erosión del viento. acolchado de rastrojo es un sistema de gestión de residuos de cultivo utilizando la labranza, generalmente sin inversión del suelo y por lo general con cuchillas o barridos de forma de V (McCalla y el Ejército1961; Mannering- y Fenster1983). El objetivo es dejar una cantidad deseable de residuos de la planta en la superficie del suelo en todo momento. Se necesita de residuos por un período de tiempo, incluso después de plantar el cultivo a proteger el suelo de la erosión y mejorar la infiltración. El residuo utilizado es generalmente el que resta de un cultivo anterior. Figura4.5 muestra un campo elevado de retención de residuos suficientes del cultivo anterior, y la fig. 4.6 muestra que los residuos de la cosecha de trigo pasado han formado una mantillo de cubierta eficaz.

Cualquier residuo de la cosecha, ya sea crecido en su lugar o halado y difusión, se puede controlar la erosión eólica. residuos de trigo o maíz del año pasado se distribuyen de manera uniforme sobre el terreno; ellos


115

Fig. 4.5 Gestión de residuos en un campo elevado (Foto cortesía del USDA-NRCS)

Fig. 4.6 Los residuos de la cosecha de trigo previa formar mantillo efectiva (Foto cortesía del USDANRCS)

formar mantillo de cubierta eficaz. Sin embargo, los residuos deben ser distribuidas y ancladas a la superficie del suelo por un empacador o un agente de anclaje tales como asfalto rebajado o emulsión de asfalto. Dependiendo del tipo de residuo, las cantidades mínimas necesarias para el control de la erosión eólica son 5-10 t ha-1.

116 4

La erosión eólica

Fig. 4.7 barreras de pastos perennes para el control de la erosión eólica (Foto cortesía del USDA-NRCS)

4.6.5 Barrera de viento Barreras reduce la erosión eólica por (1) la reducción de la anchura del campo, (2) la reducción de la distancia que el viento se desplaza en cruzar tiras de campo sin protección, (3) la disminución de la velocidad del viento, y (4) la captura del suelo arrastrada por el viento y saltated. El uso de barreras contra el viento es una medida eficaz de control de la erosión eólica de edad (Bates1911). Las diferentes combinaciones de árboles, arbustos, cultivos de crecimiento altas, y las hierbas pueden reducir la erosión eólica. Además de la protección contra el viento árbol más convencional (Leer1964; Ferber1969; Woodruff et al.1976), Muchos otros sistemas de barrera se utilizan para controlar la erosión eólica. Incluyen cultivos anuales como pequeños granos, maíz, sorgo, pasto del Sudán, girasoles (Carreker1966; Fryrear 1969; Hagen et al. 1972), Y agropiro alargado (Negro y Siddoway 1971; Aase et al. 1976) (Higo. 4.7). La mayoría de los sistemas de barreras para el control de la erosión eólica, Sin embargo, ocupar el espacio que de otra manera podría ser utilizado para producir cultivos. Típicamente cortavientos son plantaciones lineales de filas únicas o múltiples de los árboles o arbustos en límites de campos de cultivo y explotaciones agrícolas (fig. 4.8). Están dispuestas por lo general perpendicular a la dirección del viento predominante. Reducen la velocidad del viento en el nivel del suelo a una distancia de aproximadamente diez veces de la altura de las plantas. El trigo de invierno, cebada, centeno, alfalfa, hortalizas y frutas se pueden cultivar con éxito cuando los campos están protegidos con protección contra el viento. Sudmeyer et al. (2007) Sugirieron que la protección contra el viento de árboles, o combinaciones de árboles y arbustos, pueden ofrecer muchos beneficios en las granjas de la correa de trigo, además de la protección de los suelos, inventario, cultivos y pastos. barreras perennes crecen lentamente y con frecuencia se

establecen con dificultad (Dickerson et al.1976; Woodruff et al.1976). Una lista de los arbustos y árboles adecuados para la protección contra el viento es la siguiente. arbustos: Arándano arbusto americano (Viburnum trilobum), cornejos (Cornus sericea), (Cornus racemosa), (Cornus alternifolia), (Cornus amomo), saúco sedosa


117

Fig. 4.8 Protección contra el viento (Foto cortesía del USDA-NRCS)

(Sambucus canadensis), avellana americana (Corylus americana), el banco de arena de sauce (Salix interior), buffaloberry plata (argentea Shepherdia), etc. Los árboles pequeños: Ciruela americana (Prunus americana), chokeberry negro (Aronia melanocarpa), cerezo silvestre (Prunus virginiana), manzanas silvestres (. Malus sp), Hawthorn, Arnold (Crataegus arnoldiana), Nanjing cerezo (Prunus tomentosa), cerezos (Prunus pensylvanica), etcétera Árboles de hoja caduca: Río de abedul (Betula papyrifera), esplendor del otoño (Catalpa speciosa), álamo (Populus deltoides), olmo americano (Ulmus americana), el arce plateado (Acer saccharinum), el roble rojo (Quercus rubra), roble blanco (Quercus alba), negro nogal (Juglans nigra), etc. coníferas: Cedro rojo oriental (Juniperus virginiana), pino blanco oriental (Pinus strobus), pino ponderosa (Pinus ponderosa), pino rojo (Pinus resinosa), cedro blanco (Thuja occidentalis), picea blanca (Picea glauca), etc.

4.6.6 Recorte de Gaza La práctica de la agricultura de la tierra en tiras estrechas en la que el los cultivos se alternan con barbecho es una ayuda eficaz en el control de la erosión eólica (Chepil 1957a). Las tiras son más eficaces cuando están en ángulo recto con la dirección de la erosión del viento predominante, sino también proporcionar cierta protección contra los vientos que no son perpendiculares a la tira de campo. El cultivo en franjas reduce el daño de la erosión de las siguientes maneras: se reduce la distancia que el viento viaja a través de suelo expuesto, localiza la deriva que comienza en un punto focal, y reduce la velocidad del viento a través de la tira de barbecho cuando los campos adyacentes están cubiertas de rastrojo alto o cultivos.

118 4

La erosión eólica

4.7 Estabilización de dunas Una duna es por lo general una baja colina de la arena construida por el flujo del viento o el agua. Dunas se producen en diferentes formas y tamaños en todo el mundo, desde las llanuras costeras y riberas del lago a las regiones áridas del desierto. Además de la estructura y los patrones notable, son hábitats de una variedad de vida adaptado a este entorno único. La mayoría de los tipos de dunas son más largos en el lado de barlovento donde la arena está hecho subir la duna y tener una cara de deslizamiento más corto al abrigo del viento. Dunas son ecosistemas sensibles e inestables. Dunas necesitan ser estabilizados, y para ello, se deben hacer todos los esfuerzos posibles para proteger la integridad de la ecología natural de dunas. la estabilización de dunas implica medidas estructurales y vegetativas. medidas vegetativas son más eficaces para estabilizar y rehabilitar las dunas. establecimiento de la vegetación se puede hacer mediante la plantación de hierbas, árboles, arbustos o plantas de cobertura nativos. La hierba de dunas más comúnmente utilizado en los EE.UU. es la hierba de la playa americana que ha sido eficaz en la estabilización inicial de la arena en movimiento. Hierba de la duna se deben plantar antes de que el suelo se congela (en zonas frías). Árboles para la estabilización de dunas son el pino rojo, pino blanco y pino del gato. Los árboles y arbustos que pueden ser utilizados en lugares húmedos de arenas movedizas son álamo, sauce arbusto, y cornejos. Las especies de árboles adaptadas a las plantaciones de dunas de arena adyacentes a lagos grandes son álamo, abedul, pino blanco, roble blanco, y el álamo temblón bigtooth. En Mauritania varias especies de árboles y la hierba se utilizan con éxito. Prosopis juliflora ha sido exitosa y sostenible, y Aristida pungens se plantó en las dunas de banda muy móviles. Leptadenia pyrotechnica, pungens Aristida, y turgidum Panicum se plantan en zonas de deflación. Otras especies leñosas, principalmente varias acacias (especialmente raddiana Acacia y A. senegal), aegyptiaca Balanites, balsamifera Euphorbia, y Salvadora persica, se plantan en zonas más estables. Sólo leñosa halófila y las especies de hierba (aquellos que son resistentes a la salinidad del suelo y de niebla salina) son capaces de crecer en las dunas costeras. Estos incluyen Nitraria retusa, aphylla Tamarix, T. senegalensis, equisetifolia Casuarina, halimus Atriplex, A. nummularia, y Zygophyllum spp. y Panicum turgidum se plantan en zonas de deflación. Otras especies leñosas, principalmente varias acacias (especialmente raddiana Acacia y A. senegal), aegyptiaca Balanites, balsamifera Euphorbia, y Salvadora persica, se plantan en zonas más estables. Sólo leñosa halófila y las especies de hierba (aquellos que son resistentes a la salinidad del suelo y de niebla salina) son capaces de crecer en las dunas costeras. Estos incluyen Nitraria retusa, aphylla Tamarix, T. senegalensis, equisetifolia Casuarina, halimus Atriplex, A. nummularia, y Zygophyllum spp. y Panicum turgidum se plantan en zonas de deflación. Otras especies leñosas, principalmente varias acacias (especialmente raddiana Acacia y A. senegal), aegyptiaca Balanites, balsamifera Euphorbia, y Salvadora persica, se plantan en zonas más estables. Sólo leñosa halófila y las especies de hierba (aquellos que son resistentes a la salinidad del suelo y de niebla salina) son capaces de crecer en las dunas costeras. Estos incluyen Nitraria retusa, aphylla Tamarix, T. senegalensis, equisetifolia Casuarina, halimus Atriplex, A. nummularia, y Zygophyllum spp.

hierbas Duna pueden ser utilizados eficazmente para la estabilización de dunas. Grass debe ser plantado en un patrón escalonado o de diamante para el máximo control de la erosión. Los orificios deben estar espaciadas 50 cm de distancia en las zonas donde las velocidades de viento y el movimiento de arena son altos. distancia-Culm-a tallo debe ser de 60 cm en las áreas no directamente expuestas al viento fuerte. Los agujeros para las plantas deben ser entre 15 y 25 cm de profundidad para evitar que la base del tallo de la desecación y para evitar que la planta entera de que sopla hacia fuera. La arena debe ser firme y húmeda alrededor de las raíces, sin bolsas de aire cerca de la base de las plantas. Mulch se debe aplicar entre las plantas para proteger las plantaciones contra la lluvia y el viento. Los árboles pueden ser plantados en hierba de la playa después de que haya controlado el movimiento de arena, pero antes de que el césped se vuelve demasiado denso. Esto se puede hacer alrededor de 2 años después de la plantación de césped playa. La técnica de mantillo que consiste en cubrir la duna de manera uniforme con una cubierta protectora natural o artificial para evitar saltación puede ser adoptado en superficies planas o razonablemente pares. El mantillo puede estar hecho de diversos materiales, tales como paja, ramas, tallos, película de plástico o fibra acrílica, y malla. Numerosos estudios han demostrado que los cuadriculados de paja son medidas eficaces de estabilización de dunas. Figura4.9

4.7 Estabilización de dunas

119

Fig. 4.9 Haciendo tablero de ajedrez de paja en las dunas a ellos a estabilizar (Foto cortesía de Michael Reynolds)

muestra los esfuerzos de estabilización de dunas de arena con tablero de ajedrez paja de trigo a seguir por la vegetación en Ningxia, China. La gente de la Región Autónoma de Ningxia han venido combatiendo contra los desiertos y los deshace por la disminución de las áreas de arena a 1,18 millones de hectáreas de 1,65 millones de hectáreas desde 1970. En la actualidad, 470.000 hectáreas de desierto ha sido domesticado mediante la fijación de arena, con redes de paja de trigo y las plantas resistentes a la sequía de siembra. Ningxia se encuentra en una zona árida y semiárida. mantillo de paja mejora la colonización Cryptogam y aumenta los números de microorganismos, que están relacionados con la forma-ción de costras criptógamas (Li et al.2000). Se aumenta la tasa de supervivencia de las plántulas de arbustos debido a la reducción de la erosión del suelo (Li et al.2006) Y como hojarasca proporciona nutrientes por descomposición (Hu y Zhou 1991). Hasta la fecha, el enfoque de la utilización de paja de corrector-tableros y revegetación ha sido exitoso y eficaz para el control de dunas móviles y la rehabilitación de los ecosistemas del desierto (Fullen y Mitchell1994; Whitford2002; Li et al. 2004). tablero de ajedrez de la paja y la vegetación se pueden integrar. Figura 4.10 espectáculos estabilizan las dunas de arena en el sur de Saskatchewan, Canadá.

Preguntas de estudio 1. La erosión eólica es un problema de las regiones áridas y semiáridas - ¿por qué? ¿Cuáles son las causas de la erosión eólica acelerada? ¿Cuáles son los efectos in situ y ex situ de la erosión eólica?

2. Describir los procesos de erosión eólica. Hablar de los principios de control de la erosión eólica. 3. Narrar los cultivos de cobertura, barreras de pasto, y cortaviento como medidas de control de la erosión eólica.

4. Analizar la gestión de residuos, la estabilización del suelo, y acolchado en relación al viento control de la erosión. 5. ¿Cuáles son las dunas? ¿Por qué deberían ser estabilizados? Discutir las medidas vegetativas para la estabilización de dunas.

120 4

La erosión eólica

Fig. 4.10 dunas estabilizadas en Great Sand Hills, Saskatchewan, Canadá (Foto cortesía de Visualphotos)

referencias Aase JK, Siddoway FH, Negro AL (1976) barreras de pastos perennes para el control de la erosión del viento, la nieve y la gestión de la producción de cultivos. En: Tinus RW (ed) Barreras verdes en las Grandes Llanuras, actas de un simposio. Grandes Llanuras Consejo de Agricultura, Denver Armbrust DV (1984) El viento y chorro de arena lesiones a los cultivos extensivos: efectos de la edad de la planta. Agron J 76: 991-993 Armbrust DV, Dickerson JD (1971) de control de la erosión eólica temporal: coste y la eficacia de 34 materiales comerciales. J suelo Conserv agua 26: 154-157 Armbrust DV, Lyles L (1975) estabilizadores del suelo para controlar la erosión eólica. En: Los acondicionadores del suelo, suelo Science Society of America, publicación especial no. 7. Suelo Science Society of America, Inc., Madison Armbrust DV, Chepil WS, Siddoway FH (1964) Efectos de las crestas en la erosión del suelo por el viento. Soil Sci Soc Am Proc 28: 557-560 Bagnold RA (1941) La física de dunas de arena y desérticas sopladas. Methuen, Londres Bates CG (1911) Protección contra el viento: su influencia y valor, el USDA boletín de servicio forestal 86. USDA, Washington, DC Negro AL, Siddoway FH (1971) agropiro alargado barreras para el control de la erosión del suelo y la conservación del agua. J suelo Conserv agua 26: 107-110 Budyko MI (1958) El balance de calor de la superficie de la Tierra (trans: Stepanova NA). Departamento de Comercio, Washington, DC, EE.UU. Carreker JR (1966) La erosión eólica en el sureste. J suelo Conserv agua 21: 86-88 Chen GT (1991) Análisis de la composición mecánica y resistencia a la erosión eólica del suelo en Beijing Plain. J tierras áridas Resour Environ 5 (1): 103-113 Chepil WS (1944) Utilización de residuos de cosecha para el control de la erosión eólica. Sci Agric 24: 307-319 Chepil WS (1945) Dinámica de la erosión eólica: I. Naturaleza de movimiento de suelo por el viento. Soil Sci 60: 305-320

Chepil WS (1950) Propiedades del suelo que influye en la erosión del viento: II. estructura de agregado seco como un índice de erosionabilidad. Soil Sci 69: 403-414

referencias

121

Chepil WS (1957a) Anchura de tiras de campo para el control de la erosión eólica, Boletín técnico de la Estación Experimental Agrícola 92. Kansas, Manhattan Chepil WS (1957b) características sedimentarias de tormentas de polvo: III. Composición de polvo en suspensión. Am J Sci 255: 206-213 Chepil WS condiciones (1958) del suelo que influyen en la erosión eólica, Boletín técnico 1185. USDA, Washington, DC Chepil WS (1960) La conversión de erosionabilidad del campo en relación con la pérdida anual de suelo por el viento. Soil Sci Soc Am Proc 24 (2): 143-145 Chepil WS, Milne RA (1941) La erosión eólica del suelo en relación a la rugosidad de la superficie. Soil Sci 52: 417-433 Chepil WS, Woodruff NP (1954) estimaciones de erosionabilidad del viento de las superficies de campo. J suelo Conserv agua 9: 257-265 Chepil WS, Woodruff NP (1959) Las estimaciones de erosionabilidad del viento de campos de cultivo, informe de investigación Producción no. 25. USDA, Washington, DC Chepil WS, Siddoway FH, Armbrust DV (1962) factor climático para estimar la erosionabilidad del viento de los campos de cultivo. J suelo Conserv agua 17: 162-165 Chepil WS, Woodruff NP, Siddoway FH, Fryrear DW, Armbrust DV (1963) vegetativas y no vegetativas materiales para el control de erosión del viento y el agua. Soil Sci Am Soc Proc 27: 86-89 Craig DG, Turelle WJ (1964) Guía para el control de la erosión eólica en las tierras de cultivo en los estados de las Grandes Llanuras.

USDA, SCS, Washington, DC Dickerson JD, Woodruff NP, Banbury EE (1976) Técnicas para mejorar la supervivencia y el crecimiento de los árboles en zonas semiáridas. J suelo Conserv agua 31: 63-66 Dong ZB (1994) Viento modelo de pérdida de la erosión en una zona típica de la zona desértica / loess del Norte Shaanxi. Doctor en Filosofía. disertación, Instituto de Investigación del Desierto, Academia de Ciencias de China, Liuzhou

Dong YX, Kang GD (1994) Estudio sobre la erosividad climática erosión eólica en zonas áridas y semiáridas en China. J Soil Water Conserv 8 (3): 1-7 Dong ZB, Li ZS (1998) erosionabilidad del viento de arena eólica como influenciado por parámetros de tamaño de grano. J suelo Eros Soil Water Conserv 4 (4): 1-5 Dong GR, Li CZ, Jin J, Gao SY, Wu D (1987) Algunos resultados de los experimentos de erosión eólica por túnel de viento. Chin Sci Bull 32: 297-301 Dong ZB, Wang XM, Liu LY (2000) La erosión eólica en zonas áridas y semiáridas China: una visión general. J Soil Water Conserv 55 (4): 439-444 Englehorn CL, Zingg AW, Woodruff NP (1952) Los efectos de la cubierta de residuos de la planta y la estructura terrón en pérdidas de suelo por el viento. Soil Sci Soc Am Proc 16: 2933 FAO (1979) Una metodología provisional para la evaluación de la degradación del suelo. Organización de las Naciones Unidas, Roma Agricultura y la Alimentación Ferber AE (1969) Protección contra el viento para la conservación, la información Agricultura boletín no. 339. USDA-SCS, Washington, DC Fryrear DW (1969) Reducción de la erosión eólica en las Grandes Llanuras del Sur. Texas A & M University, College Station Fryrear DW (1984) de suelo crestas-terrones y la erosión eólica. Trans ASAE 27: 445-448 Fullen MA, Mitchell DJ (1994) La desertificación y la recuperación en el norte-centro de China. Ambio 23: 131-135 Gillette DA (1977) las emisiones de partículas fino debido a la erosión del viento. Trans ASAE 20: 890-897 Gillette DA, Walker TR (1977) Características de partículas en el aire producidas por la erosión eólica de suelo arenoso, las altas llanuras del oeste de Texas. Soil Sci 123: 97-110 Gregory JM, Borrelli J (1986) La ecuación de la erosión eólica Texas Tech. Sociedad Americana de Ingenieros Agrícolas, Washington, DC. Papel no. 86-2528 Hagen LJ, Woodruff NP (1973) Contaminación del aire por las tormentas de polvo en las Grandes Llanuras. Atmos Environ 7: 323-332 Hagen LJ, Skidmore EL, Dickerson JD (1972) Diseño de sistemas de barrera tira estrecha para controlar la erosión eólica. J suelo Conserv agua 27: 269-270

Hare FK (1983) El clima y la desertificación: un análisis revisado, PMC, no reportan. 44. Organización Meteorológica Mundial, Ginebra

122 4

La erosión eólica

Hayes WA (1966) Guía para el control de la erosión eólica en los Estados del Nordeste. USDA, SCS, Washington, DC Henning D, Flohn H (1977) Mapa del índice de aridez Climático, conferencia de las Naciones Unidas sobre la desertificación. FAO / OMM, Nairobi Horikawa K, Shen HW (1960) el movimiento de la arena por la acción del viento, Cuerpo de Ingenieros del memorándum técnico no. Erosion Board 119. Estados Unidos Beach, Washington, DC Hu YD, Zhou J (1991) Estudios sobre la preservación de paja de trigo utilizado en la barrera de tablero de ajedrez. En: Shapotou estación de Investigación del Desierto Experimento (ed) El control de las dunas móviles en Shapotou región del desierto de Tengger. Prensa Popular Ningxia, Yingchuan (en chino) Hu MC, Liu YZ, Wulan Yang ZT, Wu D, Wang GC (1991) realizó un estudio experimental en el túnel de viento en la erosión eólica del suelo en Korqin arena Tierra. J Desert Res 11 (1): 2229 Li ZS simulación de túnel (1999) de viento de la velocidad del flujo en la ladera de barlovento. Res Soil Water Conserv 6 (4): 75-79 Li XR, Zhang JG, Wang XP, Liu LC (2000) Estudio sobre la corteza del suelo microbiana y su influencia sobre la vegetación de fijación de arena en la región árida del desierto. Acta Bot Sin 42: 965-970 Li XR, Xiao NS, Zhang JG (2004) los efectos del ecosistema a largo plazo de la vegetación de unión de arena en la región Shapotou del desierto de Tengger, norte de China. Ecol restor 12: 376-390 Li XR, Xiao NS, Él MZ, Zhang JG (2006) barreras de arena de cuadriculados de paja para la restauración del hábitat de las regiones áridas del desierto extremadamente. Ecol Eng 28: 149-157 Liu YZ, Dong GR, Li CZ (1992) Estudio sobre algunos de los factores que influyen en la erosión del suelo por el experimento de túnel de viento. J Desert Res 12 (4): 41-49 Lyles L (1975) Posibles efectos de la erosión del viento sobre la productividad del suelo. J Soil Water Conserv 30: 279-283 Lyles L (1988) Procesos básicos erosión eólica. Agric Ecosyst Environ 22/23: 91-101 Lyles L, Tatarko J labranza (1982) de emergencia para controlar la erosión del viento: influencias sobre los rendimientos del trigo de invierno. J suelo Conserv agua 37: 344-347 Lyles L, Schrandt RL, Schmeidler NF (1974) ¿Cómo aerodinámica movimiento de la arena de control de elemento de rugosidad. Trans ASAE 17: 134-139 Lyles L, Hagen LJ, Skidmore EL (1983) La conservación del suelo: principios de la erosión por el viento. En: Los cultivos de secano, Agronomía monografía no. 23. Sociedad Americana de Agronomía, Madison, pp 177-188 Mannering- JV, Fenster CR (1983) ¿Cuál es la labranza de conservación? J suelo Conserv agua 38: 141-143

McCalla TM, Ejército TJ (1961) agricultura rastrojero. Adv Agron 13: 125-196 McEwan IK, Willetts BB, Rice MA (1992) El grano / colisión cama en el transporte de arena por el viento. Sedimentología 39: 971-981 Michels K, Armbrust DV, Allison BE, Sivakumar MVK (1995) El viento y el viento daños arena para mijo perla. Agron J 87: 620-626 Leer RA (1964) protección contra el viento del árbol por las Grandes Llanuras central, manual de Agronomía no. 250. USDA, Washington, DC Rice MA, Willetts BB, McEwan IK (1995) Un estudio experimental de múltiples eyecciones de tamaño de grano producido por colisiones de saltating granos con una cama plana. Sedimentología 42: 695-706 Siddoway FH, Chepil WS, Armbrust DV (1965) Efecto del tipo, cantidad y colocación de residuo en el control de la erosión eólica. Trans Am Soc Agric Eng 8: 327-331 EL Skidmore (1974) Una ecuación de la erosión del viento: desarrollo, aplicaciones y limitaciones. En: intercambio atmósfera-superficie de partículas y gaseosos contaminantes, Symposium Series ERDA 38. Centro de Información Técnica, Oak Ridge EL Skidmore (1986) La erosión del suelo por el viento: una visión general. En: El-Baz M, Hassan MHA (eds) Física de la desertificación. Springer, Dordrecht

Skidmore EL erosión (1988) del viento. En: Lal R (ed) métodos de investigación La erosión del suelo, segunda ed. Del suelo y la Sociedad de Conservación de Agua, Ankeny Sudmeyer R, Bicknell D, Coles N (2007) protección contra el viento del árbol en el cinturón de trigo. Departamento de Agricultura y Alimentación del Gobierno de Australia Occidental, Perth Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA) y el Centro Internacional de Investigación de Suelos de la Información (ISRIC) (1990) Mapa mundial del estado de origen humano degradación del suelo. UNEP / ISRIC, Wageningen

referencias

123

Wang T, W Wu (1999) El uso del suelo y la desertificación de arena en el norte de China. J Nat Resour 14 (4): 355-358 Whitford WG (2002) Ecología de los sistemas del desierto. Académica, Nueva York Willetts BB, MA Rice (1989) Las colisiones de granos de cuarzo con un lecho de arena: la influencia del ángulo de incidencia. Proceso Tierra Surf accidentes geográficos 14: 719-730 Woodruff NP, Siddoway FH (1965) Una ecuación de la erosión eólica. Soil Sci Am Soc Proc 29: 502608 Woodruff NP, Lyles L, Siddoway FH, Fryrear DW (1972) ¿Cómo controlar la erosión eólica, Agrícolas

Boletín de Información 354. USDA-ARS, Washington, DC Woodruff NP, Dickerson JD, Banbury EE, Erhart AB, Lundquist MC (1976) árboles y arbustos evaluados en cuanto a protección contra el viento de una sola fila en las Grandes Llanuras central seleccionada, ARS NC-37. USDA, ARS, Peoria Yan P (2000) Aplicación de la técnica de cesio-137 sobre la erosión-un estudio de caso de viento en Gonghe Cuenca, Provincia de Qinghai. J Desert Res 20 (1): 102 Zingg AW, Woodruff NP (1951) Calibración de un túnel de viento portable por la simple determinación de la rugosidad y arrastre en las superficies de campo. Agron J 43: 191-193

Capítulo 5

La degradación química del suelo

Las estimaciones sugieren que en 1991 alrededor de 240 millones de hectáreas de tierras degradadas es químicamente. El agotamiento de nutrientes ha afectado a 136 M ha, salinización dañado 77 M ha, y la acidificación degrada 6 M ha. Otro ha 11 M se ve afectada por la contaminación del suelo. mala administración Agrícola (58%) y la deforestación (28%) son las principales causas de la degradación química del suelo. El agotamiento de nutrientes es la más frecuente en África (65 M ha) y América del Sur (68 M ha), mientras que la salinización es la principal degradación química en Asia (53 M ha). El agotamiento de nutrientes ha causado graves desequilibrios de nutrientes en los suelos bajo agricultura de bajos insumos en las tierras marginales. En un estudio, todos los suelos agrícolas africanos mostraron saldos negativos NPK. El agotamiento de nutrientes es causada por la lixiviación, cosecha residuo y se quema, la erosión, y la eliminación de los cultivos. La salinización se produce naturalmente por procesos pedogénicos en diferentes condiciones climáticas, pero salinización inducida por el hombre ha obligado a abandonar muchos suelos, que eran productivo antes. La causa principal de la salinización inducida por el hombre es el sistema de riego apropiado en las regiones áridas y semiáridas. La lixiviación de sales de riego extra y cultivos tolerantes a la sal son las estrategias para el manejo del suelo salado. Los suelos se acidifican por la lluvia ácida, la lixiviación base, y por el uso de la acidificación de los fertilizantes. Liming es un antiguo método de recuperación de suelos ácidos. La producción de cultivos adecuados para la corriente de pH del suelo puede ser rentable en baja para suelos ácidos medianas. La causa principal de la salinización inducida por el hombre es el sistema de riego apropiado en las regiones áridas y semiáridas. La lixiviación de sales de riego extra y cultivos tolerantes a la sal son las estrategias para el manejo del suelo salado. Los suelos se acidifican por la lluvia ácida, la lixiviación base, y por el uso de la acidificación de los fertilizantes. Liming es un antiguo método de recuperación de suelos ácidos. La producción de cultivos adecuados para la corriente de pH del suelo puede ser rentable en baja para suelos ácidos medianas. La causa principal de la salinización inducida por el hombre es el sistema de riego apropiado en las regiones áridas y semiáridas. La lixiviación de sales de riego extra y cultivos tolerantes a la sal son las estrategias para el manejo del suelo salado. Los suelos se acidifican por la lluvia ácida, la lixiviación base, y por el uso de la acidificación de los fertilizantes. Liming es un antiguo método de recuperación de suelos ácidos. La producción de cultivos adecuados para la corriente de pH del suelo puede ser rentable en baja para suelos ácidos medianas.

5.1 Química degradación del suelo y su extensión La degradación química del suelo se refiere a los cambios indeseables en el comportamiento químico del suelo de manera que la calidad del suelo disminuye debido a las intervenciones humanas. Casi 240 millones de hectáreas de tierra se ve afectada por la degradación química, incluyendo 229 ha M en la pérdida de nutrientes (136 M ha), la salinización (77 M ha), y la acidificación (6 M ha). Otro ha 11 M se ve afectada por la contaminación del suelo que se describe en el Cap.6. cuentas de contaminación química del suelo por alrededor de 12% del área total afectada por la degradación del suelo inducida por el hombre (Oldeman1994). En África, Asia, América Central y Europa, alrededor del 12% de los suelos degradados químicamente se ven afectados. En América del Sur, alrededor del 30% KT Osman, degradación del suelo, la conservación y remediación, DOI 10.1007 / 978-94-007-7590-9_5, © Springer Science + Business Media Dordrecht 2014

125

126 suelo

5 Química degradación del

Tabla 5.1 extensión global de la degradación del suelo (M ha) por la pérdida de nutrientes, la salinización y la acidificación

Regiones África Asia Sudamerica Centroamérica Norteamérica Europa Oceanía Mundo

La pérdida de nutrientes sesenta y cinco 15 68 4 3 + 136

salinización 15 53 2 2 + 4 1 77

Acidificación 1 4 + + 6

Total 62 72 70 6 + 26 1 229

Los datos extraídos de Oldeman (1994)

de suelos degradados son debido a la degradación química. En América del Norte y Oceanía, la degradación química del suelo es de poco interés. La pérdida de nutrientes es el principal tipo de degradación química del suelo en África y América del Sur, mientras que la salinización es el principal tipo de degradación química del suelo en Asia. la degradación química del suelo es causada principalmente por la mala administración agrícola (56%) y la deforestación (28%) (Oldeman1994). Mesa5.1 muestra la extensión global de la degradación química del suelo.

5.2 La pérdida de nutrientes y / o materia orgánica Aunque se dice que la pérdida de nutrientes es un problema con la agricultura de bajos insumos, sino que también se produce en varias otras situaciones. Puede ocurrir si la agricultura se practica en suelos pobres o moderadamente fértiles, sin aplicación suficiente de estiércol y fertilizantes. La rápida pérdida de materia orgánica y los nutrientes de la tierra vegetal se produce debido a la limpieza de la vegetación natural. La combustión de biomasa, la agricultura migratoria, y la erosión son otras causas importantes de la pérdida de nutrientes y materia orgánica. agotamiento de los nutrientes del suelo humana inducida es el proceso por el que el nutriente de la tierra se está reduciendo debido al agotamiento de los nutrientes continua sin reposición suficiente de nutrientes cosechadas en productos agrícolas y de las pérdidas de nutrientes por la erosión acelerada del suelo y la lixiviación (Tan et al.2005). La erosión natural y la lixiviación se ven agravados por las acciones humanas para la explotación de los recursos del suelo y la vegetación. La causa general de agotamiento de la fertilidad es un equilibrio negativo entre la salida (a través de la cosecha, el ardor, la lixiviación, etc.) y de entrada (a través del estiércol y fertilizantes, volvió residuos de cosechas, inundaciones, etc.) de nutrientes y materia orgánica. Las situaciones de equilibrio de nutrientes en algunos países africanos se citan como un ejemplo a continuación. Centro Internacional de Desarrollo de Fertilizantes (IFDC) llevó a cabo algunos estudios sobre balances de nutrientes del suelo en algunos países africanos. El enfoque metodológico para estimar el balance de nutrientes, tasas de agotamiento, y los requisitos combina la información sobre la producción agrícola, las características

del suelo, y las limitaciones biofísicas con métodos y procedimientos diseñados para hacer tales estimaciones (Henao y Baanante1999). La información y datos relacionados con la producción agrícola incluyen el uso del suelo, la capacidad de población en apoyo de la tierra, la producción de cultivos y el uso de fertilizantes minerales y orgánicos. El enfoque

5.2 La pérdida de nutrientes y / o materia orgánica

127

Tabla 5.2 los balances de nutrientes en algunos países africanos Países Benin Botswana Camerún Etiopía Ghana Kenia Malawi mali Nigeria Ruanda Senegal Tanzania Zimbabue

Nitrógeno (Kg ha-1 año-1) -16 -2 -21 -47 -35 -46 -67 -11 -37 -60 -16 -32 -27

Fósforo (Kg ha-1 año-1) -2 0 -2 -7 -4 -1 -10 -2 -4 -11 -2 -5 2

Potasio (Kg ha-1 año-1) -11 -2 -13 -32 -20 -36 -48 -10 -31 -61 -14 -21 -26

Fuente:http://www.fao.org/docrep/006/y5066e/y5066e06.htm

utiliza sistemas de bases de datos geográficas atributo y en conjunción con modelos empíricos y mecanísticos para producir información para el análisis y la vigilancia. El enfoque se basa en el trabajo previo sobre los balances de nutrientes (Stoorvogel y Smaling1990; Smaling y Fresco 1993; Smaling et al. 1993). Los valores de balance de nutrientes se dan en la Tabla 5.2. el agotamiento de los nutrientes del suelo está vinculado a la inseguridad alimentaria en los países en desarrollo y menos devel-artículo de opinión debido a la intensificación del uso de la tierra para la producción agrícola con la salida correcta aplicación de insumos externos (Henao y Baanante 1999). La ausencia de la reposición de nutrientes de los suelos nutrientes empobrecido está poniendo en peligro agrícola sostener-capacidad en estas regiones (Sheldrick et al.2002). disminución a largo plazo en el rendimiento de los cultivos en condiciones de bajos insumos y la fertilización desequilibrada en muchas partes de África, Asia y América Latina (/ PNUD / PNUMA / Banco Mundial de la FAO1997). Stoorvogel et al. (1993) Y Smaling et al. (1993) Utilizaron el enfoque balance de nutrientes para poner de relieve la grave situación de agotamiento de los nutrientes del suelo en muchos países africanos. Agotamiento de los nutrientes del suelo y Imbal-ANCE también son problemas generalizados en Asia. Dobermann et al. (1995) Balances de nutrientes calculadas para los sistemas de cultivo basados en el arroz en varios países de Asia oriental y informó que el déficit K varió de 25 a 70 kg ha-1 año-1. Lin et al. (1996) estima que el balance de nutrientes en las granjas de arroz 71 de arroz en el sur de China y se encontró un exceso de N y P, pero un déficit de K. (Mutert1996) Informaron de saldos negativos de N, P y K en Bangladesh, Indonesia, Myanmar, Filipinas, Tailandia y Vietnam.

5.2.1 lixiviación de nutrientes

La lixiviación es el movimiento descendente de los materiales del suelo en solución y suspensión con agua de percolación. Se distribuye y elimina cantidades significativas de materiales, siempre que hay un equilibrio de agua positiva, es decir, si hay suficiente exceso de agua

128 suelo


de evapotranspiración para el movimiento hacia abajo eficaz. Por lo tanto, la lixiviación es un proceso importante de eliminación de nutrientes en las regiones húmedas. La lixiviación se produce incluso en la vegetación natural, pero las actividades agrícolas puede aumentar en gran medida las pérdidas por lixiviación (Havlin et al.1999). Los suelos con tasas de infiltración alta de agua y capacidad de retención bajo en nutrientes, tales como los suelos arenosos y suelos ferralíticos bien estructurados (Oxisoles, Ultisoles) con arcillas de baja actividad y el contenido de materia orgánica bajas son particularmente susceptibles a la lixiviación de nutrientes. Nutrientes difieren en su movilidad en el suelo; nitratos son más móviles que otros aniones. Los iones nitrato no se sienten atraídos por la matriz cargada negativamente de la capa superior del suelo. Los nitratos se producen continuamente en el suelo por la nitrificación del amoniaco obtenido de fertilizantes y materia orgánica del suelo. la lixiviación de nitratos es un problema grave en suelos arenosos y bajos de retención (Robertson1989). A menudo se contamina el agua subterránea y el agua de los embalses abiertos alrededor de los paisajes agrícolas. Los sulfatos también se lixivian fácilmente de los suelos agrícolas, pero fosfatos son relativamente inmóviles. coloides del suelo y de calcio, aluminio, hierro y manganeso inmoviliza fosfatos. La solución del suelo que se filtra a través del perfil del suelo es esencialmente eléctricamente neutro; que contiene aniones y cantidades equivalentes de cationes. Así, los cationes también se lixivian, y los cationes más susceptibles son calcio y magnesio que el potasio (Pieri1989). En suelos arenosos, cantidades considerables de magnesio pueden ser lixiviados después de las aplicaciones de fertilizantes cloruro de potasio o sulfato de potasio (Havlin et al.1999). El potasio se lixivia en cantidad mucho menor que el calcio y el magnesio.

5.2.2 La pérdida de nutrientes debido a la quema de residuos Cuando los residuos de biomasa, residuos de cultivos o arena, se queman, la mayor parte de nitrógeno (N) y azufre (S) en el residuo se pierden, mientras que los nutrientes minerales, tales como fósforo (P) y potasio (K), se conservan. Un laboratorio Manitoba estudió trigo, avena, y el residuo de lino quemado en un recipiente destapado (Heard et al.2001). Después de la quemadura, se recogió y se pesó la ceniza restante. Gran parte de la N y S se oxidó y perdieron como gases volátiles, mientras que los elementos minerales (P y K) se mantuvieron en la ceniza. El estudio mostró pérdidas de N de 98-100%, las pérdidas de S de 75%, las pérdidas de P de 21%, y las pérdidas de K de 35%. Se concluyó que la pérdida P y K resultó de humo y ceniza que escapó del recipiente quemadura. En una quemadura de campo, algunas de estas cenizas pueden volverá a depositar en el campo, dependiendo del viento y otros factores ambientales. Otras pérdidas de nutrientes minerales podría suponerse que es similar a P y K. Las condiciones climáticas después del incendio a menudo desempeñan un papel importante en la pérdida de nutrientes desde el campo. Por ejemplo, los fuertes vientos pueden soplar ceniza del campo o pueden acumularse la ceniza en derivas. los agricultores itinerantes queman sus residuos de biomasa para suministrar nutrientes a sus

cultivos. Tales nutrientes tienen prestación efectivamente temporal, porque las fuertes lluvias después de la preparación de la tierra a menudo quitar las bases liberadas debido a la quema. Además, la erosión del suelo debido tanto al viento y el agua puede producirse más fácilmente cuando la cubierta residuo se destruye y el suelo queda expuesto. Un estudio Canadá occidental, donde el residuo de cereales fue quemado anualmente durante 19 años mostró promedio anual del suelo orgánicos descensos cuestión de 0,03 y 0,07% (Biederbeck et al.1980).

5.3 La acidificación

129

5.2.3 Las pérdidas de nutrientes debido a la erosión Las cantidades de las pérdidas de nutrientes por la erosión del agua se ven afectados por el tipo de suelo, la cubierta, y la fertilidad; pendiente del terreno; cantidad, el método, y el tiempo de aplicación de fertilizantes; intensidad, la cantidad y momento de ocurrencia de precipitaciones (Gascho et al.1998); así como por las prácticas de gestión de suelo (Barisas et al.1978; Schick et al.2000; Mello2002). Se espera que las pérdidas de nutrientes que ser reducido en sistemas de gestión de suelo que conservan los residuos vegetales. Sin embargo, incluso en tales condiciones, los residuos vegetales se pueden lavar fuera (Burwell et al.1975), Convirtiéndose en fuentes de nutrientes solubles (Barisas et al. 1978; Johnson et al.1979), Que puede perderse por la erosión del agua. Ca y Mg pérdidas por erosión del agua son generalmente altos (Bertol1994; Schick et al.2000). Esto se debe a que estos elementos son fuertemente adsorbidos por los coloides en el suelo, lo que hace que sea fácil para ellos para ser transportados con el sedimento, y también porque se producen en altas Concentraciones en la erosión del agua. Gafur et al. (2000) Informaron de la pérdida de 61 kg Ca, 13 kg Mg, 13 kg de K, 0,14 kg P, 0,20 kg de S, 0,05 kg Cu, 6.7 kg Fe, 6,1 kg Mn, y 0,065 kg Zn debido a la erosión en los sitios acuchilladas y quemados en el sureste colinas de Bangladesh.

5.2.4 Eliminación de cultivos de nutrientes la eliminación de los cultivos de nutrientes se ve afectada por el suelo y las condiciones climáticas. Las propiedades del suelo tales como el suministro disponible en el suelo nutriente, contenido de humedad, la aireación, la compactación, la temperatura del suelo, el pH, los desequilibrios de nutrientes, y otros factores afectan la absorción de nutrientes de las plantas. Mesa5.4da los valores de nutrientes eliminados por los cultivos cosechados. Si se añadieron los contenidos de residuos de nutrientes, estos valores podrían multiplicarse por un factor de 2-3. Por lo tanto, los cultivos solos eliminar una cantidad sustancial de nutrientes del suelo que deben ser reemplazados por fertilizantes. Si los residuos se eliminan también del campo, la pérdida se convierte en mucho más alto. En promedio, los cultivos cosechados suprimir 50-100 kg ha-1 N, 10-20 kg ha-1 P, y 15-30 kg ha-1K en cultivos de campo. la eliminación de potasio asciende a 100200 kg ha-1 por cultivos forrajeros (Tabla 5.3).

5.3 La acidificación La acidez del suelo se indica mediante la concentración de hidrógeno (H +) Iones en la solución del suelo. Cuando h+) iones predominan sobre (OH -) Iones, se dice que el suelo a ser ácida. El predominio de (H+) Y (OH-) Iones se expresa por el pH del suelo. El pH es el logaritmo nega-tiva de la concentración de hidrógeno (moles por litro), y sus rangos de escala de 1 a 14. Un pH de 7,0 se toma como el punto neutro, con

valores por debajo de 7,0 ser ácida y por encima de 7,0 de ser alcalina. Debido a la escala de pH es logarítmica, el suelo con un pH de 5 es 10 veces más ácido que el suelo con un pH de 6 y es 100 veces más ácido que el suelo con un pH de 7. Hay dos tipos de acidez del suelo: acidez activo creado por el predominio de (H +) Iones en solución y reserva o canjeables

130 suelo


Tabla 5.3 Remoción de nutrientes por los cultivos cosechados (kg ha -1) cultivos

norte

PAG

K

S

cultivos de cereales El trigo de primavera 60-75 10-12 15-17 5-6 Trigo de invierno 60-65 11-13 14-17 7-9 Cebada 80-95 15-18 20-25 7-9 Avena 60-76 12-14 15-18 5-6 Centeno 60-75 11-14 15-20 5-6 Maíz 95-145 18-22 22-28 7-8 cultivos de semillas oleaginosas canola 85-100 16-20 15-18 12-14 Lino 60-70 7-8 12-15 6-7 Girasol 65-75 7-8 10-12 5-6 Pulsos Guisante 135-145 14-18 30-35 6-7 Lenteja 62-74 8-10 27-35 4-5 otros cultivos La remolacha azucarera 85-110 16-22 120-150 12-14 Papas 125-155 16-20 185-225 11-13 Cultivos forrajeros Alfalfa 290-350 30-37 260-320 27-33 Trébol 220-260 25-30 175-218 10-12 ensilaje de cebada 145-220 22-30 110-130 14-21 El ensilaje de maíz 170-200 27-35 175-220 12-14 Convertido a partir de los datos recopilados por el Instituto canadiense de fertilizantes a partir de información agronómica obtenido en Canadá, 1998; http://www.cfi.ca/_documents/uploads/elibrary/d161_NU_W_01%5B1%5D.pdf. Consultado el 3.1.2012 Tabla 5.4 sensibilidad de aluminio / tolerancia de algunas plantas categorías Altamente sensible Sensible Tolerante Altamente tolerante

plantas Durham trigo, cebada, lentejas, garbanzos, alfalfa, fresa, bersim, buffel hierba, agropiro Canola, trébol rojo, trébol Balansa, trébol blanco Whistler, trigo diamantes de aves, raigrás, festuca, trébol subterráneo, achicoria altramuces estrechas hoja, avena, triticale, centeno cereales, dáctilo, Paspalum, amarillo y serradela delgado, Consol amor de la hierba

acidez se caracteriza por el predominio de H intercambiable + y Al3+iones en sitios de intercambio de los coloides del suelo. Cuanto mayor sea el porcentaje de sitios de intercambio ocupados por aluminio e hidrógeno, menor es el pH y mayor es la acidez del suelo.

5.3.1 Las causas de la acidificación de los suelos

La acidificación puede ocurrir naturalmente en suelos desarrollados a partir de materiales de origen ácidas debido a la liberación de compuestos químicos generadores de ácido, en áreas de alta precipitación debido a


131

lixiviación prolongado de bases, en elevaciones más altas debido a la erosión, y bajo la intemperie intensivo durante un largo período de tiempo debido a la predominancia de los óxidos de hierro y de aluminio. Pero las prácticas agrícolas pueden acelerar o crear la acidez del suelo dentro de un corto período de tiempo. La acidificación en los suelos agrícolas puede ser debido a la aplicación de fertilizantes nitrogenados, la lixiviación de los nitratos, la eliminación de los productos, y la acumulación de materia orgánica del suelo (Upjohn et al.2005).

5.3.1.1 Fertilizantes La cantidad de acidificación que resulta de uso de fertilizantes nitrogenados depende del tipo de abono (Tabla 5.4). Los fertilizantes que contienen nitrógeno como amonio, por ejemplo, sulfato de amonio, acidificar el suelo en cuestión de semanas después de la aplicación. La reacción de formación de ácido más importante para los fertilizantes es la oxidación microbiana de fertilizantes amoniacal, que pueden ellos mismos ser bases fuertes, por las siguientes reacciones: 1. NUEVA HAMPSHIRE3 + 2O2 = H+ + NO3- + H2O (nitrificación del amoníaco) 2. NUEVA HAMPSHIRE4NO3 + 2O2 = 2H+ + 2NO3- + H2O (nitrificación de nitrato de amonio) 3. CO (NH2)2 + 4O2 = 2H+ + 2NO3- + H2O + CO2 (Hidrólisis de la urea y la nitrificación de productos) Los materiales anteriores son las N entradas sintéticos más comunes para agroecosys-tems, ya sea como fertilizantes simples o mixtos NPK, y oxidará al equivalente de ácido nítrico en las bien drenados, condiciones aeróbicas de la mayoría de los suelos agrícolas-culturales de tierras secas. El nitrato de calcio y nitrato de sodio tienen un efecto neutralizante sobre la acidez del suelo, a menos que se lixivia todo el nitrato, pero son caros y el uso está restringido a la horticultura. El uso de fertilizantes de superfosfato en los cultivos y pastos no acidificar directamente el suelo. La aplicación de azufre puro o “flor de azufre” se acidificar el suelo. Un experimento a largo plazo fue establecido en 1962 por el Dr. Lloyd A. Peterson en la Estación de Investigación Agrícola de Arlington, ubicado en el centro sur de Wisconsin, como una prueba de 4 x 4 x 4 NPK fertilidad. Después de 30 años de adición de fertilizantes, se analizaron muestras de suelo y reportadas por Barak et al. (1997). Aplicación de nitrato de amonio y urea N fertilizantes en el juicio fertilidad a largo plazo en Arlington, Wisconsin, había causado la acidificación del suelo. La media de los valores de tratamiento de pH osciló desde 5,6 hasta 4,8 cuando se mide en agua y 5,5 a 4,1 cuando se mide en 1 M de KCl para 0-150 lb N / acre anualmente tratamientos, respectivamente. Una lista de los fertilizantes con mayor o menor potencial de acidificación es la siguiente. Ligeramente acidificantes fertilizantes: urea, nitrato de amonio, urea y soluciones de nitrato de amonio

Estos productos están acidificando ligeramente debido a que contienen amonio o de amonio producen cuando se aplica al suelo. Por cada nitrógeno real kilogramo aplicada, 1,8 kg de carbonato de calcio puro se requiere para neutralizar la acidez. Moderadamente acidificación de los fertilizantes: Fosfato diamónico (DAP)

132 suelo


fosfato diamónico es el fertilizante de fósforo primaria disponible en muchos países y tiene un efecto de acidificación moderada cuando se aplica. Por cada kg de N añaden como DAP, se necesitan 5,25 kg de piedra caliza para la neutralización completa. Si se recomienda fertilizante de fósforo, superfosfato triple (0-46-0) se puede utilizar; no afecta el pH del suelo. Gravemente acidificantes fertilizantes: Sulfato de amonio, fosfato monoamónico (MAP) Estos fertilizantes son muy acidificantes y deben evitarse si es posible. Aproximadamente se necesitan 8 kg de piedra caliza agrícola para neutralizar los efectos de 1 kg de estos fertilizantes. Por ejemplo, si el cultivador aplica un sulfato de 50 kg MAP o de amonio, 400 kg de cal tendrían que ser aplicada. Por lo general, los agricultores aplican los fertilizantes, pero no la cal. Por lo tanto, el suelo se vuelve ácido en el largo plazo. Las cantidades de cal requerido para la cantidad unitaria de algunos fertilizantes se muestran a continuación.

fuente de nitrógeno Sulfato de amonio Amoniaco anhidro Nitrato de amonio Urea MAPA SALTO

requerimientos de cal, kg pura CaCO 3 por kg de N aplicado (Glendinning 2000) 5.2 1.8 1.8 1.8 5.0 3.1

5.3.1.2 La lixiviación del nitrato La lixiviación de nitrato es una de las principales causas de la acidificación del suelo agrícola. El nitrato se deriva de la oxidación biológica del amonio o añadido como fertilizantes de nitrato que contiene. Amonio se obtiene en el suelo de los fertilizantes y la mineralización de la materia orgánica. Los procesos químicos que producen el nitrógeno del nitrato de munición-nium dejan el suelo ligeramente más ácido. Esta acidez se neutraliza por las plantas dis-carga de una sustancia alcalina, ya que ocupan el nitrógeno del nitrato. Mientras que las plantas continúan para ocupar todo el nitrógeno del nitrato, el equilibrio ácido / alcalino del suelo que rodea las raíces se mantiene en equilibrio. Lixiviación rompe el equilibrio de los procesos de ácidos / alcalinos y los resultados en aumento de la acidez del suelo. la lixiviación de nitratos tiene impactos ambientales importantes. nitratos lixiviados de tierras agrícolas pueden contaminar aguas subterráneas y superficiales.

5.3.1.3 separación del material

De grano, pastos, y productos animales son ligeramente alcalino, y la eliminación continua bajarán el pH del suelo a través del tiempo. Si se retira muy poco producto, tal como en la producción de lana, entonces el sistema permanece casi equilibrado. Cuando una gran cantidad de pro-duce se retira como en el caso de la toma de heno (particularmente trébol o heno de alfalfa), el


133

suelo queda significativamente más ácido. La eliminación de los productos por la quema, por ejemplo, la quema de rastrojo, no cambia el equilibrio ácido / alcalino del suelo, pero da una redistribución, dejando alcalino a la superficie del suelo como cenizas. Si las cenizas luego se elimina por lavado, como podría ocurrir por las lluvias después de un incendio, esto dejaría el suelo más ácido.

5.3.1.4 La acumulación de materia orgánica del suelo Aunque el aumento de la materia orgánica tiene muchos beneficios, incluyendo la mejora de la estructura del suelo, sino que también aumenta la acidez del suelo. La acidificación causada por una acumulación de materia orgánica no es permanente y se puede revertir si la materia orgánica se descompone. Sin embargo, habrá un cambio permanente en el estado de ácido del suelo, si la capa superficial del suelo que contiene la materia orgánica se erosiona o se elimina.

5.3.1.5 Acid Rain Watmough y Dillon (2003) Informaron de que el agotamiento de los cationes de nutrientes a base de (Ca, Mg, K, y otros) en los suelos se produce debido a la deposición de ácido. La acidificación y el agotamiento de los cationes de nutrientes debido a la deposición ácida se han reportado para varias regiones forestales en América del Norte. Continuando insumos regionales de nitrógeno y azufre son motivo de preocupación debido a la lixiviación de cationes básicos, aumento de la disponibilidad de Al del suelo, y la acumulación y la transmisión final de la acidez de los suelos forestales a las corrientes (Fenn et al.2006). La deposición ácida se conoce como la lluvia ácida. Se produce cuando las emisiones de materiales ácidos tales como dióxido de azufre (SO 2), Amoniaco (NH3), Óxidos de nitro-gen (NOx), Y partículas ácidas procedentes de la combustión de combustibles fósiles y otros procesos industriales se someten a reacciones químicas complejas en la atmósfera y caen a la tierra como deposición húmeda (lluvia, nieve, nube, niebla) o deposición seca (partículas secas, gas). El efecto de la lluvia ácida en el suelo depende en gran medida de la capacidad de los suelos para neutralizar el ácido. Los suelos calcáreos son más eficaces en la neutralización de la acidez en las lluvias ácidas y prevenir la disminución del pH del suelo. suelo antropogénico acidi-ficación debido a la lluvia ácida está conectado a concentraciones de solución de alta suelo de SO42- y no3- (Matzner y Davis 1996).

5.3.2 Efectos de la acidez del suelo

Los suelos ácidos pueden tener algunos o todos los problemas siguientes: reducción en la cantidad de nutrientes que se recicla por los microorganismos del suelo (por ejemplo, suministro de nitrógeno se puede reducir); fósforo en el suelo puede llegar a ser menos disponible para las plantas; deficiencias inducidas de calcio, magnesio, y molibdeno; de aluminio y la toxicidad de manganeso para plantas y microorganismos; y absorción de metales pesados por las plantas.

134 suelo


5.3.2.1 disponibilidad de nutrientes iones solubles e intercambiables son las formas de nutrientes disponibles en el suelo. El pH del suelo regula la solubilidad de los elementos y compuestos en el suelo y gobierna el vano-capacidad de los nutrientes de las plantas en el suelo. Cuando el pH del suelo disminuye de 6,5, es decir, que el suelo se vuelve más ácida, la solubilidad de algunos elementos que incluyen Fe, Al, Mn, Cu, y los aumentos de Zn y de algunos otros, por ejemplo, Ca, Mg, y Mo disminuye. Por otro lado, cuando el pH del suelo se eleva de 7,0, la solubilidad de Ca, Mg, y aumenta Mo y la de Fe, Al, Mn, Cu, Zn y disminuye. Aluminio, aunque altamente predominante en el suelo, no es un elemento esencial para las plantas. En suelos fuertemente ácidas (pH inferior a 5), la solubilidad de Al, junto con Fe y Mn aumenta en tal medida que se convierten en tóxicos para muchas plantas. Además, las plantas pueden sufrir de deficiencia de Ca y Mg en los suelos ácidos. A pH bajo (<5. 5), el fósforo se precipita con Al, Fe, y Mn como sus polifosfatos. A pH alto (> 8,0), P se precipita con Ca. En tanto el suelo ácido-dad y la alcalinidad, P disponibilidad se reduce a niveles de deficiencia. Disponibilidad de P es generalmente más alta en el intervalo de pH de 6,5 y 7,0. La deficiencia de boro también puede ocurrir en suelos fuertemente ácidas y fuertemente alcalinas. La disponibilidad de macronutrientes (Ca, Mg, K, P, N, S) y Mo y B está restringido a pH bajo. Por otra parte, la disponibilidad de la mayoría de los micronutrientes (Fe, Mn, Zn, Cu, Co) aumenta a pH bajo. Las mayoría de los niveles de nutrientes de plantas satisfac-toria se producen en un rango de pH de 5.5 a 6.5. Disponibilidad de P es generalmente más alta en el intervalo de pH de 6,5 y 7,0. La deficiencia de boro también puede ocurrir en suelos fuertemente ácidas y fuertemente alcalinas. La disponibilidad de macronutrientes (Ca, Mg, K, P, N, S) y Mo y B está restringido a pH bajo. Por otra parte, la disponibilidad de la mayoría de los micronutrientes (Fe, Mn, Zn, Cu, Co) aumenta a pH bajo. Las mayoría de los niveles de nutrientes de plantas satisfac-toria se producen en un rango de pH de 5.5 a 6.5. Disponibilidad de P es generalmente más alta en el intervalo de pH de 6,5 y 7,0. La deficiencia de boro también puede ocurrir en suelos fuertemente ácidas y fuertemente alcalinas. La disponibilidad de macronutrientes (Ca, Mg, K, P, N, S) y Mo y B está restringido a pH bajo. Por otra parte, la disponibilidad de la mayoría de los micronutrientes (Fe, Mn, Zn, Cu, Co) aumenta a pH bajo. Las mayoría de los niveles de nutrientes de plantas satisfac-toria se producen en un rango de pH de 5.5 a 6.5.

5.3.2.2 La toxicidad de hierro, aluminio y manganeso toxicidad de nutrientes puede ocurrir en suelos ácidos cuando el pH es 4,8 o inferior (Slattery et al. 1999). Los dos toxicidades más importantes en suelos ácidos son las de aluminio (Al) y manganeso (Mn) (Slattery et al. 1999). En suelos fuertemente ácidas (pHW <4,3), aluminio y manganeso se hacen más disponibles en la solución del suelo y son perjudiciales para raíces de las plantas. La toxicidad por aluminio es el síntoma más común planta en suelos ácidos y causa atrofia de las raíces (Slattery et al.2000). crecimiento de las raíces reducida impide Nutri-ent y la absorción de agua y resulta en una menor producción. Algunas plantas son más tolerantes que otros a altos niveles de Al en la solución del suelo. plantas

productivas importantes, como la alfalfa, Phalaris, canola y cebada son difíciles de establecer y crecer en suelos ácidos. Tanto un pH bajo y aluminio tóxico (Yokota y Ojima1995irrevers)-ibly afectan el establecimiento de la alfalfa. El cultivo de Pas-turas de raíces profundas perenne (tales como alfalfa y phalaris) es vista como una respuesta a ralentizar el proceso de acidificación. El aluminio puede bloquear la captación de Ca y puede precipitar P en el cuerpo de la planta. Se puede interferir con el metabolismo de P incluyendo funciones de ATP y el ADN. raíces de las plantas se atrofian con poca ramificación; punta de la raíz y raíces laterales se vuelven de color marrón. Las plantas que sufren de la toxicidad del aluminio producen síntomas en las hojas que se asemejan a la deficiencia de P. Toxicidad por Fe oxidada se produce con frecuencia en suelos de pH por debajo de 4,0. toxicidad de manganeso es probable que en suelos que tienen 200-5,000 mg kg1 Minnesota. Las concentraciones de manganeso en el intervalo de 0.2-12 mM se han reportado para producir limitaciones de crecimiento graves en estudios de cultivo de solución de especies tales como el algodón (Gossypium hirsutum L.) (Kennedy y Jones1991), batata (Ipomoea batatas L.) (Mortley1993),


135

Tabla 5.5 Los niveles críticos de manganeso para algunas plantas (Upjohn et al. 2005) la tolerancia de manganeso categoría Altamente sensible Sensible Tolerante

altamente tolerantes

plantas Alfalfa, guisante de paloma, barril y de la barra médicos El trébol blanco, trébol fresa, garbanzo, colza Trébol subterráneo, algodón, caupí, soja, trigo, cebada, triticale, avena Arroz, caña de azúcar, tabaco, girasol, la mayoría de pastos hierbas, avena, triticale, tiga, moneda, centeno cereales

hoja crítico Mn nivel mg kg-1 200-400 400-700 700-1.000

> 1000

sorgo (Sorghum bicolor) (Mgema y Clark1995), Y el trigo (Triticum aestivum L.) (Taylor et al.1991). sensibilidad de aluminio de algunas plantas se muestra en la Tabla5.4. Los niveles críticos de Mn en algunas plantas se muestran en la Tabla5.5.

5.3.2.3 crecimiento de las plantas Un suelo ligeramente ácido (un pH alrededor de 6,5) es el requisito óptimo de la mayoría de las plantas terrestres. A este pH microorganismos del suelo son más activos, y nutrientes de las plantas están fácilmente disponibles. En condiciones alcalinas y ácidas extremas, este delicado equilibrio se altera, y nutrientes de las plantas que estaban en suministro adecuado puede llegar a ser deficiente o tóxico para el crecimiento de plantas. Algunos nutrientes esenciales, tales como fósforo, calcio, magnesio, molibdeno y dejan de estar disponibles si el pH del suelo llega a ser demasiado ácido. condi-ciones de ácido dará como resultado una disminución de la producción de plantas en sistemas agrícolas que conduce a reducción de la rentabilidad y una mayor dependencia de fertilizantes para sostener cualquier tipo de agricultura productiva. Las plantas tienen preferencias de pH. Una lista de plantas que presenten sus intervalos de pH adecuados se cita de Jett (2005) A continuación: intervalo de pH cultivos adecuados 4.5-5.5 Azalea, la camelia, rododendro 5,5-6,0 Blackberry, achicoria, grosella espinosa, magnolia, piña, patata, avena, romero 5,5-6,5 Manzana, aguacate, cebada, arándano, pimiento, melón, nabo, fresa, trigo 6,0-6,5 Haba, frijol, zanahoria, limón, lentejas, aceitunas, perejil, pera, calabaza, frambuesa, soja, calabaza, sandía, trébol blanco 6,0-7,5 Espárragos, habas, brócoli, col, coliflor, apio, cerezas, crisantemo, pepino, dalia, habichuela, ajo, uva, rábano, lechuga, mora, mostaza, cebolla, melocotón, pera, guisantes, pimientos, ciruelas, rábano, espinaca, maíz dulce, tomate, nabo 6,5-7,5 La alfalfa, espárrago, aguacate, cebada, remolacha azucarera, remolacha, vid, champiñones, espinacas

5.3.2.4 microorganismos límites de acidez del suelo Rhizobium supervivencia y persistencia. Los niveles elevados de aluminio son tóxicos para el crecimiento de Rhizobia que afecta a la iniciación de nódulos y el nitrógeno

136 suelo


proceso de fijación (Slattery et al. 2001). Muchos suelos Victorian se encuentran para ser en un rango de pH donde se reduce la nodulación trébol. Tiene un impacto significativo en la produc-actividad de pastos y sistemas de cultivos posteriores que dependen de la entrada biológica de nitrógeno. A muy bajo pH del suelo y en condiciones de alta solubilidad en aluminio, el aluminio puede tener un efecto metagenetic en Rhizobia. Estos hallazgos sugieren que la biodiversidad microbiana podría alterar a través del tiempo con el cambio de pH del suelo. En suelos ácidos altamente degradado, el crecimiento bacteriano se inhibe por toxicidades de nutrientes y baja disponibilidad de nutrientes. La acidez cambia la comunidad microbiana del suelo y disminuye la raíz y los efectos de la rizosfera. Disminuye descomposición de la materia orgánica y el ciclo de nutrientes (Siqueira y Morera1997). La acidez disminuye la actividad de las bacterias nitrificantes que son responsables de la descomposición de la materia orgánica en amonio y nitrato de absorción de la planta posterior. Los hongos tienen generalmente un pH óptimo por debajo de la de las bacterias.

5.3.2.5 Fauna del Suelo La acidez del suelo influye en el delicado equilibrio entre los grupos de organismos que viven en el suelo. Generalmente, la fauna del suelo tiene una capacidad significativamente reducida para hacer frente a grandes cambios en el pH del suelo. La mayoría de macrofauna incluyendo especies-madriguera profundas tales como gusanos y termitas tienden a disminuir en abundancia en condiciones ácidas del suelo con más actividad que se limita a la capa de basura en el que el pH es significativamente más alta y por lo general alcalina. Mele y Carter (1999) Han demostrado que una abundancia reducida de lombrices de tierra está asociada con las condiciones del suelo ácidas. Algunas especies de gusanos son capaces de tolerar condiciones ácidas del suelo y jugar un papel activo en la descomposición de la hojarasca, pero estos gusanos también se ven muy afectados por las condiciones de humedad que les rodea. Deep-madriguera y el suelo-comer gusanos especies son incapaces de tolerar condiciones de pH bajo del suelo (Lavelle y España1995).

5.3.3 Gestión de suelos ácidos A pesar de grandes dificultades para uso agrícola, los suelos ácidos pueden ser muy productivos si la cal y los nutrientes se aplican en el momento y la cantidad adecuada. Para la gestión de los suelos ácidos, la necesidad de pH que se ajusta a un nivel deseado por el encalado, siguiendo el riego adecuado y el drenaje y la selección de cultivos adecuados. Liming es una forma eficaz de aumentar el pH del suelo y reducir la toxicidad de hierro, aluminio, manganeso y molyb-denum. Liming también estimula

la actividad biológica en los suelos y aumenta el ciclismo de nitrógeno, fósforo, y azufre. Se aumenta la disponibilidad de P para las plantas. Se mejora la estructura del suelo, la porosidad, la aireación y el movimiento del agua en los suelos. Sin embargo, durante el encalado reduce la disponibilidad de fósforo y causa deficiencias de micronutrientes como el manganeso, zinc, cobre y molibdeno.


137

5.3.3.1 materiales de encalado materiales o cal de encalado son cualquier material que contienen Ca o Mg y son capaces de neutralizar la acidez del suelo. Liming materiales son generalmente carbonatos y bicarbonatos, a veces óxidos e hidróxidos de calcio y magnesio. carbonatos: Los materiales de encalado más ampliamente utilizados son los carbonatos. Ellos son menos costosos y más fáciles de manejar que otros materiales de cal. Harina de cal de alto grado o calcita se concentra carbonato de calcio (CaCO3). Dolomita (MgCO3 + CaCO3) Es también una fuente común de cal agrícola. Dolomita generalmente cuesta un poco más de calcita y cambia el pH del suelo más lentamente, pero tiene la ventaja de que contiene Mg además de Ca. Juntos, calcita y dolomita cuenta de más del 90% de la cal utilizada en los campos agrícolas. Ambos materiales son de origen natural rocas que se extraen y de tierra para uso agrícola. Marl y conchas de ostras son también materiales de carbonato. Marl es una mezcla natural de arcillas, carbonatos de Ca y Mg, y los restos de caparazón. conchas de ostras también contienen alta proporción de carbonato de calcio pero sólo son importantes en algunas regiones costeras. óxidos: Materiales de óxido de cal incluyen cal quemada, cal viva, y cal viva. Óxidos son hechas por bicarbonato de piedra caliza triturada calcita o dolomita caliza en a horno, conduciendo de este modo fuera de dióxido de carbono (CO 2) Para formar un óxido de concentrado (CaO o MgO). Este material es de bajo peso molecular y reacciona rápidamente en el suelo para elevar el pH. Óxidos son los más eficientes de todos los materiales de encalado sobre una base libra-porlibra. Pero óxidos son cáustica; es decir, que reaccionan con la humedad y son difíciles de manejar. Además, su costo es alto en relación a los materiales de carbonato. Una tonelada de óxido de calcio tiene el poder de neutralización de 1,8 toneladas de calcita. hidróxidos: Hidróxidos son simplemente materiales de óxido con agua añadida. También son conocidos como cal hidratada, cal aflojado, o constructores de cal. Estos materiales son similares a los óxidos debido a que son en polvo, de acción rápida, y desagradable de manejar. Hidróxidos también son más caros que los materiales de carbonato. cal de fluidos: La cal puede ser aplicado en forma líquida como una suspensión. Lime no se disuelve sino que se suspende en agua. cal líquidas se pueden preparar mediante el vertido de 50% de agua a 48% de sólidos de cal y 2% de arcilla para mantener una suspensión. El material utilizado en esta suspensión debe pasar un tamiz de malla 100. Las ventajas de utilizar la cal líquido incluyen (1) la uniformidad buena aplicación, (2) material de cal de alta calidad (tamaño de malla), y (3) de cambio rápido de pH del suelo. Varios cal: Muchos productos derivados de la minería, refinación, procesamiento, y los procesos de fabri-Turing se utilizan como materiales de encalado. Escorias de altos hornos y hornos eléctricos, así como cenizas volantes y cenizas de fondo de las plantas de combustión de carbón se aplican a menudo como la cal. lodos de cal de las plantas de procesamiento de la remolacha azucarera (cal azúcar), fábricas de papel, procesamiento de minerales y plantas de ablandamiento de agua se utilizan a

veces para elevar el pH del suelo. Las cenizas de madera de estufas de leña o chimeneas también se pueden utilizar. gradientes activos de estos materiales son muy variables y sus necesidades no se pueden evaluar con precisión. Sus contaminantes también restringen su uso.

138

5 Química degradación del suelo

Tabla 5.6 El carbonato de calcio equivalencia de materiales de encalado comunes material de encalado

Composición

CCE

caliza calcitic caliza dolomítica Óxido de calcio El hidróxido de calcio o hidróxido de magnesio Escoria

CaCO3 CaMg (CO3)2 CaO Ca (OH)2 CaSiO3

100 109 179 136 80

Fuente:http://learningstore.uwex.edu/assets/pdfs/a3671.pdf

5.3.3.2 Calidad de cal La calidad de los materiales de encalado se determina por (1) la composición química o la pureza y (2) el tamaño de partícula o finura.

Composición química capacidad de ácido neutralizante de un material de encalado está determinada por su equivalencia coche-bonato de calcio (CCE). Es la capacidad neutralizante de ácido del material en comparación con carbonato de calcio puro. En las comparaciones de CCE, carbonato de calcio puro se ha asignado un valor de 100. Los valores de CCE de algunos materiales de encalado comunes se dan en la Tabla5.6. Dolomita tiene un CCE ligeramente mayor que el carbonato de calcio debido al peso atómico inferior de Mg en comparación con Ca. materiales de óxido tienen los valores de CCE más alto desde CO2se elimina en el proceso de grabación. Marl y subproductos materiales tienen valores bajos de CCE debido a la presencia de impurezas. Finura La capacidad de neutralización de un material de encalado está determinada por su tamaño de partícula. 100% de partículas de cal que pasan por un tamiz de malla 100 reaccionará dentro del primer año mientras que sólo el 60% de los materiales de encalado que pasan por un tamiz de malla 20 (pero se mantuvo en el tamiz de malla 100) va a reaccionar dentro de un año de aplicación. Materiales que no pasan el tamiz de malla 20 no reaccionarán dentro de 1 año después de la aplicación. Por lo tanto, para fines prácticos, neutralizando el poder de un material de encalado necesita un ajuste de la finura del material. Para determinar el factor de finura de un material de encalado de los cuales 70 % Pasa un tamiz de malla 100 y el 97% pasa por un tamiz de malla 20, los siguientes cálculos se deben hacer: (a) Para restar el porcentaje que pasa un tamiz de malla 100 a partir del porcentaje de pasar un tamiz de malla 20 y se multiplica esta diferencia con 0,60

(b) Para añadir el porcentaje que pasa el tamiz de malla 100 y dividir la suma por 100 Por lo tanto, la finura de un material del que el 70% pasa por un tamiz de malla 100 y el 97% pasa por un tamiz de malla 20 es {(97-70) x 0,60 + 70} / 100 = 0,86.


139

A partir del valor de neutralización (ENV) El ENV es la fracción de CCE del material calcáreo que reaccionará con la acidez del suelo en el primer año de aplicación. La ENV se calcula multiplicando la CCE con la finura del material. Por ejemplo, un material de encalado con CCE de 90% y una finura de 0,86 tiene una ENV de 90 × 0,86 = 77,4. El valor de neutralización de un material de encalado es su capacidad para neutralizar la acidez. Cuanto mayor sea la NV, cuanto más puro es el producto. carbonato de calcio puro (piedra caliza pura) se toma como el estándar con un NV de 100. El valor de neutralización de la piedra caliza comercial es por lo general entre 96 y 98. Otros materiales de encalado son más reactivos que la piedra caliza y por lo tanto tener valores de neutralización más altos, por ejemplo, hidratados cal y cal viva.

5.3.3.3 Mecanismo de acción de la cal Lime disuelve lentamente en la solución del suelo para liberar Ca y iones bicarbonato: CaCO3  MARIDO2 O  CO2  California2+  2HCO3Los iones de bicarbonato neutralizan los iones hidronio en la solución del suelo y el Ca2+iones reemplazan a los iones hidronio aluminio y de los sitios de intercambio de los coloides. Una vez desplazada en la solución, estos iones de aluminio y de hidronio también son neutralizados por iones de bicarbonato. HCO3 -  MARIDO3O+  CO2  2H2 O

coloides del suelo

+ MARIDO3O + Califor 2+ nia ↔ + MARIDO3O

coloides del suelo 2+ - California + + MARIDO3O

5.3.3.4 Requisito cal Incluso si dos suelos diferentes tienen el mismo nivel de acidez (digamos, pH 5,5) y el patrón de cultivo necesita elevar su pH a un mismo nivel, por ejemplo 6.5, se requieren diferentes cantidades de cal debido a que los suelos pueden diferir en el contenido de arcilla, de cationes capacidad de intercambio, y el porcentaje de saturación de bases. Estas propiedades dan suelos una capacidad única conocida como capacidad de amortiguación o la capacidad para resistir el cambio de pH del suelo. Algunos de cal

aplicada neutralizarán los ácidos en la solución del suelo, y algunos serán con-Sumed para la sustitución de H intercambiable+ y Al3+. En otras palabras, las dosis de cal no se pueden estimar a partir del valor pH solo. requisito de la cal de cada uno de los suelos ácidos necesita ser determinado por separado. Hoy en día los programas de ordenador están disponibles para

140 suelo


estimar requerimientos de cal de pH existente, pH deseado, contenido de arcilla, CEC, Al intercambiable3+ y H+Y la saturación de base por ciento. Hay una serie de métodos de determinación de cal requisito para diferentes tipos de suelos. se utilizan generalmente dos métodos: el SMP (ShoemakerMcLean- Pratt) y los métodos de amortiguamiento Adams-Evans. El método SMP fue diseñado para su uso con suelos que tienen grandes requerimientos de cal y reservas significativas de Al intercambiable (Shoemaker y col.1961). El tampón de Adams-Evans fue diseñado para suelos que son de textura gruesa, con bajas capacidades de intercambio catiónico y contenido de materia orgánica, y los requisitos de este modo bajas cal (Adams y Evans1962). El tampón de cal Mehlich fue desarrollado para el uso en Ultisoles, Histosoles, Alfisoles, y Inceptisols (Mehlich1976). Para evitar los productos químicos peligrosos, los tres tampones han sido modificados. Los tres modificaciones correlacionan bien con el tampón original, y no hay cambios en la calibración eran necesarios para cualquiera de los métodos modificados (Hoskins 2005; Huluka2005; Sikora2006). El tampón de SMP original o su modificación (tampón Sikora) es el más método de uso común.

Procedimiento Lime Requisito (SMP Método de regulación) SMP Buffer 1. Pesar 32,4 g de para-nitrofenol, 54,0 g de K2CrO4, Y 955,8 g de CaCl2⋅2H2O en una botella de 18 l. Añadir 9 l de agua destilada, agitando vigorosamente durante la adición. 2. Pesar 36,0 g de Ca (OAc)2 en un recipiente grande y se disuelve en 5 l de agua destilada.

3. Combinar las dos soluciones, agitando durante la mezcla y cada 15-20 min durante 2-3 h.

4. Añadir 45 ml de trietanolamina, sacudiendo durante la adición y después periódicamente hasta que esté completamente disuelto. 5. Diluir a 18 L con agua destilada, ajustar a pH 7,50 utilizando NaOH al 15%, y el filtro. 6. Almacenar en un recipiente con la entrada de aire protegida por drierita y ascarite para prevenir la contaminación por vapor de agua y dióxido de carbono. Evitar la agitación excesiva de la solución después del ajuste del pH. Procedimiento 1. Añadir 10 ml de tampón de SMP a la suspensión de suelo-agua utilizada para la determinación del pH. 2. Colocar en un agitador mecánico, cerrándola a continuación, agitar a 250 excursiones / min durante 10 minutos y se deja reposar durante 20 minutos. 3. Remolino, electrodos de inserción, y leer el pH. Leer a la unidad 0,01 pH cercano. 4. Determinar requerimientos de cal de pH y de calibración de datos de amortiguamiento del suelo para suelos locales.

5.3.3.5 La aplicación de cal por lo general se recomienda la aplicación de cal de calidad adecuada y en tasas correspondientes en la superficie del suelo y la incorporación. Los buenos resultados se han logrado con la colocación profunda de cal utilizando la maquinaria agrícola a gran escala modificada así, pero es


141

difícil y consume mucho tiempo para conseguir la distribución deseada. la colocación profunda sólo se recomienda para suelos en los que la acidez del subsuelo está limitando la producción, y antes de que se intente, el examen detallado debe darse a si es probable que sea rentable. La aplicación superficialEl objetivo principal de la aplicación de cal a la superficie debe ser una cobertura uniforme del suelo. La anchura de esparcido debe ser de aproximadamente 6-8 m, dependiendo de las condiciones del viento para conseguir una buena cobertura de las partículas finas de menos de 0,5 mm. Difundir demasiado amplios resultados en el tratamiento desigual de la acidez del suelo. Las partículas más grandes se extienden hasta 15 m, pero la distribución efectiva es pobre y dará lugar a un cambio en el pH variables. Superficie aplica entonces profunda-rip: Aplicación de cal mediante la difusión en la superficie antes de cualquier perturbación del suelo y profundo-rasgadura por el arado es una buena práctica. Esto permite una mejor distribución de las partículas de cal y mayor contacto con el suelo ácido. Encalado antes profunda rasgadura para la compactación añade valor a ambos tratamientos. incorporación poco profunda: Algunos agricultores usan incorporación superficial de 200-300 kg ha-1 de cal momento de la siembra. Poco se ha hecho para probar si esto hace una diferencia en el ritmo o la magnitud de la mejoría que se puede lograr. La investigación muestra que las bajas tasas de cal que no aumentan el pH de la superficie de 5,5 o superior son insuficientes para evitar la acidificación del subsuelo en curso. Inyección directa: Inyección profunda y directa implica maquinaria específica. La investigación ha demostrado que la inyección directa de éxito es posible y la acidez del subsuelo se puede quitar rápidamente como una limitación de la producción. Cuando la distribución de cal es correcta, las respuestas del 2030% en el trigo son comunes. Sin embargo, el aumento de los costes debido a la modificación de la maquinaria y el funcionamiento lento necesitan ser considerados. distribución deficiente puede dar lugar a la cal que se coloca debajo de una capa ácida sin tratar, y crecimiento de las raíces todavía será restringido. Sólo cuando la compactación es también una restricción puede ser la inyección directa vale la pena considerar.

5.3.4 Ácido Sulfato de suelos La mayoría de los suelos sulfatados ácidos se producen en los trópicos, en tierras costeras bajas antes ocupadas por manglares. Sus características más importantes son un pH de campo de por debajo de 4, debido a la oxidación de la pirita de ácido sulfúrico, y el contenido generalmente alto arcilla. Si las muestras de las capas de pirita se secan al aire en el laboratorio, el pH puede caer por otras 2 unidades. suelos potenciales de sulfato ácido tienen un pH casi neutro en condiciones de campo pero se vuelven fuertemente ácido en el drenaje y la oxidación. El área total de los suelos reales y potenciales de sulfato ácido es bastante pequeño: alrededor de 10 millones de hectáreas se sabe que se produce en los trópicos, y el total mundial probablemente no

exceda de 14 M ha. Además, algunas 20 M de ha de turbas costeras, principalmente en Indonesia, están sustentadas por el potencial de suelo sulfatado ácido. Liquidación de la vegetación nativa, la deforestación, el cultivo de camarón, etc. han convertido muchos suelos potenciales de sulfato ácido en suelos extremadamente ácidos. suelos potenciales de sulfato ácido se pueden utilizar para la producción de arroz satisfactorio, pero

142 suelo


cuando se acidifican, que son en última instancia abandonados. La distribución global de los suelos sulfatados ácidos tal como se obtiene a partir de datos del Mapa de Suelos FAO-UNESCO se muestra a continuación. Región África Asia y Lejano Oriente America latina Norteamérica total mundial

Superficie (ha M) 3.70 6.70 2.10 0.10 12.60

La salinización del suelo 5.4 Un suelo se dice que es solución salina si la conductividad eléctrica de su extracto de saturación (CEmi) (Saturar el suelo con agua y tomar el extracto por succión) es mayor de 4 dS m-1(DeciSiemens por metro). Los suelos salinos contienen exceso de sales solubles, por lo general cloruros y sulfatos, con algunas carbonatos y bicarbonatos, de sodio, potasio, calcio, y magnesio. La salinidad del suelo es perjudicial para las plantas de restricción de las halófitas; que causa estrés agua a través de alteraciones osmóticas en el tejido vegetal y por la toxicidad de algunos constituyentes de sal. La germinación de semillas, crecimiento de las plantas, y el rendimiento de los cultivos se reducen considerablemente por la salinidad del suelo. A veces causa la pérdida de cosechas. Algunos suelos son naturalmente solución salina. Están formados por procesos llamados salinización primaria o la salinización natural. Algunos suelos están hechos de solución salina por la mala gestión del suelo y de los cultivos, especialmente el riego y el drenaje inadecuado, es decir, cambiando el equilibrio hidrológico. Esto se conoce como la salinización secundaria o salinización inducida por el hombre. Salinización, tanto naturales como provocados por el hombre, puede ocurrir en dos escenarios climáticos - regiones áridas y semiáridas y húmedas. En las regiones áridas y semiáridas, la escasez de agua debido a la escasez de precipitaciones y alta evaporación no permite la lixiviación necesaria de sales. Por otra parte, hay un aumento capilar neto de agua que trae sales a la superficie del suelo. En las zonas húmedas, por el contrario, el exceso de riego o drenaje deficiente hacen que el nivel freático a la altura de la zona de las raíces de las plantas y hacer que la solución salina del suelo.

Oldeman et al. (1991) Estima que en todo el mundo 76,6 M tierras ha están afectadas por la salinización inducida por el hombre, pero no diferenció la salinidad en las zonas de secano regadío y de secano. Una encuesta realizada por Ghassemi et al. (1995) Reveló que vastas zonas de la India, China, Pakistán, y los países de Asia Central se ven afectados por la salinidad debido al exceso de riego y la falta de instalaciones de drenaje. Algunos suelos se han convertido en una solución salina debido a la utilización de agua salina para el riego. Mesa5.7 da zonas afectadas por diferentes grados de salinización en diferentes continentes.

Dos enfoques importantes para la gestión de la salinidad del suelo son: (1) selección de cultivos tolerantes a la sal y (2) la eliminación de las sales en exceso de la zona de la raíz. Varios cultivos tolerantes a la sal pueden ser cultivadas. La eliminación de las sales de riego y drenaje y dibujar el agua salada con seguridad puede ser económicamente impracticable en algunas situaciones. Si la recuperación será costo efectiva o no depende del nivel de salinidad, gastos de agua y mano de obra, rendimiento de los cultivos, etc. Recuperación es relativamente fácil si el suelo es la solución salina sola, pero es difícil si se trata de una solución salina - sódicos o sódicos.

La salinización del suelo 5.4

143

Tabla 5.7 extensión global de la salinización inducida por el hombre

Continente África Asia Sudamerica Norte y Centroamérica Europa Australia Total

Ligero Moderar (106 decir (106 decir ah) ah) 4.7 7.7` 26.8 8.5 1.8 0.3 0.3 1.5 1.0 2.3 0.5 34.6 20.8

Fuerte (106 decir ah) 2.4 17.0 0.5 0.5 20.4

Extremo (106 decir Total (106 decir ah) ah) 14.8 0.4 52.7 2.1 2.3 3.8 0.4 0.9 0.8 76.6

Oldeman et al. (1991), con permiso

5.4.1 Gestión de los suelos salinos gestión de suelos salinos implica la producción de cultivos tolerantes a la sal y la lixiviación de sales por debajo de la zona radicular. Si hay una costra de sal en la superficie del suelo, el cultivo de la sal puede ser más rentable que el cultivo. Para el cultivo, decrusting puede hacerse mecánicamente y con enjuague del suelo. Sin embargo, decrusting seguido de lavado no ha sido muy exitosa para aumentar los rendimientos de los cultivos. Pero algunos suelos pueden necesitar decrusting antes de la lixiviación. lixiviación eficaz puede lograrse por las inundaciones y el drenaje de los suelos. Algunos suelos son sólo ligeramente salina. Para los cultivos de raíces poco profundas, las sales pueden ser impulsadas por debajo de la zona radicular por lixiviación temporal. Esta técnica se necesita menos agua que la lixiviación normal. El riego por surcos con la colocación de plántulas adecuado también puede ser satisfactorio. El riego por goteo en la zona de la raíz también diluye las sales y mantiene las sales de diferencia. Si el suelo es considerablemente solución salina, que necesita la eliminación del exceso de sales solubles por lixiviación a fondo. Sin embargo, se requiere una estimación fiable de la cantidad de agua necesaria para llevar a cabo el lavado de sales. El contenido de sal del suelo, el nivel de salinidad a profundidad a la cual la recuperación se desea, y las características del suelo son factores importantes que determinan la cantidad de agua necesaria para la recuperación. Una regla general útil es que una profundidad unidad de agua se eliminará casi el 80% de sales a partir de una profundidad de suelo unidad. Por lo tanto, 30-cm agua que pasa a través del suelo eliminará aproximadamente el 80% de las sales presentes en los 30 cm superiores de suelo. Para lixiviar las sales solubles en suelos de regadío, más agua que la requerida para satisfacer las necesidades de evapotranspiración de los cultivos deben pasar a través de la zona de la raíz para lixiviar las sales solubles excesivas. Esta agua de riego adicional típicamente se ha expresado como el requisito de lixiviación (LR). requisito de lixiviación se definió originalmente como la fracción de agua infiltrada que debe pasar a través de la zona de la raíz para mantener la salinidad del suelo exceda un nivel que reduciría significativamente el rendimiento del cultivo bajo condiciones de estado estable con un buen manejo y la uniformidad de la lixiviación asociado (Rhoades1974):

LR =

CE iw

,

CE dw

LR donde se está lixiviando requisito, CEiw es la conductividad eléctrica del agua de riego, y CEdwes la conductividad eléctrica del agua de drenaje. varios lixiviación

144 suelo


Fig. 5.1 sistema de drenaje subterráneo del tubo elimina el agua de lixiviación (Foto cortesía del USDA-NRCS)

modelos de requisitos se han propuesto por Corwin et al. (2007). La lixiviación es más a menudo lleva a cabo mediante ponding agua dulce en la superficie del suelo y permitir que se infiltre. lixiviación eficaz se produce cuando el agua de drenaje salado se descarga a través de drenajes subterráneos que transportan las sales lixiviadas fuera del área bajo RECLAMA-ción. La lixiviación puede reducir los niveles de salinidad cuando hay suficiente drenaje natural, es decir, el agua drena estancada sin levantar la tabla de agua. La lixiviación preferiblemente debe hacerse cuando el contenido de humedad del suelo es baja y la tabla de agua subterránea es profunda. La capacidad para lixiviar agua a través del perfil del suelo depende de un buen drenaje interno. De hecho, la eficacia general de un sistema de regeneración es Depen-mella en la lixiviación. Lixiviación de las sales lleva hacia abajo a través del perfil del suelo y fuera de la zona de las raíces. Sin ello, Las sales se acumulan independientemente de cualquier enmienda de suelos aplicadas. Si el drenaje natural es pobre, entonces un drenaje azulejo o tubo (Fig.5.1) Debe ser instalado bajo la supervisión de profesionales expertos. Cuando se instala correctamente, son altamente eficaces en la transmigración de las sales de lixiviados. Tile sólo puede drenar el agua si se coloca por debajo de la zona de saturación. Varios métodos de riego y de drenaje pueden ser empleados para la sal y la gestión del agua en suelos salinos. métodos de goteo y riego por aspersión son apropiados en suelos ligeramente salinos.

5.5 Los cultivos tolerantes a la sal Algunos cultivos son tolerantes a un nivel de salinidad del suelo. Esto significa que el rendimiento de la cosecha no se reduce más del 25% en el nivel de ECE. Algunos

cultivos son poco tolerantes; otros son muy tolerantes. Los agricultores deben elegir los cultivos o secuencias de cultivos en los valores de salinidad de sus suelos. tolerancia a la salinidad de algunos cultivos de campo se da en la tabla5.8.

5.5 Los cultivos tolerantes a la sal

145

Tabla 5.8 tolerancia a la salinidad de algunos cultivos importantes La pérdida de rendimiento, ECE (DSM1 ) 10% 25% 8.0 11.0 9.6 13.0 8.0 10.0 1.5 2.3 3.5 5.5 2.8 4.4 3.9 6.0 1.7 2.8 3.5 4.7 3.5 5.8 3.7 6.0 3.3 4.4 2.1 3.2 6.7 9.0 1.8 2.8 2.0 3.7 2.5 3.8 7.7 12.1 8.0 11.0 5.1 7.1

valor de umbral, ECe (DSM-1) Cultivo 50% Espárragos 5.0 13.0 Cebada 8.0 17.0 remolacha 5.3 12.0 Frijoles 1.0 3.6 Brócoli 2.7 8.2 Repollo 1.8 7.0 canola 2.5 9.5 Zanahoria 1.0 4.6 Coliflor 2.7 5.9 Apio 1.8 10.1 Maíz 2.7 7.0 Pepino 2.5 6.3 Lechuga 1.3 5.2 Avena 5.2 12.8 Cebolla 1.2 4.3 Chícharos 0.9 6.5 Patata 1.7 5.9 Centeno 5.9 16.5 cártamo 5.3 14.0 Sorgo 4.0 10.0 Remolacha azucarera 6.7 8.7 11.0 15.0 Girasol 2.3 3.2 4.7 6.3 triticale 6.1 8.1 12.0 14.2 Tomate 2.5 3.5 5.0 7.6 Trigo 4.7 6.0 8.0 10.0 Fuente:https://extension.usu.edu/files/publications/publication/AG-SO-03.pdf. Consultado el 15.8.2012

Preguntas de estudio 1. ¿Qué quiere decir por la degradación química del suelo? ¿Cuáles son los diferentes tipos de degradación química del suelo? Discutir el estado de química Degrada-ción de suelo. 2. Explicar agotamiento de los nutrientes del suelo. ¿Por qué en muchos suelos existen saldos negativos de nutrientes? Discutir la lixiviación de nutrientes del suelo. 3. Narrar causas naturales y de origen humano de la acidez del suelo. Discutir Al y Mn toxicidad en las plantas. 4. Explicar el encalado, requerimientos de cal, y la calidad de la cal. ¿Cómo se determina requerimientos de cal de un suelo? Discutir los factores que afectan la cantidad de cal del suelo.

5. ¿Cómo la mala gestión del suelo crean la salinidad del suelo? ¿Por qué es la salinidad del suelo un problema importante de las regiones áridas y semiáridas? Explicar necesidades de lavado.

146 suelo


referencias Adams F, Evans CE (1962) un método rápido para la medición de requerimiento de cal de los suelos podsólicos rojo-amarillo. Soil Sci Soc Am Proc 26: 355-357 Barak P, Jobe BO, Krueger AR, Peterson LA, Laird DA (1997) Efectos de la acidificación del suelo a largo plazo debido a las entradas de nitrógeno en Wisconsin. Suelo Planta 197: 61-69 Barisas SG, Baker JL, Johnson HP, Laflen JM (1978) Efecto de los sistemas de labranza sobre las pérdidas de escorrentía de nutrientes, un estudio de simulación precipitaciones. Trans Am Soc Agric Eng 21: 893-897 Bertol I (1994) Perdas de NUTRIENTES por Erosão hídrica em Diferentes Sistemas de Manejo de solitario sollozar rotação de Culturas. Universidad y Desenvolvimento 2: 174-184 Biederbeck VO, Campbell CA, Bowren KE, Schnitzer M, McIver RN (1980) Efecto de la quema de paja de cereales en las propiedades del suelo y los rendimientos de grano en Saskatchewan. Soil Sci Soc Am J 44: 103-111

Burwell RE, Timmons DR, Holt RF (1975) el transporte de nutrientes en la escorrentía superficial como influenciada por la cobertura del suelo y períodos estacionales. Soil Sci Soc Am Proc 39: 523-528 Corwin DL, Rhoades JD, Simunek J (2007) requisito de lixiviación para el control de la salinidad del suelo: estado estacionario frente a los modelos transitorios. Agric Manag agua 9: 65-180 Dobermann A, Santa Cruz PC, Cassman KG (1995) saldos de potasio y potasio suelo suministro de energía en los ecosistemas de arroz de regadío intensivos. En: 24 Coloquio del IPI. Chiang Mai

La FAO, el PNUD, el PNUMA, el Banco Mundial (1997) Indicadores de calidad de la tierra y su uso en la agricultura sostenible y el desarrollo rural. FAO, Roma Fenn ME, Huntington TG, McLaughlin SB, Eagar C, Gómez A, Cook, RB (2006) Estado de la acidificación del suelo en América del Norte. J Para Sci 52 (Número especial): 3-13 Un Gafur, Borggaard OK, Jensen JR, Petersen L (2000) Cambios en el contenido de nutrientes del suelo en la agricultura migratoria en las colinas de Chittagong de Bangladesh. Dan J Geogr 100: 37-46 Gascho GJ, Wauchope RD, Davis JG, Truman CC, Dowler CC, Hook JE, Sumner HR, Johnson AW (1998) Nitrato-nitrógeno, soluble, y el escurrimiento de fósforo biodisponible de lluvia simulada después de la aplicación de fertilizantes. Soil Sci Soc Am J 62: 1711-1718 Ghassemi M, Jakeman AJ, Nix HA (1995) La salinización de los recursos de tierra y agua. Universidad de Nueva Gales del Sur Press Ltd., Canberra Glendinning JS (2000) Manual de la fertilidad del suelo australiano. CSIRO Publishing, Collingwood Havlin JL, Beaton JD, SL Tisdale, Nelson WL (1999) La fertilidad del suelo y fertilizantes: una introducción a la gestión de nutrientes, sexta ed. Prentice Hall, Inc., Upper Saddle River Heard J, espeleólogos C, Adrian G (2001) Hasta en el humo - la pérdida de nutrientes con quema de paja. Mejores cultivos 90 (3): 10-11 Henao J, Baanante C (1999) las tasas de Estimación de agotamiento de los nutrientes en los suelos de las tierras agrícolas de África. IFDC, Muscle Shoals Hoskins B (2005) Modificación de la Prueba de Mehlich cal Buffer de Maine. Soil Science Sociedad Latina ASA-CSSA-SSSA reuniones internacionales, Salt Lake City, 6-10 Nov de 2005 Huluka G (2005) Una modificación de la solución de determinación tampón suelo Adams-Evans. Commun Soil Sci Plant Anal 36: 2005-2014 Jett JW preferencias de pH (2005) Plant. Servicio de Extensión de la Universidad de Virginia Occidental, Morgantown Johnson AH, Baker JL, Shrader WD, Laflen JM (1979) Efecto del sistema de labranza en los sedimentos y nutrientes de la escorrentía de las cuencas pequeñas. Trans Am Soc Agric Eng 22: 1110-1114 Kennedy CW, Jones JE (1991) Evaluación de métodos de detección cuantitativos de la toxicidad de manganeso en los genotipos de algodón. J Plant Nutr 14: 1331-1339 Lavelle P, España AV ecología (1995) del suelo. Chapman y Hall, Londres

Lin KC, Horng FW, Yu HM, Ma FC (1996) Las estimaciones de la acumulación de nutrientes por encima del suelo en el bosque de hoja ancha del bosque Fushan. Taiwan J Para Sci 11: 29-42 Matzner E, M Davis (1996) condiciones químicas del suelo en el muestreo de campo prístina. bosques de Nothofagus en Nueva Zelanda, en comparación con los bosques alemanes. Suelo Planta 186: 285-291 Mehlich A (1976) Un nuevo método tampón de pH para la rápida estimación de acidez intercambiable y requerimientos de cal de los suelos. Commun Soil Sci Plant Anal 7: 637-652

referencias

147

Mele PM, Carter MR (1999) Impacto de los factores de manejo del cultivo en el cultivo de la labranza de conservación de la densidad de las lombrices de tierra, estructura de edad y la abundancia de especies en el sureste de Australia. El suelo de labranza Res 50: 1-10 EL Mello (2002) Erosão hídrica em Diferentes Sistemas de Manejo hacerlo en solitario simulada sollozo chuva. Dissertação-Mestrado, UDESC / CCA, Lages Mgema WG, Clark RB (1995) las diferencias Sorgo genotípicas en la tolerancia a un exceso de manganeso. J Plant Nutr 18: 983-993 Mortley DG (1993) toxicidad de manganeso y la tolerancia en la patata dulce. HortScience 28 (8): 812813 Mutert E (1996) Balance de nutrientes de las plantas en Asia y el Pacífico: hechos y consecuencias para la producción agrícola, seminario APO-FFTC sobre el uso adecuado de los fertilizantes. APOFFTC,

Tokio LR Oldeman (1994) extensión global de la degradación del suelo. ISRIC, Wageningen Oldeman LR, Hakkeling RTA, Sombroek WG (1991) Mapa mundial del estado de la degradación de suelos inducida por el hombre: una nota explicativa, segunda edición revisada. ISRIC, Wageningen Pieri C (1989) fertilité des Terres de savane: Bilan de 30 ans de recherche et de déoe Zoppement Agricole au sud du Sahara. Ministère de la Cooperación Francesa y el Centro Internacional de Investigación en Agricultura pour le Développement, París Rhoades JD (1974) de drenaje para el control de la salinidad. En: van Schilfgaarde J (ed) de drenaje para agricul-tura, Agronomía monografía 17. Sociedad Americana de Agronomía, Madison Robertson FN (1989) El arsénico en el agua subterránea bajo condiciones oxidantes, el suroeste de Estados Unidos. Environ Health Geochem 11 (3/4): 171-185 Schick J, I Bertol, Balbinot AA Jr, Batistela O (2000) Erosão hídrica em Cambissolo húmico alumínico submetido un Diferentes Sistemas de cultivo e preparo hacen en solitario: II. Perdas de Carbono Orgánico e NUTRIENTES. Rev Bras Ciênc Solo 24: 437-447 Sheldrick WF, Syers JK, Lingard J (2002) Un modelo conceptual para la realización de auditorías de nutrientes a escala nacional, regional y global. Nutr Cycl Agroecosyst 62: 61-72 Zapatero HE, McLean EO, Pratt PF (1961) métodos de amortiguamiento de determinar los requisitos de cal de suelos con cantidades apreciables de aluminio extraíble. Soil Sci Soc Am Proc 25: 274-277 Sikora FJ (2006) un tampón que imita la memoria intermedia SMP para determinar requerimientos de cal de suelo. Soil Sci Soc Am J 70: 474-486 Siqueira JO, Morera FMS (1997) Las poblaciones microbianas y actividades en suelos ácidos altamente meteorizados: Resumen de la investigación brasileña en las interacciones planta-suelo a un pH bajo. En: Moniz AC et al (eds) La agricultura sostenible y la producción de la silvicultura. Soil Science Society brasileño, Campinas Slattery WJ, Conyers MK, Aitken RL (1999) pH del suelo, aluminio, manganeso y cal requieren-ment. En: Peverill KI, gorrión LA, Reuter DJ (eds) El análisis de suelo, un manual de interpretación. CSIRO Publishing, Collingwood Slattery ML, Benson J, K Curtin, Ma KN, Schaeffer D, Potter JD (2000) Los carotenoides y el cáncer de colon. Am J Clin Nutr 71 (2): 575-582 Slattery JF, Coventry DR, Slattery WJ (2001) ecología rizobios como afectada por el suelo environ-ment. Aust J Exp Agric 41: 289-298 Smaling EMA, Fresco LO (1993) Una decisión - modelo de apoyo para el seguimiento de los balances de nutrientes en condiciones de uso de tierras agrícolas NUTMON. Geoderma 60: 14 Smaling EMA, Stoorvogel JJ, Windmeijer PN (1993) El cálculo de los balances de nutrientes del suelo en África a diferentes escalas: escalas de distrito II. Fertil Res 35: 237-250 Stoorvogel JJ, Smaling EMA (1990) Evaluación de agotamiento de los nutrientes del suelo en el África subsahariana, 1983-2000, Informe núm. 28. Centro Winand (SC-DLO), Wageningen partir Stoorvogel JJ, Smaling EMA, Jansen BH (1993) Cálculo de los balances de nutrientes del suelo a diferentes escalas: Escala I. supranacional. Fertil Res 35: 227-235

Tan ZX, Lal R, Wiebe KD (2005) agotamiento de los nutrientes del suelo Global y la reducción de rendimiento. J Agric sostenido 26 (1): 123-146 Taylor GJ, Stadt KJ, Dale MRT (1991) Modelado de la fitotoxicidad de aluminio, cadmio, cobre, manganeso, níquel y zinc usando el Weibull de la frecuencia de distribución. Can J Bot 69: 359367

148 suelo


Upjohn B, Fenton G, Conyers M (2005) La acidez del suelo y el encalado Agfact AC.19, tercera edn. NSW Departamento de Industrias Primarias. Orange, Nueva Gales del Sur.http://www.agric.nsw.gov.au/reader/soil-acid/ 2991-suelo-acidez-y-encalado-.pdf Watmough SA, Dillon P (2003) la pérdida de calcio de una cuenca forestal del sur-centro de Ontario, Canadá. Environ Sci Technol 37: 3085 a 3089 Yokota S, K Ojima (1995) Las respuestas fisiológicas de puntas de raíces de alfalfa a pH bajo y el estrés de aluminio en la cultura del agua. Suelo Planta 171: 163-165

Capítulo 6

La contaminación del suelo

La contaminación del suelo es la acumulación de una sustancia, natural o introducido, en el suelo a un nivel perjudicial para el crecimiento y la salud de los organismos, incluyendo microorganismos, plantas y animales. Las sustancias peligrosas Þnd su camino a la tierra con doméstico, municipales, industriales, mineras y desechos agrícolas e industriales y agroquímicos como fertilizantes y pesticidas. Las categorías más importantes de contaminantes del suelo son los compuestos orgánicos persistentes, como PAHs, PCBs, números de control, y los ICP y metales pesados tales como Pb, Cd, As, Hg, Zn, y Cu. Estas sustancias, por encima de un nivel crítico, son tóxicos para las plantas y animales, incluyendo humanos. Estos contaminantes del suelo pueden ser removidos por métodos físicos tales como el lavado del suelo, encapsulación, y vitriÞcation; métodos químicos tales como la inmovilización, la precipitación, y la oxidación; y métodos biológicos tales como microbiana y la fitorremediación. plantas hiperacumuladoras se emplean a menudo para la remediación de suelos contaminados con metales pesados.

6.1 La contaminación del suelo y la contaminación La contaminación está deÞned como la introducción de cualquier sustancia al medio ambiente que afecta negativamente a la utilidad de un recurso. La sustancia que se introduce y que afecta negativamente al medio ambiente es el contaminante. De acuerdo con Van Der Perk (2006), La contaminación y la contaminación son dos términos utilizados como sinónimos para referirse a la introducción en el medio ambiente por los seres humanos de sustancias que son perjudiciales o tóxicos para las personas y los ecosistemas. De acuerdo con muchos otros autores, sin embargo, los significados de la contaminación del suelo y la contaminación del suelo son diferentes. Para ellos, el suelo contami-nación es la introducción en el suelo de una sustancia química que no estaba originalmente presente (de Haan y van Riemsdijk1986); y la contaminación del suelo es la presencia de una sustancia química en el suelo en concentraciones superiores al natural como resultado de la actividad humana y que tiene un efecto perjudicial sobre el medio ambiente del suelo y sus componentes (Kabata-Pendias y Pendias2001). Para simpliÞcation, utilizamos la contaminación del suelo término para significar la presencia de una sustancia, ya sea introducido o nativo, por encima del nivel de umbral. La contaminación del suelo es un problema global que amenaza la vida de los microorganismos,


149

150 Contaminación

6Soil

plantas, animales, y seres humanos. La contaminación del suelo surge principalmente de la eliminación de residuos sólidos y líquidos en el suelo; eliminación de los desechos químicos de las industrias en el suelo; uso indiscriminado de productos químicos agrícolas, incluyendo fertilizantes y pesticidas; aplicación de lodos de aguas residuales y el compost sin juzgar contaminación de metales; fugas de tanques sépticos subterráneos en el suelo; uso de materiales no-descomponibles; actividad minera; y el riego con agua contaminada.

6.2 Fuentes de Contaminantes del Suelo Según Alloway (1995), Diversos desechos industriales, municipales, agrícolas, domésticos y nucleares, son las principales fuentes de contaminación del suelo. Los residuos son materiales que han llegado al final de su vida útil (Hill2010). Todos los residuos que no son necesariamente un contaminante. Muchos residuos pueden ser reciclados en materiales útiles de nuevo. Plástico y papel desechos pueden convertirse en nuevos productos. Los excrementos de los animales son excelentes abonos. Los residuos de cultivos pueden ser utilizados eficazmente para la protección contra la erosión. Sin embargo, la mayoría de los residuos se consideran inútil y, a menudo dispuestos de descuidadamente.

6.2.1 Residuos municipales El DOE (2002) DeÞnes residuos municipales como residuos procedentes de los hogares, así como otros residuos, la cual, debido a su naturaleza o composición, es similar a los residuos domésticos. desechos municipales incluyen desechos domésticos y de cocina, residuos de mercados, residuos hospitalarios, residuos de ganado y aves, desechos de mataderos, y metales, vidrio y desechos de cerámica. desechos municipales se pueden agrupar en Þve diferentes categorías: biodegradable (comida y desechos de cocina, tales como recortes de carne o cáscaras de vegetales, patio o residuos verdes, y papel), materiales reciclables (vidrio, botellas de plástico, otros plásticos, metales y latas de aluminio) , residuos inertes (construcción y demolición;. materiales inertes son aquellos que no son necesariamente tóxico para todas las especies, pero puede ser perjudicial o tóxico para los humanos Por lo tanto, residuos de construcción y de demolición se clasifican a menudo como residuos inertes), residuos compuestos (ropa y plásticos), y desechos peligrosos (envases de medicamentos, pinturas, baterías, bombillas, fertilizantes y plaguicidas, y los desechos electrónicos, como ordenadores, impresoras antiguas, y los teléfonos celulares). Algunos de estos residuos son materiales no biodegradables, tales como hojas de polietileno y plástico, bolsas y botellas. Estos materiales se obstruyen los poros del suelo y obstaculizan drenaje natural, la labranza, y las operaciones de siembra.

desechos municipales pueden contener compuestos orgánicos no biodegradables y metales pesados. Hay una serie de diferentes maneras en que las ciudades deshacerse de sus residuos. El Þrst y más conocido, sin embargo, son vertederos. Estos son la eliminación en campo abierto. Más comúnmente utilizado en la actualidad para proteger el medio ambiente, sin embargo, son landÞlls. Estas son áreas que están especialmente creados de manera residuos se puede poner en el suelo con poco o ningún daño al medio ambiente natural a través de la contaminación. Hoy en día, landÞlls

6.2Sources de Contaminantes del Suelo Fig. 6.1 Composición media de los residuos sólidos urbanos (http: //css.snre. umich.edu/css_doc/ CSS0415.pdf)

151

Comida residuos, 14,1% Yarda recortes, 13,7%

papel y Cartulina, 28,2%

Plástica, 12,3%

Metales, 8,6%

Caucho, cuero y textiles, 8,3% Vidrio, un 4,8%

Madera, un 6,5% Otros, 3,5%

han sido diseñados para proteger el medio ambiente y evitar que los contaminantes entren en el suelo y posiblemente contaminar las aguas subterráneas en una de dos maneras. El Þrst de estos es con el uso de un revestimiento de arcilla para bloquear los contaminantes salgan de la landÞll. Estos se llaman landÞlls sanitarias, mientras que el segundo tipo se llama un landÞll residuos sólidos municipales. Estos tipos de landÞlls utilizan revestimientos sintéticos como el plástico para separar la basura landÞllÕs de la tierra debajo de él. Los residuos sólidos municipales (MSW) incluyen residuos tales como bienes duraderos, por ejemplo, neumáticos y muebles; bienes no duraderos, por ejemplo, periódicos, placas de plástico, envases y embalajes, cartones de leche, una envoltura de plástico, desechos de jardín, y comida. Este tipo de residuos se refiere generalmente a la basura doméstica común, así como ofÞce desechos y al por menor, pero excluye, residuos industriales peligrosos, y de la construcción. En 2009, el 54,3% de los RSM genera en el EE.UU. fue dispuesto en 1.908 landÞlls y 11,9% fue dispuesto a través de la incineración de residuos con recuperación de energía. La combustión reduce los residuos en cenizas en alrededor de 75% en peso para su eliminación en un landÞll. Otro 33,8% de los RSM se recuperó para su reciclaje o compostaje, desviando 82 millones de toneladas de material de landÞlls e incineradores. materiales de compostaje recuperados rep-resienten 25% de todos los materiales recuperados (USEPA2010). La composición media de RSU se ha mostrado en la fig.6.1.

6.2.1.1 Compostaje de residuos municipales El compostaje es un proceso biológico de reducir y estabilizar los residuos orgánicos a través de la digestión microbiana y descomposición en un complejo de sustancias húmicas que contienen acondicionadores del suelo orgánicos y nutrientes vegetales. Una variedad de residuos orgánicos, incluyendo residuos municipales están en abono en ambos pequeñas escamas de granja y grandes escalas comerciales. residuos municipales son generalmente compostados en una instalación central de compostaje.

Durante el proceso, parte de C orgánico se libera como CO 2, Parte incorporada en células microbianas y parte humiÞed. El nitrógeno orgánico principalmente

152 Contaminación

6Soil

como proteína antes de compostaje es mineralizada a N inorgánico (NH4-N y NO3-N), que se resintetizado luego en otras formas de N orgánico en la biomasa microbiana y sustancias húmicas durante el proceso de compostaje. En algunos programas de compostaje, los residuos municipales se separan en la fuente en compostables orgánicos y no compostables por los residentes y negocios participantes, mientras que otros aceptan una corriente mixta y no compostables separados en una instalación centralizada. Sin embargo, se necesita una cierta separación incluso cuando compostables orgánicas se recogen por separado. programas de compostaje que aceptar una corriente de desecho mixto acepta material más o menos como se recoge, basándose en las técnicas de separación de las instalaciones descritas a continuación. Una modiÞcation importante a las técnicas tradicionales de recolección es el estab-estableci un programa de recogida de residuos peligrosos del hogar (HHW). Para ser eficaz en la reducción de los contaminantes de interés en compost de RSU, tales programas deben hacer hincapié en las fuentes de metales pesados tales como baterías y electrónica de consumo. El resto de residuos mixto (menos cualquier reciclables recogidos por separado y HHW) sirve entonces como materia prima para la instalación de compostaje, donde tendrá lugar la separación centralizada de materiales no compostables. Con este enfoque, 60Ð70% de la corriente de residuos sólidos se procesa típicamente en compost. El 30Ð40% restante incluye materiales reciclables, así como rechaza destinado para la landÞll o un incinerador y landÞll. Las técnicas de separación se muestran a continuación. Con este enfoque, 60Ð70% de la corriente de residuos sólidos se procesa típicamente en compost. El 30Ð40% restante incluye materiales reciclables, así como rechaza destinado para la landÞll o un incinerador y landÞll. Las técnicas de separación se muestran a continuación. Con este enfoque, 60Ð70% de la corriente de residuos sólidos se procesa típicamente en compost. El 30Ð40% restante incluye materiales reciclables, así como rechaza destinado para la landÞll o un incinerador y landÞll. Las técnicas de separación se muestran a continuación. Tecnología Cribado

Recogida a mano La separación magnética corrientes de Foucault Separación classiÞcation aire separación húmeda la separación balística

materiales apuntado Grandes: plásticos Þlm, papel grande, misc cartón Medianas: reciclables, orgánicos, misceláneos Fines: orgánicos, fragmentos de metal, misc Recyclables, inertes, y contaminantes químicos Ferrous más contaminantes asociados con el metal ferroso Metales no ferrosos Luces: papel, plástico Heavies: metales, vidrio, orgánicos Flotadores: orgánicos, misceláneos Sumideros: metales, vidrio, grava, misceláneos Luz: plástico, papel sin descomponer Medio: el compost Pesados: metales, vidrio, grava, misceláneos

Después de la separación, los materiales se reducen en volumen y se mezclan a fondo antes de la entrega a la instalación central de compostaje. El compostaje es en gran parte un proceso biológico por el cual materiales complejos se descomponen en sustancias más simples con la mineralización sustancial, la liberación de nutrientes disponibles y, además, la formación de complejos. el diseño y la gestión adecuada deben basarse en las necesidades de los microorganismos si el proceso va a ser un éxito. El compostaje es deÞned por la intervención humana en el proceso natural de descomposición. Con una combinación de condiciones ambientales adecuadas y el tiempo adecuado, los microorganismos convierten prima materia orgánica putres-cible en un producto estabilizado. A través de compostaje, nutrientes y energía fuentes fácilmente disponibles se transforman en dióxido de carbono, agua,

6.2 Fuentes de contaminantes del suelo

153

y una forma compleja de compost de materia Ð orgánico. La gestión del proceso se puede optimizar para un número de criterios, incluyendo la velocidad de descomposición (para reducir el tiempo de residencia en los reactores y por lo tanto minimizar los requisitos de tamaño de la instalación), el control de patógenos, y la gestión del olor. Los parámetros claves son el carbono disponible a nitrógeno (C: N), la humedad, el oxígeno y la temperatura.

6.2.1.2 Beneficios de compost de residuos municipales El proceso de bioconversión está emergiendo gradualmente como un proceso natural, prometedor, con el medio ambiente y el potencial microbiana para degradar los contaminantes ambientales (Colwell 1994). En la actualidad, el compostaje de residuos sólidos urbanos se está promoviendo en muchos países del mundo y los investigadores han experimentado los beneÞcios de la utilización de compost de RSU en el Þeld (Paul y Howard1997; Abigail1998; Pokhrel y Viraraghavan 2005). Sin embargo, el inßuence de materiales C-ricos, como municipal desechos orgánicos de compost, en físicas, químicas y biológicas depende de varios factores: cantidad y componentes de materiales orgánicos añadidos, tipo de suelo, y las condiciones meteorológicas (Unsal y Ok 2001; Drozd2003). Como se ha señalado por Giusquiani et al. (1995), El uso de compost de MSW mejora la restauración de suelos degradados y permite una disposición Thnal apropiada de tales materiales, la solución de un problema ambiental y económico generado en las ciudades. compost de residuos urbanos se han utilizado con éxito para el acondicionamiento del suelo y el suministro de nutrientes para las plantas. El compost tiene el potencial de ser un fertilizante (Montemurro et al.2005) Y puede por lo tanto ser ambientalmente beneÞcial mediante la sustitución de fertilizantes artiÞcial. Hasta qué punto el compost mejorará el estado de nutrientes de la tierra depende tanto de los residuos de que el compuesto está hecho de y la tecnología de tratamiento (Guster et al.2005). Incluso si el compost es bajo en nutrientes, puede ser valiosa ya que la aplicación del compost, o cualquier otra forma de material húmico, mejora eficazmente la estructura del suelo, mejora la capacidad de retención de agua, y reduce la sensi-actividad a la erosión (Manser y Keeling1996). Varias pruebas también muestran que la aplicación de abono reprime enfermedades de las plantas en el Þeld (Ros et al.2005).

6.2.1.3 Incineración de residuos municipales El papel de la incineración de residuos es diferente en los países del mundo. Mientras que en los países indus-trializados en Europa, así como en Japón, los EE.UU. y Canadá la proporción de desechos quemados en las plantas de incineración de residuos puede ser muy alta (hasta 100%), en la mayoría de los países en desarrollo landÞlling son los residuos más comunes practica de gestión. El tratamiento térmico de los residuos sólidos municipales tiene lugar principalmente en plantas equipadas con sistemas de rejilla Thring; en casos individuales, en la pirólisis, gasiÞcation, o plantas de lecho ßuidized; o en plantas utilizando una combinación de estas etapas de proceso. residuos municipales residual

se entrega a rallar hornos como una mezcla heterogénea de residuos. componentes combustibles representan un contenido de aproximadamente 40Ð60%. Desde los residuos municipales incinerados es una mezcla heterogénea de los desechos, en términos

154 Contaminación

6Soil

de fuentes de CO2, Se establece una distinción entre el carbono biogénico de carbono y de origen fósil. El contenido de carbono wasteÕs está generalmente en el rango de 28Ð40%. El tratamiento en plantas de incineración es un proceso de salida controlada. La temperatura de combustión de los gases en la cámara de combustión tal como se mide por lo menos dos segundos después de la última inyección de aire de combustión es generalmente de al menos 850 ¡C. El oxígeno necesario para la incineración se suministra a través del aire ambiente, como primaria, secundaria y / o de aire terciario. En casi todas las plantas de incineración de residuos municipales, el calor producido durante la incineración se utiliza para la generación de vapor. Los residuos peligrosos se trata casi exclusivamente mediante incineración. La incineración debe entenderse aquí como un elemento de logística integral para el tratamiento de aquellos residuos que por su naturaleza dañina tienen que ser gestionados por separado de los residuos municipales. Los residuos peligrosos son residuos que requieren particular, la supervisión, que por su naturaleza, condición, o la cantidad plantea un peligro particular a la salud, el aire y / o agua o es particularmente explosivo o puede contener o producir agentes patógenos de enfermedades transmisibles. Desde se genera residuos peligrosos para la mayor parte de la producción industrial, en particular la industria química, sino que también se refiere como residuos industriales o residuos industrial. se producen desechos peligrosos, por ejemplo, como los residuos de procesos de destilación petroquímica, como subproductos indeseables las síntesis procesos de la industria química orgánica básica y la industria farmacéutica, así como en la recuperación y la eliminación de productos contaminados o post-expiración-fecha, tales como disolventes, pinturas o aceite de desecho. Además, las medidas de protección del medio ambiente, como los PCB reglamentos que prohíben los CFC, halones, o pueden generar corrientes de residuos peligrosos. Con temperaturas de combustión entre 800 y 1.200 ¡C, el tiempo de residencia de sólidos en el horno rotatorio es de hasta 1 h, mientras que para los gases de combustión, es sólo unos pocos segundos. El gas de residuos generados durante el proceso de combustión se alimenta a una cámara después de, en el que se mantiene la temperatura mínima de entre 850 y 1.200 ¡C para un tiempo de residencia de al menos 2 s quema. así como en la recuperación y la eliminación de productos contaminados o post-expiración-fecha, tales como disolventes, pinturas o aceite de desecho. Además, las medidas de protección del medio ambiente, como los PCB reglamentos que prohíben los CFC, halones, o pueden generar corrientes de residuos peligrosos. Con temperaturas de combustión entre 800 y 1.200 ¡C, el tiempo de residencia de sólidos en el horno rotatorio es de hasta 1 h, mientras que para los gases de combustión, es sólo unos pocos segundos. El gas de residuos generados durante el proceso de combustión se alimenta a una cámara después de, en el que se mantiene la temperatura mínima de entre 850 y 1.200 ¡C para un tiempo de residencia de al menos 2 s quema. así como en la recuperación y la eliminación de productos contaminados o postexpiración-fecha, tales como disolventes, pinturas o aceite de desecho. Además, las medidas de protección del medio ambiente, como los PCB reglamentos que prohíben los CFC, halones, o pueden generar corrientes de residuos peligrosos. Con temperaturas de combustión entre 800 y 1.200 ¡C, el tiempo de residencia de sólidos en el horno rotatorio es de hasta 1 h, mientras que para los gases de combustión, es

sólo unos pocos segundos. El gas de residuos generados durante el proceso de combustión se alimenta a una cámara después de, en el que se mantiene la temperatura mínima de entre 850 y 1.200 ¡C para un tiempo de residencia de al menos 2 s quema. o halones pueden generar corrientes de residuos peligrosos. Con temperaturas de combustión entre 800 y 1.200 ¡C, el tiempo de residencia de sólidos en el horno rotatorio es de hasta 1 h, mientras que para los gases de combustión, es sólo unos pocos segundos. El gas de residuos generados durante el proceso de combustión se alimenta a una cámara después de, en el que se mantiene la temperatura mínima de entre 850 y 1.200 ¡C para un tiempo de residencia de al menos 2 s quema. o halones pueden generar corrientes de residuos peligrosos. Con temperaturas de combustión entre 800 y 1.200 ¡C, el tiempo de residencia de sólidos en el horno rotatorio es de hasta 1 h, mientras que para los gases de combustión, es sólo unos pocos segundos. El gas de residuos generados durante el proceso de combustión se alimenta a una cámara después de, en el que se mantiene la temperatura mínima de entre 850 y 1.200 ¡C para un tiempo de residencia de al menos 2 s quema.

6.2.1.4Emissions de los incineradores La incineración de residuos municipales implica la generación de emisiones relevantes para el clima. Estos son principalmente las emisiones de CO 2 (Dióxido de carbono), así como N2O (óxido nitroso), NOx (óxidos de nitrógeno), NH3(Amoníaco), y C orgánico, medida como carbono total. CH 4(Metano) no se genera en la incineración de residuos durante el funcionamiento normal. Sólo se plantea, en particular los casos, excepcionales y en una pequeña medida (a partir de residuos que queda en el búnker de residuos), de modo que en términos cuantitativos CH4no debe ser considerado como relevante climático. CO2 constituye el principal emisiones relación con el clima de la incineración de residuos y es considerablemente mayor, por no menos de 10 2, Que las otras emisiones. La incineración de 1 Mg de residuos municipales en incineradores de RSU está asociada con la producción / liberación de aproximadamente 0.7Ð1.2 Mg de dióxido de carbono (CO2salida). La proporción de carbono de origen biogénico es generalmente en el rango de 33Ð50%. El CO relación con el clima 2 las emisiones procedentes de la incineración de desechos están determinadas por la proporción de residuos cuya compuestos de carbono se supone que son de origen fósil.


155

La asignación de carbono fósil o biogénico tiene una inßuence crucial sobre las cantidades calculadas de clima relevante CO2las emisiones. Otros gases de los incineradores incluyen N2O, CH4, NOx, CO, y NH3.

6.2.1.5 La eliminación de cenizas de incineración Las cenizas de fondo es principalmente de vidrio y materiales cerámicos como, también contienen metales pesados y un poco de material de carbono orgánico. Las dioxinas se midieron en el intervalo 0.64Ð 23 kg ng TEQ-1 (Amigos de la Tierra 2002). Las cenizas de fondo contiene niveles de dioxina similares a los encontrados en el suelo urbano. Durante los 5 años del periodo de estudio, el 79% de ceniza de fondo del incinerador ShefÞeld fue a landÞll y 21% para Þll mayor o agregado sustituto en bloques de construcción o asfalto. Por 2000, se estaba procesando el 42% de ceniza de fondo. El informe señala que las cenizas de fondo se utiliza para fines de ingeniería en los Países Bajos (100% de cenizas), Dinamarca (70%), Francia (50%), y Alemania (50%). En las instalaciones de procesamiento de cenizas de fondo, la ceniza es resistido a absorber agua y reducir la alcalinidad. objetos de gran tamaño se eliminan, y después se tamiza para el tamaño. Treinta y ocho por ciento se utiliza para Þll, construcción mayor carretera o asfalto, y el 8% para los bloques de construcción. Treinta y ocho por ciento va a landÞll y la mayoría del resto en reserva. -1. Como esto es comparable a los niveles encontrados en el suelo, el polvo de la perforación de estos bloques no debería ser más peligroso que el polvo del suelo. Por lo tanto, el informe (informe de la Agencia de Medio Ambiente; Amigos de la Tierra2002) Concluye que el uso de la ceniza de fondo para el agregado es seguro.

6.2.1.6 Vertedero Municipal de Residuos Sólidos Una unidad landÞll residuos sólidos municipales es una zona discreta de la tierra o una excavación que recibe los residuos domésticos y que no es una unidad de aplicación a la tierra, lagunaje, pozo de inyección, o pila de residuos. Los tipos de residuos sólidos municipales potencialmente aceptados por MSW landÞlls incluyen (la mayoría de landÞlls aceptan sólo unas pocas de las siguientes categorías) MSW, residuos domésticos peligrosos, lodos municipales, municipal cenizas de combustión de residuos, desechos infecciosos, los neumáticos de desecho, industrial no peligrosos de residuos, construcción y demolición residuos, desechos agrícolas, residuos de petróleo y gas, minería y desechos. En los EE.UU., aproximadamente el 57% de los residuos sólidos se landÞlled, 16% se incinera, y el 27% se recicla o compostado (USEPA1992a). Hubo un estimado de 2.500 landÞlls RSU activos en los EE.UU. en 1995. Estas fueron estimadas landÞlls recibir 189 millones de kg de basuras al año, con 55Ð60% reportado como residuos domésticos y 35Ð45% reportado como residuos comerciales. LandÞlls son lugares peligrosos; hay liberación continua de gases volátiles y las fugas en forma de lixiviados. Las emisiones principales de gas de landÞlls incluyen meth-ane (CH4) y compañía2 y son producidos por los microorganismos dentro de la landÞll en condiciones anaeróbicas (USEPA 1991). Las amenazas ambientales de dos

áreas landÞll de los EE.UU., Volney y Colesville, muestran el peligro de landÞlls. estos landÞlls

156 Contaminación

6Soil

eran viejas y sin arrugas. El agua subterránea en el perímetro del sitio contiene compuestos orgánicos volátiles (COV) (es decir, benceno, tolueno, e hidrocarburos clorados) y metales pesados (es decir, arsénico, bario, cadmio, cromo, mercurio y níquel). El lixiviado recogido de la landÞll contiene COV y metales pesados. vías potenciales de exposición a estos contaminantes incluyen potable contaminada aguas subterráneas y superficiales, así como la ingestión accidental de suelo y los sedimentos contaminados. landÞlls modernos están revestidos con revestimientos inertes, pero esto no excluye el peligro. Estos materiales se dañan en el largo plazo.

6.2.1.7 Abrir vertimiento de desechos municipales En la mayoría de las ciudades del sur de Asia, abierta de dumping es el método preferido para la eliminación de los residuos sólidos Thnal. A pesar de que el gobierno y los municipios ya están trabajando para desarrollar los sitios landÞll sanitarias en algunas zonas urbanas, abierta volcado-ción sigue siendo la solución más barata y más eficaz para deshacerse de la basura de montaje. Estos tiraderos a cielo abierto en el curso del tiempo refugio para convertirse carroñeros (aves, animales y humanos). Abrir el dumping es el método más simple y de bajo costo en la eliminación de basura, pero al mismo tiempo, la forma más fácil de contaminar el aire, el agua y el suelo. Los residuos están directamente eliminarse de cuerpos de agua o tierra. Estos residuos son generalmente residuos mezclados que contienen varios contaminantes orgánicos orgánicos, biodegradables, y persistentes y metales pesados. Las principales desventajas de vertido abierto son: ¥ Abrir el dumping se extiende mal olor. ¥ Vertederos abiertos se ofrece un espacio para que los gérmenes, virus, hongos, bacterias e insectos para reproducirse, por lo que se convierte en la fuente de muchas enfermedades. ¥ Abra vertido puede contaminar el agua subterránea con los contaminantes inorgánicos y orgánicos. ¥ Abra vertido pueden contaminar el suelo por fugas de contaminantes metálicos orgánicos y pesados. ¥ Abrir el dumping es propenso a causar deslizarse hacia abajo. ¥ residuos de dumping abiertas ocupan un área innecesariamente grande.

6.2.2 lodos de depuradora Los lodos de depuración es por lo general una mezcla líquida, compuesta tanto de sólidos y de materiales orgánicos e inorgánicos disueltos. El agua se separa de la parte sólida por una serie de tratamientos antes de que sea ambientalmente seguro para la descarga en corrientes o lagos. La izquierda residuo sólido es a menudo dado de alta en vertederos abiertos, landÞlls, incineradores, o en compost para uso agrícola.

La mayoría de los procesos de tratamiento de aguas residuales producen lodos. Convencionales plantas de tratamiento de aguas residuales típicamente generan un lodo primario en la etapa de sedimentación primaria de tratamiento y un lodo secundario, biológica en Thnal sedimentación después de la


157

proceso biológico. Las características del lodo secundario varían con el tipo de proceso biológico, y, a menudo, se mezcla con lodo primario antes del tratamiento y eliminación. La aplicación al suelo de los lodos de aguas residuales sin tratar o tratado puede reducir signiÞ-cativamente el componente de coste de eliminación de lodos de tratamiento de aguas residuales, así como proporcionar una gran parte de los requerimientos de nitrógeno y de fósforo de muchos cultivos. Pero tiene el riesgo de contaminar el medio ambiente. sistemas de alcantarillado urbano de transporte de aguas residuales domésticas, industriales efßuents, y la escorrentía de aguas pluviales de las carreteras y otras áreas pavimentadas. Por lo tanto, los lodos de depuradora contendrá material de desechos orgánicos y trazas de muchos contaminantes utilizados en nuestra sociedad moderna. Estas sustancias pueden ser fitotóxico y algunos tóxico para los seres humanos (Dean y Suess1985). lodos de aguas residuales también contiene bacterias pato-génica, virus y protozoos, junto con otros helmintos parásitos que pueden dar lugar a riesgos potenciales para la salud de los seres humanos, animales y plantas. Un OMS (1981) Informe sobre el riesgo para la salud de los microbios en los lodos de depuradora aplicará a la tierra identiÞed salmonelas y Taenia como generador de mayor preocupación. Los números de organismos patógenos y parásitos en los lodos se pueden reducir signiÞcantly antes de la aplicación a la tierra por tratamiento de lodos apropiado. Los lodos de depuración contiene concentraciones útiles de nitrógeno, fósforo, y materia orgánica. La disponibilidad del contenido de fósforo en el año de aplicación es de aproximadamente 50% y es indepen-abolladura de cualquier tratamiento de lodos antes. La materia orgánica en el lodo puede mejorar la capacidad de retención de agua y la estructura de algunos suelos, especialmente cuando se aplica en forma de torta de lodo deshidratado. lodos de aguas residuales debe ser sometido a biológico, químico, o el tratamiento térmico, el almacenamiento a largo plazo, Compost hecha de cal lodo deshidratado tiende a tener un pH alto. Cuando se mezcla con materiales orgánicos como musgo de turba o suelo, el pH resultante es generalmente de entre 7,2 y 8,0. Compost hecha de polímero deshidrata el lodo tiende a tener un pH entre 6,2 y 6,8. Cuando se mezcla con turba o corteza de pino, el pH resultante es de entre 4,7 y 6,2, dependiendo del pH de la turba. El compost obtenido de desechos procesados y lodos de aguas residuales de polímero deshidratado (compost municipal) tiene un pH entre 6,9 y 7,2 y también tiende a tener un alto de boro en función del material de carga. Se aconseja a Estas composts de aplicar en las plantaciones de paisaje, para árboles de sombra, árboles plantados individualmente, jardines ßower, etc. lodos de depuradora rico en materia orgánica, nitrógeno, fósforo, calcio, magnesio, azufre, y otros microelementos necesarios para las plantas y la fauna del suelo vivir. Por lo tanto, se caracteriza por el gran valor manurial y de formación del suelo. Excepto los elementos indispensables para vivir, lodo puede contener compuestos tóxicos (metales pesados, pesticidas) y organismos patógenos (bacterias, huevos de parásitos) (Siuta1999). La composición química de los lodos de depuradora es de gran importancia para el desarrollo de recomendaciones para los tipos de aplicaciones de lodos en terrenos agrícolas (Beltrán et al. 1999). En la actualidad, las recomendaciones para las tasas de aplicaciones de lodos en tierra se basan en los valores de fertilizantes (N, P y K) y en las concentraciones de metales traza presentes en los lodos (Delgado et al.1999). Los

metales de preocupación primaria son Zn, Cu, Pb, Ni, Cd y que, cuando se aplica a suelos en cantidades excesivas, puede reducir los rendimientos de plantas o poner en peligro la calidad de los alimentos o Þber producida (Parr et al.1989).

158 Contaminación

6Soil

Tabla 6.1 cantidades aceptables de metales pesados en aguas residuales para uso agrícola (Chefetz et al.1996; Siuta1999; Moreno et al.1999)

Rieles El plomo (Pb) Cadmio (Cd) El cromo (Cr) El cobre (Cu) Níquel (Ni) El mercurio (Hg) Zinc (Zn)

fertilización del suelo, la recuperación de tierras la explotación agrícola 500 10 500 800 100 5 2500

la explotación agrícola 1000 25 1000 1200 200 10 3500

Por otro lado, las aplicaciones repetidas de compost a partir de lodos de aguas residuales sobre el suelo agrícola tienen efectos signiÞcant sobre las propiedades físicas y químicas del suelo (Reddy y Overcash 1981; Okereke1985). Una cantidad considerable de investigación se ha llevado a cabo en Europa con el fin de evaluar los efectos de compost a partir de lodos de depuradora sobre las propiedades del suelo (Williams y Gohmil novecientos ochenta y dos). Los límites aceptables de algunos metales pesados en los lodos para uso agrícola se dan en la Tabla6.1. Se ha demostrado en algunos estudios que a través de aplicación de los tipos apropiados de lodos de aguas residuales, crecimiento de las plantas y las propiedades físicas del suelo mejorar sustancialmente y su aumento valores nutricionales reutilizable (Reed et al. 1991). La adición de lodos de aguas residuales da un ligero aumento en el contenido de Cu de los suelos y contenido de Zn de las plantas, lo que sugiere que la aplicación de lodos de aguas residuales en las tierras agrícolas debe llevarse a cabo sin sobrepasar los límites tóxicos establecidos por las organizaciones competentes (Saruhan et al.2010). Desde lodos de aguas residuales contiene altas concentraciones de elementos potencialmente tóxicos, tales como Zn, Ni, Cd y Cu, pueden surgir problemas cuando el lodo se aplica a un suelo agrícola (SánchezMonedore et al.2004; Madyiwa et al.2002) Y la acumulación de metales pesados también se produce en los tejidos de la planta. Biosólidos, el producto generado a partir de un tratamiento terciario de lodo activado residual y lodos compostados se han utilizado en Þelds agrícola de Europa y China por cerca de un siglo. Se ha observado aumento sustancial en el rendimiento del cultivo debido a la aplicación de lodos de depuradora. Pero por contaminación de metales pesados del suelo y la indignación pública, Austria, Suiza, Suecia y otros países europeos han impuesto una prohibición de la utilización de los lodos de depuradora como fertilizante.

6.2.3 Los contaminantes en compost de jardín

Los contaminantes en la materia prima pueden afectar la calidad, capacidad de venta, y el uso de compost Þnished. El uso excesivo y la persistencia de algunos insecticidas podrían resultar en la contaminación de los desechos de jardín y compost. Dado que el compostaje es un proceso mediado biológicamente, existe un considerable interés en saber si la actividad biológica intensa durante


159

el período de degradación termófila activo podría inducir la degradación de los contaminantes de pesticidas. En la revisión de ocurrencia de pesticidas y la degradación durante el compostaje, Buyuksonmez et al. (1999) Encontraron que algunos de los pesticidas dirigidos fueron encontrados en los composts con compuestos organoclorados siendo el más resistente a la degradación durante el compostaje. Algunos herbicidas son resistentes a la degradación. Clopyralid y picloram se habían detectado en algunos compost (Bezdíček et al.2001). El compost contaminado con clopiralid, un herbicida de hoja ancha, causó daños a las plantas en el estado de Washington en 1999, a pesar de que el daño desaparece en gran parte si el uso de recortes contaminados como materia prima se retrasa durante un año o más (Miltner et al.2003). Los residuos de otros herbicidas de hoja ancha para el cuidado del césped, 2,4-D (ácido 2,4-diclorofenoxi), dicamba (ácido 2-metoxi-3,6-diclorobenzoico), y MCPP [2- (4-cloro-2- ácido propiónico metilfenoxi)], se detectaron y se encontró tóxico para tomate (Lycopersium esculentum L.) (Bugbee y Saraceno1994). Otros plaguicidas que también han sido detectados en compost incluyen atrazina, carbaril, y clordano. Mientras diazinon [O, O-dietilo (O-2-isopropil-6-metil-4-pirimidinil)] insecticida se utiliza ampliamente para el control de insectos en césped, su biodegradabilidad es evidente, ya que sólo una traza de ella (<1%) podría se encuentran después de compostaje (Michel et al.1997). Cerca de 11% del insecticida se degradó durante el compostaje, y una mayoría del insecticida se convirtió en un producto hidrolizado potencialmente lixiviable pero menos tóxico. La liberación de diazinon través de la volatilización es extremadamente pequeño (<0,2%).

6.2.4 Los desechos hospitalarios Una enorme cantidad de residuos que se genera en los centros de salud. Estos residuos incluyen residuos generales, objetos cortantes, no puntiagudos, sangre, partes del cuerpo, productos químicos, productos farmacéuticos, dispositivos médicos, y materiales radiactivos. Los residuos potencialmente infecciosos incluye todos los elementos de desecho que están contaminados con o sospechosos de estar contaminados con ßuids cuerpo. Los ejemplos incluyen sangre y productos sanguíneos, catéteres utilizados y guantes, las culturas y las existencias de agentes infecciosos, los residuos procedentes de las unidades de diálisis y odontología, residuos de unidades de aislamiento, apósitos para heridas, pañales, muestras de diagnóstico desechados, y materiales contaminados (hisopos, vendas y gasas ) y el equipo (dispositivos médicos desechables). Los desechos que contienen sustancias químicas tales como productos químicos de laboratorio, botellas vacías de laboratorio o la farmacia productos químicos, desinfectantes que han caducado o ya no son necesarios, disolventes, kits de diagnóstico, materiales venenosos y corrosivos, y agentes de limpieza. residuos genotóxico se compone de sustancias de desecho que contiene altamente peligrosos, mutagénicos, teratogénicos o carcinogénicos con propiedades genotóxicas. residuos hospitalarios radiactivos incluyen líquidos no utilizados de la radioterapia o la

investigación de laboratorio; contaminada cristalería, paquetes o papel absorbente; la orina y los excrementos de los pacientes tratados o probados con sustancias radiactivas. Estos residuos son a menudo eliminados con los residuos municipales en vertederos a cielo abierto y en tierras. contaminada cristalería, paquetes o papel absorbente; la orina y los excrementos de los pacientes tratados o probados con sustancias radiactivas. Estos residuos son a menudo eliminados con los residuos municipales en vertederos a cielo abierto y en tierras. contaminada cristalería, paquetes o papel absorbente; la orina y los excrementos de los pacientes tratados o probados con sustancias radiactivas. Estos residuos son a menudo eliminados con los residuos municipales en vertederos a cielo abierto y en tierras.

160 Contaminación

6Soil

6.2.5 Desechos industriales residuos sólidos industriales son las principales fuentes de contaminación del suelo por compuestos químicos orgánicos e inorgánicos tóxicos y metales pesados. Los residuos industriales incluyen metales de desecho, basura, aceite, disolventes, productos químicos, basura cafetería, la suciedad y la grava, mampostería y hormigón, madera y restos de madera, y residuos similares. residuos de contenedores con, líquidos, o gases sólidos se dividen en residuos peligrosos y no peligrosos. Ciertos productos comerciales como ßuids de limpieza, pinturas o pesticidas también pueden ser deÞned como residuos peligrosos. Los residuos industriales pueden ser tóxicos, inflamables, corrosivos, o reactiva. Si el manejo inadecuado, o eliminados, estos residuos puede suponer consecuencias ENVI-ronmental peligrosos para la salud y. En los EE.UU., la cantidad de residuos peligrosos generados por las industrias manufactureras aumentó de un estimado de 4. 5 millones de toneladas al año después de la Segunda Guerra Mundial a unos 57 millones de toneladas en 1975. En 1990, este total se había disparado a aproximadamente 265 millones de toneladas. Estos residuos se genera en cada etapa del proceso de producción. La introducción de muchos nuevos productos para hogares y ordenadores ofÞces d, medicamentos, textiles, pinturas y tintes, y plásticos también D. introdujo residuos peligrosos, incluidos los productos químicos tóxicos, en el medio ambiente. La EPA estima que en 1980 más de 70.000 productos químicos diferentes estaban siendo fabricados en los EE.UU., con unos 1.000 productos químicos que se agregan cada año. Los impactos ambientales de salud y humanos de muchos de estos productos químicos son en gran parte desconocidos. Los altos niveles de contaminantes tóxicos se han encontrado en animales y seres humanos, particularmente aquellos que, como los trabajadores agrícolas y trabajadores de petróleo y gas, que están continuamente expuestos a dichos flujos de residuos. Las aguas residuales de la fabricación o procesos químicos en las industrias contribuye a la contaminación de suelos y aguas. La mayoría de las grandes industrias tienen instalaciones de tratamiento para efßuents industriales pero este no es el caso de las industrias de pequeña escala, o en las industrias de los países subdesarrollados, que no pueden pagar enormes inversiones en equipos de control de la contaminación como su margen proÞt es muy delgado. El agua contaminada es apta para beber, la agricultura, la recreación, y la industria. Hay dos tipos de desechos industriales de especial preocupación son ßuids limpieza en seco y ßuids embalsamamiento. ßuids limpieza en seco han contaminado fuentes de agua subterránea en todos los ámbitos en los EE.UU.. Uno de los contaminantes más comunes es PCE (percloroetileno o tetracloroetileno Cl La mayoría de las grandes industrias tienen instalaciones de tratamiento para efßuents industriales pero este no es el caso de las industrias de pequeña escala, o en las industrias de los países subdesarrollados, que no pueden pagar enormes inversiones en equipos de control de la contaminación como su margen proÞt es muy delgado. El agua contaminada es apta para beber, la agricultura, la recreación, y la industria. Hay dos tipos de desechos industriales de especial preocupación son ßuids limpieza en seco y ßuids embalsamamiento. ßuids limpieza en seco han contaminado fuentes de agua subterránea en todos los ámbitos en los EE.UU.. Uno de los contaminantes más comunes es PCE (percloroetileno o tetracloroetileno Cl La mayoría de las grandes industrias tienen instalaciones de tratamiento para efßuents industriales pero este no es

el caso de las industrias de pequeña escala, o en las industrias de los países subdesarrollados, que no pueden pagar enormes inversiones en equipos de control de la contaminación como su margen proÞt es muy delgado. El agua contaminada es apta para beber, la agricultura, la recreación, y la industria. Hay dos tipos de desechos industriales de especial preocupación son ßuids limpieza en seco y ßuids embalsamamiento. ßuids limpieza en seco han contaminado fuentes de agua subterránea en todos los ámbitos en los EE.UU.. Uno de los contaminantes más comunes es PCE (percloroetileno o tetracloroetileno Cl que no pueden permitirse enormes inversiones en equipos de control de la contaminación como su margen proÞt es muy delgado. El agua contaminada es apta para beber, la agricultura, la recreación, y la industria. Hay dos tipos de desechos industriales de especial preocupación son ßuids limpieza en seco y ßuids embalsamamiento. ßuids limpieza en seco han contaminado fuentes de agua subterránea en todos los ámbitos en los EE.UU.. Uno de los contaminantes más comunes es PCE (percloroetileno o tetracloroetileno Cl que no pueden permitirse enormes inversiones en equipos de control de la contaminación como su margen proÞt es muy delgado. El agua contaminada es apta para beber, la agricultura, la recreación, y la industria. Hay dos tipos de desechos industriales de especial preocupación son ßuids limpieza en seco y ßuids embalsamamiento. ßuids limpieza en seco han contaminado fuentes de agua subterránea en todos los ámbitos en los EE.UU.. Uno de los contaminantes más comunes es PCE (percloroetileno o tetracloroetileno Cl2do ═ CCL2). ßuids embalsamamiento incluyen carcinógenos. La amenaza de embalsamamiento ßuids contaminan el suministro de agua ha llevado a algunas ciudades para disminuir el tamaño de los grandes cementerios planificadas (CEQ1981) (Mesa 6.2).

6.2.6 agroquímicos Los productos agroquímicos incluyen diversas sustancias químicas utilizadas para la producción y la protección en la agricultura. En la mayoría de los casos, se refiere a la amplia gama de pesticidas, incluyendo insecticidas, herbicidas y fungicidas. También puede incluir fertilizantes sintéticos, hormonas y otros agentes químicos del crecimiento, y las tiendas concentradas de estiércol animal cruda. La mayoría de los productos agroquímicos son tóxicos, y su almacenamiento a granel pueden plantear sig-niÞcant riesgos ambientales y / o de salud, especialmente en el caso de derrames accidentales.


161

Tabla 6.2 residuos peligrosos generados por las industrias y empresas Industrias / fabricante fabricantes de productos químicos

Industria de la impresión

industria del petróleo reÞning

la fabricación de productos de cuero industria del papel Industria de construccion

fabricación de metales

tipo de residuo Ácidos y bases solventes usados los residuos reactivos Aguas residuales que contienen componentes orgánicos soluciones de metales pesados tintas de desecho disolventes Lodos de tinta que contienen metales pesados Las aguas residuales que contiene benceno y otra hidrocarburo Los lodos de proceso reÞning Tolueno y benceno Residuos de pintura que contienen metales pesados disolventes inflamables residuos de pintura inflamable de solventes usados Los ácidos fuertes y bases Los lodos que contienen metales pesados los residuos de cianuro residuos de pintura

En muchos países, el uso de agroquímicos está muy regulada. Fertilizantes y abonos provocan la contaminación del suelo mediante la introducción de metales pesados y sus compuestos en el suelo. Los metales pesados asociados con algunos fertilizantes de fosfato son arsénico, cadmio, manganeso, uranio, vanadio y zinc. fertilizantes de fosfato comunes se fabrican a partir de fosfatos de roca, y el contenido de metales pesados de la materia prima dependen de sus menas de origen (Helal y Sauerbeck1984). estiércol de aves de corral y estiércol de cerdo pueden contaminar el suelo con zinc, cobre y arsénico. Una plaga es un organismo vivo que degrada la salud, valor, utilidad, condición, o equipamiento de otro organismo, una estructura, o un lugar. organismos de plagas pueden ser plantas, hongos, algas, animales vertebrados o invertebrados, o microorganismos tales como bacterias, mohos, limos y hongos. Los pesticidas son sustancias u organismos utilizados para eliminar, incapacitar, modificar, inhibir el crecimiento de, o repeler plagas. Ellos pueden ser sustancias químicas naturales o sintéticas, mezclas de éstos, o los organismos vivos que actúan como agentes de control biológico. De acuerdo con la Ley de Alimentos y de Protección del Medio Británica, 1985, un pesticida se deÞned como cualquier sustancia o preparación preparado o usado para cualquiera de los fines siguientes: ¥ Destrucción de los organismos nocivos para los vegetales o de madera u otros productos vegetales ¥ La destrucción de plantas no deseadas ¥ La destrucción de las criaturas nocivas

Los pesticidas se dividen en insecticidas, fungicidas y herbicidas de acuerdo con sus organismos diana. El uso de pesticidas en la agricultura ha aumentado constantemente durante las últimas décadas.

162 Contaminación

6Soil

Fig. 6.2 Dos plaguicidas organofosforados

Los plaguicidas aplicados a plantas u organismos nocivos (planta, de microorganismos, insectos) se someten a repetidos disolución, adsorción y elución con la solución del suelo y las fases coloidales y se propagan en todas las direcciones dentro de los sistemas de suelo, agua, y la atmósfera. Esta movilidad depende de la solubilidad, capacidad de adsorción, y la volatilidad.

6.2.6.1Insecticides El uso de insecticidas ha ido en aumento después del final de la Segunda Guerra Mundial. Hay un gran número de sustancias classiÞed como insecticidas, pero pueden pertenecer a cualquiera de los cuatro grupos de compuestos orgánicos: los compuestos organofosforados, los organoclorados, los carbamatos y los piretroides.

Los compuestos organofosforados Los compuestos organofosforados son venenos técnicamente nerviosas, ya que actúan sobre el sistema nervioso central. Desarrollado durante la Segunda Guerra Mundial, que se utilizan en muchas maneras diferentes en la agricultura. Pueden ser utilizados como fumigantes, algunos como venenos de contacto, y otros como los pesticidas sistémicos. Los miembros más importantes del grupo son pirofosfato de tetraetilo (TEPP) y sarin (Fig.6.2). Sarin también se utiliza en la guerra. Muchos organofosforados son muy tóxicos para los organismos no objetivo. Los organofosfatos fabricados último son menos tóxicos para los mamíferos pero tóxico para apuntar organismos, tales como insectos. Malatión, Dibrom, clorpirifos, temefos, diazinon, y terbufos son organofosfatos.

organoclorados Algunos compuestos organoclorados, también desarrollado durante la Segunda Guerra Mundial, fueron encontrados para ser muy eficaz en el control de plagas responsables de enfermedades como la malaria y la fiebre amarilla. Estos compuestos son baratos y fácilmente disponibles, y se cree que son seguros para los seres humanos. Ellos pertenecían a las tres familias: la familia DDT (dichlorodiphe-nyltrichloroethane), la familia BHC, y la

familia ciclodieno (Fig.6.3). El principal representante de la familia BHC se llama lindano. Aldrina, dieldrina, y heptacloro están compuestos relacionados y pertenecen a la ciclodieno estereoquímicamente


163

Fig. 6.3 Algunos miembros de los plaguicidas organoclorados

familia, los cuales fueron utilizados efectivamente para langostas. Los organoclorados se han utilizado con eficacia en el pasado en la agricultura y la higiene, pero se han encontrado estos últimos a persistir en el medio ambiente y matar beneÞcial y organismos inofensivos, también.

carbamatos Los carbamatos son compuestos orgánicos derivados de ácido carbámico (NH2COOH). Un grupo carbamato, éster de carbamato (por ejemplo, carbamato de etilo), y los ácidos carbámico son grupos funcionales que están interrelacionados estructuralmente y son a menudo interconvertir químicamente. ésteres de carbamato también se llaman uretanos. Aldicarb, carbaril, propoxur, oxamil y terbucarb son carbamatos. A pesar de estos pesticidas difieren químicamente, que actúan de forma similar. Cuando se aplica a los cultivos o directamente al suelo como insecticidas sistémicos, carbamatos persisten generalmente de sólo unas pocas horas a varios meses. Sin embargo, han sido fatal para un gran número de aves en el césped y en la agricultura y un impacto negativo en el éxito reproductivo de las aves. Estos insecticidas matan insectos mediante la inactivación reversible la enzima acetilcolinesterasa. Los pesticidas organo-fosfato también inhiben esta enzima, aunque de forma irreversible, y causar una forma más grave de intoxicación colinérgica. Figura6.4 muestra las estructuras de algunos insecticidas de carbamato.

Los insecticidas piretroides piretroides naturales se extraen de piretro secos o ßowers crisantemo. Los piretroides comprenden de seis ingredientes activos: piretro I y II, cinerinas I y II, y jasmolines I y II (Fig.6.5). Los piretroides sintéticos tienen una mayor actividad insecticida. Algunos

piretroides son los preferidos para su persistencia más baja y menor toxicidad. Los cuatro grupos de piretroides sintéticos son los siguientes: aletrina, bioresmetrina,

164 Contaminación

6Soil

Fig. 6.4 carbamatos

resto de ácido

resto alcohol

O

MARIDO O

O

MARIDO O

O O

O

piretrina I O

O

MARIDO O

piretrina II O

MARIDO O

O O

O

cinerina I

cinerina II O

O

MARIDO O

O

MARIDO O

O O

jasmolina I

O O

jasmolina II

Fig. 6.5 estructuras moleculares de seis piretrinas naturales

permetrina, y los grupos de fenvalerato. Los piretroides se utilizan en muchos insecticidas domésticos. Ellos proporcionan una acción ÒknockdownÓ rápido y se degradan rápidamente en el calor y la luz solar. Esto elimina su utilidad en el control de plagas agrícolas. Los piretroides son relativamente no tóxico para los mamíferos y las aves. Sin embargo, son muy tóxicos para los organismos acuáticos y abejas.

6.2.6.2 herbicidas Los herbicidas son sustancias químicas que se utilizan para controlar las malezas. Se ha convertido en una práctica de gestión esencial en los sistemas de labranza de conservación, debido a la no labranza y labranza mínima no puede erradicar las malas hierbas. Unos pocos cientos de sustancias orgánicas e inorgánicas de más de 50 grupos químicos se usan como herbicidas. Los siguientes son algunos


165

Fig. 6.6 herbicidas organoclorados

Fig. 6.7 Derivados de la anilina utilizados como herbicidas

Fig. 6.8 Estructuras de glicina y glifosato

ejemplos populares. A classiÞcation de herbicidas se puede obtener de la página webhttp://www.alanwood.net/pesticides/class_herbicides.html. compuestos organoclorados contienen derivados de ácido fenoxiacético, tales como ácido 2,4-diclorofenoxiacético conocido como ácido 2,4-D y 2,4,5triclorofenoxiacético 2,4,5-T o 2-metil-4,6-diclorofenoxiacético ácido , conocido como MPCA (Fig. 6.6). Una mezcla igual de 2,4-D y 2,4,5-T se conoce en el nombre de código agente naranja. El ejército de Estados Unidos roció millones de hectáreas de bosques durante su guerra contra Vietnam. Vietnamita todavía sufren de daños causados por la sustancia. Además de los derivados de ácido fenoxiacético, no son derivados de anilina entre herbicidas organoclorados. Dos derivados de anilina son propanil y alaclor (Fig.6.7). herbicidas organofosforados (conocido como glifosato) son ampliamente utilizados en la agricultura para su efÞciency matar las malas hierbas y la naturaleza no carcinogénico. El glifosato es una glicina modiÞed (Fig.6.8).

166 Contaminación

6Soil

Fig. 6.9 Algunos derivados de urea utilizados como herbicidas

Fig. 6.10 Las estructuras de algunos derivados de triazina

Los derivados de ácido carbámico, incluyendo varios derivados de la urea (Fig. 6.9) También se utilizan como herbicidas. La familia de triazina de herbicidas (Fig. 6.10), Que incluye atrazina, se introdujo en la década de 1950; que tienen la distinción de ser la actual familia de herbicidas de la mayor preocupación con respecto a la contaminación de las aguas subterráneas. La atrazina es persistente por alguna semana después de haber sido aplicado a los suelos de pH superior a-neutro. Aunque prohibido en Europa, triazinas están siendo ampliamente utilizados en muchos países para controlar las malezas en plantaciones forestales y en cultivos como colza, caña de azúcar, maíz, sorgo y altramuces.

6.2.6.3 fungicidas Los fungicidas son compuestos químicos, orgánicos e inorgánicos, naturales y sintetizados, que se utilizan para controlar los hongos. Estos se utilizan para controlar las enfermedades patógenas de las plantas, para proteger las semillas y granos durante el almacenamiento, como fumigantes, y similares. Algunos ejemplos de fungicidas se dan a continuación. ¥ compuestos inorgánicos y orgánicos de metales pesados. Los ejemplos incluyen mezclas de compuestos portadores de cobre inorgánico (por ejemplo, mezclas de Burdeos) o compuestos organometálicos tales como compuestos orgánicos de estaño (tributyltinacetate o acetato de trifenilestaño) (Fig.6.11).

¥ Los derivados de ácido ftálico. Un ejemplo es ftalimida. El nombre más familiar es captan (Fig.6.12).


167

Fig. 6.11 Dos fungicidas orgánicos de estaño

Fig. 6.12 Estructura de ftalimida

Fig. 6.13 Estructura de benzimidazol

¥ Bencimidazoles. Bencimidazol es un fungicida sistémico. El anillo pentagonal en histamina es conocida como un anillo de imidazol. Su fusión con un núcleo de benceno da el bencimidazol (Fig.6.13).

6.2.6.4 La persistencia de los plaguicidas en el suelo Persistencia puede deÞned como la tendencia de un compuesto dado, un pesticida en este caso, para conservar su integridad química y molecular, las características físicas y funcionales en un medio a través del cual se transporta y distribuye después de ser liberado en el medio ambiente. Muchos compuestos orgánicos persisten durante largos períodos en los suelos, subsuelos, acuíferos, aguas superficiales, y el sedimento acuático. Los compuestos de bajo y de alto peso molecular que se resisten a la biodegradación se conocen como moléculas recalcitrantes. Muchos pesticidas, principalmente herbicidas, tienen esta característica (Navarro et al.2007). plaguicidas organoclorados persistentes se consideran porque son estables en el ambiente y pueden resistir a la degradación. Esta capacidad de pesticidas organoclorados hace altamente eficaz y, por tanto, ampliamente utilizado, pero al mismo tiempo les ayuda a construir sus residuos en el suelo y el agua. El DDT fue utilizado en gran escala para controlar el tifus y la malaria. Las propiedades que hacen estos productos químicos tales insecticidas eficaces también les hicieron peligros ambientales; que se acumulan en el tejido graso humano. Algunos de los plaguicidas organoclorados han sido prohibidos para su uso en los Estados Unidos y los países europeos, pero otros son los ingredientes activos de algunos productos de hogar y el jardín y algunos productos de control de plagas agrícolas y ambientales. Hay cuatro grandes grupos de plaguicidas organoclorados:

168 Contaminación

¥ ¥ ¥ ¥

6Soil

Hexaclorociclohexano (lindano) compuestos de DDT y relacionados, DDE y DDD Ciclodienos (aldrin, heptacloro, y otros) Mirex y la clordecona

Once plaguicidas persistentes específicos dentro de estos grupos se midieron durante el estudio leucemia Churchill County (16 niños diagnosticados con leucemia aguda entre 1997 y 2002 vivían en el condado de Churchill, Nevada; la asociación probable de residuos de plaguicidas persistentes no podían, sin embargo, ser probadas; Rubin et Alabama. 2007): Beta-hexaclorociclohexano, gamma-hexaclorociclohexano (lindano), hexaclorobenceno, dieldrin, mirex, heptacloro epóxido, oxiclordano, trans-nonacloro, o, p, -DDT, p, p, -DDT, y p, p, DDE. Los herbicidas se aplican a la tierra con la esperanza de obtener el control de malezas durante toda la temporada. Es deseable que los productos químicos para el control de malezas durante la temporada de aplicación, pero que no deben permanecer el tiempo suficiente para afectar el crecimiento del cultivo posterior. La longitud de tiempo que un herbicida permanece activo en el suelo se llama Òsoil persistenceÓ o Òsoil residual Cualquier cosa life.Ó que afecta a la desaparición o la avería de un herbicida afecta persistencia. Muchos factores determinan la cantidad de tiempo herbicidas persisten. La mayoría de los factores se dividen en tres categorías: factores del suelo, condiciones climáticas, y las propiedades herbicidas. Estas categorías interactúan fuertemente entre sí. Herbicidas varían en su potencial para persistir en el suelo. Algunas familias de herbicidas que tienen miembros persistentes incluyen las triazinas, uracilos, fenilúreas, sulfonilureas, dinitroanilinas, inhibidores de pigmentos, imidazolinonas, y ciertos reguladores del crecimiento de las plantas. Varios herbicidas comunes en estos grupos se muestran a continuación. ¥ Striazinas: atrazina (Aatrex, Atrazina), hexazinona (Velpar), prometón (Pramitol), y simazina (Princep) ¥ dinitroanilinas: BeneÞn (Balan), orizalina (Surßan), pendimetalina (Pendimax, Prowl), prodiamina (barricada), y trißuralin (Tressan, Tri-4, TRILIN) ¥ Otros: Bensulida (Betasan, Prefar), clomazona (Command), y tebuthiurón (Pico)

¥ fenilúreas: Diuron (Karmex, Direx) ¥ uracilos: Bromacil (Hyvar X) y terbacil (Sinbar) ¥ imidazolinonas: Imazapir (Arsenal), imazaquina (Scepter), e imazetapir (Persecución)

¥ sulfonilureas: Clorimuron (Classic), clorsulfurón (Telar), nicosulfurÃ³n (Accent), primisulfurón (Beacon), prosulfurón (pico), y sulfometurón (Oust) ¥ reguladores del crecimiento de las plantas: Clopiralid (Stinger), picloram (Tordon), triclopir (Garlon), y clorimurón la persistencia de pesticidas en el suelo no es la propiedad de los pesticidas por sí solos; también depende de los suelos, el clima, y la gestión. A mayor pH del suelo, la persistencia de algunos plaguicidas disminuye. A pH inferior, la persistencia de la clomazona y las imidazolinonas (imazaquin e imazetapir) disminuye. El pH del suelo tiene poco efecto sobre la persistencia de algunos otros herbicidas. Varios nutrientes y cationes en el suelo afectan tanto a la actividad herbicida y la degradación. La CCA,

principalmente una función del tipo de arcilla y el contenido de materia orgánica, es directamente implicados en la adsorción del herbicida. Algunos herbicidas están más disponibles en la presencia de ciertos cationes, mientras que otros pueden


169

ser atado y, por tanto, no está disponible. La literatura indica que hay mucha variación en el efecto de que los cationes y los nutrientes pueden tener sobre la actividad herbicida y la descomposición, dependiendo de la composición del suelo, el tipo de nutrientes y la concentración, y la química del herbicida. Los microorganismos del suelo son parcialmente responsables de la descomposición de muchos herbicidas. Los tipos de microorganismos y sus cantidades relativas determinar la rapidez se produce la descomposición. Los microbios del suelo requieren ciertas condiciones ambientales para el crecimiento óptimo y la utilización de cualquier pesticida. Los factores que afectan a la actividad microbiana son la temperatura, pH, oxígeno, y el suministro de nutrientes minerales. Por lo general, un bien aireado, el suelo caliente, fértil, con un pH del suelo medio es más favorable para la degradación de pesticidas. La persistencia de algunos plaguicidas en el suelo se muestra a continuación: Persistencia 1 mes 1D3 meses

3d12 meses

> 12 meses

herbicidas comunes 2,4-D, glufosinato, glifosato, MPCA Acetoclor, alaclor, bentazona, butirato, DCPA, dimetenamida, EPTC, ßumetsulam, foramsulfurón, halosulfurón, lactofen, linurón, mesotriona, metolacloro, metribuzin, naptalam, sidurón La atrazina, beneÞn, bensulida, bromoxinilo, clomazona, diurón, ethalßuralin, homesafen, hexazinona, imazaquin, imazetapir, isoxaßutole Oryzalin, pendimetalina, primisulfurón, prodiamina, pronamida, prosulfurón, simazina, sulfentrazona, terbacilo, topramezona, trißuralin Bromacil, clorsulfurón, imazapir, picloram, prometón, sulfometurón, tebuthiurón

6.2.6.5 Los procesos de acumulación de residuos de plaguicidas en el suelo Los plaguicidas aplicados en los cultivos y las plagas se someten a varias transformaciones, incluyendo la volatilización a la atmósfera, la asimilación microbiana, la degradación bioquímica, degradación fotoquímica, la difusión, la erosión y la escorrentía, la absorción por las plantas, la lixiviación a las aguas subterráneas, y la acumulación en el suelo (fig. 6.14). Estos procesos son responsables del movimiento de los plaguicidas y sus residuos dentro de los componentes del medio ambiente. El proceso principal de la acumulación de pesticidas en el suelo es la adsorción, que puede ser de naturaleza química (como con las interacciones electrostáticas) o puramente físico (como con fuerzas de van der Waals). La adsorción tiene lugar entre las moléculas cargadas de plaguicidas (sorbato) y partículas de suelo (adsorbentes), incluyendo minerales de arcilla, sesquióxidos, y humus. Positivamente moléculas de plaguicidas cargadas pueden unirse a partículas de arcilla y materia orgánica cargada negativamente. El grado de adsorción depende de los propios lazos de tierra y el compuesto, que incluyen tamaño, forma, conÞguration, estructura molecular, funciones químicas, solubilidad, polaridad, polarizabilidad y distribución de carga de interactuar especies, y la naturaleza acidÐbase de la molécula de plaguicidas (Senesi1992; Pignatello y Xing 1996). El pH del suelo, o el

equilibrio ácido / base de la solución del suelo, afecta a la reactividad chemicalÕs y ciertas funciones del suelo tales como el metabolismo microbiano. Weber et al. (1969) Mostraron que la máxima adsorción de compuestos básicos se produce

170 Contaminación

6Soil

Fig. 6.14 Las transformaciones de los plaguicidas aplicados

a valores de pH a su valor de pKa. pesticidas ácidos y aniónicos, como los ácidos fenoxiacético (2,4-D y 2,4,5-T) y ésteres, asulam y dicamba, pueden interactuar con la materia orgánica del suelo por enlaces de H a valores de pH por debajo de su pKa en formas no ionizadas a través de su -COOH, -COOR, y grupos idénticos (Senesi et al.1984). Las reacciones químicas entre los pesticidas y sus metabolitos a menudo conducen a la formación de enlaces fuertes (quimisorción), que aumentan en la persistencia de los residuos en el suelo, pero disminuyen su biodisponibilidad y la toxicidad (dic y Bollag 1997). También reduce propiedades de lixiviación y de transporte. La naturaleza de las fuerzas de unión implicados y los tipos de mecanismos que operan en los procesos de adsorción de pesticidas en el suelo incluyen iónico, hidrógeno y el enlace covalente; cargar los mecanismos de transferencia o donorÐacceptor de electrones; der Walls fuerzas de Van; intercambio de ligandos; y la unión hidrófoba o partición (Gevao et al.2000).

6.2.7 Deposición atmosférica La deposición atmosférica se refiere a sustancias que se depositan en la tierra desde el aire. Incluye gas, humo, cenizas, y las partículas y depositado en el suelo. Los óxidos de azufre y nitrógeno (SOx, NOx), Cloruros, ßuorides, amonio, etc., son el componente de gas principal de los aerosoles. Los aerosoles contienen polvo, humo, cenizas, sal marina, gotas de agua, y algunos materiales orgánicos. erupción volcánica y la quema de la biomasa y aerosol producir combustible fósil que contiene compuestos de sulfato. La ocurrencia de aerosoles es el más alto en el hemisferio norte donde se concentra la actividad industrial. las partículas de polvo suspendidas en el aire se llevan a cientos de kilómetros por el viento y se asientan en el suelo. La deposición atmosférica puede contener contaminantes orgánicos persistentes como PCB, y PAHs y metales pesados. La deposición atmosférica se produce a través de tres procesos diferentes: (1) deposición húmeda, la deposición de material con la precipitación; (2) la deposición seca, la deposición directa de las partículas atmosféricas y gas a la vegetación, los

suelos y las aguas superficiales; y (3) la deposición de nube, la deposición de nonprecipitating gotitas de nubes y nieblas a superficies terrestres (Fowler1980; Lovett y pariente1990). Mojado y seco


171

deposiciones pueden ocurrir en todas partes, mientras que la deposición se produce principalmente en la nube costera y montañosa debido a su immergence en la nube y la niebla. La deposición húmeda se produce debido a la incorporación de partículas y gases en gotitas de la nube y su posterior precipitación en forma de lluvia o nieve. La deposición húmeda también puede resultar de la compactación de partículas y gases por las gotas de lluvia y snowßakes a medida que caen. Estos procesos son controlados por la concentración y la distribución del tamaño de partículas y la solubilidad y la reactividad de los gases y por factores meteorológicos. No son gases tales como óxidos de nitrógeno y azufre disueltos en el agua de lluvia. En la deposición seca, las partículas> 5μm de diámetro se depositan principalmente mediante sedimentación gravitacional y la impactación inercial. difusión browniano es el proceso de deposición en seco de partículas de ~ 2μm (Fowler 1980). Las partículas entre 0,2 y 2 μm no se depositan fácilmente seco. Son depositado por deposición húmeda. sufÞciently se han estudiado las características de las especies químicas de interés en contaminante del aire deposición seca en el suelo y los ecosistemas. Las sustancias de partículas asociada principalmente derivados de erosión de suelo que contiene K, Ca, Mg, Al, y Si tienden a residir en partículas en el aire más grandes que se pueden depositar por sedimentación gravitacional (Lindberg y McLaughlin1986). En contraste, la mayoría de la masa en el aire de partículas SO42-, NH4+, H+Y Pb residen con aerosol submicrométrico, que se puede depositar por deposición húmeda. Los nitratos residen en partículas de amplias gamas de tamaños. Nitrato y SO42- se puede producir en las partículas más grandes a través de la adsorción de gases reactivos como SO 2 y el vapor de ácido nítrico (HNO3) En grandes partículas alcalinas o de sal marina en la atmósfera (Butler 1988). La deposición en forma de materia en partículas seca y precipitación húmeda puede ser ácida debido a la contaminación del aire de la combustión de combustibles fósiles. El dióxido de azufre (SO 2) Y óxidos de nitrógeno (NO, NO2) Reaccionan en la atmósfera para formar ácidos sulfúrico y nítrico, respectivamente. Estos ácidos pueden alterar el entorno en el que se caen de la atmósfera, que puede ser a gran distancia de la fuente de contaminación. Los impactos de la deposición ácida húmeda o lluvia ácida generalmente son percibidos en las elevaciones más altas o las cumbres que reciben más deposición debido al efecto orográfico y también en áreas que tienen formaciones geológicas con capacidad de amortiguación limitada (Kimmel1999). Los impactos en el medio ambiente incluyen daños a los árboles, el agotamiento de los nutrientes en el suelo y el agua corriente de ácido. La combinación de un pH bajo y aluminio tóxico en agua causa insuficiencia osmoregulatoria y puede causar el agotamiento de las poblaciones THSH en corrientes de cabecera. Los metales pesados se emiten a la atmósfera a través de, el transporte industrial motor y las actividades volcánicas, erosión del suelo, Thres forestales, evaporación, etc. (Salomons y Forstner 1984). La mayoría de los metales en el aire son en forma de partículas con la excepción del mercurio (Hg). Por lo general, los metales tóxicos tales como Pb, Cd, y como se encuentran en partículas thne (<2,5μmetro). Las partículas finas son respirables y tienden a persistir en el ambiente donde pueden someterse a reacciones químicas y ser transportados desde sus fuentes a través de largas distancias a zonas vírgenes de la ambiente (Ross1987). La mayor parte de los metales pesados son solubles en agua; por lo tanto, pueden migrar en los ecosistemas a través de vías de agua. Incluso pequeñas cantidades y las bajas concentraciones de metales pesados

pueden dañar los ecosistemas y son peligrosos para la salud humana (Ovadnevaite et al.2006). Luo (2009) Informaron de la deposición atmosférica de As, Cr, Hg, Ni, Pd y a los suelos.

Los ßuxes de deposición de productos químicos inorgánicos precipitación New Jersey se dan en la Tabla 6.3 para una comprensión de la magnitud de la deposición atmosférica.

Contaminación 6 Soil

172

Tabla 6.3 ßuxes de deposición de metales pesados en Nueva Jersey precipitación anual ßuxes de deposición (m ng-2 año-1) Elemento ag Alabama Como Discos compactos Co cr Cu Fe Hg mg Minnesota Ni Pb V Zn

Regiones Nuevo Brunswick 25 35000

Jersey City 21 28000

67

160

62 46 150 1500 47.000 11 65000 2500 650 1700 480 7800

76 130 180 2200 47.000 14 81.000 1900 1200 2500 880 8800

Pinelands 59 24000 sesenta y cinco 23 22 56 590 23000 11 54.000 2900 290 650 410 5500

Fuente: Adaptado de Nueva Jersey deposición atmosférica de red (NJADN) Datos del proyecto; (John et al.2004) http://www.nj.gov/dep/dsr/ tendencias / pdfs / atmosférica-deppcbs.pdf

La concentración, sin embargo, varía de lugar en lugar, dependiendo de la industrialización y emisión, uso de la tierra y la erosión, la urbanización, etc .; el territorio de América del Norte es particularmente conocido por la lluvia ácida.

6.2.8Mining residuos mineros incluyen residuos generados durante la extracción, beneÞciation, y el procesamiento de minerales. La mayoría de los residuos de extracción y beneÞciation de minería de roca dura (la extracción de minerales metálicos y roca de fosfato) y 20 residuos de procesamiento de minerales speciÞc se clasifican por la USEPA como Òspecial wastesÓ y han sido eximido por la Exclusión Minera regulaciones de Residuos de federales de residuos peligrosos bajo el Subtítulo C de la Conservación y recuperación de recursos. Estos son la escoria de procesamiento de cobre primario, la escoria de procesamiento de plomo primario, barros rojos y marrones de reÞning bauxita, fosfoyeso de la producción de ácido fosfórico, la escoria de la producción de fósforo elemental, gasiÞer ceniza de gasiÞcation carbón, aguas residuales de proceso de gasiÞcation carbón, tratamiento de aguas residuales de sulfato de calcio lodos de la planta de procesamiento de cobre primario,


173

aguas residuales de proceso de la producción de ácido fosfórico, horno de oxígeno básico y abierto hogar del horno de control de la contaminación del aire el polvo / lodos procedentes de la producción de acero de carbono, horno de oxígeno básico y abierto hogar del horno de escoria de producción de acero de carbono, sólidos residuales proceso de cloruro procedentes de la producción de tetracloruro de titanio, y la escoria de procesamiento de zinc primaria. Seis grupos de desechos se classiÞed peligrosos: Estériles que generan ácido de procesamiento de mineral de sulÞde, Otros estériles que contienen sustancias peligrosas, otros residuos que contienen sustancias peligrosas de la transformación física y química de minerales metálicos, residuos que contienen sustancias peligrosas de la transformación física y química de la no minerales metalíferos, lodos que contienen aceite y residuos de perforaciones, y lodos de perforación y otros residuos de perforaciones que contienen sustancias peligrosas. La mayoría de los residuos peligrosos (90%) se producen por las unidades 18 de alta productividad industriales (metalurgia, reÞning petróleo, industria química, industria de fertilizantes), mientras que el resto de ellos (10%) por las industrias sobre 500 más pequeñas. Hay dos tipos principales de residuos mineros sólida roca estéril y escombreras.

6.2.8.1 La roca estéril Una operación minera necesita moverse y disponer de una gran cantidad de roca volada que no tiene concentraciones útiles de minerales d este se llama roca Òwaste rock.Ó residuos se generan por las dos minas a cielo abierto y minas subterráneas, pero el volumen es mayor con minas a cielo abierto. La cantidad de residuos de roca, en comparación con la cantidad de mineral se denomina la relación de tira. Una relación de tira de 1 (volumen de mineral = volumen de roca estéril) se considera bajo para una mina a cielo abierto. Las mayores minas de oro a cielo abierto tienen una relación de tira alrededor de 6. La roca estéril es típicamente vierten en grandes pilas dentro de la zona de almacenamiento de residuos de roca minas, que puede extenderse sobre un área de varios kilómetros cuadrados. Tanto las características físicas y químicas de los residuos de roca se deben considerar si ha de ser desechado apropiadamente. La textura gruesa de roca estéril permite que el aire y el agua que se mueven fácilmente a través de la pila. Cuando se expone, la roca estéril puede ser muy reactiva con el aire, el agua y los microorganismos y puede causar drenaje ácido de minas y liberar metales para aguas superficiales y subterráneas.

6.2.8.2 relaves Las minas modernas procesar enormes cantidades de mineral, decenas de miles a cientos de miles de toneladas diarias. Después de la voladura y acarreo desde el eje de la mina de pozo, el mineral se tritura y se procesa utilizando grandes volúmenes de agua y una variedad de procesos químicos y físicos. El contenido mineral de una mena puede estar en el rango de 5% para los metales básicos o tan bajo como 0,00005% para

los metales preciosos como el oro. Esto significa que 95Ð99.9995% del mineral extraído y procesado se convierte en un producto de desecho Ð conocido como colas. Relaves se depositan por lo general como una suspensión Ð un líquido espeso formado por agua, el mineral molido Þnely, y productos químicos residuales de las etapas de procesamiento. Debido a que la roca ha sido Þnely suelo, colas pueden ser muy reactivo químicamente

174 Contaminación

6Soil

y puede plantear graves riesgos ambientales de drenaje ácido de roca y la liberación de los metales tóxicos y reactivos tóxicos usados en el procesamiento. La combinación de líquidos y sólidos de grano-thne hacer muchas colas físicamente inestables. Si se deja expuesto al aire y se secó, colas también se pueden soplar en la contaminación del aire viento causando y se lavaron en cursos de agua y se extendieron sobre la tierra. Los contaminantes tóxicos que se encuentran comúnmente en colas incluyen cianuro, mercurio, cobre, plomo, arsénico, cadmio, selenio, zinc, y níquel.

6.2.8.3Acid Drenaje de la Mina drenaje de mina ácido ocurre cuando las rocas con minerales que contienen azufre se exponen al aire, el agua y los microorganismos. El azufre en los minerales se convierte en ácido sulfúrico y se mueve en el agua de drenaje. drenaje ácido de minas es muy ácido y reacciona con rocas y minerales del vertedero. Los cambios químicos dentro de los minerales también liberan cantidades signiÞcant de metales pesados tóxicos como el níquel, cobre y cadmio. Estos metales pueden contaminar los suelos superficiales y aguas y Þnd su camino en las redes alimentarias resultantes en ambos impactos agudos y crónicos en la fauna y la gente.

6.2.9 Tráfico Contaminación en suelos de fuentes trafÞc se produce a lo largo de las carreteras importantes debido a la emisión de materia particulada (de Kok et al. 2006), Así como contaminantes gaseosos, que pueden ser transportados a la tierra tanto por deposición húmeda y seca. Muchas de las sustancias liberadas por trafÞc son insolubles en agua, tienen una alta capacidad de adsorción, y tienden a unirse a mineral y orgánico partícula en el suelo. Los contaminantes pueden ser retenidos o se transforman en los suelos o posteriormente modiÞed por los microorganismos del suelo (Wesp et al.2000). suelos borde de la carretera a menudo contienen altas concentraciones de contaminación metálica. La biodisponibilidad y la movilidad del medio ambiente de los metales dependen de la forma en la que el metal se asocia con el suelo. polvo de la calle principal y el suelo de carretera ha sido ampliamente estudiado y se encontró que estar presentes en niveles elevados (Goldsmith et al.1976; Harrison et al.1980). El plomo en el suelo borde de la carretera se encuentra principalmente en la forma de sulfato de plomo (Harrison et al.1980). Los metales tales como Cu, Fe, Zn, Cd y son componentes esenciales de muchas aleaciones, cables, neumáticos, y muchos procesos industriales y podrían ser liberados en el suelo borde de la carretera y las plantas como resultado de la abrasión mecánica y el desgaste normal. Los análisis de suelos en carretera (Hewitt y caramelo1990) Y plantas (Otte et al. 1991) Revelaron que contienen niveles elevados de estos metales pesados.

Un número de estudios han investigado la liberación de contaminantes de trafÞc en el aire (Klein et al. 2006). La combustión de combustibles fósiles en motores de vehículos es una fuente importante de un grupo de muy abundantes contaminantes llamados policíclicos aromáticos Hydrocar-bons (HAP). Además, trafÞc puede ser una fuente de sus derivados, incluyendo algunos contaminantes orgánicos persistentes (COP). Algunos de estos contaminantes, tales como bifenilos policlorados (PCB) y dibenzo-p-dioxinas y dibenzofuranos


175

(PCDD / Fs) (Seguro 1986), Son peligrosos debido a su toxicidad y persistencia. COP tienen moléculas no polares y por lo tanto se puede acumular en el tejido adiposo y causar efectos celulares deletéreos. Los posibles efectos adversos de estos compuestos y sus mezclas ambientales incluyen teratogenicidad, carcinogenicidad (Muto et al.1996), Y los efectos sobre la función endocrina fisiológica normal de un organismo (Ankley et al. 1998). La fertilidad humana ha sugerido a ser afectados adversamente por la exposición a la contaminación del trafÞc (de Rosa et al.2003). Algunos estudios han demonio-trado in vitro estrogénico así como efectos antiestrogénicos y antiandrogénicos de partículas de escape trafÞc y polvo de la carretera (Okamura et al.2004; Misaki et al.2008).

6.2.10 Radionucleidos en el suelo Nucleidos de cualquier elemento que tienen número atómico mayor de bismuto-83 son inestables y por lo tanto radiactivo (Igwe et al. 2005). Se les llama nucleones pesados o radionúclidos. Los radionúclidos desintegrarse o cambiar de forma espontánea con una pérdida de energía en forma de radiación ionizante (van der Perk2006). Hay más de 60 radionucleidos en la naturaleza. Se pueden colocar en tres categorías generales: primordial, cosmogónico y antropogénicos. Ejemplos de algunos radionucleidos naturales son americio 241, el cesio-137, cobalto-60, yodo-129 y yodo-131, el plutonio, el radio, el radón, el estroncio-90, tecnecio-99, el tritio, torio, y uranio. El cesio-137 se produce en Þssion nuclear, y tiene una vida media radiactiva de 30,17 años. radionucleidos primordiales son restos de la creación de la tierra. Por lo general tienen vidas medias de cientos de millones de años. Los ejemplos incluyen el uranio-235, uranio-238, torio-232, y potasio-40. radionucleidos primordiales terminan en el suelo como parte del ciclo de las rocas. Þssion nuclear para las pruebas de armas atómicas y de generación de energía nuclear ofrece algunas de las fuentes de contaminación del suelo con radionucleidos antropogénicos. Para los radionucleidos de origen natural en el suelo, tales como 40 K, 87 Rb, 14DO, 235T, 238T y 232Th, se han añadido una serie de productos Þssion. Sin embargo, sólo dos de ellos son sufÞciently vivieron largo para ser de signiÞcance en suelos: el estroncio 90 y el cesio-137 con vidas medias de 29,1 y 30 años, respectivamente. Los niveles promedio de estos nucleidos en el suelo en los EE.UU. son aproximadamente 388 km mc -2 para 90Sr y 620 mc km-2 para 137Cs (Holmgren et al. 1993). Estos niveles de los radionucleidos Þssion en suelo no son lo suficientemente alta como para ser peligroso (Igwe et al.2005). Sin embargo, la radiactividad artiÞcial puede ser liberado en el medio ambiente durante las operaciones normales de las instalaciones nucleares e instalaciones tales como procesamiento de mineral nuclear, el enriquecimiento de uranio, fabrica-ción de combustible, las operaciones del reactor, y la aplicación de radioisótopos en el Þelds de la medicina nuclear, la investigación, la industria y la agricultura. Los suelos pueden recibir algunos radionucleidos a partir de materiales de residuos radiactivos que han sido enterrados para su eliminación (Knox et al.2000). El plutonio, el uranio, el americio, el neptunio, el curio, y cesio se encuentran entre los elementos cuyos nucleidos se producen en los residuos radiactivos. las actividades mineras de uranio producen gran

volumen de residuos de procesamiento de mineral. Estos residuos contaminan áreas de tierra adyacentes. Liberan otros contaminantes tóxicos también. los radionucleidos

176 Contaminación

6Soil

liberado de estos residuos puede dar lugar a la exposición humana por transporte a través de la atmósfera, los sistemas acuáticos, o a través de subcompartimentos del suelo. Un accidente catastrófico ocurrió en la central nuclear de Chernobyl en Ucrania el 26 de abril de 1986. La explosión causó la radiación que se libera a la atmósfera durante un período de 9 días, con vientos predominantes que envían el penacho generalmente en dirección de norte a noreste. El flujo eventualmente se extendió por Europa, lo que resulta en consecuencias signiÞcant de la radiación asociada con los eventos de precipitación en Austria, Suiza, Alemania y Suecia. También se informó de altos niveles de deposición radiactiva en Italia y Gran Bretaña. Las liberaciones durante el accidente conta-nados unos 125.000 kilometros2 de la tierra en Bielorrusia, Ucrania y Rusia, con niveles de cesio radiactivo superior a 37 Bq m-2 y alrededor de 30.000 kilometros2 con radiostrontium mayor que 10 kBq m-2. Del suelo y la contaminación del agua por el accidente es extensa, habiendo sido registrada en 22 provincias de Rusia y áreas considerables de algunos otros países. En estas áreas, los radionucleidos se han medido en el suelo a profundidades de hasta 25 cm. Este trimestre metros representa la zona vertical en el que el cultivo se lleva a cabo. Como resultado, en el norte de Ucrania, más de 100.000 hectáreas de tierras agrícolas que contiene algunos de los suelos más ricos worldÕs ha tenido que ser abandonados (Savchenko1995). El movimiento de los radionucleidos en el suelo varía con el tipo de suelo, el pH, la precipitación, y la labranza agrícola. Radiocesio es generalmente conÞned a partículas con una matriz de dióxido de uranio, grafito, aleaciones ironÐceramic, tierra de silicato-raro, y silicato de com-combinaciones de estos materiales. Cesio-137 se comporta como el potasio y el estroncio-90 se comporta como el calcio en el suelo. Cesio-137 no se adsorbe fuertemente en el suelo y se toma fácilmente por las plantas. El movimiento de estos radionucleidos en el suelo depende también de la descomposición química de estos complejos por oxidación para liberar más formas móviles. La mayor parte de los productos Þssion se distribuyen entre las partes orgánicos minerales y minerales del suelo en gran medida en los complejos húmicos. Los radionúclidos deposición puede ser una vía signiÞcant a la exposición humana por la ingestión de pasto contaminada por animales y luego por la ingestión de productos animales contaminados (carne y leche). Los alimentos vegetales también se acumulan radionucleidos. Diversos contaminantes del suelo y sus fuentes se resumen en la tabla 6.4.

6.2.11 Los contaminantes orgánicos en el suelo Los contaminantes orgánicos pueden llegar al suelo por deposición seca o húmeda después de que cualquiera transporte a larga distancia aérea de fuentes difusas o de transporte de corto alcance de fuentes puntuales tales como vertidos industriales, los depósitos de residuos, enmiendas lodos, y la fumigación con pesticidas. Los contaminantes se repartió entre partículas del suelo, el agua intersticial, y el aire intersticial, y absorción por las plantas puede producirse a partir de las fases de agua o

aire. El destino de un compuesto speciÞc en un terreno speciÞc depende de las propiedades físicas y químicas de tanto el compuesto como el suelo. Los contaminantes orgánicos en el suelo incluyen alcanos de cadena corta; disolventes clorados tales como polychloroethylene (PCE, CCl2CCL2), Tricloroetileno (TCE, C2HCl3), Dicloroetileno (DCE, CHClCHCl), y cloruro de vinilo o cloroetileno (VC, CH2CHCl); hidrocarburos monoaromáticos; clorada


177

Tabla 6.4 Las fuentes de contaminantes en el suelo Fuente Agrícola

materiales Los fertilizantes de fosfato estiércol de cerdos y aves Los pesticidas derrames de petróleo

Generación eléctrica

Fallout, Ash

Fábrica de gas

alquitranes

la minería metalífera y la fundición Metalúrgico industrias

residuos dispersos, mineral coordinados Residuos de metales, solventes, residuos, aerosoles

industrias químicas

Partículas, efßuents, Recortes, partes dañadas

Deposito de basura

Transporte

lodos de depuradora, montones de chatarra, cenizas de carbón, incineración de residuos tores, landÞlls Partículas, depósitos de ácido, disolventes, aceites

contaminantes As, Cd, Mn, U, V, y Zn As, Cu As, Cu, Mn, Pb, Zn, contaminantes orgánicos hidrocarburos Si, SOx, NOx, Metales pesados, polvo de carbón As, Cd, Cu, Pb, S=, ASI QUE4 =, hydrocarbons, fenoles, bencenos, xileno, naftaleno, PAHs, etc. Metales, incluyendo metales pesados, cianuros Metales, incluyendo metales pesados (As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Mn, etc.) Los metales pesados (As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Mn, etc.) y los contaminantes orgánicos, incluyendo HAP NUEVA HAMPSHIRE4+, PAGHs, los PCB, NO3-, metales (As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Mn, etc.)

Pb, Br, Cd, Zn, P, As

compuestos aromáticos; hidrocarburos aromáticos polinucleares (PAH); y los bifenilos policlorados (PCBs). hidrocarburos monoaromáticos incluyen benceno, tolueno, etilbenceno, y xilenos (también conocido colectivamente como BTEX). compuestos aromáticos clorados incluyen hexaclorobenceno y pentaclorofenol. Entre los insumos orgánicos en el suelo, algunos están fácilmente degradado por los organismos del suelo. Pero hay muchos contaminantes orgánicos que son muy resistentes a la degradación química o biológica. Son llamados contaminantes orgánicos persistentes (COP). Son compuestos orgánicos que, en un grado variable, resisten la degradación fotolítica, biológica y química (Pedro et al.2006). COP incluyen ésteres de ftalato (PAES), etoxilatos de nonilfenol (NPE), PAHs, PCBs, y bisfenol A añadido a suelos con aguas residuales y lodos de aguas residuales. Las dioxinas y furanos son algunos contaminantes orgánicos tóxicos que se agregan al suelo con herbicidas y residuos de las industrias de papel y madera. De todas las dioxinas y furanos, 2,3,7,8tetraclorodibenzo-p-dioxina (TCDD 2,3,7,8). se considera el más tóxico. Crookes y Howe (1993) Informó que la abundancia de PCB en un suelo altamente lodos modificado era cerca de ocho veces más alta que en los lodos, que indica una acumulación de PCB durante muchos años de modificación de lodo pesado en el sitio. PCN (naftalenos policlorados) son persistentes Pollut-hormigas se acaba de reconocer.

hidrocarburos halogenados, incluyendo dioxinas y furanos, son, con mucho, el grupo más importante de los contaminantes orgánicos persistentes. Un breve resumen de los principales grupos de contaminantes orgánicos persistentes es la siguiente. Los hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAHs) son un gran grupo de varios 100 compuestos que se producen durante los procesos de combustión, con una amplia gama de propiedades fisicoquímicas, representativos de la mayoría de otros COP. El internacional

178 Contaminación

6Soil

Fig. 6.15 Los hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAH)

Convenio de Estocolmo sobre contaminantes orgánicos persistentes identiÞed 12 clases de compuestos (el llamado docena sucia) y considerado como peligroso para el medio ambiente se, y en 2010, la lista de compuestos se expande aún más por otros nueve clases de compuestos. Son todos los COP y los COP son o bien producidos intencionalmente para diferentes propósitos (por ejemplo, muchos compuestos halogenados para la protección fitosanitaria o uso industrial) o no intencional como subproducto industrial o después de accidentes (como las dioxinas y los furanos que se producen compuestos cuando halogenados quemar). La producción de otros contaminantes orgánicos persistentes como los hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAHs) no puede ni siquiera ser evitado debido a que estos compuestos se forman en cualquier proceso de combustión incompleta de la materia orgánica (Sims y Overcash1983). La HAP es una clase que ocurren de forma ubicua de compuestos tóxicos que contienen varios cientos de compuestos individuales. Hoy en día, se cree que la combustión de combustibles fósiles antropogénico a ser la fuente más importante de entradas de HAP al medio ambiente. El reservorio ambiental más grande de los HAP es el suelo (Wild y Jones1995). Figura6.15 muestra las estructuras de algunos PAHs. Un bifenilo policlorado (PCB) es cualquiera de los 209 cloruros orgánicos con 2D10 átomos de cloro unidos a bifenilo, que es una molécula compuesta de dos anillos de benceno. Figura6.16muestra la estructura general de PCB. Debido a la toxicidad PCBsÕ y classiÞcation como un contaminante orgánico persistente, la producción de PCB fue prohibido por el Congreso de Estados Unidos en 1979 y por el Convenio de Estocolmo sobre contaminantes orgánicos persistentes en el año 2001 el PNUMA (1999). Las preocupaciones sobre la toxicidad de PCB se basan principalmente en compuestos dentro de este grupo que comparten una similitud estructural y el modo de acción tóxica con dioxina. Los efectos tóxicos tales como trastornos endocrinos y neurotoxicidad también se asocian con otros compuestos dentro del grupo.

Dibenzo-p-dioxinas (PCDD) y dibenzofuranos policlorados (PCDF) son un grupo importante de contaminantes del suelo, que en conjunto forman una


179

Fig. 6.16 policlorados bifenilo (PCB)

Fig. 6.17 Dioxinas y furanos

estructuralmente grupo de 210 compuestos teóricos relacionados. PCDD y PCDF tienen las fórmulas químicas generales de C12MARIDO8-no2Clnorte y C12MARIDO8nOClnorte, Respectivamente, con n que representa el número de átomos de cloro (entre uno y ocho) en el topo-cule (Agencia de Medio Ambiente 2007). Hay 75 PCDD diferente y 135 compuestos o PCDF diferentes, dependiendo del número de átomos de cloro y ubicación sustitución anillo. PCDD y PCDF se pueden dividir en grupos en función de su grado de cloración conocido como homólogos; por ejemplo, todos hexaclorodibenzo-p-dioxinas (HxCDDs) tienen seis átomos de cloro en la molécula. Los congéneres que contienen el mismo número de átomos de cloro son miembros del mismo grupo homóloga. Figura6.17 muestra las estructuras de algunos dioxinas y furanos. De los 210 compuestos teóricos, 17 PCDD y PCDF han sido identiÞed como siendo de mayor preocupación toxicológica (HPA 2008) Debido a su similitud con la estructura de la PCDD más tóxica, que es 2,3,7,8-tetracloro-p-dibenzodioxina (2,3,7,8TCDD). Un número de los bifenilos policlorados (PCBs) también se consideran que poseen toxicidad similar a las dioxinas y se conocen como (Organismo Òdioxin-como el medio ambiente PCBsÓ2009). PCDD y PCDF no se producen intencionalmente (excepto en pequeñas cantidades para propósitos de investigación) sino que se generan como subproductos de la combustión y como contaminantes traza durante la producción de compuestos organoclorados tales como clorofenoles y clorobencenos (Agencia de Medio Ambiente2007).

180 Contaminación

6Soil

Fig. 6.18 policlorados naftalenos (PCN)

Fig. 6.19 nonilfenol etoxilatos (NPE)

Fig. 6.20 Estructuras de BTEX

naftalenos clorados (SNC) y naftalenos policlorados (PCNs) incluyen 75 posibles congéneres e isómeros. Los productos comerciales son generalmente mezclas de varios congéneres y van desde líquidos delgadas para ceras duras a sólidos de alto punto de fusión. Sus principales usos han estado en aislamiento del cable, conservación de la madera, aditivos de aceite del motor, galvanoplastia compuestos de enmascaramiento, condensadores, y los aceites de ensayo de índice de refracción y como materia prima para la producción de colorantes. Las principales fuentes de liberación de naftalenos clorados en el medio ambiente es probable que sean procedentes de la incineración y disposición de los elementos a landÞll residuos. Se espera que los naftalenos clorados se adsorba sobre los suelos y sedimentos en gran medida. Los congéneres clorados inferiores son propensos a mostrar una tendencia de absorción moderada, y los congéneres más clorados son propensos a mostrar una fuerte tendencia de absorción. La estructura de PCN se muestra en la Fig.6.18. Nonilfenol (NP) y etoxilatos de nonilfenol (NPE) se producen en grandes volúmenes, con usos que conducen a la liberación generalizada para el medio ambiente terrestre y acuática. NP es persistentes, bioacumulativos y extremadamente tóxico (PBT) para los organismos. NPos uso principal es en la fabricación de los NPE. NPE son tensioactivos no iónicos que se utilizan en una amplia variedad de aplicaciones industriales y productos de consumo. NPE se convierten a NP más resistente y más tóxicos en el suelo. NP se ha detectado en la leche materna humana, la sangre y la orina y se asocia con efectos reproductivos y de desarrollo en los roedores. La estructura de NPE se da en la Fig.6.19. El grupo de BTEX (benceno, tolueno, etilbenceno y xileno) están ocurriendo naturalmente constituyentes y los componentes más peligrosos de gasolina (Fig. 6.20). A corto plazo (agudo) peligros de compuestos aromáticos más ligeros, más volátiles y solubles en agua (tales como bencenos, toluenos y xilenos) incluyen potencial toxicidad aguda para la vida acuática en la columna de agua (especialmente en áreas

relativamente conÞned), así como potencial riesgos de inhalación. A largo plazo (crónica) peligros potenciales de los compuestos aromáticos más ligeros, más volátiles y solubles en agua incluyen la contaminación de las aguas subterráneas.


181

Fig. 6.21 Las estructuras de éster de ftalato y bisfenol A

Los efectos crónicos de benceno, tolueno, y xileno incluyen cambios en el hígado y los efectos perjudiciales en los riñones, el corazón, los pulmones y sistema nervioso. ésteres de ftalato (PAES) que son ampliamente utilizados en plásticos, automotriz, ropa, cosméticos, lubricantes, y las industrias de los pesticidas pueden entrar en el medio ambiente fácilmente y con regularidad. PAE (estructura en la Fig.6.21) Son persistentes en el ambiente y con frecuencia tienen efecto acumulativo y ampliÞcation de efectos biológicos, que pueden entrar en la cadena alimentaria y poner en peligro la salud humana. En general, los PAE se consideran ser los perturbadores endocrinos (EDC), cuyos efectos pueden no aparecer hasta mucho tiempo después de la exposición (Daiem et al.2012).

6.2.11.1 Peligros de los contaminantes orgánicos riesgos para la salud humana de los contaminantes orgánicos incluyen alergias, daño al sistema nervioso, trastornos del sistema inmunológico, trastornos reproductivos y cáncer (der Perk van 2006). Algunos compuestos orgánicos volátiles tales como tetracloroetileno, tricloroetileno, dicloroetileno, y cloruro de vinilo o cloroetileno, que pueden contaminar el suelo, son potenciales carcinógenos. compuestos aromáticos clorados tales como hexaclorobenceno y pentaclorofenol, bifenilos policlorados, y PAHs son también posibles carcinógenos. Ellos son lipofílicos y se bioacumulan en los tejidos grasos humanos. Ocupacional y accidental alto nivel de exposición a algunos COP es de interés tanto para la exposición aguda y crónica de los trabajadores. El mayor riesgo se encuentra en el uso de los COP en la agricultura tropical se ha traducido en un gran número de muertos y heridos. exposición de los trabajadores a los contaminantes orgánicos persistentes durante la gestión de los residuos es una fuente signiÞcant de riesgos laborales en muchos países. La exposición a corto plazo a altas concen-traciones de ciertos COP se ha demostrado que resulta en la enfermedad y la muerte. Un estudio realizado en Filipinas mostró que en 1990 se convirtió en el endosulfán causa número uno de la intoxicación aguda relacionada Pesti-CIDE-entre los productores de arroz de subsistencia y pulverizadores de mango. Los primeros informes de la exposición a los contaminantes orgánicos persistentes relacionados con el impacto en la salud humana incluyen un episodio de intoxicación por HCB de los alimentos en el sureste de Turquía, lo que resulta en la muerte del 90% de los afectados y en otras incidencias relacionadas con la exposición de cirrosis hepática, porfiria, y urinaria , y trastornos neurológicos artríticas (Peters1976). En otro incidente agudo en Italia en 1976, la liberación de 2,3,7,8-TCDD para el medio ambiente resultó en un aumento pretendido de cloracné y un aumento de la mortalidad relacionada con

el cáncer leukemia- y la tiroides (Pestaori et al.1993). Más recientemente, la USEPA han estado revisando los efectos en la salud relacionados con la dioxina, especialmente para los efectos no carcinogénicos como inmunotoxicidad, enfermedades reproductivas, y la neurotoxicidad.

182 Contaminación

6Soil

Tales ejemplos no son comunes en el caso de la exposición a concentraciones más bajas derivadas del medio ambiente y la cadena alimentaria. Los estudios sobre cultivos de células en labora-toria demuestran que la exposición excesiva a ciertos COP puede estar asociado con una amplia gama de efectos biológicos, incluyendo la disfunción inmune, deÞcits neurológicos, anomalías reproductivos, alteraciones del comportamiento, y la carcinogénesis. Investigaciones realizadas en Suecia han informado de que la ingesta de PCB, dioxinas, furanos y puede estar vinculado a una importante reducción de la población de células asesinas naturales (linfocitos) (Svensson et al.1993), Mientras que Dewailly et al. (1993) Han informado de que los niños con alta ingesta dietética organoclorados pueden experimentar tasas de infección por algunos 10Ð15 veces mayor que los niños comparables con los niveles de consumo mucho más bajos. El desarrollo del feto y el recién nacido son particularmente vulnerables a la exposición de los COP, debido a la transferencia transplacentaria y lactancia materna de las cargas en períodos críticos. En otro informe (Dewailly et al.1993), Niños de la región de Quebec norte de Canadá que han tenido una exposición signiÞcant a los PCB, dioxinas y furanos a través de la leche materna también tuvieron una mayor incidencia de infecciones del oído medio que los niños que habían sido alimentados con biberón. Los estudios de carcinogénesis asociada con la exposición ocupacional a la 2,3,7,8 TCDD también parecen indicar que las exposiciones extremadamente alto nivel de las poblaciones humanas no elevar la incidencia global del cáncer. Algunos productos químicos organoclorados pueden tener efectos Carci-nogenic y actuar como un promotor tumor fuerte. Algunos autores sugieren una posible relación entre la exposición a los contaminantes orgánicos persistentes y la enfermedad humana y la disfunción reproductiva. Sharpe y Skakkebaek observado (1993) Que el aumento de la incidencia de anomalías en la reproducción en el varón humano podría estar relacionado con una mayor exposición a estrógenos (o compuesto de tipo estrogénico) y sugieren, además, que una sola exposición materna durante el embarazo de cantidades diminutas de TCDD puede aumentar la frecuencia de criptorquidia en la descendencia masculina, sin signos evidentes de intoxicación en la madre. Colborn y Clemente (1992) Han informado de que las altas concentraciones de diversos contaminantes orgánicos persistentes han sido asociados con anomalías en la reproducción, incluyendo cambios en la calidad del semen de ratas adultas expuestas neonatal a los PCB a través de su leche mothersÕ. Asociaciones se han sugerido entre la exposición humana a ciertos contaminantes orgánicos clorados y los cánceres en pobla-ciones humanos. La evidencia preliminar sugiere una posible asociación entre el cáncer de mama y elevadas concentraciones de DDE, aunque el papel de los fitoestrógenos y alteraciones en el estilo de vida no puede descartarse como importantes factores de riesgo en el aumento de la incidencia de cáncer de mama dependiente de estrógenos. Wolff y colaboradores (1993) Han reportado que los niveles de DDE y PCBs fueron mayores para los pacientes de casos de cáncer de mama.

6.2.11.2 Bioconcentración, bioacumulación, y biomagnificación de contaminantes orgánicos Los contaminantes orgánicos se someten a una serie de transformaciones en los suelos: algunos pueden ser degradados biológicamente, por vía fotoquímica, y

químicamente; los contaminantes orgánicos de bajo peso molecular pueden volatilizarse, y algunos pueden ser perdido por lixiviación (Semple et al.2003). Algunos contaminantes orgánicos quedan adsorbidos sobre los minerales del suelo y la materia orgánica (Schwarzenbach et al. 1993). Una porción de los contaminantes orgánicos se somete a la bioacumulación en los organismos. Algunos ejemplos se dan a continuación.


183

Organismos (ßora y fauna) absorben algunos de los contaminantes del suelo y lo concentran en sus tejidos. La tendencia de los productos químicos para concentrarse en la biota se expresa como un factor de bioconcentración (BCF), deÞned como la relación de la concentración del producto químico en la biota a la de su entorno en el estado estacionario (Hamelink1977). La absorción de los contaminantes orgánicos hidrófobos o lipófilos por organismos da lugar a la acumu-lación de contaminantes en la cadena alimentaria. Las plantas se utilizan a menudo para medir el BCF para suelos. La biodisponibilidad de los COP juega un papel clave, porque fracción solamente biodisponible de los contaminantes orgánicos persistentes puede ser acumulado en los organismos del suelo. Bioconcentración es el proceso que causa un aumento de la concentración química en un organismo, por ejemplo una planta, en comparación con que en el suelo, debido a la absorción de producto químico por absorción que puede ocurrir a través de la superficie absorbente. Además, los contaminantes entren en biota a lo largo de la cadena alimentaria a través de la absorción dietética, que se conoce como biomagniÞcation. Bioacumulación, que es la lenta acumulación de productos químicos orgánicos en los cuerpos, se produce a través de bioconcentración. Si la concentración de una sustancia química en un organismo depende tanto de la concentración en el medio y en el alimento se dice que el compuesto de bioacumulación. Transferencia de un contaminante de un nivel trófico a otro lo que aumenta la concentración se conoce como biomagniÞcation. Si se produce bioacumulación en una especie clave, que puede afectar a cualquier otro organismo en sus nichos de largo alcance. Bioacumulación de contaminantes depende de un número de factores, incluyendo la diversidad biológica y la abundancia, las características del suelo, incluyendo la textura, el pH, materia orgánica, CCA, y la solubilidad, polaridad, hidrofobicidad, y la estructura molecular del contaminante (Reid et al. Si se produce bioacumulación en una especie clave, que puede afectar a cualquier otro organismo en sus nichos de largo alcance. Bioacumulación de contaminantes depende de un número de factores, incluyendo la diversidad biológica y la abundancia, las características del suelo, incluyendo la textura, el pH, materia orgánica, CCA, y la solubilidad, polaridad, hidrofobicidad, y la estructura molecular del contaminante (Reid et al. Si se produce bioacumulación en una especie clave, que puede afectar a cualquier otro organismo en sus nichos de largo alcance. Bioacumulación de contaminantes depende de un número de factores, incluyendo la diversidad biológica y la abundancia, las características del suelo, incluyendo la textura, el pH, materia orgánica, CCA, y la solubilidad, polaridad, hidrofobicidad, y la estructura molecular del contaminante (Reid et al.2000; Doick et al.2005). Bioacumulación de contaminantes orgánicos persistentes (COP) por lombrices de tierra es un proceso muy importante que ocurre en suelos contaminados. Es el resultado a los efectos tóxicos para las lombrices de tierra (mientras que su función ecológica se deteriora) y para biomagniÞcation de cadenas de comida con todos los efectos relacionados. Las lombrices de tierra desempeñan un papel crucial en el suelo ENVI-ronment que contribuye a la descomposición de la materia orgánica y mejorar la estructura del suelo. Ellos viven en estrecho contacto con la materia orgánica del suelo y están expuestos a los COP acumulados allí. La vía más importante para los seres humanos a bioacumulables compuestos orgánicos en el medio ambiente terrestre está representado por el ganado a través de los productos lácteos y la carne de vacuno (McLachlan1996). La importancia de la carne de vaca y productos lácteos en comparación con frutas y verduras se puede atribuir a la gran cantidad de hierba que hay que alimentar al ganado para producir una determinada cantidad de leche y carne.

productos químicos orgánicos que son lipófilos y persistente se acumulan en la leche y la carne grasa. Hierbas bioacumulan los contaminantes, y el ganado ellos biomagnifican en la leche y la carne. Hay bioconcentración, bioacumulación y biomagniÞcation a lo largo de la cadena alimenticia humana grassÐcowÐ. BiomagniÞcation se produce como contaminantes se mueven de un nivel trófico inferior a un nivel trófico superior.

6.2.11.3Remediation de contaminantes orgánicos del suelo Métodos físicos y químicos Con base en el aislamiento, la inmovilización, la reducción de la toxicidad, la separación física, extracción, y la descomposición (Sheoran et al. 2008), Los métodos convencionales de remediación de contaminantes orgánicos incluyen lavado de suelos / ßushing, la desorción térmica, química

184 Contaminación

6Soil

la oxidación y descomposición, vitriÞcation, etc. (Sharma y Reddy 2004). Hay in situ (en el sitio) y ex situ técnicas de remediación (fuera de sitio). En métodos in situ se utilizan directamente en el sitio de la contaminación para que la tierra no tiene que ser excavado, y por lo tanto se reduce al mínimo la posibilidad de causar más daño ambiental. La mayoría de estos métodos son, sin embargo, relativamente caro y lento (Ward et al.2003) O limitada por la producción de corrientes de desechos secundarios que requieren la eliminación o tratamiento posterior. Los intentos de lavado de suelos y extracción con disolventes se han hecho como métodos ex situ. En estas técnicas, el agua y otras mezclas de disolventes, incluyendo diclorometano, etanol, metanol y tolueno, se han utilizado (rababah y Matsuzawa2002). Además, los tensioactivos también se han intentado. Tensioactivos tales como TWEEN 40, TWEEN 80, Brij 30, DOWFAX 8390, y Steol 330 han demostrado ser eficaces para la eliminación de PAH de suelo (Ahn et al. 2008). Estudios recientes han defendido el uso de aceite vegetal como una alternativa no tóxica, biodegradable, y rentable de estos disolventes y agentes tensioactivos convencionales (Gong et al.2006). eliminación con éxito de PAHs del suelo con efÞciencies por encima de 80% ha sido reportado. Pizzul et al. (2007) Informaron de la utilización de aceite de colza sobre la degradación de los hidrocarburos aromáticos policíclicos en los suelos por Rhodococcus wratislaviensis. La técnica de oxidación con peróxido de hidrógeno ha sido empleado para la remediación de contaminantes orgánicos en suelos con más éxito. Es relativamente rápido, teniendo sólo unos días o semanas; los contaminantes son tratados in situ y se convierten en sustancias inofensivas (por ejemplo, H2O, CO2, O2, iones haluro). El peróxido de hidrógeno puede generarse electroquímicamente en el lugar, lo que puede aumentar aún más la viabilidad económica y-dad eficaz de este proceso para el tratamiento de sitios contaminados. minerales de óxido de hierro natural (hematita Fe2O3, Goetita FeOOH, magnetita Fe3O4Y ferrihidrita) presente en el suelo puede catalizar la oxidación de peróxido de hidrógeno de compuestos orgánicos. Las desventajas incluyen difÞculties de control en la producción de calor y gas situ. baja permeabilidad del suelo, delineación sitio incompleta, y la alcalinidad del suelo puede limitar la aplicabilidad de la técnica de oxidación de peróxido de hidrógeno (Goi et al.2009). Permeable barrera reactiva tecnología (PRB), usando metal de hierro o de hierro de valencia cero (Fe0) medios de comunicación como reactivos, ha sido muy eficaz en la deshalogenación (detoxiÞcation) de contaminantes orgánicos en las aguas subterráneas. A PRB consiste en instalar una zanja perpendicular a la trayectoria de ßow aguas subterráneas y Þlling con Fe0(por ejemplo, Þlings hierro). A medida que el agua subterránea cargado de contaminantes pasa a través de la PRB, los contaminantes orgánicos reaccionan con Fe0 y se deshalogena en formas no tóxicas (Gillham y OÕHannesin 1994; Sharma y Reddy2004). Varios estudios investigaron Fe0como un reductor eficaz en el tratamiento de etilenos clorados, halometanos, compuestos nitroaromáticos, pentaclorofenol, plaguicidas clorados, tales como DDT, bifenilos policlorados, atrazina, y otros compuestos orgánicos que contienen grupos funcionales reducibles o bonos. Con esta experiencia con Fe0, La nanotecnología ha surgido como una herramienta efÞcient de remediación de suelos contaminados con contaminantes orgánicos. La tecnología consiste en la síntesis de nanopartículas de hierro (NIP) y su

aplicación a los suelos contaminados. Las vías de reacción de NIP con diana contaminantes orgánicos halogenados son similares a la del hierro de valencia cero comúnmente utilizado en una tecnología de PRB. Sin embargo, debido a su pequeño tamaño inÞnitesimally, PNA se


185

ser altamente reactivo debido a su alta relación de superficie a volumen y mayor número de sitios reactivos y mayor reactividad intrínseca de los sitios reactivos. Además, NIP puede ser inyectado directamente en las zonas contaminadas, haciendo que la remediación in situ rápido y eficaz. Reddy (2010) Ha desarrollado de bajo costo y ambientalmente benigna lactato-modiÞed NIP que son estables y capaces de transportar en suelos y aguas subterráneas y deshalogenar contaminantes orgánicos tales como pentaclorofenol y dinitrotolueno. Electrocinético (EK) remediación (Lu et al. 2005) Es una tecnología de remediación verde desarrollado recientemente para el tratamiento de suelos contaminados por metales pesados y contaminantes orgánicos. Se ha convertido en un importante desarrollo en la recuperación del suelo y ha mostrado prometedoras perspectivas de aplicación (Lageman1993). Los principales ADVAN-tages de EK remediación son los siguientes: (1) capaz de usar para la remediación de suelos con baja permeabilidad, (2) en la remediación situ y la disminución de la contaminación sobre el terreno al menos, (3) poner en cortocircuito tiempo remediación, y (4) la reducción del costo. Saichek y Reddy (2005) Resume las aplicaciones de electrocinéticamente mejorada Remedia-ción de suelos contaminados por compuestos orgánicos hidrófobos. Yap et al. (2011) Revisaron los tratamientos basados en Fenton speciÞcally para suelos contaminados con hidrocarburos aromáticos policíclicos. Huang et al. (2012) Resumen las actuaciones de seis métodos de remediación EK mejoradas para suelos contaminados con contaminantes orgánicos: técnica EK directa, EK combinaron con la técnica de Fenton, EK combinarse con tensioactivos / cosolventes técnica, EK combinarse con el método de biorremediación, el método de lasaña, y EK combina con método de remediación de ultrasonidos. Biorremediación de contaminantes orgánicos La biorremediación se deÞned como la eliminación, la atenuación, o transformación de sustancias contaminantes por el uso de procesos biológicos (Shukla et al. 2010). Utiliza un costo relativamente bajo, las técnicas de baja tecnología, que por lo general tiene una alta aceptación por el público y, a menudo puede ser llevada a cabo en el lugar (Vidali2001). Emplea agentes biológicos, principalmente microorganismos, por ejemplo, levadura, hongos o bacterias, para limpiar el suelo contaminado. Esta tecnología incluye la bioestimulación (estimulación de la población microbiana nativa viable), bioaumentación (introducción artiÞcial de población viable), bioacumulación (células vivas), biosorción (biomasa microbiana muertos), la fitorremediación (uso de plantas), y rhizoremediation (planta y la interacción microbio). Por lo tanto, bioremedia-ción en términos generales se pueden agrupar en (1) la remediación microbiana, (2) phytoremedia-ción, y (3) rhizoremediation. Aquí, la remediación microbiana será considerada como la biorremediación adecuada. La fitorremediación y rhizoremediation serán discutidos por separado. remediación microbiana

La patente Þrst para un agente de remediación biológica se registró en 1974, que era una cepa de Pseudomonas putida (Prescott et al. 2002) Capaces de degradar petróleo. Ahora, más de 100 géneros de microbios se utilizan para el control de la contaminación orgánica de

186 Contaminación

6Soil

suelo. Estos organismos pertenecen a por lo menos 11 divisiones diferentes procariotas (Glazer y Nikaido2007). La biorremediación se ha utilizado en un número de sitios en todo el mundo, incluyendo Europa, con diferentes grados de éxito. Técnicas están mejorando como un mayor conocimiento y experiencia se obtienen, y no hay duda de que BioRe-mediación tiene un gran potencial para tratar ciertos tipos de contaminación del sitio. Se da una lista de algunos contaminantes potencialmente adecuados para la biorremediación de abajo (Vidali2001): Los disolventes clorados Los bifenilos policlorados (PCBs) fenol clorado BTEX hidrocarburos poliaromáticos (PAHs) Los pesticidas

Tricloroetileno, percloroetileno 4-clorobifenilo, 4,4-diclorobifenilo pentaclorofenol El benceno, tolueno, etilbenceno, xileno Naftaleno, antraceno, ßuorene, pireno, benzo (a) pireno La atrazina, carbaril, carbofuran, cumafos, diazinón, glycophosphate, paratión, prpham, 2,4D

compuestos contaminantes son transformados por los organismos vivos, individualmente o en mezclas, a través de reacciones relacionadas con sus procesos metabólicos. Para la biorremediación para ser eficaz, los microorganismos deben atacan enzimáticamente los contaminantes y las convierten a productos inocuos. Puede ser eficaz sólo cuando las condiciones ambientales permiten el crecimiento y actividad microbiana. Los microorganismos empleados para biodegrada-ción de contaminantes orgánicos de suelo pueden ser classiÞed en los siguientes grupos: 1. Aerobio: Degradadores aeróbicos EfÞcient son Pseudomonas, Alcaligenes, Sphingomonas, Rhodococcus, y Mycobacterium. Se han utilizado para degradar plaguicidas e hidrocarburos, tanto alcanos y compuestos poliaromáticos. Muchas de estas bacterias utilizan el contaminante como la única fuente de carbono y energía. 2. anaeróbica: Las bacterias anaerobias se utilizan menos que las bacterias aeróbicas. Ellos pueden utilizarse eficazmente para la biorremediación de los bifenilos policlorados (PCB) en los sedimentos de río, de descloración del tricloroetileno disolvente (TCE), y cloroformo. 3. hongos ligninolítico: Hongos tales como el hongo de pudrición blanca Phanerochaete chrysosporium tiene la capacidad de degradar una gama muy diversa de contaminantes orgánicos persistentes o tóxicos. sustratos comunes usados incluyen paja, serrín, o mazorcas de maíz.

4. Methylotrophs: Las bacterias aeróbicas incluyen los que utilizan metano para el carbono y energía. La enzima inicial en la vía para la degradación aeróbica, metano monooxigenasa, tiene una amplia gama de sustrato y es activo contra una amplia gama de compuestos, incluyendo el tricloroetileno compuestos alifáticos clorados y 1,2-dicloroetano. Degradantes microbios y contaminantes deben estar en contacto para la degradación sea eficaz. Puesto que los microbios y los contaminantes no se distribuyen uniformemente en el suelo, logrando un contacto eficaz entre los dos es difÞcult. Sin embargo, algunas bacterias son móviles y muestran una respuesta

quimiotáctica, percibiendo el contaminante y moviéndose hacia ella. Los filamentos de hongos crecen hacia el contaminante. Es posible mejorar la movilización del contaminante utilizando algunos tensioactivos tales como dodecilsulfato de sodio (Vidali2001).


187

La biorremediación in situ Estas técnicas son generalmente las opciones más deseables debido a un menor coste y menos perturbación del suelo. No necesita excavación y transporte de los materiales del suelo a un tratamiento temporal arrojar y la propagación de contaminantes (USEPA1996). Es, sin embargo, limitado por la profundidad del suelo. En muchos suelos, la difusión de oxígeno eficaz para tasas deseables de biorremediación se extiende a una gama de sólo unos pocos centímetros a aproximadamente 30 cm en el suelo. Sin embargo, profundidades mayores de 60 cm han sido tratados effec-vamente en algunos casos. El más importante de los métodos de biorremediación in situ se describen en breve aquí. bioventing: Este es el método más común de tratamiento in situ de contaminantes orgánicos. Implica el suministro de aire y nutrientes a través de pozos a tierra contaminada para la estimulación de las bacterias indígenas. Bioventilación emplea tasas ßow bajo aire y proporciona sólo la cantidad de oxígeno necesaria para la biodegradación y reducir al mínimo la volatilización y la liberación de contaminantes a la atmósfera. Funciona para hidrocarburos simples y se puede usar donde la contaminación es de profundidad bajo la superficie. En biodegradación situ: Implica el suministro de oxígeno y nutrientes mediante la circulación de soluciones acuosas a través de suelos contaminados para estimular la bacteria de origen natural para degradar contaminantes orgánicos. Puede ser utilizado para el suelo y las aguas subterráneas. Generalmente, esta técnica incluye condiciones tales como la inÞltration de nutrientes que contienen agua y el oxígeno u otros aceptores de electrones para el tratamiento de las aguas subterráneas. Biosparging: Biosparging implica la inyección de aire bajo presión por debajo de la mesa de agua para aumentar las concentraciones de oxígeno de las aguas subterráneas y mejorar la velocidad de degradación biológica de los contaminantes por bacterias de origen natural. Biosparging aumenta la mezcla en la zona saturada y de ese modo aumenta el contacto entre el suelo y las aguas subterráneas. La facilidad y el bajo costo de instalación de puntos de inyección de aire de pequeño diámetro permite considerable ßexibility en el diseño y construcción del sistema. bioaumentación: La biorremediación con frecuencia implica la adición de microorganismos autóctonos o exógenos a los sitios contaminados. La mayoría de los suelos con la exposición a largo plazo a los residuos biodegradables tienen microorganismos degradadores indígenas que son eficaces si la unidad de tratamiento de la tierra está bien administrado. Algunos suelos necesitan la importación de microorganismos exógenos, sino que a menudo sufren de la competencia de la comunidad microbiana nativa y no pueden desarrollar la colonización efectiva.

La biorremediación ex situ

Estas técnicas implican la excavación o remoción de tierra contaminada del suelo y el transporte de los materiales del suelo a un cobertizo tratamiento temporal. Estos métodos ofrecen el riesgo de propagación de contaminantes fuera de las instalaciones y no son adecuados para la recuperación a gran escala. Los tipos de métodos ex situ de remediación son brießy discutido.

188 Contaminación

6Soil

El cultivo de la tierra: En esta técnica, el suelo contaminado se excava y se extendió sobre un lecho preparado y periódicamente cultivaban hasta que los contaminantes se degradan. microorganismos biodegradación indígenas son estimulados que facilitan su degradación aeróbica de contaminantes. La práctica se limita al tratamiento de superÞcial 10Ð35 cm de suelo. El compostaje: Se trata de la combinación de suelo contaminado con ammendments orgánicos no peligrosos como el estiércol o los residuos agrícolas. La presencia de estos materiales orgánicos apoya el desarrollo de una rica población microbiana y característico temperatura elevada de compostaje. biopilas: Biopilas son un híbrido de landfarming y el compostaje. Esencialmente, las células modificadas genéticamente se construyen como pilas compostados aireados. Normalmente se utiliza para el tratamiento de la contaminación superficial con hidrocarburos de petróleo, que son una versión reÞned de landfarming que tienden a controlar las pérdidas físicas de los contaminantes por lixiviación y volatilización. Biopilas proporcionan un entorno favorable para microorganismos aerobios y anaerobios indígenas (von Fahnestock et al.1998). biorreactores: Reactores de suspensión o reactores acuosas se utilizan para el tratamiento ex situ de tierra contaminada y el agua bombeada desde un penacho contaminado. Implica el tratamiento de suelo contaminado a través de un sistema de contención de ingeniería.

La fitorremediación El uso de plantas para el tratamiento in situ de contaminantes en suelos, sedimentos y agua se conoce como la fitorremediación. La fitorremediación es una tecnología relativamente nueva que ofrece claras ventajas sobre los métodos tradicionales para la limpieza del sitio. Algunas de sus aplicaciones sólo se han ensayado a nivel de laboratorio o invernadero, pero otros han sido Þeld probado sufÞciently para permitir a gran escala operativa (Campos et al.2008). Se aplica mejor en sitios con contaminación relativamente poco profunda de los contaminantes que son susceptibles de fitoextracción, phytovolatilization, fitodegradación, y / o phytostimulation. fitoextractor: La absorción de contaminantes en raíces de las plantas y su concentración en los tejidos cosechables Phytovolatilization: La absorción de contaminantes por las plantas y su posterior liberación a la atmósfera en una forma volátil fitodegradación: Biodegradación de contaminantes por enzimas de plantas Phytostimulation: Biodegradación de contaminantes por las plantas, facilitadas por los microorganismos en la rizosfera Esta tecnología es especialmente valioso donde los suelos contaminados son frágiles y propensos a la erosión. Phytotransformation y biorremediación rizosfera son aplicables a los sitios contaminados con contaminantes orgánicos que incluyen pesticidas. Es rentable y tiene ventajas estéticas y aplicabilidad a largo plazo (Brown1995). Las plantas pueden resistir concentraciones relativamente altas de

productos químicos orgánicos sin efectos tóxicos, y pueden absorción y convertir productos químicos rápidamente a metabolitos menos tóxicos en algunos casos. Además, estimulan la degradación de productos químicos orgánicos en el


189

rizosfera por la liberación de exudados de la raíz, enzimas, y la acumulación de carbono orgánico en el suelo. Las diferentes especies de plantas se han utilizado en diversas aplicaciones, incluyendo Salix spp. (Álamos híbridos, álamos, y sauce), hierbas (centeno, hierba Bermuda, sorgo, festuca, espadaña), y legumbres (trébol, alfalfa, y caupí). Las principales limitaciones de la técnica son los siguientes: (1) limita la aceptación reglamentaria,

(2) largo tiempo requerido para la limpieza debajo de los umbrales aceptables, y (3) difÞculty en el establecimiento y el mantenimiento de la vegetación en algunos sitios. pruebas Þeld recientes de la fitorremediación se reportan en residuos que contienen hidrocarburos de petróleo, tales como benceno, tolueno, etilbenceno y xilenos (BTEX), e hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAHs), pentaclorofenol, bifenilos policlorados (PCB), hidrocarburos alifáticos clorados (tricloroetileno, tetracloroetileno, y 1,1,2,2-tet-rachloroethane), desechos de municiones (2,4,6-trinitrotolueno o TNT y RDX), metales (plomo, cadmio, zinc, arsénico, cromo, selenio), residuos de pesticidas y la escorrentía (atrazina, cianazina, alaclor), radionucleidos (cesio-137, estroncio-90, y uranio), y residuos de nutrientes (amoniaco, fosfato y nitrato). Una lista de las plantas empleadas para la fitorremediación de contaminantes orgánicos del suelo es la siguiente. 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. 11. 12. 13. 14. 15. 16. 17. 18. 19. 20. 21.

Arabidopsis thaliana (Campos et al.2008) Cucurbita pepo (Trapp y Karlson2001) Festuca arundinacea (Zand et al.2010) Galega orientalis (Trapp y Karlson2001) Glycine max (Njoku et al.2009) Hamamelis virginiana (Barnswell2005) Ipomoea batatas (Doty2008) Leucaena leucocephala (Doty et al.2003) Morus rubra L. (Trapp y Karlson2001) Nicotiana tabacum L. (Campos et al.2008) Oryza sativa L. (Kawahigashi et al.2007) Populus deltoides (Barnswell2005) Populus spp. (Campos et al.2008) Quercus spp. (Barnswell2005) Robinia pseudoacacia (Barnswell2005) Salix spp. (Campos et al.2008) Salix viminalis (Trapp y Karlson2001) Senecio glaucus (Radwan et al.1995). Solanum tuberosum L. (Inui et al.2001) Ulmus pumila (Barnswell2005) Zea mays (Zand et al.2010)

Rhizoremediation No se mejora carbono orgánico del suelo, las bacterias del suelo, y hongos micorrícicos en la rizosfera. Estos factores estimulan la degradación de productos químicos orgánicos en el suelo. Rizosfera biorremediación es también una especie de

biorremediación asistida por planta. Jordahl et al. (1997) Mostraron que el número de bacterias beneÞcial aumentaron en la raíz

190 Contaminación

6Soil

zona de álamos híbridos relativos a un sitio de referencia sin sembrar. Las plantas también pueden liberar los exudados para el medio ambiente del suelo que ayudan a estimular la degradación de productos químicos orgánicos mediante la inducción de sistemas enzimáticos de las poblaciones bacterianas existentes, estimulando el crecimiento de nuevas especies que son capaces de degradar los residuos, y / o el aumento de las concentraciones de sustrato soluble para todos los microorganismos (Barkovskii et al.1996). Las plantas ayudan a las transformaciones microbianas a través de lo siguiente: (1) hongos micorrícicos y bacterias asociadas con raíces de las plantas metabolizan los contaminantes orgánicos, (2) exudados de plantas estimulan transformaciones bacterianas (inducción de la enzima), (3) la acumulación de carbono orgánico aumenta las tasas de mineralización microbiana (mejora de sustrato), (4) plantas proporcionan un hábitat para una mayor poblaciones y la actividad microbiana, y (5) de oxígeno se bombea a las raíces, lo que garantiza transformaciones aeróbicas. Hongos, que crecen en asociación simbiótica con la planta, tienen vías enzimáticas únicas que ayudan a degradar compuestos orgánicos que no podían ser transformados únicamente por bacterias. Además de exudados solubles, la rápida descomposición de la biomasa de la raíz thne puede convertirse en una importante adición de carbono orgánico a los suelos que sirve para retardar el transporte de productos químicos orgánicos. mineralización microbiana de atrazina está directamente relacionada con la fracción de carbono orgánico en el suelo (McFarlane et al.1987).

6.2.12 Contaminación por metales pesados de suelos Aunque deÞned diversamente (sobre la base de la densidad, número atómico, y peso atómico), metales (o metaloides) que tienen una densidad mayor que 5 g cm -3y una masa atómica superior a la de calcio se consideran generalmente como los metales pesados. Los metales pesados ecológicamente importantes más comunes son el zinc (Zn), cobre (Cu), plomo (Pb), cadmio (Cd), mercurio (Hg), cromo (Cr), níquel (Ni), estaño (Sn), plata ( Ag), y el arsénico metaloide (As). Algunos metales pesados desempeñan un papel esencial en la fisiología vegetal y animal y por lo tanto se requieren en pequeñas cantidades para el crecimiento saludable normal (Zn, Cu y Ni para las plantas; Zn, Cu, Se, y Cr para los animales). Ellos son micronutrientes esenciales. Otros metales pesados no son esenciales y no tienen valor nutricional (por ejemplo, Cd, Pb, Hg, Sn, y As). Todos estos metales son altamente tóxicos a concentraciones elevadas o a concentraciones más altas de lo necesario. Algunos metales pesados afectan el sistema nervioso central (manganeso, mercurio, plomo, arsénico), los riñones o el hígado (mercurio, plomo, cadmio,2001). Los suelos pueden llegar a ser contaminadas con metales pesados y metaloides a través de las emisiones de las zonas industriales en rápida expansión, de minas de colas, la eliminación de desechos de metal, gasolina con plomo y pinturas, aplicación de fertilizantes, abonos animales, lodos de aguas residuales, pesticidas, riego con aguas

residuales, residuos de combustión de carbón, derrame de productos petroquímicos, y la deposición atmosférica (Khan et al. 2008; Zhang et al.2010). Los metales pesados se encuentran más comúnmente en sitios contaminados son el plomo (Pb), cromo (Cr), arsénico (As), zinc (Zn), cadmio (Cd), cobre (Cu), mercurio (Hg), y níquel (Ni) ( GWRTAC1997). Los metales pesados no se someten microbiana o química


191

Tabla 6.5 Algunas fuentes antropogénicas de metales pesados en los suelos Fuentes LandÞll / vertedero de residuos químicos Þnishing de metal / placas / electrónica Química / farmacéutica Minería / procesamiento de mineral / fundición reciclaje de baterías el tratamiento de la madera procesamiento nuclear / equipo Los pesticidas Vehículo Pintar

Rieles As, Pb, Cr, Cd, Ba, Zn, Mn, Ni Cr, Pb, Ni, Zn, Cu, Cd, Fe, As Pb, Cr, Cd, Hg, As, Cu Pb, As, Cr, Cd, Cu, Zn, Fe, Ag Pb, Cd, Ni, Cu, Zn Cr, Cu, As Ra, Th, U Como Como Pb, Cr, Cd, Hg

degradación (Kirpichtchikova et al. 2006), Y su concentración total en suelos persiste durante mucho tiempo después de su introducción (Adriano 2003). Sin embargo, su especiación química y biodisponibilidad pueden cambiar en el suelo. Metales pesados contami-nación de suelo puede plantear riesgos y peligros para los seres humanos y el ecosistema a través de la ingestión directa o el contacto con el suelo contaminado y la cadena alimentaria, beber de agua contaminada, y deterioro de la calidad de los alimentos. Algunos suelos son naturalmente metalífero; sus materiales parentales y rocas contienen altas concentraciones de metales. Los suelos de las zonas mineras son particularmente altos niveles de metales pesados. Un caso espectacular fue reportado por Balke et al. (1973) De la zona de Nievenheim en los tramos inferiores del río Rin, donde una planta de procesamiento de zinc ha inÞltrated de aguas residuales en el sustrato. En el agua subterránea, las concentraciones de arsénico superaron 50 mg L -1; las concentraciones máximas se han medido para el cadmio de 600μg L-1, Talio 800 μg L-1, Mercurio 50 μg L-1Y zinc 40 mg L-1. Las fuentes antropogénicas más comunes de metales pesados en el suelo se resumen en la tabla6.5.

Metales ferrosos, los suelos naturales Los tipos más importantes de suelos metalíferos naturales son (1) los suelos de serpentina, desarrollados a partir de Fe- y Mg-ricos rocas ultramaÞc, que están enriquecidos signiÞcantly en Ni, Cr, y Co; (2) los suelos de calamina, enriquecidos en Pb y Zn, que contienen elevados Cd llevan también y, a veces altas concentraciones de As y / o Cu; (3) de Cu y Co que contiene suelos tales como los de la Copper Arco Shaban en la República Democrática del Congo, derivado de argilitas y dolomitas que contienen sulÞdes de estos metales, junto con minerales importantes secundarias (óxidos, carbonatos básicos, silicatos); y (4) los suelos derivados de varias rocas Se-ricos. suelos de serpentina ocurren en áreas extensas en muchos países del mundo, como Japón, Filipinas, Indonesia, EE.UU., Turquía, Grecia y las tierras balcánicas, partes de los Alpes europeos, el centro de Brasil, Cuba, Puerto Rico, y partes de América Central. Notables

suelos SE-rico han surgido en particular de los esquistos cretácicos del medio oeste de EE.UU. (Mudgal et al.2010).

192 Contaminación

6Soil

Comportamiento 6.2.12.1Chemical de metales pesados Las propiedades del suelo que afectan el comportamiento de los metales pesados en el suelo incluyen profundidad, pendiente, textura, porosidad, distribución de tamaño de poro, inÞltration, la permeabilidad, la población microbiana y la diversidad, contenido de materia orgánica, capacidad de intercambio catiónico, el pH del suelo, potencial redox, y la temperatura. Los metales pesados entran en una variedad de reacciones, como las condiciones del suelo lo permiten, con los componentes físicos y químicos del suelo. Estas reacciones afectan a la movilidad, la biodisponibilidad, la distribución, y la retención de los metales pesados en el suelo. Los metales pesados más comunes que se encuentran en sitios contaminados, en orden de la abundancia son Pb, Cr, As, Zn, Cd, Cu y Hg (USEPA1996). Esos metales son importantes ya que son capaces de disminuir la producción de cultivos, debido al riesgo de bioacumulación y biomagniÞcation en la cadena alimentaria. ThereÕs también el riesgo de contaminación del agua subterránea y superÞcial. Una vez en el suelo, los metales pesados son adsorbidos por reacciones inicial rápida (minutos, horas), seguido de reacciones de adsorción lenta (días, años) y son, por lo tanto, ser redistribuido en diferentes formas químicas con biodisponibilidad variable, la movilidad, y la toxicidad (Shiowatana et Alabama.2001; Buekers2007). Se cree que esta distribución para ser controlado por reacciones de metales pesados en suelos, tales como (1) la precipitación mineral y la disolución; (2) de intercambio iónico, adsorción, y la desorción; (3) la complejación acuosa; (4) de inmovilización biológica y la movilización; y (5) absorción de la planta (Levy et al.1992).

Los metales pesados en el suelo se pueden encontrar en una o más de las siguientes formas (Aydinalp y Marinova 2003): (a) (b) (c) (d)

Disuelto (en solución del suelo) Intercambiable (en superficies coloidales orgánicos e inorgánicos) Como componentes estructurales de las celosías de los minerales del suelo Como precipitados insolubles con otros componentes del suelo como en otros óxidos metálicos y carbonatos

Los Þrst dos formas son móviles o lábil, mientras que los otros dos son disponible actualmente y potencialmente disponible en el largo plazo. Las fracciones fácilmente solubles son del mayor interés, como su más alta movilidad, biodisponibilidad, o toxicidad pueden inßuence la calidad del entorno. Los extractantes incluyendo agua destilada y varias soluciones de sal (KCl, CaCl2, NH4OAc, NH4NO3, EDTA, y DTPA) se han utilizado para extraer las formas móviles o biodisponibles de metales pesados con los procedimientos de extracción individuales (Karczewska et al. 1998). La movilidad de los metales es fuertemente afectada por las propiedades del suelo y puede variar signiÞcantly en relación a los cambios en el pH del suelo y el contenido de carbono orgánico. Otras propiedades del suelo, tales como capacidad de intercambio catiónico (CEC), contenido de materia orgánica, la cantidad y tipo de minerales de arcilla, el contenido de los óxidos de hierro (Fe), aluminio (Al), y manganeso (Mn), y el potencial redox determinar la capacidad soilÕs para retener e inmovilizar los metales pesados. La movilidad de los metales pesados en el suelo depende en gran medida de pH del suelo. Fuller (1977) Consideró que en suelos ácidos (pH 4.2Ð6.6) los elementos Cd,

Ni y Zn son altamente móvil, Cr es moderadamente móvil, y Cu y Pb son prácticamente inmóvil, y en suelos neutros a alcalinos (pH 6.7Ð7.8 ), Cr es altamente móvil, Cd y Zn son Moder-diatamente móvil, y Ni es inmóvil. Las sustancias húmicas forman complejos metalÐorganic que inßuence movilización de metal en los suelos. El uso de cromatografía de permeación en gel,


193

El importante papel de la materia orgánica en la solubilización de metales pesados en lodos de aguas residuales y en los suelos agrícolas modificadas con estiércol líquido puede ser claramente muestra. movilización de aluminio en Spodosoles se demostró que ser determinado en gran medida por la formación, la solubilización, la migración, y la posterior precipitación de complejos orgánicos. La materia orgánica desempeña un papel importante en la formación de complejos no, y también en la retención de metales pesados en forma intercambiable. El cobre se une y se hace chießy no disponible a través de la formación de complejos, mientras que el CD se mantiene en una forma intercambiable y es más fácilmente disponible. Cuando aumenta la movilidad, las cantidades de metales pesados disponibles para las plantas aumentan, lo que resulta en la aparición de fenómenos de toxicidad.

Arsénico El arsénico es un elemento en el grupo VA y el período IV de la tabla periódica. Es un metaloide que tiene número atómico 33, masa atómica 75, densidad de 5,72 g cm -3, Punto de fusión 817 ¡C, y punto de ebullición 613 ¡C y puede estar presente en varios estados de oxidación (-III, 0, III, V) (Smith et al. 1995). Como es natural, se produce en una amplia variedad de minerales, principalmente como arsenolite Como 2O3. Se produce en minerales que contienen Cu, Pb, Zn, Ag, y Au. En entornos aerobios, As (V) es dominante, por lo general en la forma de arseniato (ASO 43-) En varios estados de protonación: H3AsO4, H2AsO4-, HASO42-Y AsO43-. Arseniato y otras formas aniónicas de arsénico se comportan como quelatos y pueden precipitar cuando los cationes metálicos están presentes (Bodek et al.1988). Arsénico (V) se adsorbe en oxihidróxidos de hierro y puede coprecipitar con ellos en condiciones ácidas y reductoras moderadamente. Coprecipitados son inmóviles en estas condiciones, pero la movilidad arsénico aumenta a medida que aumenta el pH (Smith et al.1995). Bajo condiciones reductoras, As (III) domina, existente como arsenito (ASO 33-) Y sus formas protonadas H3AsO3, H2AsO3-Y HASO32-. Arsenito tiene una alta afÞnity para compuestos de azufre y puede adsorber o coprecipitar con sulÞdes de metal. arsénico elemental y arsina, ceniza3, Puede estar presente en condiciones reductoras extremas. Metilación de las formas de arsénico metilado derivados de arsina, incluyendo arsina dimetil altamente volátil tiene (CH3)2 y trimethylarsine Como (CH3)3. El arsénico puede estar presente en formas organometálicos tales como ácido methylarsinic (CH 3) AsO2MARIDO2 y ácido dimetilarsínico (CH3)2AsO2MARIDO. Todas las rocas contienen algo de arsénico, típicamente 1D5 mg kg -1. Algunas rocas ígneas y sedimentarias pueden contener mayor medida que las concentraciones. Principales minerales que contienen arsénico son la arsenopirita (AsFeS), rejalgar (culo), y oropimente (Como2S3). Las fuentes de As en suelos son tanto geoquímicas y antropogénicos. El arsénico metálico es principalmente usado para el fortalecimiento de las aleaciones de cobre y plomo. El arsénico se utiliza en dispositivos electrónicos semiconductores. Los compuestos de arsénico se utilizan para la producción de plaguicidas, herbicidas e insecticidas. Varios compuestos organoarsénico se desarrollaron como agentes de guerra química durante la Primera Guerra Mundial, incluyendo vesicantes tales como lewisita y vómitos agentes tales como adamsite. Los residuos de estos materiales han encontrado su camino a la tierra (Smith et al.1998a,

segundo). El arsénico es un contaminante notoria de las aguas subterráneas que se utiliza para el riego de extensas Þelds de arroz en el sudeste de Asia. Los suelos pueden contener 1Ð40 mg como kg -1, Con un promedio de 5D6 mg kg-1. El uso indiscriminado de pesticidas arsenicales durante la primera mitad de la década de 1900 ha dado lugar a una amplia

194 Contaminación

6Soil

contaminación de los suelos de todo el mundo. La contaminación en exceso de 1.000 mg como kg-1ha sido grabada en muchos sitios en toda Australia. sitios contaminados similares también existen en los EE.UU., África y otras partes del mundo (Smith et al.1998a, segundo). Las principales fuentes de Como en los suelos es los materiales de origen desde el que el suelo se deriva (Yan-Chu1994). La distribución de Como en los suelos puede variar con el tipo de suelo, dependiendo de la naturaleza del material de matriz. Las concentraciones de fondo generalmente no exceden de 15 mg como kg -l (NRCC 1978), Aunque las concentraciones comprendidas entre 0,2 y 40 mg kg Como -l suelo han sido reportados (Walsh et al. 1977). Dudas y Pawluk (1980) Informaron de fondo Como las concentraciones que promediaron 5 mg Como kg -1en 78 muestras de suelo en Alberta. Mucho mayor, ya concentraciones han sido reportados en suelos sulfatados ácidos desarrollados en el material de matriz de pirita. Por ejemplo, Dudas (1987) Atribuido elevada como se concentraciones que variaban de 8 a 40 mg kg Como-Ien suelos sulfatados ácidos canadienses a la erosión de las piritas en el material de matriz. Muchos diferentes como compuestos han sido identiÞed en el ambiente del suelo, y pueden ser classiÞed en dos grandes grupos: inorgánicos, compuestos y orgánicos Como compuestos. As (V) y As (III) son los inorgánico más importante Como especies en el suelo, debido a que sus compuestos son altamente solubles en agua (Masscheleyn et al.1991).

La contaminación de las aguas subterráneas y el arsénico a arsenicosis en Asia La contaminación por arsénico en el agua subterránea ha invadido en varias regiones de los países del sudeste asiático como Bangladesh, China, India y Nepal. El agua extraída de los acuíferos poco profundos a través de pozos entubados poco profundos excede los estándares nacionales (0,050 mg L -1) Y las normas de la USEPA y de la OMS (0,01 mg L-1) De Como el nivel de agua potable. La causa de esta contaminación a las aguas subterráneas es geoquímica; las rocas sedimentarias no contienen gran medida. La gente usa el agua del pozo poco profundo para usos domésticos, incluyendo la bebida. ocurrencias a gran escala de arsenicosis se han registrado en las zonas contaminadas. Los problemas de salud asociados con niveles elevados de arsénico incluyen engrosamiento y decoloración de la piel, dolor de estómago, náuseas, vómitos, diarrea, entumecimiento en las manos y los pies, parálisis parcial y ceguera. El arsénico se ha relacionado con el cáncer de la blad-der, pulmones, piel, riñón, conductos nasales, hígado y próstata. Treinta millones de PEO-ples en Bangladesh usan agua contaminada con arsénico para beber. Sobre 10,000Ð30,000 personas han sido diagnosticadas con arsenicosis (Alam et al.2002). En China, se encontró arsenicosis endémica sucesivamente en muchas áreas en el continente durante la década de 1980, y más de 10.000 pacientes fueron arsenicosis diag-nariz para el año 2001. Las principales provincias Como-contaminados son de Xinjiang, Mongolia Interior, Shanxi, Ningxia, Jilin, y Qinghai . En la India, el agua subterránea contaminada con arsénico se produce principalmente en los estados de Bengala Occidental, Bihar, Uttar

Pradesh, Assam, Jharkhand, Chhattisgarh y Madhya Pradesh. Según UNICEF, más de 13,8 millones de personas están en riesgo de arsenicosis en Bengala Occidental (Chakraborti et al.2002). Los problemas están relacionados principalmente con el agua potable contaminada Como-, pero también existe el riesgo de contaminar la cadena alimentaria. agua acuífero superficial es la principal fuente de riego en las áreas de cultivo de arroz de Asia.


195

Cadmio Cadmio (Cd) es un, dúctil brillante de color blanco plateado,, muy maleable, y metal blando. El cadmio es un elemento metálico de número atómico 48, peso atómico 112,4, densidad de 8,65 g cm-3, Punto de fusión 320,9 ¡C, y el punto de ebullición 765 ¡C. El cadmio tiene una abundancia de la corteza relativamente baja, a pesar de que se produce de forma ubicua en rocas y suelos (Alloway1995). Se encuentra raramente en su forma elemental. Los principales minerales que contienen cadmio son greenockite (CdS), octavite (CdSe), y monteponite (CdO) (Kabata-Pendias y Mukherjee2007). El cadmio se encuentra a menudo en Associación con minerales de zinc y minerales de plomo zinc-cojinete. Sus compuestos casi exclusivamente implican el estado de oxidación +2. Cadmio forma sales simples con oxígeno, azufre, y muchos aniones comunes tales como cloruro, nitrato, y carbonato. Cadmio menudo forma iones hidroxilo hidratadas simples, tales como [Cd (OH) (H2Buey]+en solución acuosa. También tiene la química de coordinación apreciable con ligandos incluyendo haluros, hidróxidos, cianuros, y nitrato (Alloway1995). compuestos organocadmio son bastante reactivo e inestable. El cadmio es considerado como uno de los elementos traza más tóxicos en el medio ambiente. El aumento de las emisiones con su persistencia y su relativamente rápida absorción y la acumulación por los cultivos de la cadena alimentaria contribuyen a sus potenciales riesgos ambientales. Según Heinrichs et al. (1980), La concentración media de cadmio en la litosfera es 0,098 mg kg-1. La mayoría maÞc y rocas graníticas contienen una concentración muy baja de cadmio (<0,1 mg kg-1). Tiene concentraciones relativamente altas (alrededor de 10 mg kg 1 ) En las rocas sedimentarias. Algunos esquistos son inusualmente alta en Cd (> 100 mg kg-1). Las cantidades de cadmio indígena en suelos cultivados y no cultivados están determinadas por las cantidades de Cd en los materiales parentales junto con cantidades añadidas a través de la deposición atmosférica, fertilizantes, pesticidas y agua de riego. En general, los suelos de la misma edad derivados de rocas ígneas contienen el Cd más bajo, suelos derivados de rocas metamórficas tienen intermedia, y los suelos derivados de rocas sedimentarias contienen las mayores cantidades de Cd. suelos no contaminados contienen muy baja concentración de Cd. En una encuesta, se recogieron un total de 3.305 muestras de suelo de las áreas de cultivo productoras en 36 estados de EE.UU.. Las concentraciones de Cd variaron de 0,005 a 2,40 mg kg-1, Con valores medios de 0,27 media y y 0,20 mg kg-1, Respectivamente (Holmgren et al. 1986). suelos de la superficie alrededor de las áreas mineras contienen altas concentraciones de Cd. Por ejemplo, Munshower (1977) Informaron de 29 mg kg Cd-1en el suelo superficial a los 2 km al nordeste de una fundición leadÐzinc en Montana. La concentración de Cd de la superficie del suelo disminuye con la distancia y alcanzó cerca de los niveles de fondo a 24 km de la fuente. Buchauer (1973) Informaron de concentraciones de Cd en el horizonte orgánico superficie tan grande como 750 mg kg-1. Los suelos

contaminados por las operaciones mineras siguen siendo altos en Cd más o menos permanente, porque Cd es bastante inmóvil en el suelo. concentración de cadmio en solución del suelo es relativamente bajo comprendido entre 0,2 y 6,0μg L-1 (Kabata-Pendias y Pendias 2000).

196 Contaminación

6Soil

El episodio Itai-Itai en Japón concentración de cadmio en los cultivos de la cadena alimentaria cultivadas en suelos no contaminados es generalmente baja (0.01Ð1.0 mg kg -1). Las hortalizas de hoja (lechuga, espinaca) tienen la más alta; cereales (trigo, avena, cebada) muestran el más bajo, y la raíz vege-mesas (zanahoria, rábano, cebolla, patata) tienen concentraciones intermedias de cad-Mium en partes comestibles. Las concentraciones de Cd en cultivos que crecen en suelos contaminados-Cd pueden acumularse sustancialmente mayor que 1,0 kg mg -1Discos compactos. El consumo de granos alimenticios contaminados con cadmio puede causar intoxicación severa Cd. El conocido episodio de intoxicación Cd de los seres humanos, la enfermedad Itai-Itai, se informó que en Japón a mediados de la década de 1950 (Tsuchiya 1978). El nombre del mal-estar provino de los gritos, debido a los fuertes dolores en los huesos causado por el envenenamiento cad-Mium. Se Þrst deteriora la función del riñón y provoca progresivamente osteomalacia. El estallido de Itai-Itai comenzó alrededor de 1912 y continuó hasta 1945. La enfermedad se pensaba que era nutricional y patológico en Þrst. Después de muchos años de investigación, el Ministerio de Salud y Bienestar ofÞcially anunció en 1968 que la enfermedad era debida a la intoxicación crónica Cd, y la fuente de cadmio fueron las minas en las zonas montañosas de la prefectura de Toyama.

Las operaciones mineras se están realizando desde hace siglos en la prefectura de Toyama en Japón. En 1900, el Kamioka Mining Co. Ltd. fue la extracción de minerales de zinc en estas minas durante mucho tiempo. Las aguas residuales de estas operaciones fue lanzado en el Jinz¾Río, el agua de la cual llegó a ser seriamente contaminado con CAD-Mium. Esta agua fue utilizada por la gente de la comunidad local para su necesidad doméstico y riego en arroz Þelds. Suelos y granos de arroz, cultivadas en estos arrozales, también estaban contaminados con cadmio. Dado que la dieta Consump-ción per cápita de arroz entre la población japonesa es alta, el impacto de Cd enriquecer-ment en el arroz en la población indígena fue magniÞed proporcionalmente.

Al igual que con todos los metales catiónicos, la química de cadmio en el ambiente del suelo es en gran medida controlada por el pH. En condiciones ácidas, aumenta la solubilidad Cd y muy poco adsorción de Cd por coloides del suelo, óxidos hidratados, y la materia orgánica tiene lugar. A valores de pH mayores de 6 unidades, Cd se adsorbe por la fase sólida del suelo o se precipita, y las concentraciones de Cd disuelto se reducen considerablemente. Cadmio forma complejos solubles con ligandos inorgánicos y orgánicos, en particular con iones cloruro. La formación de estos complejos aumentará la movilidad Cd en los suelos. Chloride se puede esperar para formar un complejo soluble con Cd2+ como con CdCl+, Disminuyendo de ese modo la adsorción de Cd 2+a las partículas del suelo. En contraste con inorgánico iones ligando, Cd 2+ adsorción por caolinita podría mejorarse por la presencia de materia orgánica a través de la formación de una capa orgánica adsorbida en la superficie de la arcilla (Adriano et al. 2005). la

movilidad y la biodisponibilidad de cadmio son más altos en calcárea que en los suelos calcáreos. Liming de suelo eleva el pH, el aumento de la adsorción de cadmio en el suelo y la reducción de la biodisponibilidad. Una tendencia general emerge que la toxicidad aumenta en el suelo cuando la movilidad de cadmio es mayor; es decir, toxicidad suelo aumenta a medida que el pH del suelo, o materia orgánica del suelo, disminuye.


197

El cadmio puede ser adsorbido por minerales de arcilla, carbonatos, u óxidos hidratados de hierro y manganeso o se puede precipitar como carbonato de cadmio, hidróxido y fosfato. mecanismos de adsorción puede ser la fuente primaria de eliminación de cadmio de suelos. En suelos y sedimentos contaminados con desechos de metal, el mayor porcentaje de cadmio total se asocia con la fracción intercambiable. Las concentraciones de cadmio se ha demostrado que estar limitado por carbonato de cadmio en suelos neutros y alcalinos. El cadmio en el cuerpo humano se sabe que afecta varias enzimas. Se cree que el daño renal que resulta en proteinuria es el resultado de Cd afectar adversamente a las enzimas responsables de la reabsorción de las proteínas en los túbulos renales. El cadmio también reduce la actividad de la sintetasa de delta-aminolevulínico ácido, arilsulfatasa, alcohol deshidrogenasa, y lipoamida deshidrogenasa, mientras que aumenta la actividad de deshidratasa delta-aminolevulínico ácido, piruvato deshidrogenasa, y piruvato descarboxilasa (Manahan2003). El caso más espectacular y publicitado de envenenamiento por cadmio resultó de la ingesta diaria de cadmio por la gente en el Jinz¾ River Valley, cerca de Fuchu, Japón.

Dirigir El plomo (Pb) es un metal brillante y plateado que es suave, dúctil, maleable y resistente a la corrosión. Lead pertenece al grupo IV y el período de 6 de la tabla periódica. Tiene número atómico 82, masa atómica 207,2, densidad de 11,4 g cm -3, Punto de fusión 327,4 ¡C, y el punto de ebullición 1725 ¡C. El plomo se encuentra generalmente como un mineral combinado con otros elementos, tales como el azufre (es decir, PbS, PbSO4) U oxígeno (PbCO3). Se extiende de 10 a 30 mg kg-1 en la corteza earthÕs (USDHHS 1999). concentración de Pb media típica para suelos superficiales medias de todo el mundo 32 mg kg -1 y los rangos de 10 a 67 mg kg-1 (Kabata-Pendias y Pendias 2001). Algunos metales se alean con plomo; que son de antimonio (en baterías de almacenamiento), calcio (Ca) y estaño (Sn) (en baterías de almacenamiento libres de mantenimiento), plata (Ag) (para soldadura y ánodos), estroncio (Sr) y Sn (como ánodos en los procesos de electrodeposición ), telurio (Te) (el tubo y hoja en instalaciones químicas y de blindaje nuclear), Sn (soldaduras) y antimonio (Sb) y Sn (cojinetes de deslizamiento, la impresión, y de alto detalle castings) (Manahan2003). Las formas generales de plomo que se liberan al medio ambiente son el plomo iónico, Pb (II), óxidos de plomo y los hidróxidos, y los complejos oxianión leadÐmetal. Las formas más estables de plomo son Pb (II) y complejos de leadÐhydroxy. Los compuestos de Pb insolubles predominantes son fosfatos de plomo, carbonatos de plomo, e hidróxidos de plomo. Plomo sulÞde (PbS), que es la forma sólida más estable en formas de suelo en condiciones reducidas. Bajo condiciones anaeróbicas un organoplomo volátil (tetrametil plomo) se puede formar debido a la alquilación microbiana. Compuestos de plomo (II) son predominantemente iónico (por ejemplo, Pb2+ ASI QUE42-), Mientras que Pb (IV) compuestos tienden a ser covalente (por ejemplo, tetraetilo de plomo, Pb (C2MARIDO5)4). Algunos compuestos (IV) Pb, tales como PbO2, Son oxidantes fuertes. Además de los compuestos inorgánicos de plomo, hay una serie de compuestos de organoplomo, tales

como plomo tetraetilo que fue anterior ampliamente utilizado como un aditivo de la gasolina. Más de 1.000 compuestos de organoplomo se han sintetizado por razones comerciales y toxicológicas. Se limitan en gran medida a la de alquilo (metilo y etilo) compuestos de plomo y sus sales. Inhalación e ingestión son las dos vías de exposición,

198 Contaminación

6Soil

y los efectos de los dos son lo mismo. Pb se acumula en los órganos del cuerpo (es decir, el cerebro), que pueden conducir a la intoxicación (plumbism) o incluso la muerte. El tracto, riñones y el sistema nervioso central gastrointestinal también se ven afectados por la presencia de plomo. Los niños expuestos al plomo están en riesgo de problemas de desarrollo, un menor coeficiente intelectual, la capacidad de atención acortado, hiperactividad y deterioro mental. Los adultos generalmente experimentan una disminución de tiempo de reacción, pérdida de memoria, náuseas, insomnio, anorexia y debilidad de las articulaciones cuando se exponen al plomo. El plomo puede causar lesiones graves en el cerebro, el sistema nervioso, las células rojas de la sangre, y los riñones (Baldwin y Marshall1999). El plomo no realiza ninguna función esencial conocido en el cuerpo humano, simplemente puede hacer daño después de la absorción de los alimentos, el aire o el agua. La fuente más grave de exposición al plomo del suelo es a través de la ingestión directa (alimentación) de tierra o polvo contaminado. En general, las plantas no absorben ni se acumulan plomo. Sin embargo, en las pruebas de suelos ricos en plomo, es posible que algo de plomo que deben abordarse. Los estudios han demostrado que el plomo no se acumula fácilmente en las partes de fructificación de cultivos de hortalizas y frutales (por ejemplo, maíz, frijoles, calabaza, tomates, fresas y manzanas). Las concentraciones más altas son más probable que se encuentran en los vegetales de hoja (por ejemplo, lechuga) y en la superficie de cultivos de raíces (por ejemplo, zanahorias). Dado que las plantas no absorben grandes cantidades de plomo del suelo, los niveles de plomo en la tierra consideran seguros para las plantas serán mucho más altos que los niveles de plomo del suelo donde el comer del suelo es una preocupación (pica). En general, se ha considerado seguro de usar productos de la huerta crecido en suelos con niveles totales de plomo de menos de 300 ppm. El riesgo de envenenamiento por plomo en la cadena alimentaria aumenta a medida que el nivel de plomo del suelo se eleva por encima de esta concentración. Incluso a niveles de suelo por encima de 300 ppm, la mayor parte del riesgo es de depósitos de suelo o polvo contaminado con plomo en las plantas más que de la absorción de plomo por la planta (Rosen2002). La proporción de Pb total del suelo que existe en la solución del suelo es muy pequeña. Alloway et al. (1985) Concentraciones de Pb encontrado que van desde 61 a 12.537 μg L-1en las soluciones del suelo enriquecidas a partir de un mineral de Pb intemperie y suelo contaminado por Pb / Zn minería y lodos de aguas residuales. El plomo puede existir en la solución del suelo como el ion de metal libre, Pb2+y complejos orgánicos e inorgánicos solubles. La especiación en la solución del suelo depende en gran medida de pH, carbono orgánico disuelto, y la presencia de ligandos. actividad de plomo disminuye al aumentar el pH del suelo. Es un hecho ampliamente reconocido que Pb2+ es la mayoría de las especies signiÞcant Pb en solución a valores de pH de menos de o bien 7 (Wang y Benoit 1997) O 8 (Lindsay 1979). La forma dominante de Pb en solución a valores de pH mayor que 7 es PbCO3 (Wang y Benoit 1997). Otras especies Pb menores incluyen PbOH+, Pb (OH)2, Pb (OH)3, PBCL3, PBCL+, PBNO3+Y Pb (CO3)2 (Wang y Benoit 1997). El plomo existe como Pb2+ en solución a pH 4 (Markus y McBratney 2001).

Mercurio

Mercurio pertenece al mismo grupo de la tabla periódica con Zn y Cd. Es el único metal líquido a temperatura y presión estándar. Tiene número atómico 80, peso atómico 200,6, densidad de 13,6 g cm-3, Punto de fusión 13,6 ¡C, y el punto de ebullición 357 ¡C. En general, se obtiene como un subproducto de procesamiento de mineral (Smith et al.1995). Después de su liberación al medio ambiente, Hg generalmente existe en mercurio (Hg2+), mercurioso (Hg22+), Elemental (Hg0), O alquilada (metil / acetato de mercurio). El potencial redox y el pH del sistema determinan las formas estables de Hg que será


199

presente. mercurio mercurioso y mercúrico son más estables en condiciones oxidantes. Cuando existen levemente condiciones reductoras, Hg orgánico o inorgánico se puede reducir a elemental Hg, que después se puede convertir en formas alquiladas por procesos bióticos o abióticos. El mercurio es más tóxico en sus formas alquilados que son solubles en agua y volátiles en el aire (Smith et al.1995). Casi toda la producción comercial de mercurio proviene de la sulÞde mineral, el cinabrio, que resulta de la mineralización hidrotermal asociada a la actividad volcánica. abundancia Mercurio en la corteza earthÕs es muy baja en el intervalo de 0.02Ð0.06 mg kg-1, Aunque es probable que sea más concentrado en los sedimentos arcillosos y en el carbón (Kabata-Pendias y Mukherjee 2007). Se informó que las concentraciones totales de mercurio en suelos del Reino Unido para variar de 0.07 a 1.22 mg kg-1 con un valor medio de 0,13 mg kg-1. Se encontraron suelos urbanos para contener concentraciones de mercurio totales más altos que van desde 0,07 a 1,53 mg kg-1, Con una media de 0,35 mg kg-1 (Agencia Medioambiental 2007). Mercurio forma fácilmente amalgamas con sodio y zinc. formas de mercurio compuestos inorgánicos, tanto en el Hg (I) y Hg (II) estados de valencia. Un gran número de compuestos orgánicos de mercurio también son conocidos y se puede sintetizar por la acción de amalgama de sodio o reactivo de Grignard y HgCl2 con hidrocarburos halogenados (Greenwood y Earnshaw 1997). El mercurio se encuentra más comúnmente en el medio ambiente en forma elemental, como compuestos de mercurio inorgánicos o como compuestos monometilmercurio con la fórmula general, CH3HgX. La fuente más importante de mercurio es el cinabrio mineral natural (HgS). compuestos de mercurio monometilado son más probable que se encuentre en el suelo como resultado de la transformación microbiana natural de mercurio inorgánico. Elemental Hg es estable en el ambiente del suelo. Tiene una fuerte tendencia a formar complejos con otros aniones (tales como Cl-, OH-, Y S2-) Y la materia húmica. El catión Mercu-ric (Hg2+) Se encuentra raramente en la solución del suelo en condiciones naturales y la fracción principal está ligada en minerales del suelo o se adsorbe o bien a las superficies minerales inorgánicos o a la materia orgánica. Yin et al. (1996) Observada en estudios experimentales que la adsorción suelo disminuyó signiÞcantly por encima de pH 5 como resultado de cantidades crecientes de materia orgánica disuelta y la tendencia de mercurio a lo complejo fuertemente a carbono orgánico.

El mercurio inorgánico puede ser metilado por procesos abióticos y microbianas en los sistemas de suelo y es la principal fuente de compuestos de metilmercurio en el suelo (ATSDR 1999). En suelos superficiales, sobre 1D3% del mercurio total es en la forma metilada con el resto predominantemente como compuestos de mercurio (Kabata-Pendias y Mukherjee 2007). Dimetilmercurio es un compuesto altamente tóxico y volátil y se pierde fácilmente del suelo al aire. compuestos de mercurio monometilado (CH3HgX) también son volátiles, y debido a su relativamente alta movilidad en comparación con las formas inorgánicas, que son las especies de mercurio más importantes para la contaminación ambiental (ATSDR 1999).

Cromo

El cromo es un metal de transición del grupo VIB de la tabla periódica con las siguientes propiedades: número atómico 24, masa atómica 52, densidad de 7,19 g cm 3 , Punto de fusión 1875 ¡C, y el punto de ebullición 2665 ¡C. Es uno de los elementos menos comunes y

200 Contaminación

6Soil

no se produce de forma natural en forma elemental. El cromo se extrae como un producto de mineral primario en la forma de la cromita mineral, FeCr 2O4. Las principales fuentes de Cr-contaminación incluyen las emisiones procedentes de procesos de galvanoplastia y la eliminación de los desechos que contienen Cr (Smith et al.1995). El cromo (VI) es la forma de Cr com-comúnmente encontrado en sitios contaminados. El cromo también puede ocurrir en el estado de oxidación + III, dependiendo de las condiciones de pH y redox. El cromo (VI) es la forma dominante de Cr en los acuíferos poco profundos en los que existen condiciones aeróbicas. El cromo (VI) puede ser reducido a Cr (III) por la materia orgánica del suelo, S 2- y Fe 2+ iones bajo condiciones anaeróbicas a menudo se encuentran en el agua subterránea más profunda. Major Cr (VI) especies incluyen cromato (CrO 42-) Y dicromato de (Cr2O72-) Que precipitan fácilmente en presencia de cationes metálicos (especialmente Ba2+, Pb2+Y Ag+). Cromato también se adsorben en las superficies del suelo, especialmente óxidos de hierro y de aluminio. El cromo (III) es la forma dominante de Cr a pH bajo (<4). cr3+ forma complejos de la solución con NH3, OH-, Cl-, F-, CN-, ASI QUE42-Y ligandos orgánicos solubles. El cromo (VI) es la forma más tóxicos de cromo y también es más móvil. El cromo movilidad (III) se reduce por adsorción a arcillas y minerales de óxido por debajo de pH 5 y baja solubilidad por encima de pH 5 debido a la formación de Cr (OH)3(S) (Chrostowski et al. 1991). movilidad Chromium depende de las características de sorción de la tierra, incluyendo el contenido de arcilla, el contenido de óxido de hierro, y la cantidad de materia orgánica presente. El cromo puede ser transportado por la escorrentía superficial a las aguas en su forma soluble o precipitada superficie. complejos de cromo solubles y un-adsorbidos pueden lixiviar del suelo en las aguas subterráneas. La lixiviabilidad de Cr (VI) aumenta a medida que aumenta el pH del suelo.

Níquel El níquel tiene el número atómico 28 y peso atómico 58.69. En las regiones de pH bajos, existe el metal en la forma del ion contienen níquel, Ni (II). Se precipita como hidróxido niqueloso, Ni (OH)2, En soluciones neutras a ligeramente alcalino. El precipitado se disuelve en soluciones de ácido, formando Ni (III), y en condiciones muy alcalinas, se forma ion nickelite, HNiO2, Que es soluble en agua. En condiciones muy oxidantes y alcalinos, existe níquel en forma del óxido nickelo-nickelic estable, Ni3O4, Que es soluble en soluciones ácidas. Otros óxidos de níquel tales como óxido de nickelic, Ni2O3Y peróxido de níquel, NiO2, Son inestables en soluciones alcalinas y descomponer por desprendimiento de oxígeno. En las regiones ácidas, sin embargo, estos sólidos se disuelven, produciendo Ni2+. El níquel se produce en el entorno sólo a niveles muy bajos y es esencial en pequeñas dosis, pero puede ser peligroso cuando se exceden las cantidades máximas tolerables (Wuana y Okieimen2011). Esto puede causar varios tipos de cáncer en diferentes sitios dentro de los cuerpos de los animales, sobre todo de aquellos que viven cerca de reÞneries. Las principales fuentes de contaminación

de níquel en el suelo son industrias del metal de chapado, la combustión de combustibles fósiles, y la extracción de níquel y galvanoplastia. En suelos ácidos, sin embargo, Ni vuelve más móvil y con frecuencia se filtra hacia el agua subterránea adyacente. Los microorganismos también pueden sufrir de toxicidad Ni.


201

Tabla 6.6 Fondo típico y niveles peligrosos de suelo de metales pesados

Metal pesado Arsénico Cadmio Cobre Dirigir Níquel Selenio Zinc

los niveles de fondo típicos para el suelo no contaminado (Mg kg-1) 3d12 0.1Ð1.0 1Ð50 10Ð70 0.5Ð50 0.1Ð3.9 9Ð125

Inseguro para frondosa o verduras de raíz (Mg kg-1) > 50 > 10 > 200 > 500 > 00 > 50 > 200

Inseguro para jardines y niños contacto (mg kg-1) > 200 > 50 > 500 > 1000 > 500 > 200 > 500

Fuente:http://www.aleastern.com/forms/Heavy%20Metal%20Interpretation.pdf Tabla 6.7 Los niveles de umbral de los metales pesados en el suelo

Metales pesados Arsénico Cadmio Cromo Cobalto Cobre Dirigir Mercurio

Los niveles de umbral en los suelos de preocupación para los humanos salud (mg kg-1) 0.07 1.70 1.00.000 660 3000 80 18

Metales pesados Molibdeno Níquel Selenio Plata Vanadio Zinc

Los niveles de umbral en los suelos de preocupación para los humanos salud (mg kg-1) 380 1600 380 380 530 23000

Fuente: California OfÞce de Evaluación de la Salud Humana,http //: oehha.ca.gov/risk/chhsltable.html

6.2.12.2 Los límites de seguridad de los metales pesados en el suelo El término Òsafe levelÓ necesita ser explicado. Un nivel seguro para el cultivo de hortalizas puede no ser seguro para el contacto InfantilÕ. A nivel seguro para el consumo humano puede ser tóxico para los cultivos. Por otra parte, la obtención de un límite de seguridad universalmente aceptada de metales pesados en el suelo es difÞcult. Mesa6.6 da algunos niveles de fondo típicos en suelos no contaminados de algunos metales pesados comunes y sus niveles peligrosos para la horticultura y la jardinería. Zhou et al. (2008) Propusieron que Òmaximum concentrationsÓ permisible de Cd, Cu y Hg en suelos agrícolas chinos son 0,30, 50,00, y 0,30 mg kg - 1, Respec tivamente-. Según Coskun et al. (2006), oWorld limitsÓ de Cd, Hg, Pb, y As en el suelo son 0,35, 0,30, 35,00, y 10,00 mg kg - 1, Respectivamente. Los límites tóxicos en suelos de As, Cd, Cr, Cu, Pb, Hg, Mo, Ni, Se y Zn son 1D4, 5Ð20,

5Ð30, 20Ð100, 5Ð30, 1D3, 10Ð100, 30Ð300, 5d10, y 100Ð400 mg kg - 1, Respectivamente (Alloway 1995). Los niveles de umbral de metales pesados en los suelos de preocupación para la salud humana se dan en la tabla6.7.

202 Contaminación

6Soil

6.2.12.3 La captación de metales pesados por las plantas Las plantas absorben los metales pesados a través de las raíces del suelo y por las hojas de aire. Una vez absorbido, hay una variedad de mecanismos para distribuir metales dentro del cuerpo de la planta. Una parte de los metales absorbidos puede ser retenido en las raíces, barrado por membranas, se precipitó y se acumula en las vacuolas, o transloca a los brotes en los que realizan funciones fisiológicas si son nutrientes o elementos beneÞcial o inter-fere con las funciones fisiológicas normales que conducen a la toxicidad. Algunas plantas prevenir la toxicidad de metales, por compartimentación de metal y la unión a ligandos intracelulares. Además de los ácidos orgánicos, las plantas tienen fitoquelatinas y metalotioneínas. Fitoquelatinas son una familia de péptidos, mientras que las metalotioneínas son similares a fitoquelatinas en ser rico en Cys, ligandos de complejos con metales.

Según Cho et al. (2003), La sensibilidad de las plantas a los metales pesados depende de la absorción (1) y la acumulación de metales través de la unión a los exudados extracelulares y constituyentes de la pared celular; (2) efßux de metales pesados de citoplasma a extranuclear compartimentos, incluyendo vacuolas; (3) formación de complejos de iones de metales pesados dentro de la célula por diversas sustancias, por ejemplo, ácidos orgánicos, aminoácidos, fitoquelatinas, y metalotioneínas; (4) acumulación de osmolitos y osmopro-tectants y la inducción de enzimas antioxidantes; y (5) la activación o modiÞcation de metabolismo de la planta para permitir el funcionamiento adecuado de las vías metabólicas y la reparación rápida de las estructuras celulares dañadas. Sin embargo, los metales se acumulan en las plantas y se vuelven tóxicos; y por estas razones, el rendimiento de la cosecha se reduce y el cultivo se vuelve inseguro si se cultiva en un suelo contaminado.

La absorción de arsénico Gulz (2002) Realizaron una serie de experimentos de cultivo olla de efecto invernadero en connec-ción con su Ph.D. trabajar en Dipl.-Geogr., Universidad de Munich en la captación de As por el maíz, raigrás, violación, y sunßower de suelos contaminados con arsénico. La mayoría de Como se acumuló en las raíces de las plantas. Aunque la acumulación en la biomasa aérea permaneció mucho más bajo, en concentraciones en tallos, hojas, y semillas valores alcanzados por encima de los límites de tolerancia suizos para los cultivos alimenticios o forrajeros (0,2 y 4 mg Como kg- 1, Respectivamente), excepto para el maíz. Los resultados sugieren que, además de como la solubilidad, la disponibilidad de fósforo, así como la demanda de fósforo de las plantas tiene que ser tomado en cuenta para predecir Como difusión de los cultivos. Debido a la alta como trans-localización de sunßower de las raíces a brotes, más experimentos se llevaron a cabo mediante el uso de esta especie vegetal. En el lote, así como experimentos en cámara de crecimiento, se investigaron los efectos de fósforo fertilización (P) en P y como la disponibilidad en el suelo, como la absorción por sunßower, y la producción de biomasa. Ya la adición de una fertilización base de P (56 mg P kg- 1) Condujo a un aumento signiÞcant de P soluble y en

concentraciones en el suelo. Además P tendía además a aumentar a medida que la absorción en las raíces y los brotes de sunßower a baja soluble Como concentraciones. El efecto P sobre Como soluble fue menor en la arena fangosa que en el suelo franco arenoso, lo que indica que una alta capacidad de Þxation del suelo disminuye el efecto de movilización de P.


203

La absorción de cadmio raíces de las plantas absorben fácilmente cadmio del suelo si está disponible y se translocan a las partes aéreas. Las concentraciones de cadmio son típicamente más altos en la planta de hojas que en las frutas u órganos de almacenamiento, lo que indica que el cadmio es muy móvil en los tejidos vegetales. La absorción de Cd aumenta proporcionalmente al aumento de niveles de Cd del suelo. Un aumento lineal en la absorción de Cd se ha observado en diferentes estudios de invernadero y ensayos Þeld (Brown et al.1998; Kadar1995). El factor de transferencia Cd (TF) es la relación de la concentración de Cd en la planta para que en el suelo. En general, los vegetales de hojas tienen mayores concentraciones de Cd y TF de órganos de almacenamiento o frutas. El concepto TF sugiere que la planta de Cd se puede predecir correctamente desde Cd suelo. Sin embargo, el TF varía con las propiedades del suelo. Los estudios de campo realizados en diferentes partes del mundo mostraron que el suelo Cd generalmente explica menos del 20% de la variabilidad de Cd cultivo (Eriksson et al.1996). Con frecuencia se observa que la concentración de Cd en la solución del suelo o concentraciones de Cd en los extractos de sal neutra de suelo (NH4NO3, nano3O CaCl2 extractos) son mejores predictores de Cd cultivo de Cd total del suelo (McLaughlin et al. 2000). Esto indica que la disponibilidad de Cd está vinculada con la movilidad Cd. Sin embargo, la movilidad y la disponibilidad de la planta no siempre van de la mano. El pH del suelo tiene una rela-tionship negativo con la absorción de Cd. Por otra parte, la salinidad del suelo y deÞciency zinc cal inducida por mejorar la absorción de Cd por las plantas (Smolders2001). Algunos cultivos agrícolas por lo general contienen altas concentraciones de Cd. El trigo duro, granos sunßower, y SSax han sido identiÞed cultivos tan altas Cd en comparación con trigo de primavera, cebada, maíz, avena o (Li et al.1994).

La absorción de plomo Hay varios complejos de plomo en el suelo, y sólo una pequeña fracción de la plomo presente en estos complejos en la solución del suelo son fito-disponible. No tiene ninguna función essen-TiAl en plantas; aún así, el plomo es absorbido por ellos principalmente a través de las raíces a partir de la solución del suelo y entra en la cadena alimentaria. Roots absorben el plomo través de la vía apoplástico o por medio de Ca2+canales permeables. Los factores que afectan la disponibilidad de plomo y la absorción de plomo por las plantas son especiación de plomo, el pH del suelo, tamaño de partícula del suelo, capacidad de intercambio catiónico, área de superficie de la raíz, la exudación de la raíz, y el grado de transpiración de micorrizas. Después de la absorción, se acumula conducir principalmente en células de la raíz, a causa de la obstrucción por las tiras de Caspary dentro de la endodermis. El plomo también es atrapado por las cargas negativas que existen en las paredes celulares de las raíces. la acumulación de plomo excesivo en el tejido vegetal deteriora diversas funciones morfológicas, fisiológicas y bioquímicas en

las plantas, ya sea directa o indirectamente, e induce una serie de efectos perjudiciales. Esto causa fitotoxicidad cambiando permeabilidad de la membrana celular, por reacción con grupos activos de diferentes enzimas implicadas en el metabolismo de la planta y por reacción con los grupos fosfato de ADP o ATP,2011).

204 Contaminación

6Soil

La absorción de mercurio La disponibilidad de mercurio en el suelo a las plantas es baja. Cuando se absorbe, el mercurio tiende a acumularse en las raíces, que indican que las raíces sirven como una barrera para la translocación de mercurio. Concentración de mercurio en partes aéreas de las plantas depende en gran medida de la absorción foliar de Hg0volatilizado de la tierra. La absorción de mercurio se ha encontrado que son planta speciÞc en briofitas, líquenes, plantas del humedal, plantas leñosas y plantas de cultivo. Los factores que afectan la absorción de mercurio por las plantas incluyen contenido de materia orgánica, capacidad de intercambio catiónico, óxido y contenido de carbonato, el potencial redox, y el contenido total de metal de suelo. Con menores niveles de contaminación por mercurio, las cantidades en cultivos están por debajo de los niveles permisibles. Las concentraciones de mercurio en las plantas (tallos y hojas) son siempre mayores cuando el metal se introduce en forma orgánica. absorción de vapor de mercurio por las hojas de las especies C3 avena, cebada y trigo es Þve veces mayor que por las hojas de la C4 especies de maíz, el sorgo y el pasto de cuaresma. Tal absorción diferencial por las especies C3 y C4 es atribuible en gran medida a la resistencia interna al de vapor de mercurio de unión.2000).

La captación de níquel Las plantas absorben Ni través de las raíces por difusión pasiva y transporte activo (Seregin y Kozhevnikova 2006). La relación de absorción entre el transporte activo y pasivo varía con la especie, la forma de Ni, y la concentración en el suelo (VogelMikus et al.2005). La absorción total de Ni por las plantas depende de la concentración de Ni2+, metabolismo de la planta, la acidez del suelo o solución, la presencia de otros metales, y la composición de la materia orgánica (Chen et al. 2009). Sin embargo, la captación de Ni generalmente disminuye a valores de pH más altos de la solución del suelo debido a la formación de los complejos de menos solubles (Temp1991). Por ejemplo, la absorción de Ni2+ por Lathyrus informe-EDly sativus aumentó al aumentar el pH hasta 5,0 y disminuyó a medida que el pH se incrementa aún más hasta 8,0 (pandaa et al. 2007). Por otra parte, Ni2+ion también puede competir con otros iones metálicos esenciales cuando es absorbida por las raíces. La absorción de metales pesados de la solución del suelo es fuertemente afectada por el ion calcio. California 2+ rebajado la absorción de Ni2+ bertolonii en Arabidopsis, una planta endémica de los suelos de serpentina, pero promovido Ni2+ absorción en Berkheya coddii (Boyd y Martens 1998). El efecto inhibidor de diversos iones metálicos en la absorción y translocación de Ni2+ desde las raíces a brotes variados como Fe3+ > Co2+ > Ca2+ > Mg2+ > NH4+ > K+ > Na+ (Temperatura 1991). Además de ser absorbida por las raíces, NI también puede entrar en las plantas a través de las hojas. Cuando un radioisótopo de63Ni se aplicó en las hojas de Helianthus annuus, 37% de la cantidad total se transloca a otros órganos de la planta (Sajwan et al. 1996). tendencia similar se observó también cuando avena, soja, tomate, y hojas de berenjena se pulverizaron con

una solución de sal de Ni (Hirai et al.1993). El camino de transporte de Ni en las plantas es de la raíz a disparar y hace una salida a través corriente de transpiración (Neumann y Chamel1986) A través del xilema.


205

6.2.12.4Heavy Metales en Planta de Alimentos Los niveles de metales pesados en las partes comestibles de plantas recogidas de Þelds cultivos y mercados de verduras, cereales, frutas y especias considerablemente han sido investigados. la contaminación por metales de materiales vegetales se ha informado de los lugares contaminados con metales como la minería y áreas industriales y en Þelds de cultivo modificadas con fertilizantes a base de lodos o regadas con agua contaminada. La concentración de plomo en el arroz pulido de arroz cultivadas en un sitio contaminado de China llegó a 0,69 mg kg - 1, Que es mayor que la concentración máxima permitida por los criterios de seguridad para el arroz molido para China (0,20 mg kg- 1). contenido de cadmio en el 31% de las muestras de arroz superó la concentración máxima permisible nacional (Fu et al.2008). Los niveles de Cd, Zn, Pb, y Cr en las raíces, tallos y hojas de las plantas vegetales Amaranthus viridis y Talinum triangulare plantados en aves de corral vertedero de Nigeria eran 0.62Ð2.74, 50.67Ð102.98, 2.27Ð7.21, y 0,64 Ð4.45 mg kg - 1, Respectivamente. Algunos de estos valores estaban por encima de los niveles seguros (AdeÞla et al.2010). niveles de metales en vegetales, incluyendo el perejil, cebolla, lechuga, ajo, menta, espinacas, habas, acelgas, la verdolaga, hojas de vid y frutas, incluyendo tomate, cereza, uva y fresa cultivada en la región de Manisa de Turquía, osciló entre 0,56 a 329,7, 0,01 a 5.67, 0,26 a 30,68, de 0,001 a 0,97, y de 0 a 0,06 mg kg 1 por Fe, Cu, Zn, Pb y Cd, respectivamente (Bagdatlioglu et al. 2010). La contaminación con metales pesados de frutas como naranja, mango, almendra, limón, naranja dulce, pomelos, Chiku, papaya, melón, manzana, membrillo, uva, fresa, plátano, piña, papaya, carambola, longan, wampee, palmera datilera, y albaricoque se han reportado (Davarynejad et al.2010). Las concentraciones de Cu, Ni, Zn, Fe, Pb, Hg y de 15 especias comunes disponibles en los mercados locales en el Kumasi Metropolis de Ghana fue de 9 a 21, 31 a 50, de 59 a 74, 110 a 494, 96 a 115, y de 0,001 a 0,025 mg kg1 , Respectivamente (Nkansan y Amoako 2010). límites permisibles de metales pesados en las partes comestibles de las plantas se muestran en la Tabla6.8.

6.2.12.5 La toxicidad de los metales pesados Los organismos son expuestas a los contaminantes del suelo por contacto directo, la manipulación, la absorción o ingestión y la ingesta de alimentos. Los metales pesados se bioacumulados mediante la incorporación en los tejidos, y a medida que se transfieren a través de la cadena alimentaria, que están biomagniÞed a niveles tróficos superiores.

Efecto de los metales pesados en los microorganismos del suelo Algunos metales pesados son micronutrientes esenciales (cobalto, cromo, níquel, hierro, manganeso y zinc) para los microorganismos del suelo (Bruins et al. 2000). Están involucrados en procesos redox, a fin de estabilizar las moléculas a través de

interacciones electrostáticas, como catalizadores en reacciones enzimáticas, y la regulación del equilibrio osmótico (Hussein et al.2005). Por otra parte, algunos otros metales pesados (cadmio,


206 Tabla 6.8 Los límites permisibles de algunos metales pesados en alimentos de origen vegetal Metal Cobre Cadmio

Dirigir

Zinc

límite permisible (Mg kg-1) material alimenticio Plant Todo comida 10.00 Todo comida 0.05 Las verduras y frutas, con exclusión de frondosa 0.05 verduras, hierbas frescas, setas Las hortalizas de hoja, hierbas frescas, apio, 0.20 y todos los hongos cultivados Tallos jóvenes, hortalizas de raíz, y las patatas 0.10 (pelado) Cereales y legumbres 0.20 Verduras, con exclusión del género Brassica, frondosa 0.10 verduras, hierbas frescas, y todos los hongos Para las patatas se aplica el nivel máximo a las patatas peladas Brassica, hortalizas de hoja, y todos 0.30 hongos cultivados granos 50.00 Frijoles 100.00

referencias CAC (1993) Walker (1988) Graffham (2006) Graffham (2006) Graffham (2006) CAC (2003) Graffham (2006)

Graffham (2006) USDA (2003)

OMS límites permisibles en especias para Cu, Ni, Zn, Fe, Pb, Hg y son 50, 50, 100, 300, 100, y 10 mg kg-1, Respectivamente (Nkansan y Amoako 2010)

mercurio y plomo) no tienen ningún papel biológico y son perjudiciales para los organismos, incluso a concentraciones muy bajas. Los altos niveles de tanto de los metales esenciales y no esenciales son tóxicos para los microorganismos del suelo (Pawloska y Charvat2004). Los metales pesados afectan adversamente el crecimiento, la morfología y las actividades bioquímicas de micro o-nismos y en última instancia a reducir su biomasa y diversidad (Roane y Pimienta2000). Los metales pesados pueden dañar las membranas celulares, alterar enzimas speciÞcity, perturbar las funciones celulares, y dañar la estructura del ADN. La toxicidad de estos metales pesados se produce a través del desplazamiento de los metales esenciales de sus sitios de unión natural o a través de interacciones ligando (Bruins et al.2000). Además, la toxicidad puede ocurrir como resultado de alteraciones en la estructura conformacional de los ácidos nucleicos y proteínas y la interferencia con la fosforilación oxidativa y el equilibrio osmótico (Bruins et al.2000). Los metales pesados provocar el cambio de la diversidad, tamaño de la población, y la actividad global de las comunidades microbianas del suelo (Kelly et al.2003). Leita et al. (1995) Estudiado inßuence de Pb, Cd, y Ti sobre la biomasa microbiana, la supervivencia y actividad durante una incubación de laboratorio de suelo. En comparación con suelo no contaminado, la biomasa microbiana C disminuido bruscamente en el suelo contaminado con Cd y Ti, mientras que la adición de Pb no tenía ningún efecto inhibidor signiÞcant en el nivel de biomasa C. contaminación por metales pesados microbiana a largo plazo de los suelos reduce microbiana la respiración (Doelman y Haanstra1984). Muchos informes han mostrado grandes reducciones en la actividad microbiana debido a la exposición a corto plazo a metales tóxicos también (Hemida et al.1997). La actividad bacteriana,

medida por la técnica de incorporación de timidina, había demostrado ser muy sensibles a la contaminación por metales tanto bajo labo-ratorio y condiciones Þeld (Diaz-Ravina y Baas1996). El tamaño de las raíces de micorrizas se ha encontrado para disminuir en suelos que contienen altas concentraciones de pesada


207

metales tales como Cu, Pb y Zn (Bell et al. 1988). Las aguas residuales que contienen altas concentraciones de metales pesados también se han demostrado para inhibir la infección de micorrizas de soja, especialmente en suelos con un pH bajo (ángulo y Heckman1986). El plomo y el cobre son menos móviles que Zn y Cd. Ni, Cd y Zn son potencialmente más graves contaminantes de las soluciones del suelo que Cu y Pb (Biddapa et al.mil novecientos ochenta y dos). Ausencia de Þxation de nitrógeno en los cultivos de trébol cultivadas en suelos contaminados con metales pesados durante un largo período de tiempo se ha encontrado que el resultado de una supervivencia solamente de cepas de rizobios ineficaces (Giller et al.1989). La toxicidad de los metales pesados a las plantas Las plantas absorben los metales pesados, esenciales o no esenciales, de los suelos. Cobre, molibdeno, zinc, y níquel son elementos traza esenciales requeridos por las plantas en cantidades extremadamente pequeñas. Si absorbido en cantidades relativamente grandes, todos los metales pesados esenciales o no esenciales se convierten en tóxicos para las plantas. Según Dan et al. (2008), Metales pesados son potencialmente tóxicos para las plantas; resultados de fitotoxicidad en clorosis, crecimiento débil planta, depresión rendimiento, reducción de la absorción de nutrientes, trastornos en el metabolismo de la planta, y, en plantas leguminosas, una capacidad reducida para THX nitrógeno molecular. Metales inhiben la germinación de semillas, crecimiento de las plántulas, la fotosíntesis, y la actividad enzimática, pero los efectos varían con los metales, sus concentraciones, así como la especiación y las especies de plantas. En un estudio Fargasova (1994) Observaron que Cr, Cd, Hg, Pb, y As todos reducida germinación de la semilla de mostaza (Sinapis alba), pero como fue el más inhibitorio. El cadmio se encontró que era menos tóxico para la germinación de las semillas alba Sinapis, pero es altamente tóxico para la haba de mung (Vigna radiata) semillas. Espinacas, soja, y berro rizado, por ejemplo, eran sensibles a Cd, mientras que col y tomate fueron resistentes. Los síntomas de toxicidad de algunos metales pesados a las plantas se resumen en la tabla6.9.

Contaminación por metales pesados y lombrices de tierra Las lombrices de tierra son maravillosas criaturas de la tierra. Ellos constituyen la mayor biomasa de la fauna terrestre. Ellos viven en el suelo, que modifican el suelo, ingieren suelo, y enriquecen el suelo. Pero ellos mismos se ven afectados por las condiciones adversas del suelo. Por ejemplo, lombrices de tierra pueden estar expuestos a niveles de metales elevados en el suelo por el contacto dérmico directo o por la ingestión de agua de los poros, contaminada de alimentos, y se ingiere partículas del suelo (Lanno et al.2004). Saxe et al. (2001) Estimaron que Andrei lombrices Eisenia uptake más de 96% de Cd y Cu y 82% de Zn por contacto der-mal. Hobbelen et al. (2006) Observado bioacumulación de Cd, Cu y Zn por el lombrices de tierra Lumbricus rubellus y caliginosa Aporrectodea en suelos con alta capacidad de unión. En la transferencia de contaminantes hacia otros niveles tróficos, lombrices de tierra ocupan una posición clave (Granval y Aliaga1988). Se encontró que las lombrices de tierra que tienen un alto potencial

para la acumulación de Cd en ßoodplains Pol-cementada (Hendriks et al.1995). Ellos se han considerado útiles para evaluar la contaminación de metales pesados en los suelos (Menzie et al.1992) Ya que la biomasa gusano de tierra y la abundancia se encontró que eran más sensibles a la contaminación en comparación con otros taxones indicador (Spurgeon et al. 1996).


208 Tabla 6.9 Las toxicidades de metales pesados en plantas Metales pesados Arsénico Cadmio

Cromo

Cobre

Dirigir Mercurio

Molibdeno

Níquel

toxicidades comunes de metales pesados en las plantas Perjudicial para la germinación de semillas de frijol mungo La inhibición de los procesos bioquímicos fotofosforilación Ð, ATP síntesis, la oxidación de NADH mitocondrial, y el sistema de transporte de electrones; que afecta a la germinación de semillas y crecimiento de las plántulas. Las plantas de arroz son particularmente vulnerable Toxic a una concentración de tejido de ~ 0.1 mmol kg-1; efectos tóxicos principalmente en raíces y un efecto directo o indirecto en las hojas que resulta en un crecimiento intenso inhibición; síntomas de toxicidad Cr aparecen como clorosis y marchitamiento severo de las plantas Las concentraciones de <4 ppm son deÞcient, y> 20 ppm son tóxicos. Cu es una constituyente de un número de enzimas de plantas, que desencadenan una variedad de procesos fisiológicos en plantas como la fotosíntesis, la respiración, célula metabolismos de pared, y la formación de semillas La inhibición de la germinación de semillas y crecimiento de las plántulas Los efectos tóxicos de Hg en las plantas incluyen retraso del crecimiento y prematura senectud. Hg se ha demostrado que inhiben la síntesis de proteínas en planta hojas y reducir la actividad fotosintética, ya que tiene una fuerte afÞnity de grupos sulfhidrilo o tiol, que están implicados en reacciones enzimáticas. Hg también deteriora la división celular Mo es un componente importante de varias enzimas que catalizan no relacionado reacciones. En las plantas, las funciones más importantes de Mo se asocian con el metabolismo del N, por ejemplo, con enzimas nitrogenasa y nitrato reductasa. toxicidad Mo en las plantas no se ha observado bajo condiciones Þeld Ni causas de toxicidad pálido rayas amarillas longitudinalmente en hoja. En casos extremos, toda la planta puede girar blanco con necrosis marginal (quemar). En las dicotiledóneas, Ni toxicidad provoca una clorosis que se ve muy similar a deÞciency manganeso

La toxicidad de los metales pesados a Humana La toxicidad de los metales pesados se debe ya sea compuestos con toxicidad intrínseca o metabolitos activados. Puede ser aguda o crónica dependiendo del tipo de exposición. Los cambios en los procesos fisiológicos y bioquímicos pueden manifestarse en la función deteriorada del sistema nervioso central (CNS) y el metabolismo oxidativo, lesión en el sistema reproductivo, o alteradas de ADN que

conduce a la carcinogénesis. Los metales pesados pueden inducir efectos adversos en humano por interrupción o destrucción de la estructura celular, la combinación química con un constituyente celular, la inhibición de las enzimas, la iniciación de una acción secundaria, radicales libres mediada por reacciones y la interrupción de la función reproductora (Yu2005). Las toxicidades debidas a contaminantes de metales pesados más comunes se listan en la Tabla6.10.

6.2.12.6 Remediación de metales pesados del suelo Una variedad de métodos se emplean para la remediación de metales pesados de los suelos. En aras de la brevedad, una breve descripción de los métodos se da en las siguientes secciones.


209

Tabla 6.10 Las toxicidades de metales pesados a humana Metales pesados

toxicidades comunes de metales pesados en humanos

Arsénicoun

Arsenicosis es la enfermedad más común causada por la bebida A medida que el agua contaminados por un largo tiempo. compuestos inorgánicos de arsénico son Òknown ser humano carcinogens.Ó arsénico puede causar cáncer de vejiga, riñón, piel, hígado, pulmón, colon, y la linfa. Oscurecimiento de la la piel y la aparición de pequeñas ÒcornsÓ o ÒwartsÓ en las palmas, plantas, y el torso La enfermedad Itai-Itai bien conocido fue causada por el consumo de arroz crecido mediante la irrigación con agua de río Cd-contaminada en Japón después de 1945. toxicidad Cd causa la disfunción tubular renal, presión arterial alta, daño pulmonar y cáncer de pulmón. Aguda Cd inhalación puede dar lugar a neumonitis y edema pulmonar. La exposición crónica a través de la inhalación pueden causar enfisema. Uno de los efectos tóxicos más ampliamente conocidos manifestada por el envenenamiento Cd es la nefrotoxicidad crecimiento deteriorado, alteración de la función inmune, perturbaciones en la placa aórtica y tamaño, la formación de lesiones de la córnea, y la disminución en las funciones reproductivas; tanto de Cr (III) y Cr (VI) son carcinógenos humanos potentes. El objetivo principal órgano para Cr (III) y Cr (VI) es el tracto respiratorio. Los síntomas clásicos son perforaciones y ulceraciones del tabique, bronquitis, disminuyeron la función pulmonar y neumonía El cobre es un elemento esencial. toxicidad Cu en los seres humanos es muy rara y es por lo general asociados con el consumo a largo plazo de la leche o con graves cowÕs La desnutrición en lactantes y niños pequeños plomo daña el sistema nervioso central, los riñones y los pulmones. Causa anemia; náuseas, anorexia, y calambres abdominales; dolores musculares y articulares dolor; difÞculty en la respiración, el asma, la bronquitis y neumonía; y daños en el feto y el aborto involuntario. Los niños son más vulnerables a Pb envenenamiento que los adultos. Pb puede causar la infertilidad masculina envenenamiento por mercurio severa ocurrió en Minamata de Japón desde THSH contaminada y en Irak a partir de trigo contaminado. El trigo era rociado con MeHg fungicida. En el brote de más de 6.000 niños y los adultos habían sido envenenados, con cerca de 500 muertes. Los síntomas incluyen

Cadmioun

Cromosegundo

Cobresegundo

Dirigirun

Mercurioun

Molibdenosegundo

Níquelun

parestesias, ataxia, disartria, y la sordera. envenenamiento Hg crónica puede resultar de la exposición a pequeñas cantidades de Hg durante largos períodos; Los síntomas incluyen salivación, pérdida de apetito, anemia, gingivitis, excesiva irritación de los tejidos, trastornos nutricionales, y el daño renal acompañada por proteinuria. La exposición al mercurio puede causar náuseas, severa irritación gastrointestinal y dolor abdominal Los efectos tóxicos de Mo incluyen sangre xantina oxidasa aumentaron, aumentaron concentraciones de ácido úrico en sangre y orina, y una alta incidencia de gota La exposición a sulfato de níquel y cloruro de níquel puede causar vómitos y dolores de cabeza y el metal pueden cruzar la barrera de la placenta humana, que afecta a la feto. Ni los individuos sensibles a menudo desarrollan dermatitis de contacto. La inhalación de compuestos de Ni se ha considerado responsable de pulmón, sinonasales y laríngeos carcinomas. Otras enfermedades incluyen neumoconiosis y el enfisema. Ni puede provocar cáncer de riñón. Entre los diferentes tipos de compuestos de Ni, subsulÞde níquel cristalino es carcinógeno, mientras que amorfo NIS no está (continuad o)


210 Tabla 6.10 (continuado) Metales pesados

toxicidades comunes de metales pesados en humanos

Seleniosegundo

Puede causar náuseas, vómitos y diarrea. la exposición oral crónica a alta concentraciones pueden producir selenosis. Los principales signos de selenosis son el pelo pérdida, fragilidad de uñas y anomalías neurológicas. Las exposiciones breves a altos niveles en el aire pueden provocar irritación del tracto respiratorio, bronquitis, respiración difÞculty, y dolores de estómago. la exposición a largo plazo puede causar irritación respiratoria, espasmos bronquiales y tos El zinc se considera que es relativamente no tóxico, especialmente si se toma por vía oral. Sin embargo, una cantidad en exceso puede causar disfunciones del sistema que dan lugar a deterioro de crecimiento y reproducción. Los signos clínicos de zinc toxicosis se han reportado como vómitos, diarrea, sangre en la orina, ictericia, insuficiencia hepática, insuficiencia renal y anemia (Fosmire 1990)

Zincdo

un

Yu (2005) Bradl (2005) do Duruibe et al. (2007) segundo

Hay algunas buenas críticas de las técnicas de recuperación de metales pesados (USEPA 1997; Stegmann et al. 2001; Bradl y Xenidis 2005; Wang et al. 2010). sin embargo, el elección del método depende del grado y tipo de contaminación, contaminando metálico (s), coste implicado, instalaciones de la granja, la tecnología disponible, etc. Como se ha mencionado en relación con la remediación de contaminantes orgánicos, los métodos pueden ser in situ o fuera del sitio , in situ o ex situ, y física, química, y biológica. Los métodos físicos incluyen el lavado del suelo, encapsulación, vitriÞcation, y electrokinesis; métodos químicos incluyen solidiÞcation, precipitación, y el intercambio de iones; y métodos biológicos utilizan micro o-nismos o plantas para eliminar los metales pesados.

Remediación física El lavado de suelos El lavado del suelo se realiza normalmente como un proceso ex situ remediación. El lavado del suelo emplea procedimientos físicos y / o químicos para extraer contaminantes metálicos de los suelos. Durante el lavado del suelo, (1) las partículas de suelo que albergan la mayoría de la contaminación se separan de las fracciones de volumen de suelo, (2) los contaminantes se eliminan del suelo por los productos químicos acuosos y recuperar de la solución sobre un sustrato sólido, o (3) una combinación de ambos (Dermont et al.2008). El contami-nantes separados están dispuestos en landÞll o tratada adicionalmente por procesos biológicos química, térmica, o. Mediante la eliminación de la mayoría de la contaminación del suelo, la

fracción mayor que queda puede ser (1) de vuelta Þlled, (2) que se utiliza en otro sitio como Þll, o (3) dispuesto de forma relativamente barata como material no peligroso. El lavado del suelo es una práctica popular debido a que (1) elimina completamente los contaminantes y por lo tanto asegura la rápida limpieza de un sitio contaminado, (2) cumple con los criterios speciÞc, (3) reduce o elimina pasivo a largo plazo, (4) puede ser el más rentable, y (5) puede producir material reciclable o energía (GOC2003). Las desventajas incluyen el hecho de que


211

los contaminantes son simplemente trasladados a un lugar diferente, donde deben ser monitoreados, el riesgo de propagación de las partículas del suelo y polvo contaminado durante la extracción y el transporte de suelo contaminado, y el costo relativamente alto. Para diferentes metales pesados, extracción de soluciones para el lavado del suelo puede ser diferente. Varias clases de productos químicos utilizados para el lavado del suelo incluyen tensioactivos, codisolventes, ciclodextrinas, agentes quelantes, y ácidos orgánicos. Soil Flushing En ßushing suelo, una solución acuosa que se inyecta en la zona contaminada del suelo seguido de la extracción de las aguas subterráneas y elutriate (ßushing solución mezclada con los contaminantes) y el tratamiento sobre el suelo y la descarga. El objetivo de este en ßushing situ es para mejorar la solubilidad o la movilidad de los contaminantes y acelerar el proceso de reparación. soluciones Flushing pueden incluir agua o agentes tensioactivos, codisolventes, ácidos, bases, oxidantes, agentes quelantes, y disolventes que se filtre a través del suelo, y los compuestos solubles presentes en el suelo se disuelven. El lixiviado se bombea fuera de la zona contaminada en un sistema de tratamiento de agua para eliminar los contaminantes.

La encapsulación El principio básico es la construcción subterránea de una barrera vertical impermeable para permitir la contención de gases y líquidos. Se ha desarrollado una variedad de métodos de construcción, tales como muros pantalla de corte utilizando suspensiones principalmente cementÐbentoniteÐwater, paredes delgadas, paredes de tablestacas, muros de corte-pilote perforado, cortinas de cementación por inyección, paredes de inyección, y barreras congelados. La encapsulación se recomienda como la forma más fácil de eliminar con seguridad los suelos metálicos contaminados y residuos peligrosos, incluidos los residuos hospitalarios. suelos y residuos contaminados son Þlled en recipientes a prueba de fugas. Cuando el recipiente es tres cuartos de su capacidad, un material tal como cemento (mortero), de espuma de plástico, o arcilla se vierte en el recipiente hasta que esté completamente Þlled. Después que el material se ha endurecido, el recipiente se sella y puede ser landÞlled, almacenados, o enterrado.1999). Solidificación / estabilización SolidiÞcation se realiza mediante la adición de agentes de unión a un material contaminado para impartir estabilidad física a contener contaminantes en un producto sólido. Estabilización (Þxation) implica la adición de reactivos a la tierra contaminada para producir químicamente más constituyentes estables. El enfoque general para procesos de tratamiento de / estabilización solidiÞcation implica la mezcla o la inyección de agentes de tratamiento de los suelos contaminados. aglutinantes inorgánicos tales como arcilla (bentonita y caolinita), cemento, cenizas SSY, escoria de alto horno, carbonato de calcio, óxidos de Fe / Mn, carbón de leña, zeolita, y estabilizadores orgánicos, tales como betún, composts, y abonos, o una combinación

de modificaciones organicÐinorganic puede ser usado. El mecanismo dominante por el cual se inmovilizan metales es por precipitación de hidróxidos dentro de la matriz sólida

212 Contaminación

6Soil

(Shively et al. 1986). tecnologías SolidiÞcation / estabilización no son útiles para algunas formas de contaminación por metales, tales como especies que existen como oxianiones (por ejemplo, Cr2O72-, Aso3-) O de los metales que no tienen hidróxidos de baja solubilidad (por ejemplo, Hg). SolidiÞcation / estabilización puede no ser suelos aplicables contaminados con contaminantes orgánicos. aglutinantes y estabilizantes a base de cemento son materiales comunes utilizados para la aplicación de las tecnologías de solidiÞcation / estabilización (Conner1990). Cemento Portland, una mezcla de silicatos de Ca, aluminatos, aluminoferritas y sulfatos, es un importante material a base de cemento. materiales puzolánicos, que consisten en partículas esféricas pequeñas formadas por la combustión de carbón (tal como SSY ceniza) y en cal y hornos de cemento, también se usan comúnmente para el propósito. aglutinantes orgánicos también pueden usarse para tratar metales a través de microencapsulación polímero. Este proceso utiliza materiales orgánicos tales como betún, polietileno, parafÞns, ceras, y otros polyoleÞns como resinas termoplásticas o termoendurecibles. La vitrificación VitriÞcation implica la conversión de materiales de suelo contaminado en sustancias similares al vidrio. Esto se consigue mediante el tratamiento a alta temperatura de la zona contaminada que resulta en la formación de material vítreo. La mayoría de los suelos pueden ser tratados por vitriÞcation, y una amplia variedad de contaminantes inorgánicos y orgánicos pueden ser dirigidos. VitriÞcation puede realizarse ex situ o in situ aunque en procedimientos in situ que se prefieren debido a los requerimientos de energía más bajos y el coste (USEPA1992b). etapas típicas en procesos vitriÞcation ex situ pueden incluir excavación, el tratamiento previo, de mezcla, alimentación, fusión y vitriÞcation, off-gas recogida y tratamiento, y formando o fundición del producto fundido. Algunos aditivos tales como arena, arcilla, y / o suelo nativo se pueden utilizar para vitriÞcation. Los residuos vitriÞed puede ser reciclado y usado como limpio Þll, agregado, u otros materiales reutilizables. En situ vitriÞcation implica hacer pasar corriente eléctrica a través del suelo usando una matriz de electrodos insertados verticalmente en la región contaminada. calentamiento por resistencia en la trayectoria de arranque funde el suelo. Una sola masa fundida puede tratar hasta 1.000 t de suelo contaminado a profundidades de 20 pies, a una velocidad de tratamiento típico de 3D6 º-1. Las áreas más grandes son tratados mediante la fusión de múltiples zonas vitriÞcation individuo (Wuana y Okieimen2011).

electrokinesis remediación electrocinética ofrece un gran potencial para la remediación de sitios de desechos peligrosos, especialmente los que contienen suelos de grano thne contaminados con metales pesados. Se puede utilizar ya sea in situ o ex situ que implica la aplicación de un nivel bajo de corriente continua o gradiente de voltaje a través de electrodos que abarcan el suelo contaminado. Como resultado, los contaminantes son transportados hacia o bien el cátodo así / depósito o el ánodo así / depósito, en función de su carga. Se han reportado numerosos estudios que se ocupan

de la remediación electrocinética de suelos contaminados con contaminantes metálicos catiónicos, tales como plomo, cobre y cadmio (Hicks y Tondorf1994). Estos estudios han demostrado la migración de cantidades signiÞcant de contaminantes metálicos catiónicos hacia la región del cátodo donde están


213

precipitado debido a las condiciones alcalinas. Además, la introducción de ácidos débiles tales como ácido acético en el cátodo así / depósito puede bajar el pH del suelo cerca de las regiones de cátodo, impidiendo de este modo la precipitación de los contaminantes. Los contaminantes están autorizados a transportar en el cátodo así / depósito para la eliminación posterior por cualquiera de galvanoplastia o de bombeo sobre el suelo.

remediación química Los metales pesados se producen como disuelto iones o unido a partículas coloidales en los suelos. O bien se precipitan o ßocculated y se separaron. La precipitación es un proceso donde los componentes iónicos se transforman en una fase no soluble. En ßocculation, pequeños sólidos no disueltos de tamaño coloidal se agregan en ßocks sólidos más grandes. Los precipitados y ßocculates se separan entonces mecánicamente de la ßuid por sedimentación, centrifugación, o ßotation. Precipitación Los parámetros químicos más importantes en el proceso de precipitación son el pH y la concentración de iones metálicos. Generalmente, los metales pesados tienden a estar presentes en forma iónica a niveles bajos de pH y precipitar cuando se eleva el pH. Los metales pesados se pueden precipitar en forma de hidróxidos insolubles, sulÞdes, carbonatos, y otros por precipitantes de adición (lodo digerido, sales de Fe, hidróxido de calcio, sales de Al, etc.). A continuación, se separan por técnicas de separación sólido / líquido diferentes. La precipitación de sulÞdes de metal ha demostrado ser muy eficaz. materiales adsorbentes tales como óxidos de hierro, minerales de arcilla, zeolitas, y la materia orgánica se utilizan a veces para inmovilizar los metales en el suelo. Intercambio iónico El intercambio iónico es un Laden matriz o resina con contraiones disociables. intercambiadores de iones comunes están hechos de poliestireno entrelazado y resinas de poliacrilato o de condensación a partir de fenol y formaldehído. Cuando una solución que contiene iones metálicos disueltos se hacen pasar a través de la columna de resina, los iones metálicos se intercambian con los iones adsorbidos sobre superficies de resina. Para la regeneración, ácidos tales como HCl y H 2ASI QUE4y se utilizan solución alcalina (NaOH). Aguas residuales producidas en el proceso puede ser tratada para la precipitación o ßocculation de iones metálicos. quelación agentes quelantes tales como ácido etilendiaminotetraacético (EDTA), ácido nitriloacético (NTA), ácido dietilentriaminopentaacético (DTPA), y S, Sethylenediaminedi-succínico ácido (EDDS) pueden formar complejos fuertes metalÐligand y son por lo tanto muy eficaz en la remediación de metal pesado-

contaminados suelos (Norvell 1984; Elliott y Brown1989; Kim y Ong1998). Entre estos quelantes, NTA es una Clase II

214 Contaminación

6Soil

carcinógeno y DTPA se identiÞed como tóxico y un carcinógeno potencial. EDTA continúa a ser explorado ampliamente para la recuperación de suelos debido a su capacidad para movilizar cationes metálicos efÞciently junto con sólo un impacto menor en las propiedades físicas y químicas de la matriz del suelo (Lee y Marshall2003). La cinética de extracción de cobre, zinc, hierro y manganeso del sedimento contaminado del río Tenedor Clark en el oeste de Montana, EE.UU., con disódico ethylenediaminetet-raacetate (Na2EDTA) como el agente de extracción, se investigaron. Los resultados mostraron el proceso de extracción constaba de extracción rápido en los minutos Þrst seguido de extracción mucho más lenta durante el resto del experimento. La tasa de extracción, en particular en la fase rápida, demostró la dependencia de pH claro: cuanto menor es el pH, más rápida será la tasa de extracción.

biorremediación En la biorremediación, los organismos se emplean en la extracción y eliminación de metales de la tierra contaminada. Los organismos incluyen microorganismos y plantas superiores. remediación microbiana organismos naturales, ya sea indígenas o extrañas son los principales agentes utilizados para la biorremediación de metales pesados en el suelo (Prescott et al. 2002). Los organismos que se utilizan varían, dependiendo de la naturaleza química de los agentes contaminantes y se deben seleccionar cuidadosamente, ya que sólo sobreviven dentro de un rango limitado de químicos con-contami- (Dubey2004). Desde numerosos tipos de contaminantes son para ser encontrado en un sitio contaminado, diversos tipos de microorganismos son probable que se requiera para la mediación efectiva (Watanabe et al.2001). La biorremediación puede ocurrir naturalmente o por medio de procesos de intervención (Agarwal1998). degradación natural de los contaminantes se basa en microßora indígenas que es eficaz contra los contaminantes speciÞc y por lo general se produce a una velocidad lenta. Con los procesos de intervención, la velocidad de biodegradación es ayudado por fomentar el crecimiento de microorganismos, en condiciones físico-químicas optimizadas (Smith et al.1998a, segundo).

La fitorremediación La fitorremediación utiliza la capacidad de las plantas para adsorber, degradar, volatilizar, o acumular contaminantes en el suelo, sedimentos, superficie, o las aguas subterráneas. De acuerdo con Ghosh y Singh (2005), Los principales procesos de fitorremediación son fitoestabilizador, fitodegradación, phytoaccumulation, phytovolatilization, rhizodegradation, y la evapotranspiración. Phytoaccumulation o fitoextracción es el proceso más comúnmente y popularmente usado de la fitorremediación de metales pesados de suelos contaminados. Fitoextracción utiliza la capacidad hiperacumuladora de metal de algunas plantas en sus partes aéreas. plantas

hiperacumuladoras seleccionadas se hacen crecer en suelos contami-nados y partes aéreas cosechadas son tratadas de diferentes maneras (reducción en el volumen y el peso, el compostaje, la compactación, el entierro, tratamiento térmico).


215

Plantas 6.2.12.7Metal hiperacumuladoras Algunas plantas tolerantes a metales se caracterizan por la capacidad de acumular muy altas concentraciones de metales, muy por encima de las necesidades fisiológicas normales (si existe) y muy por encima de los niveles encontrados en la mayoría de las otras especies tolerantes de los metales. Estas plantas se conocen como plantas ÒhyperaccumulatorÓ metal. El término hiperacumulación se aplicó Þrst por Jaffre et al. (1976) Para las concentraciones de níquel en Nueva Caledonia acuminado especies de árboles Sebertia. Según Reeves (1992), Un hiperacumulador de Ni es una planta en la que una concentración de Ni de al menos 1.000 mg kg -1ha sido registrado en la materia seca de cualquier tejido sobre el suelo en al menos una muestra de cada vez mayor en su hábitat natural. Más tarde, 1.000 mg kg -1criterio también fue tomada para hiperacumulación de Cu, Co y Pb. Una concentración> 10.000 mg kg -1se aplica a Mn y Zn hiperacumulación. Muchas plantas han sido identiÞed como hiperacumuladoras metal. Sin embargo, una lista de algunas importantes plantas hiperacumuladoras de metal obtenidos de Reeves y Baker (2000) Es la siguiente. Metal Cromo

cobalto y cobre

plantas hiperacumuladoras rubricaulis Alyxia, Maytenus bureaviana, M. pancheriana, M. sebertiana, amplexicaulis Garciniaaustromyrtus, bidwillii, clusioides Eugenia, Eugenia sp., beaupreopsis paniculata paniculata, Macadamia angustifolia, M. neurophylla, Stanleya el astrágalo, Haplopappus, Machaeranthera metallorum Pandiaka, Anisopappus davyi, Cyanotis longifolia, Ascolepis metallorum, Bulbostylis pseudoperennis, williamioides Phyllanthus, cobalticola Crotalaria, Vigna dolomitica, Aeollanthus subacaulis var. linearis, Haumaniastrum robertii, Eragrostis racemosa, Actiniopteris sp., henriquesii Buchnera, Sopubia neptunii, Triumfetta dekindtiana, T. welwitschii var. descampii, Xerophyta retinervis var. equisetoides

Cadmio, plomo halleri Arabidopsis, Thlaspi caerulescens, T. caerulescens, T. brachypetalum, y zinc T. caerulescens, T. ochroleucum, T. cepaeifolium, T. praecox, T. stenopTerum, T. tatrensinuartia verna, polycarpaea synandra, Dichapetalum gelonioides, Armeria maritima, Agrostis tenuis, Arrhenatherum elatius, Festuca ovina, Rumex acetosa, calaminaria Viola Manganeso Vaccinium myrtillus, Bidwillii austromyrtus Níquel coddii Berkheya, Pentacalia (10 especies), Senecio (9 especies), Alyssum (52 taxones), Bornmuellera (6 taxones), Cochlearia aucheri, Peltaria emarginata, polygaloides Streptanthus, Thlaspi (23 taxones)

Una concentración más alta de 100 mg kg-1 se da por Cd hiperacumulación (Reeves y Baker 2000). Algunas plantas hiperacumuladoras acumulan cantidades muy elevadas de metales pesados. Por ejemplo, se informó de Thlaspi calaminare y serpentinus Phyllanthus para acumular 39.600 mg kg-1 Zn y 38.100 mg kg-1 Ni, respectivamente, en sus hojas (Siegel2002). Preguntas de estudio

1. ¿Qué quiere decir la contaminación del suelo? ¿Cómo suelos contaminados afectan la calidad del agua y el aire?

216 Contaminación

6Soil

2. ¿Cuáles son los residuos? Discutir los modos de eliminación de desechos en el medio ambiente. Enumerar los diferentes contaminantes del suelo y sus fuentes. 3. Los agroquímicos son una fuente importante de contaminación del suelo D explican. Dará una lista de pesticidas que contienen compuestos peligrosos. Discutir persistencia de pesticidas. 4. Discutir in situ y ex situ de remediación de contaminantes orgánicos. La biorremediación de contaminantes orgánicos es ambientalmente más aceptable Ð discutir. 5. ¿Cuáles son los metales pesados de importancia ambiental? ¿Cuáles son los efectos de los metales pesados en las plantas, seres humanos y microorganismos? Mencionar los métodos de remediación de suelos de metal contaminado.

referencias Abigail AM (1998) El uso de compost de residuos sólidos urbanos en la producción de plantas de vivero. Biocycle J 39 (5): 63Ð65 AdeÞla EO, Onwordi CT, Ogunwande IA (2010) Grado de absorción de metales pesados en las verduras plantadas en gallinaza de basurales. Arco Appl Sci Res 2 (1): 347Ð353 Adriano DC (2003) elementos traza en ambientes terrestres: biogeoquímica, la biodisponibilidad y los riesgos de los metales. Springer, Nueva York Adriano DC, Bolan NS, Vangronsveld J, Wenzel WW (2005) metales pesados. En: Hillel D (ed) Enciclopedia de suelos en el medio ambiente. Elsevier, Oxford Agarwal SK (1998) Biotecnología ambiental. APH Publishing Corporation, Nueva Delhi Ahn CK, Kima YM, Woo SH, Parque JM (2008) El lavado del suelo utilizando diversos agentes tensioactivos no iónicos y su recuperación por adsorción selectiva con carbón activado. J Hazard Mater 154: 153Ð160 Alam MGM, Allinson G, Stagnitti F, Tanaka A, Westbrooke M (2002) La contaminación por arsénico en Bangladesh aguas subterráneas: un desastre ambiental y social. Int J Environ Health Res 12 (3): 235Ð253 Alloway BJ (1995) Metales pesados en los suelos. Blackie Academic and Professional, una impresión de Chapman y Hall, Londres Alloway BJ, Tills AR, Morgan H (1985) La especiación y la disponibilidad de cadmio y plomo en suelos contaminados. En: Hemphill DD (ed) trazas de sustancias en la salud del medio ambiente: actas de la Universidad de la conferencia anual de Missouri el trazas de sustancias en la salud del medio ambiente, vol 18. Universidad de Missouri, Columbia Ángulo JS, Heckman JR (1986) Efecto del pH del suelo y lodo de aguas residuales en VA infección de micorrizas de soja. Soil Plant 93: 437Ð441 Ankley G, Mihaich E, Stahl R, Tillit D, Colborn T, McMaster S et al (1998) Visión general de un taller sobre métodos de cribado para la detección de potenciales (anti-) químicos estrogénicos / androgénicos en la vida silvestre. Environ Toxicol Chem 17: 68Ð87 ATSDR (1999) toxicológica proÞle para el cadmio. Departamento de Salud y Servicios Humanos. Servicio de salud pública. Agencia para Sustancias Tóxicas y el Registro de Enfermedades, Atlanta Aydinalp C, Marinova S (2003) Distribución y formas de metales pesados en algunos suelos agrícolas.

Pol J Environ Stud 12 (5): 629Ð633 Bagdatlioglu N, Nergiz C, Ergonul PG (2010) los niveles de metales pesados en las verduras de hoja y algunas frutas seleccionadas. J piel Verbraucherschutz Ebensmittelsicherheit 5: 421Ð428 Baldwin DR, WJ Marshall (1999) envenenamiento por metales pesados y su investigación de laboratorio. Ann Clin Biochem 36: 267Ð300

Balke KD, Kussmau H, Siebert G (1973) Chemische und thermische Kontamination des Grundwassers durch Industriewasser. Z Dtsch Geol Ges 127: 447Ð460 Barkovskii AL et al (1996) decloración microbiana de históricamente presente y dioxinas cloradas recién púas y la diversidad de las poblaciones de dioxina-decloración. Appl Environ Microbiol 62 (12): 4556Ð4562

referencias

217

Barnswell KD (2005) potencial de fitorremediación en una landÞll inactiva en el noroeste de Ohio. tesis de maestría de la Universidad de Toledo, Toledo De Bell JC, Palmer S, Payne JM (1988) Las zoonosis; infecciones de transmisión de los animales al hombre. Edward Arnold, Londres Beltrán E, Delgado M, Miralles de Imperial R, Porcel M, M Bigeriego tratamiento de lodos (1999) de aguas residuales para uso agrícola. En: Actas del 7º Congreso Mediterráneo de Ingeniería Química, Barcelona Bezdíček D, Fauci M, Caldwell D, Finch R, Lang J (2001) herbicidas persistentes en compost. Biocycle 42 (7): 25Ð30 Biddapa CC, Chino M, Kumazawa K (1982) La migración de metales pesados en dos suelos japoneses. Soil Plant 66: 299Ð316 Bodek I, Lyman WJ, Reehl WF, Rosenblatt DH (1988) química inorgánica ambiental: propiedades, procesos y métodos de estimación. Pergamon Press, Elmsford Boyd RS, Martens SN (1998) hiperacumulación níquel por Thlaspi montanum var. montanum (Brassicaceae): un rasgo constitutivo. Am J Bot 85: 259Ð265 Bradl H (2005) Metales pesados en el medio ambiente: origen. La interacción y la remediación. Elsevier Academic Press, Amsterdam Bradl H, Xenidis A (2005) técnicas de remediación. En: Bradl HB (ed) Metales pesados en el medio ambiente: origen, la interacción y remediación. Elsevier Academic Press, San Diego Brown KS (1995) La limpieza verde: la Þeld emergente de la fitorremediación se arraiga. Bioscience 45: 579Ð582 Brown SL, Chaney RL, JS ángulo, Ryan JA (1998) La fitodisponibilidad de cadmio a la lechuga en el largo plazo los suelos biosólidos-modificadas. J Environ Qual 27: 1D8 Bruins MR, Kapil S, Oehme FW (2000) La resistencia microbiana a los metales en el medio ambiente. Ecotoxicol Environ Saf 45: 198Ð207 Buchauer MJ (1973) contaminación del suelo y la vegetación cerca de una fundición de zinc por zinc, cadmio, cobre y plomo. Environ Sci Technol 7: 131Ð135 Buekers J (2007) La fijación de cadmio, cobre, níquel y zinc en el suelo: cinética, mecanismos y su efecto sobre la biodisponibilidad metal. Doctor en Filosofía. tesis, Universidad Católica de Lueven, Lueven Bugbee GJ, Saraceno RA (1994) Fitotoxicidad de compost tratado con herbicidas de césped que contiene 2,4-D, dicamba, y MCPP. Bull Environ Contam Toxicology 52: 606Ð611 Butler, TJ (1988) Composición de partículas secas deposita a una superficie inerte a Itaca, Nueva York. Átomo de Environ 22: 895Ð900 Buyuksonmez F, Rynk R, Hess TF, Bechinski E (1999) Ocurrencia, degradación, y el destino de los plaguicidas durante el compostaje: parte I. composta, pesticidas, y la degradación de pesticidas. Compost Sci Util 7: 66Ð82 CAC (1993) Programa Conjunto de Normas Alimentarias de la FAO / OMS. Comisión del Codex Alimentarius, Roma CAC (2003) Evaluación de ciertos aditivos alimentarios y contaminantes. FAO / OMS, el Codex Stan. 230-

2001, Rev, 1-2003. Comisión del Codex Alimentarius, Roma Campos VM, Merino I, R Casado, Pacios LF, G-mez L (2008) Review. La fitorremediación de contaminantes orgánicos. Span J Agric Res 6 (Número especial): 38Ð47 CEQ (1981) las tendencias ambientales. Consejo de Calidad Ambiental, OfÞce Ejecutiva del Presidente, Gobierno impresión OfÞce, Washington, DC Chakraborti D, Rahman MM, Paul K, Chowdhury Reino Unido, Sengupta MK, LODH D et al (2002) calamidad arsénico en el subcontinente indio: ¿qué lecciones se han aprendido? Talanta 58: 3Ð22 Chefetz B, Hatcher PG, Hedar Y, Chen Y (1996) Caracterización química y biológica de la materia orgánica durante el compostaje de residuos sólidos municipales. J Environ Qual 25: 776 Los avances recientes y perspectivas futuras: Funciones y toxicidad de níquel en las plantas Chen C, Huang D, Liu J (2009). Limpia del suelo Aire Agua 37: 304Ð313

Cho M, Chardonnens AN, Dietz KJ (2003) diferencial tolerancia de metales pesados de Arabidopsis halleri y Arabidopsis thaliana, una prueba de hoja rebanada. Nueva fitol 158: 287Ð293 Chrostowski P, Durda JL, Edelmann KG (1991) El uso de procesos naturales para el control de la migración de cromo. Remediation 2 (3): 341Ð351

218 Contaminación

6Soil

Colborn T, Clemente C (eds) (1992) alteraciones, químicamente inducida en devel-rrollo sexual y funcional: la conexión de la fauna humano-. Princeton ScientiÞc Publishing Co. Inc., Princeton Colwell RR (1994) ScientiÞc fundamento de biorremediación y las lagunas que quedan por Þlled. Res

Microbiol 145: 40 Conner JR (1990) Química Þxation y solidiÞcation de desechos peligrosos. Van Nostrand Reinhold, Nueva York Coskun M, Steinnes E, Frontasyeva MV, Sjobakk TE, Demkina S (2006) la contaminación de metales pesados de la superficie del suelo en la región de Tracia, Turquía. Environ Monit Evaluar 119: 545Ð556 Crookes MJ, Howe PD (1993) Evaluación de Riesgo ambiental: naftalenos halogenados TSD / 13. Departamento de Medio Ambiente, Londres Daiem AMM, Utrilla RJ, Pérez O, D'az MJD, Polo SM (2012) Impacto ambiental de ésteres de ácidos ftalato y su eliminación de agua y sedimentos por diferentes tecnologías d a revisión. J Environ Administrar 10: 164Ð178 Dan T, Hale B, D Johnson, Conard B, Stiebel B et al (2008) umbrales de toxicidad para la avena (Avena sativa L.) cultivadas en Ni-impactados suelos agrícolas cerca de Port Colborne, Ontario, Canadá. Can J Soil Sci 88: 389Ð398 Davarynejad GH, Vatandoost S, SoltŽsz M, NyŽki J, Szab- Z, Nagy PT (2010) el contenido de elementos peligrosos y el riesgo de consumo de nueve cultivares de albaricoque. Int J Hort Sci 16 (4): 61Ð65 De Haan FAM, van Riemsdijk WH (1986) Comportamiento de los contaminantes inorgánicos en el suelo. En: Assink JW, van den Brink WJ (eds) contaminado suelo. M Nijhoff, Dordrecht de Kok TMCM, Driece HAL, Hogervorst JGF, BriedŽ JJ (2006) la evaluación toxicológica de Ambient y partículas relacionadas con el trafÞc: una revisión de estudios recientes. Mutat Res 613: 103Ð122

de Rosa MS, Zarrilli S, Paesano L, Carbone U, Boggia B, Petretta M et al (2003) contaminantes TrafÞc afectan la fertilidad en los hombres. Hum Reprod 18: 1055Ð1061 Dean RB, Suess MJ (1985) El riesgo para la salud de los productos químicos en los lodos de depuradora aplicado a la tierra. Los residuos Manejo Res 3: 251Ð278 Diciembre J, Bollag J (1997) Determinación de interacciones covalentes y de unión no covalentes entre productos químicos xenobióticos y el suelo. Soil Sci 162: 858Ð874 Delgado M, Miralles de Imperial R, M Porcel, Bigeriego M (1999) Mineralizaci-n del nitr-geno procedente de residuos org ‡ nicos. Rev Int Contam Ambient 15: 19Ð25 Dermont G, Bergeron M, Mercier G, Richer-Laß • che M (2008) El lavado de suelos para la eliminación de metales: una revisión de las tecnologías físicas / químicas y aplicaciones Þeld. J Hazard Mater 152 (1): 1Ð31 Dewailly E, Bruneau S, Laliberte C, Belles-Isles M, Weber JP, Ayotte P, Roy R (1993) Breast contaminación de la leche por PCB y PCDD / PCDF en Arctic Quebec: resultados preliminares sobre el estado inmunológico de los bebés inuit. En: Fiedler H, Frank H, Hutzinger O, Parzefall W, Riss A, Caja de seguridad S (eds) DIOXINÕ93. 13º Simposio Internacional de dioxinas cloradas y compuestos relacionados. Los artículos cortos. compuestos orgánicos halogenados, vol 13. Agencia Federal de Medio Ambiente, Viena Díaz-Ravina M, Baas E (1996) El desarrollo de tolerancia a los metales en las comunidades del suelo bacteriana expuestos a mayores niveles de metal experimental. Appl Environ Microbiol 62: 2970Ð2977 DOE (2002) Directiva de la UE 1999/31 / CE de 26 de abril de 1999 sobre la landÞll de residuos. Un papel con-sulta en la limitación de landÞll para cumplir los objetivos CE LandÞll DirectiveÕs para reducir el landÞll de residuos municipales biodegradables. División de Política Ambiental, Departamento de Medio Ambiente.www.doeni.gov.uk/niea/lfd_con_paper.pdf Doelman P, Haanstra L (1984) Efectos a corto plazo y a largo plazo de cadmio, cromo, cobre, níquel, plomo y zinc en la respiración microbiana del suelo en relación con los factores del suelo abióticos. Suelo Planta 79: 317Ð327 Doick KJ, Klingelmann E, Burauel P, Jones KC, Semple KT (2005) destino a largo plazo de los policlorobifenilos y los hidrocarburos aromáticos policíclicos en el suelo agrícola. Environ Sci Technol 39: 3663Ð3670

Doty SL (2008) Aumento de la fitorremediación a través del uso de transgénicos y endófitos. Nueva fitol 179: 318Ð333 Doty SL, Shang TQ, Wilson AM, Moore AL, Newman LA, Strand SE, Gordon MP (2003) Metabolismo de los hidrocarburos halogenados, TCE y EDB, por parte de la leguminosa tropical, Leucaena leucocephala. Res Agua 37 (2): 441Ð449

referencias

219

Drozd J (2003) El riesgo y beneÞcios asociados con la utilización compost a partir de residuos sólidos municipales (MSW) en la agricultura. En: JM Lynch, Schepers JS, Unver I (eds) sistemas innovadores de plantas del suelo para las prácticas agrícolas sostenibles. Organización para la Cooperación y el Desarrollo Económico (OCDE), París Dubey RC (2004) Un libro de texto de la biotecnología, 3ª ed. S Chand y Company Ltd., Nueva Delhi Dudas MJ (1987) Acumulación de arsénico nativo en suelos sulfatados ácidos en Alberta. Can J Soil Sci 67: 317Ð331 Dudas MJ, Pawluk S (1980) las abundancias naturales y mineralógica de partición de elementos traza en suelos Alberta seleccionados. Can J Soil Sci 60: 763Ð771 Duruibe JO, Ogwuegbu MOC, Egwurugwu JN (2007) la contaminación por metales pesados y los efectos biotóxicos humanos. Int J Phys Sci 2 (5): 112Ð118 Elliott HA, Brown GA (1989) Evaluación comparativa de NTA y EDTA para la descontaminación de los suelos extractiva Pb contaminado. Aire Agua Suelo Pollut 45 (3D4): 361Ð369 Agencia de Medio Ambiente (2007) las concentraciones ambientales de dibenzo-p-dioxinas y dibenzofuranos policlorados en suelo británico y hierbas, Reino Unido SHS no reportan. 10. Agencia de Medio Ambiente, Bristol Agencia de Medio Ambiente (2009) contaminantes en el suelo: actualizado cotejo de los datos toxicológicos y valores de ingesta para los seres humanos. Las dioxinas, furanos y PCB similares a las dioxinas. informe de la ciencia SC050021 / SR TOX12. Agencia de Medio Ambiente, Bristol Eriksson J, ... nacido I, G Jansson, Andersson A (1996) Factores inßuencing Cd-contenidos en los cultivos. Los resultados de las investigaciones sueca Þeld. Swed J Agric Res 26: 125Ð133 Fargasova A (1994) Efecto de Pb, Cd, Hg, As y Cr en la germinación y crecimiento de las raíces de las semillas de Sinapis alba. Bull Environ Contam Toxicology 52: 452Ð456 Fosmire GJ (1990) la toxicidad de zinc. Am J Clin Nutr 51: 225Ð227 Fowler D (1980) La eliminación de compuestos de azufre y nitrógeno de la atmósfera en la lluvia y por deposición en seco. En: drablos D, Tolan A (eds) Efectos ecológicos de la precipitación con ácido. Proyecto FNS, Oslo Amigos de la Tierra (2002) La seguridad de las cenizas de incineración: una revisión de un informe de la Agencia de Medio Ambiente. De noviembre de 2002. Amigos de la Tierra, Londres Fu JJ, Zhou QF, Liu JM, Liu W, T, Wang, Zhang QH et al (2008) Los altos niveles de metales pesados en el arroz (Oryza sativa L.) de una típica área de reciclaje de desechos electrónicos en el sureste de China y su potencial riesgo para la salud humana. Chemosphere 71: 1269Ð1275 Fuller WH (1977) Movimiento de metales seleccionados, asbestos, y cianuro en el suelo: aplicaciones a los residuos problemas de eliminación. EPA-600 / 2-77-020. Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos, OfÞce de Investigación y Desarrollo, Laboratorio de Investigación Ambiental Municipal, División de Investigación de Residuos Sólidos y Peligrosos, Cincinnati Gevao B, Semple KT, Jones KC (2000) residuos de plaguicidas Bound en suelos: una revisión. Environ Pollut

108: 3Ð14 Ghosh M, Singh SP (2005) Una revisión de la fitorremediación de metales pesados y la utilización de sus subproductos. Appl Environ Ecol Res 3: 1Ð18 Giller KE, McGrath SP, Hirsch PR (1989) Ausencia de Þxation nitrógeno en trébol crecido en sujetos suelo a la contaminación a largo plazo con los metales pesados se debe a la supervivencia de solamente Rhizobium ineficaz. Soil Biol Biochem 21: 841Ð848 Gillham RW, OÕHannesin SF (1994) degradación mejorada de compuestos alifáticos halogenados por el hierro de valencia cero. Agua Subterránea 32: 958Ð967 Giusquiani PL, Pagliai M, Gigliotii G, Businelli D, Benetti A (1995) de compost de residuos urbanos: efectos sobre las propiedades del suelo bioquímicos físicas, químicas y. J Environ Qual 24: 175Ð182 Glazer AN, Nikaido H (2007) Biotecnología Microbiana: fundamentos de la microbiología aplicada, 2ª ed. Cambridge University Press, Cambridge

GOC tecnologías de remediación (2003) del sitio: un manual de referencia. Sitios Contaminados Grupo de Trabajo, Gobierno de Canadá, Ontario Goi A, Trapido M, Kulik N (2009) la recuperación de suelos contaminados con oxidación con peróxido de hidrógeno. Int J Biol Chem Eng 2: 3

220 Contaminación

6Soil

Goldsmith CD, Scanlon PF, Pirie WR (1976) las concentraciones de plomo en el suelo y la vegetación asociados con carreteras de diferentes densidades trafÞc. Bull Environ Contam Toxicology 16: 66Ð70

Gong Z, Wilke BM, Alef K, Li P, Zhou Q (2006) La eliminación de los hidrocarburos aromáticos policíclicos de los suelos contaminados con planta de gas manufacturado utilizando aceite sunßower: experimentos de columna de laboratorio. Chemosphere 62: 780Ð787 Graffham A (2006) los requisitos legales de la UE para la importación de frutas y verduras (una Guía de Proveedores). nuevas ideas no. 1, DFID / IIED / NRI.www.agrifoodstandards.org Granval P, Aliaga R (1988) Analizar crítica des connaissances sur les prŽdateurs de lombriciens. Gibier Faune Sauvage 5: 71Ð94 Greenwood NN, Earnshaw A (1997) Zinc, cadmio y mercurio. En: Química de los elementos, segunda ed. Butterworth-Heinemann, Oxford Gulz PA (2002) la captación de arsénico de plantas de cultivo común de los suelos y la interacción con el fosfato contaminados. Tesis presentada en el Instituto Federal Suizo de Tecnología de Zurich para el grado de Doctor en Ciencias Naturales Guster R, Ebertseder T, Weber A, Schraml M, Schmidhalter U (2005) a corto plazo y la disponibilidad residual de nitrógeno después de la aplicación a largo plazo de fertilizantes orgánicos en tierras de cultivo. J Plant Nutr Soil Sci 168: 439Ð446 GWRTAC (1997) remediación de suelos y aguas subterráneas metales contaminados. Informe técnico TE-97-01. GWRTAC, Pittsburgh Hamelink JL (1977) Prueba de factor de bioconcentración actual y la teoría. En: Mayer FL, Hamelink JL (eds) toxicología acuática y la evaluación de riesgos, ASTM STP 634. Sociedad Americana para Pruebas y Materiales, Filadelfia Harrison RM, Laxen DP, Wilson SJ (1980) Aislamiento y caracterización de pesada-microbios resistentes de metal. Environ Sci Technol 15: 1379Ð1383 Heinrichs H, Schulz-Dobrick B, Wedepohl KH (1980) geoquímica Terrestre de Cd, Bi. Ti, Pb, Zn y Rb. Geochim Cosmochim Acta 44: 1519Ð1532 Helal HM, Sauerbeck D (1984) Inßuence de raíces de las plantas en el metabolismo del carbono y fósforo en el suelo. Soil Plant 76: 175Ð182 Hemida SA, Omar SA, Abdel-Mallek AY (1997) poblaciones microbianas y la actividad enzimática en tierra tratada con metales pesados. Aire Agua Suelo Pollut 95: 13Ð22 Hendriks AJ, Ma WC, Brouns JJ, de Ruiter-Dijkman EM, Gast R (1995) Modelado y monitoreo organoclorados y la acumulación de metales pesados en el suelo, gusanos de tierra y musarañas en ßoodplains Rin-Delta. Environ Contam Toxicology 29: 115Ð127 Hewitt CN, Candy GBB (1990) tierra y el polvo de la calle concentraciones de metales pesados en y alrededor Cuenca, Ecuador. Environ Pollut 63: 129Ð136 Hicks RE, Tondorf S (1994) Electrorestoration de los suelos de metal contaminado. Environ Sci Technol 28: 2203Ð2210 MK colina (2010) Comprensión contaminación, 3ª ed. Cambridge University Press, Cambridge Hirai M, Kawai-Hirai R, Hirai T, Ueki T (1993) El cambio estructural de Jack Bean ureasa indujeron por adición de agentes tensioactivos estudiados con sincrotrón-radiación de ángulo pequeño de dispersión de rayos X. Eur J Biochem 215 (1): 55Ð61 Hobbelen PHF, Koolhaas JE, Van Gestel CAM (2006) Efectos de los metales pesados en la descomposición de la hojarasca de la lombriz de tierra Lumbricus rubellus. Pedobiologia 50: 51Ð60 Holmgren GGS, Meyer MW, Daniels RB, Kubota J, Chaney RL (1986) de cadmio, plomo, zinc, cobre, y níquel en los suelos agrícolas en los Estados Unidos. J Environ Qual 16: 335Ð348 Holmgren GGS, Meyer MW, Chaney RL, Daniels RB (1993) de cadmio, plomo, zinc, cobre, y níquel en suelos agrícolas de los Estados Unidos de América. J Environ Qual 22: 335Ð348 HPA compendio (2008) HPA de los peligros químicos: dioxinas (2,3,7,8-Tetraclorodibenzo-pdioxina). CHAPD HQ, HPA 2008, versión 1. Agencia de Protección de la Salud, Chilton. Disponible en:http://www.extension.umn.edu/distribution.horticulture/DG2543html

Huang D, Xu Q, Cheng J, Lu X, Zhang H (2012) remediación electrocinética y sus tecnologías combinadas para la eliminación de contaminantes orgánicos de suelos contaminados. Int J Electrochem Sci 7: 4528Ð4544

referencias

221

Hussein H, Farag S, Kandil K, Moawad H (2005) Resistencia y absorción de metales pesados por Pseudomonas. Proceso Biochem 40: 955Ð961 Igwe JC, Nnorom IC, Gbaruko BC (2005) Cinética de radionucleidos y comportamiento metales pesados en el suelo: implicaciones para el crecimiento de plantas. Afr J Biotechnol 4 (13): 1541Ð1547 Inui H, Shiota N, Motoi Y, Ido Y, Inoue T, Kodama T, Ohkawa Y, Ohkawa H (2001) Metabolismo de herbicidas y otros productos químicos en las especies del citocromo P450 humanos y en plantas transgénicas de patata co-expresión de CYP1A1 humano, CYP2B6 y CYP2C19. J Pest Sci 26: 28Ð40

Jaffre T, Brooks RR, Lee J, Reeves RD (1976) Sebertia acuminata: un hiperacumulador de níquel en Nueva Caledonia. Ciencia 193: 579Ð580 John R, L Totten, Eisenreich S (2004) La red de la deposición atmosférica Nueva Jersey (NJADN). Informe final de la NJDEP. División NJDEP de Ciencia, Investigación, y Tecnología, Trenton Jordahl J, Foster L, Alvarez PJ, Schnoor J (1997) Efecto de álamos híbridos en poblaciones microbianas

importante para la biorremediación de residuos peligrosos. Environ Toxicol Chem 16: 1318Ð1381 Kabata-Pendias A, Mukherjee AB (2007) Los oligoelementos del suelo a humano. Springer, Berlin Kabata-Pendias A, Pendias H (2000) elementos traza en el suelo y las plantas. CRC Press, Boca Raton Kabata-Pendias A, Pendias H (2001) Elementos Traza en suelos y plantas, tercera edn. CRC Press LLC, Boca Ratón Kadar I (1995) Efecto de la carga de metales pesados en el suelo y de los cultivos. Acta Agron Hung 43: 3D9 Karczewska A, Szerszen L, Kabala C (1998) Formas de metales pesados seleccionados y su transformación

en suelos contaminados por las emisiones de fundiciones de cobre. Adv Geoecol 31: 705Ð712 Kawahigashi H, Hirose S, Ohkawa H, Ohkawa Y (2007) La resistencia a herbicidas de arroz transgénico plantas que expresan CYP1A1 humana. Biotechnol Adv 25: 75Ð84 Kelly JJ, Häggblom MM, Tate RL (2003) Efectos de la contaminación por metales pesados y remediación en las comunidades microbianas del suelo en las proximidades de una fundición de zinc tal como se indica mediante el análisis de la comunidad microbiana fosfolípidos proÞles de ácidos grasos. Biol Fertil suelos 38: 65Ð71 Khan S, Q Cao, Zheng YM, Huang YZ, Zhu YG (2008) los riesgos para la salud de los metales pesados en suelos contaminados y los cultivos de alimentos regados con aguas residuales en Beijing, China. Environ Pollut 152 (3): 686Ð692 Kim C, Ong SK (1998) La reacción selectiva de plomo y hierro amorfo con EDTA en plomo

sulfato contaminados con sistema de suelo. Kor J Environ Eng Res 3 (3): 167Ð174 Kimmel WG (1999) respuestas de la comunidad de macroinvertebrados a acidiÞcation secuencia episódica en la colina del laurel en el suroeste de Pennsylvania. En: WE Sharpe, Drohan JR (eds) Los efectos de la deposición ácida en los ecosistemas acuáticos en Pennsylvania. Actas de la conferencia de la deposición ácida PA 1998, vol II. Medio Ambiente Instituto de Investigación de Recursos, University Park Kirpichtchikova TA, Manceau A, Spadini L, PanÞli F, Marcus MA, Jacquet T (2006) La especiación y la solubilidad de los metales pesados en el suelo contaminado utilizando microßuorescence de rayos X, espectroscopia de EXAFS, extracción química, y el modelado termodinámico. Geochim Cosmochim Acta 70 (9): 2163Ð2190 Klein GP, Hodge EM, Diamond ML, Yip A, Dann T, Stern G et al contaminantes del aire ambiente (2006) en fase gaseosa exhiben signiÞcant similares a las dioxinas y la actividad similar al estrógeno in vitro. Environ Health Perspect 114: 697Ð703 Knox AS, Seamans JC, Mench MJ, Vangronseveld J (2000) Remediation de metales y radionuclides: suelo contaminado utilizando en técnicas de estabilización situ. Macmillan Publishers, Nueva York Lageman R (1993) Electroreclamation: aplicaciones en los Países Bajos. Environ Sci Technol 27: 2648Ð2650 Lanno RP, Wells J, Conder JM, Bradham K, Basta N (2004) La biodisponibilidad de los productos químicos en el suelo por las lombrices de tierra. Ecotoxicol Environ Saf 57 (1): 39Ð47

Lee CC, Marshall WD (2003) Reciclaje de extractantes complejométricas a remediar un suelo contaminado con metales pesados. Environ Monit 4 (2): 325Ð329 Leita L, De Nobili M, Muhlbachova G, Mondini C, Marchiol L, Zerbi G (1995) La biodisponibilidad y los efectos de los metales pesados en la supervivencia biomasa microbiana del suelo durante la incubación de laboratorio. Biol Fert suelos 19: 103Ð108 Levy DB, Barbarick KA, Siemer EG, Sommers LE (1992) Distribución y partición de metales traza en suelos contaminados cerca de Leadville, Colorado. J Environ Qual 21 (2): 185Ð195

222 Contaminación

6Soil

Li YH, Chaney RL, Schneiter AA (1994) Efecto del nivel de cloruro de suelo sobre la concentración de cadmio en los granos sunßower. Soil Planta 167: 275Ð280 Lindberg SE, SB McLaughlin (1986) interacciones de contaminantes atmosféricos con vegetación: necesidades de investigación en adquisición de datos e interpretación. En: Legge AH, Krupa SV (eds) Los contaminantes del aire y sus efectos sobre el ecosistema terrestre, vol 18. Wiley, Nueva York Lindsay WL (1979) de plomo. En: equilibrios químicos en los suelos. Wiley, Nueva York Lovett GM, Pariente JD (1990) deposición atmosférica de contaminantes en los ecosistemas de gran altitud. Atmos Environ 24A: 2767Ð2786 Lu XC, Chen LH, Xu Q, Bi SP, Zheng Z (2005) remediación electrocinético de metales pesados / China J Environ Sci (chino) 25: 89Ð91 Luo YM (2009) investigación y desarrollo actual de las tecnologías de remediación de suelos. Prog Chem 21: 558Ð565 Madyiwa S, Chimbari M, Nyamangara J, Bangira C (2002) Los efectos acumulativos de lodos de aguas residuales y la aplicación mezcla efßuent en las propiedades del suelo de suelo arenoso bajo una mezcla de estrella y kikuyu hierbas Zimbabwe. Phys Chem Tierra 27: 747Ð753 Manahan SE (2003) química toxicológica y bioquímica. CRC Press, Boca Raton Manser AGR, Keeling AA (1996) Manual práctico de tratamiento y reciclaje de residuos municipales. Lewis Publishers, Boca Ratón Markus J, McBratney AB (2001) Una revisión de la contaminación del suelo con el plomo II. distribución espacial y la evaluación de riesgos de plomo del suelo. Environ Int 27 (5): 399Ð411 Masscheleyn PH, Delaune RD, Patrick WH Jr (1991) Efecto del potencial redox y el pH sobre la especiación arsénico y solubilidad en un suelo contaminado. Environ Sci Technol 25: 1414Ð1418 McFarlane JC, Pßeeger T, Fletcher J (1987) La absorción, distribución y metabolismo de los cuatro productos químicos orgánicos por plantas de soja y raíces de cebada. J Environ Toxicol Chem 6: 847Ð856 McLachlan MS (1996) bioacumulación de productos químicos hidrófobos cadenas de comida agrícolas. Environ Sci Technol 30 (1): 252Ð259 McLaughlin MJ, Zarcinas BA, Stevens DP, Cook N (2000) El análisis de suelos para los metales pesados. Commun Soil Sci Plant Anal 31: 1661Ð1700 Menzie CA, Burmaster DE, estudiante de primer año JS, CA Callahan (1992) Evaluación de métodos para la estimación del riesgo ecológico en el componente terrestre: un estudio de caso en el lugar de Baird y McGuire Superfund en Holbrook, Massachusetts. Environ Toxicol Chem 11: 245Ð260 Michel O, Gianni R, Le Bon B, contenido J, Duchateau J, Sergysels J (1997) relación DoseÐresponse a la endotoxina inhalado en sujetos normales. Am J Resp Crit Care Med 145: 1157Ð1164

Miltner E, Bary AI, Cogger CG (2003) y el compost Clopyralid: formulación y efectos Cortar el contenido de herbicida de hierba cortada. Compost Sci Util 11: 289Ð299 Misaki K, Suzuki M, Nakamura M, Handa H, Iida M, Kato T et al (2008) receptor de aril hidrocarburos y receptor de estrógeno actividad del ligando de los extractos orgánicos a partir de polvo de la carretera y las partículas de escape diesel. Arco Environ Contam Toxicology 55: 199Ð209 Montemurro F, Convertini G, Ferri D, Maiorana M aplicación compost (2005) MSW en los cultivos de tomate en condiciones mediterráneas: efectos sobre el comportamiento agronómico y la utilización de nitrógeno. Compost Sci Util 13 (4): 234Ð242 Moreno JL, Hernández T, Garcia C (1999) Efectos de cadmio Ð aguas residuales contaminadas compost de lodos sobre la dinámica de la materia orgánica y la actividad microbiana en un suelo árido. Biol Fertil suelos 28: 230 Mudgal V, Madaan N, Mudgal A (2010) Metales pesados en plantas: fitorremediación: plantas utilizadas para

remediar la contaminación por metales pesados. Agric Biol J North Am 1 (1): 40Ð46 Munshower FF (1977) acumulación de cadmio en plantas y animales en los pastizales contaminados y no contaminados. J Environ Qual 6: 411Ð413

Muto E, Hayashi T, Yamada K, Esaki T, Sagai M, Iguchi A (1996) existe endotelial-constitutiva óxido nítrico sintasa en las vías respiratorias y las partículas de escape diesel inhiben el efecto del óxido nítrico. Life Sci 59: 1563Ð1570 Navarro S, Vela N, Navarro G (2007) Review. Una visión general sobre el comportamiento ambiental de los residuos de plaguicidas en los suelos. Span J Agric Res 5 (3): 357Ð375 Neumann PM, Chamel A (1986) movilidad floema comparativo de níquel en las plantas nonsenescent. Physiol Plant 81: 689Ð691

referencias

223

Njoku KL, Akinola MO, Oboh BO (2009) fitorremediación de suelos contaminados petróleo crudo: el efecto del crecimiento de Glycine max en el contenido físico-química y petróleo crudo de suelo. Nat Sci 7 (10): 79Ð86 Nkansan MA, Amoako CO (2010) el contenido de metales pesados de algunas especies comunes disponibles en los mercados en la metrópoli Kumasi de Ghana. Am J Sci Ind Res 192: 158Ð163 Norvell WA (1984) Comparación de los agentes como extractantes quelante para metales en diversos materiales del suelo. Soil Sci Soc Am J 48 (6): 1285Ð1292 NRCC (1978) Efectos de arsénico en el medio ambiente canadiense. Consejo Nacional de Investigación de Canadá sin publicación. NRCC 15391. National Research Council de Canadá, Ottawa Okamura K, Kizu R, Hayakawa K, Toriba A, Mizokami A, Burnstein KL et al (2004) La variación en la actividad antiandrogénica de partículas de escape diesel emitidos bajo diferentes cargas del motor. Polycycl Aromat Comp 24: 743Ð757 Okereke GV (1985) inmovilización inmediata de sulfato de amonio marcado y nitrógeno de urea en suelos. Soil Sci 140: 105Ð109 Otte ML, SJ Bestebroer, Van der Linden JM, Rozema J, Broekman RA (1991) Un estudio de las concentraciones de zinc, cobre y cadmio en plantas de pantano de sal a lo largo de la costa holandesa. Environ Pollut 72: 175Ð189 Ovadnevaite J, K Kvietkus, Maršalka A (2006) 2002 thres verano en Lituania: impacto en la calidad del aire en la ciudad de Vilnius y la salud de los habitantes. Sci total Environ 356 (1D3): 11Ð21 Pandaa GC, Dasa SK, Bandopadhyayb TS, Guha AK (2007) La adsorción de níquel sobre la cáscara de Lathyrus sativus: comportamiento y mecanismo de fijación. Coloides Surf B Biointerfaces 57: 135Ð142 Parr JF, Papendick RI, Hornick SB, Colacicco D (1989) El uso de enmiendas orgánicas para aumentar

la productividad de las tierras áridas. Árido suelo Res Rehabil 3: 49Ð170 Patra M, Sharma A (2000) La toxicidad del mercurio en las plantas. Rev Bot 66 (3): 379Ð422 Paul R, Howard L (1.997) Usando orgánicos urbanos en la agricultura. Biocycle J 38 (4): 86Ð90 Pawloska TE, Charvat que el estrés (2004) de metales pesados y los patrones de desarrollo de los hongos micorrícicos arbusculares. Appl Environ Microbiol 70 (11): 6643Ð6649 Pedro JS, Valente S, Padilha PM, Florentino AO (2006) Los estudios en la adsorción y la cinética de la fotodegradación de un compuesto modelo para fotocatálisis heterogénea en TiO 2. Chemosphere 64: 1128Ð1133 Pestaori AC, Consonni D, Tironi A, C Zochetti, Fini A, Bertazzi PA (1993) El cáncer en una población joven en una zona contaminada por dioxinas. Int J Epidemiol 22: 1010Ð1013 Peters HA (1976) envenenamiento por hexaclorobenceno en Turquía. Fed Proc 35: 2400Ð2403 Pignatello JJ, Xing B (1996) Mecanismos de sorción lento de productos químicos orgánicos a partículas naturales. Environ Sci Technol 30: 1D11 Pizzul L, Castillo MP, Stenstrom J (2007) Efecto del aceite de colza sobre la degradación de los hidrocarburos aro-matic policíclicos en los suelos por Rhodococcus wratislaviensis. Int Biodeter biodegr 59: 111Ð118 Pokhrel D, Viraraghavan T (2005) Municipal gestión de residuos sólidos en Nepal: prácticas y

retos. Residuos Administrar 25 (5): 555Ð562 Pourrut B, Shahid M, Dumat C, Winterton P, Pinelli E (2011) la absorción de plomo, la toxicidad y detoxiÞcation en las plantas. Rev Environ Contam Toxicology 213: 113Ð136 Prescott LM, Harley JP, Klein DA (2002) Microbiology, quinto edn. McGraw-Hill, Nueva York rababah A, S Matsuzawa (2002) Sistema de tratamiento para matriz sólida contaminada con ßuoranthene.

I D técnica de extracción modiÞed. Chemosphere 46 (1): 39Ð47 Radwan S, Sorkhon N, El-Nemri I (1995) biodegradación del aceite alrededor de las raíces. Nature 376: 302 KR Reddy (2010) Nanotecnología para la remediación del sitio: deshalogenación de los contaminantes orgánicos en los suelos y las aguas subterráneas por partículas de hierro a escala nanométrica. En: 6º Congreso Internacional de geotecnia ambiental, Nueva Delhi Reddy KR, Overcash MR (1981) cambios en las propiedades físicas del suelo debido a la aplicación de residuos orgánicos:

una revisión. J Environ Qual 10: 133Ð141 Reed BE, PE Carriere, Matsumoto MR (1991) La aplicación de lodos en terrenos agrícolas. Biocycle 32 (7): 58Ð60 Reeves RD (1992) La hiperacumulación de níquel por las plantas de serpentina. En: Baker, AJM, Proctor J, Reeves RD (eds) La vegetación de los suelos (serpentina) ultramaÞc. Andover, Hampshire

224 Contaminación

6Soil

Reeves RD, Baker AJM (2000) las plantas de metal de acumulación. En: Raskin I, Ensley BD (eds) fitorremediación de metales tóxicos: el uso de plantas para limpiar el medio ambiente. John Wiley, Nueva York Reid BJ, Jones KC, Semple KT (2000) La biodisponibilidad de los contaminantes orgánicos persistentes en los suelos y sedimentos, una perspectiva sobre los mecanismos, consecuencias y evaluación. Environ Poll 108: 103Ð112 Roane TM, Pepper IL (2000) Microorganismos y contaminantes metálicos. En: Maier RM, Pepper IL,

Gerba CP (eds) Microbiología ambiental. Académica, San Diego Ros M, Hernández MT, Garcia C, Bernal A, Pascual JA (2005) efecto Biopesticida de abono verde contra el marchitamiento por Fusarium en plantas de melón. J Appl Microbiol 98: 845Ð854 Rosen CJ (2002) El plomo en el jardín de su casa y ambiente del suelo urbano. Universidad de Minnesota Extensión.http://www.extension.umn.edu/distribution/horticulture/DG2543.html Ross H (1987) metales traza en la precipitación en Suecia. Aire Agua Suelo Pollut 36: 349Ð363 Rubin CS, Holmes AK, Belson MG, Jones RL, Flandes WD, Kieszak SM, Osterloh J, Luber GE, Blount aC, Barr DB, Steinberg KK, Satten GA, McGeehin MA, Todd RL (2007) La investigación de la leucemia infantil en el condado de Churchill , Nevada. Environ Health Perspect 115 (1): 151Ð157

SH Caja de seguridad (1986) toxicología comparativo y mecanismo de acción de dibenzo-pdioxinas y dibenzofuranos. Annu Rev Pharmacol Toxicol 26: 371Ð399 Saichek RE, Reddy KR (2005) electrocinéticamente mejorado remediación de compuestos orgánicos hidrófobos en suelos: una revisión. Crit Rev Environ Sci Technol 35: 115Ð192 Sajwan KS, Ornes WH, Youngblood TV, Alva AK (1996) La captación de suelo aplican cadmio, níquel y selenio por los granos de arbusto. Aire Agua Suelo Encuesta 91: 209Ð217 Salomons W, Forstner U (1984) Metales en la embarcación acuática. Springer, Berlín SánchezMonedore MA, Mondini C, Nobili M, L Leita, Roig Una aplicación (2004) Tierra de biosólidos: respuesta del suelo a diferente grado de estabilización de la materia orgánica tratada. Manejo de residuos 24: 325Ð332 Saruhan V, Gul I, Aydin I (2010) Los efectos de los lodos de depuradora utilizados como abono en las características agronómicas y químicas de Birdos pie de trébol (Lotus corniculatus L.) y la contaminación del suelo. Sci Res Ensayos 5 (17): 2567Ð2573 Savchenko VK (1995) La ecología de la catástrofe de Chernobyl. UNESCO, París Saxe JK, Impellitteri CA, Peijnenburg WJGM, Allen HE (2001) modelo Novel que describe las concentraciones de metales traza en la lombriz de tierra, Eisenia andrei. Environ Sci Tech 35: 4522Ð4529 Schwarzenbach RP, Gschwend PM, Imboden DM (1993) química orgánica Ambiental. Wiley, Nueva York Semple KT, Morriss AWJ, Paton GI (2003) La biodisponibilidad de contaminantes orgánicos hidrófobos en suelos: conceptos fundamentales y técnicas para el análisis. Eur J Soil Sci 54: 809Ð818 Senesi N (1992) los mecanismos de unión de los plaguicidas para sustancias húmicas del suelo. Sci total Environ 123 (124): 63Ð76 Senesi N, Testini C, Metta D (1984) La unión de herbicidas clorofenoxi-alcanoico de solución acuosa por ácidos húmicos del suelo. En: Conferencia internacional sobre contaminación ambiental, Londres Seregin IV, Kozhevnikova AD (2006) papel fisiológico de níquel y sus efectos tóxicos sobre las plantas superiores. Russ J Plant Physiol 53: 257Ð277 Sharma HD, Reddy KR (2004) de ingeniería geoambiental: la remediación del sitio, la contención de residuos, y las tecnologías de gestión de residuos emergentes. John Wiley, Hoboken Sharpe RM, Skakkebaek NE (1993) ¿Se estrógenos involucrado en la caída del número de espermatozoides y trastornos del aparato reproductor masculino? The Lancet 341: 1392Ð1395 Sheoran AS, Sheoran V, Poona P (2008) Rehabilitación de mina degradados tierra por metalofitas. Minería Eng J 10 (3): 11Ð16

Shiowatana J, McLaren RG, Chanmekha N, Samphao A (2001) Fraccionamiento de arsénico en el suelo mediante un método de extracción secuencial continua-ßow. J Environ Qual 30 (6): 1940Ð1949 Shively W, Bishop P, Gress D, Brown T (1986) Las pruebas de lixiviación de metales pesados estabilizada con cemento Portland. J Agua Pollut Control de Fed 58 (3): 234Ð241 Shukla KP, Singh NK, Sharma S (2010) Biorremediación: desarrollos, prácticas y perspectivas actuales. Genet Eng Biotechnol J 3: 1d20 Siegel FR (2002) geoquímica ambiental de metales potencialmente tóxicos. Springer, Heidelberg

referencias

225

Sims RC, Overcash MR (1983) El destino de compuestos aromáticos polinucleares (PNA) en sistemas de plantas del suelo. Residuos Rev 1: 2Ð68 Siuta J (1999) Sposoby przyrodniczego uzytkowania osadow sciekowych. En: Siuta J, Miluniec R (eds) Przyrodnicze uzytkowanie osadow sciekowych. swinoujscie Smith LA, Medios JL, Chen A et al (1995) opciones de reparación para los sitios contaminados con metales. Lewis Publishers, Boca Ratón Smith E, R Naidu, Alston AM (1998a) El arsénico en el ambiente del suelo: una revisión. adv Agron 64: 149Ð195 Smith VH, Graham DW, Cleland DD (1998b) aplicación de la teoría de relación de recursos a la biodegradación de hidrocarburos. Environ Sci Tech 32: 3386Ð3395 Smolders E absorción de cadmio (2001) por las plantas. Int J Occup Med Environ Health 14 (2): 177Ð183 Spurgeon DJ, Sandifer RD, Hopkin SP (1996) El uso de macro-invertebrados para la población y monitoreo de la comunidad de la contaminación por metales Ð taxones indicadores, parámetros de efectos y la necesidad de una predicción de invertebrados del suelo y esquema classiÞcation (SIVPACS). En: van Straalen NM, Krivolutsky DA (eds) sistemas bioindicador de la contaminación del suelo. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht Stegmann R, Brunner G, Calmano W, Matz G (2001) Tratamiento de suelo contaminado: fundamentos, análisis, aplicaciones. Geoderma 111: 151Ð153 Svensson B, Hallberg T, Nilsson A, Akesson B, Schutz A, Hagmar L (1993) competencia inmunológica y función hepática en los sujetos que consumieron THSH con los contaminantes organoclorados. En: Fiedler H, Frank H, Hutzinger O, Parzefall W, Riss A, Caja de seguridad S (eds) DIOXINÕ93. 13º Simposio interna-cional sobre dioxinas cloradas y compuestos relacionados. Los artículos cortos. compuestos orgánicos halogenados, vol 13. Agencia Federal del Medio Ambiente, Viena Temp de GA (1991) de níquel en las plantas y su toxicidad: UstoichivostÕk tyazhelym metallam dikoras-tushchikh Vidov. En: Alekseeva-Popova NV (ed) Resistencia de las especies silvestres a metales pesados. Lenuprizdat, Leningrado Trapp S, Karlson U (2001) Aspectos de la fitorremediación de contaminantes orgánicos. J Suelos Sedimentos 1: 1D7 Tsuchiya K (1978) Estudios de cadmio en Japón Ð una revisión. Elsevier / Holanda del Norte Biomédica

Prensa, Ámsterdam UNEP (1999) Directrices para la identiÞcation de PCB y materiales que contienen PCB. Programa del Medio Ambiente de las Naciones Unidas. Consultado el 2007-11-07 Unsal T, Ok SS (2001) Descripción de las características de las sustancias húmicas de diferentes materiales de desecho. Technol Bioresour 78: 239Ð242 USDA (2003) de zinc en los alimentos-borrador para comentarios. Servicio Exterior Agrícola (informe GAIN) # CH3043, República Popular de China, Beijing USDHHS (Estados Unidos Departamento de Salud y Servicios Humanos) (1999) Toxicología proÞle para el mercurio. Agencia para Sustancias Tóxicas y el Registro de Enfermedades. Atlanta, Georgia USEPA (1991) Las emisiones atmosféricas de landÞlls D residuales antecedentes sólidos municipales para las normas y directrices propuestas, OfÞce de Aire Planificación de la calidad y las normas, la EPA-450 / 3-90-011a. Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos, Research Triangle Park USEPA (1992a) Caracterización de los residuos sólidos urbanos en los Estados Unidos: 1992 actualización, OfÞce de Residuos Sólidos, EPA-530-R-92-019. Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos, Washington, DC (USEPA 1992b) VitriÞcation tecnologías para el tratamiento de residuos peligrosos y radiactivos manual. Informe técnico EPA / 625 / R-92/002. Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos, OfÞce de Investigación y Desarrollo, Washington, DC USEPA (1996) Informe: evolución reciente de los suelos en el tratamiento in situ de metales contaminados. Agencia Estadounidense de Protección Ambiental, OfÞce de Residuos Sólidos y Respuesta a Emergencias, Washington, DC USEPA (1997) La limpieza de los sitios de desechos nationÕs: mercados y tendencias de la tecnología, de Protección Ambiental de Estados Unidos Agencia EPA / 542 / R-96/005. OfÞce de Residuos Sólidos y Emergencias

Respuesta, Washington, DC USEPA (2010) la generación de residuos sólidos urbanos, reciclaje y eliminación en los Estados Unidos: datos y Þgures Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos de 2009, Washington, DC van der Perk M (2006) La tierra y la contaminación del agua. Taylor & Francis, Londres Vidali M (2001) La biorremediación. Una visión general. Pure Appl Chem 73 (7): 1163Ð1172

226 Contaminación

6Soil

Vogel-Mikus K, Drobne D, Regvar M (2005) Zn, Cd y Pb acumulación y colonización de micorrizas arbusculares de pennycress Thlaspi praecox Wulf. (Brassicaceae) de las proximidades de una mina de plomo y la fundición en Eslovenia. Environ Pollut 133: 233Ð242 von Fahnestock FM, Wickramanayake GB, Kratzke KJ, Major WR (1998) diseño biopila, operación, y el manual de mantenimiento para el tratamiento de suelos contaminados de hidrocarburos. Battelle, Columbus Walker JM (1988) Reglamento por otros países en los alimentos y el medio ambiente humano. En:

Procedimiento, no.2. acumulación de cadmio en la agricultura australiana. Simposio nacional, Canberra, 1D2 Mar 1988. Publicaciones del Gobierno Australiano de servicio, Canberra Walsh L, Verano M, Keeney D (1977) Ocurrencia y distribución de arsénico en suelos y plantas. Environ Health Perspect 19: 67Ð71 Wang EX, Benoit G (1997) destino y transporte de plomo contaminante en Spodosoles: un simple análisis de modelo de caja. Aire Agua Suelo Pollut 95 (1D4): 381Ð397 Wang YC, Qu GZ, Li HY, Wu YJ, Wang C, Liu GF, Yang CP (2010) Enhanced tolerancia a la sal de las plantas de álamo transgénica que expresa una superóxido dismutasa de manganeso de Tamarix androssowii. Mol Biol Rep 37: 1119Ð1124 Ward, O, Singh A, Hamme JV (2003) Accelerated biodegradación de los residuos de hidrocarburo de petróleo. J Ind Microbiol Biotechnol 30: 260Ð270 Watanabe K, Kodoma Y, Stutsubo K, Harayama S (2001) Caracterización molecular de las poblaciones bacterianas en la descarga de agua del suelo contaminado con petróleo de someterse cavidades de almacenamiento de petróleo crudo. Appl Environ Microbiol 66: 4803Ð4809 Weber JB, Weed SB, Ward, TM (1969) Adsorción de s-triazinas por la materia orgánica del suelo. Weed Sci 17: 417Ð421 Wesp HF, Tang X, Edenharder R (2000) El inßuence de escape de los automóviles sobre la mutagenicidad de suelo: contaminación con, el fraccionamiento, la separación y identiÞcation preliminar de mutágenos en el ensayo de Salmonella / reversión y los efectos de las fracciones de disolvente en las bolsas de cromátidas hermanas en cultivos de linfocitos humanos y en el ensayo de micronúcleos de médula ósea de ratón in vivo. Mutat Res 472: 1Ð21 OMS (1981) El riesgo para la salud de los microbios en los lodos de depuradora aplicados a los informes y estudios EURO tierra de nadie. 54. OfÞce Regional para Europa de la OMS, Copenhague OMS (1999) El manejo seguro de los desechos de las actividades de cuidado de la salud. Organización Mundial de la Salud, Ginebra salvaje SR, Jones KC (1995) hidrocarburos aromáticos polinucleares en el Reino Unido ENTORNO

ción: un inventario de fuentes preliminar y el presupuesto. Environ Pollut 88: 91Ð108 Williams MS, Goh KM (1982) los cambios en la distribución del peso molecular de la materia orgánica del suelo durante el estudio para la agricultura. Res J WPCF 62: 216Ð226 Wolff MS, Toniolo PG, Lee EW, Rivera M, Dubin N (1993) Los niveles sanguíneos de residuos organoclorados y riesgo de cáncer de mama. J Natl Cancer Inst 85: 648Ð653 Wuana RA, Okieimen FE (2011) Metales pesados en suelos contaminados: una revisión de fuentes, química,

los riesgos y las mejores estrategias disponibles para la remediación. Ecol ISRN. doi:10.5402 / 2011/402647 Yan-Chu H (1994) de distribución de arsénico en los suelos. En: El arsénico en el entorno de la parte I: ciclismo y

caracterización. Wiley y Dons, Nueva York Yap CL, Gan S, Ng HK (2011) Fenton remediación de suelos contaminados basadohidrocarburos aromáticos policíclicos. Chemosphere 83: 1414Ð1430 Yin Y, Allen HE, Li Y, Huang CP, Sanders PF (1996) La adsorción de mercurio (II) por el suelo: efectos del pH, cloruro, y materia orgánica. J Environ Qual 25: 837Ð844 Yu MH (2005) Environmental toxicology- efectos biológicos y de salud de los contaminantes, 2ª ed. CRC Press, Boca Raton

Zand E, Baghestani MA, Nezamabadi N, Shimi P de guía (2010) Aplicación de herbicidas registrados en Irán. Jihade-e-Daneshgahi Press, Mashhad Zevenhoven R, Kilpinen P (2001) Capítulo 8: Oligoelementos, metales alcalinos. En: Control de Pollut-hormigas en los gases N ú mero y gases combustibles. Universidad de Tecnología de Helsinki, Espoo Zhang K, Liu ZY, Wang H (2010) El uso de métodos de extracción individuales para predecir la biodisponibilidad de metales pesados en suelos contaminados a arroz. Commun Soil Sci Plant Anal 41 (7): 820Ð831 Zhou Q, Zhang J, J Fu, Shi J, Jiang G (2008) Biomonitorización: una herramienta atractiva para la evaluación de la contaminación por metales en el ecosistema acuático. Anal Chim Acta 606: 135Ð150

Índice

UN Abril, A., 30 Acacia A. raddiana, 118 A. senegal, 118 Aceleración de la erosión, 24, 45, 6970, 98 Acer sacchavinum, 117 acetoclor, 169 La acidificación, 24, 36, 62, 125, 126, 129-134, 141 Acid drenaje de mina, 173, 174 Acrisoles, 22 Adsorción, 162, 168-171, 174, 192, 196, 197, 199, 200 arena eólica, 109 África, 9, 10, 12-14, 20, 21, 24-27, 29, 37, 62, 63, 79, 103, 105, 109, 125-127, 142, 143, 194 Agrícola tierra, 1, 25, 31, 37, 58, 79, 80, 91, 112, 157, 176 Los desechos agrícolas, 149, 155, 188 Agrochemicals, 25, 33-34, 94, 149,

160-162, 216 Agroforestería, 84, 93 Alaclor, 165, 169, 189 Alakukku, L., de 55 años Aldicarb, 163 Alfalfa, 53, 116, 130, 135, 189 Alfisoles, 11-12, 47, 140 Alisoles, 22 La alcalinización, 32 recorte Alley, 84, 93-94 Alloway, BJ, 150, 198 Almond, 205 toxicidad, 134-136, 192, 193 Amaranthus viridis, Aluminio 206 americio-241, 175

nitrato, 131, 132 El sulfato de amonio, 131, 132 Municiones, 33, 189 materiales Andic, 12 Andisoles, 12-13 anilina, 165 de amonio Antrosoles, 15 Los antibióticos, 2 Manzana, 135, 205 bertolonii Arabidopsis, 204 Arabidopsis thaliana, 189 La tierra cultivable, 1, 9-10 Arenosoles, 15 Argentina, 9, 30, 86, 105 Aridisols, 13-14 pungens Aristida, 118 Armbrus, DV, 109, 112 Aronia melanocarpa, 117 El arsénico, 33, 34, 156, 161, 174, 189-191, 193, 194, 201, 202, 208, 209 Asia, 9, 10, 12, 14, 15, 19, 21, 25-27, 35, 37, 62, 105, 125-127, 142, 143, 156, 193, 194 Espárragos, 135, 145 Evaluación de la degradación del suelo inducida por el hombre para sur y sudeste de Asia (ASSOD), 35 La deposición atmosférica, 170172, 190, 195 La atrazina, 159, 166, 168, 169, 184, 186, 189, 190 Atriplex A.halimus, 118 A.nummularia, 118 Australia, 10, 12, 21, 24, 29, 48, 51, 56, 62, 78, 86, 105, 143, 194 Aguacate, 135

KT Osman, degradación del suelo, la conservación y remediación, DOI 10.1007 / 978-94-007-7590-9, © Springer Science + Business Media Dordrecht 2014

227

228

Índic e

segundo Bagnold, RA, 105

Butilato, 169

aegyptiaca Balanites, 118

B Valor, 82

Buyuksonmez, F., 159

Balke, KD, 191 Plátano, 91, 92, 205

Vendajes, 159 Bangladesh, 15, 29, 31, 34, 127, 129, 194 Cebada, 116, 130, 134, 135, 145, 196, 203, 204

Bean, 92, 135, 205, 207, 208 Bélgica, 33 Benefin, 168, 169 Bensulida, 168, 169 Bentazon, 169 El benceno, 156, 161, 167, 177, 178, 180, 181, 186, 189 El benceno, tolueno, etilbenceno, xileno (BTEX), 177, 180, 186, 189 Bencimidazoles, 167 coddii Berkheya, 205, 215 Bersim, 130 Bertrand, AR, 71 Betula papyrifera, 117 Bioacumulación, 182-183, 185, 192, 207 La biodisponibilidad, 170, 174, 183, 191, 192, 196 degradación bioquímica, 169 Biomagnificación, 182, 183, 192 Biopilas, 188 Biorreactores, 188 Biorremediación, 185-189, 214, 216 Biosparging, 187 Bioventilación, 187 El bisfenol-A, 177, 181 Blackberry, 135 suelos negros de algodón, 23 Blanco, H., 77 Bogs, 17 Bolivia, 105 Boro, 5, 134, 157 Las cenizas de fondo, 137, 155 Bradl, H., 210 Brasil, 9, 25, 86, 191 haba, 135, 205 Brócoli, 135, 145 Bromacil, 168, 169 Bromoxinil, 169 BTEX. Ver benceno, tolueno, etilbenceno, xileno (BTEX) Buchauer, MJ, 195 Bucher, EH, 30 Budyko, MI, 109 franjas de protección, 8, 94, 95 Bulk densidad, 17, 45, 47, 48, 52, 55, 57

do Repollo, 135, 145, 207 Cadmio, 53, 156, 158, 161, 174, 189-191, 195-197, 201, 203, 205-209, 212, 215 Cesio-137, 175, 176, 189 El calcio, 5, 14, 22, 32, 50, 128, 131, 133, 135, 137-139, 142, 157, 172, 176, 190, 197, 204, 211, 213 Cambisoles, 18 Camelia, 135 Canola, 130, 134, 135, 145, 166 Pimiento, 135 Captan, 166 Carbamatos, 34, 162, 163 Carbaril, 159, 163, 186 Dióxido de carbono, 27, 28, 30, 38, 55, 131, 137-140, 151, 152, 154, 155, 184 Zanahorias, 135, 198 Carter, MR, 136 Casuarina equisetifolia, 118 Catalpa speciosa, 117 Coliflor, 135, 145 Apio, 135, 145 América Central, 12, 37, 125, 126, 143, 191 Residuos de productos cerámicos, 33, 150 Quelación, 213-214 la degradación, 125-126, 145, 169, 177 Química

Chen, GT, 108 Chepil, WS, 108-111, 113 Chernozems, 19 Cherry, 117, 137, 205 Los garbanzos, 130 Achicoria, 130, 135 Chile, 12 China, 9, 25, 28, 84, 104, 105, 108, 110, 119, 127, 142, 158, 194, 205 Clordano, 159 Clorimurón, 168 naftalenos clorados, 180 Cloro, 5, 178, 179 Cloroetileno, 176, 181 Clorsulfurón, 168, 169 Cho, M., 202 El cromo, 156, 158, 189, 190, 199-201, 205, 208, 215 Crisantemo, 135, 163 fluidos de limpieza, 160 Claro tala, 27 Clemente, C, 182

Índice Terrones, 45, 52, 74, 108, 111, 114 Clomazona, 168, 169 Clopiralid, 159, 168 Cobalto-60, 175, 201, 205, 215 Dactilo, 130 Colborn, T., 182 Columbia, 12, 25 Compactación, 17, 24, 25, 32, 36, 45-58, 60, 62, 63, 70, 79, 88, 108, 129, 141, 214 Compost, 57, 88, 150, 152, 153, 157-159 composta, 151-153, 158, 159, 188, 214 de compresión, 45, 48, 57, 58, 60, 64 coníferas, 18, 117 La agricultura de conservación, 51-52 labranza de conservación, 8, 83, 86-87, 98, 164 Consolidación, 45, 46, 48, 52, 57, 58, 60,

61, 64 Contaminación, 32, 33, 140, 149, 150, 158, 166, 174, 175, 180, 184, 186-188, 191, 192, 194, 200, 205, 206, 210, 212 Contorno de cultivo, 69, 83, 89-90, el cultivo 98 Contour-tira, 69, 81, 83, 89-91, 98 Controlada tráfico, 45, 56 Cobre, 5, 33, 34, 136, 158, 161, 166, 172, 174, 190, 191, 193, 201, 206-209, 212, 214, 215 El maíz, 19, 53, 88, 92-94, 114, 116, 130, 135, 145, 186, 198, 203, 204 Cornus C.alternifolia, 116 C.amomum, 116 C.racemosa, 116 C.sericea, 116 Corwin, DL, 144 Corylus Americana, 117 Coskun, M., 201 Algodón, 12, 23, 111, 134, 135 Los cultivos de cobertura, 52, 83-86, 103, 112-113, 119 caupí, 94, 135 Craig, DG, 111 Cranberry, 116, 135 Crataegus arnoldiana, 117 Crookes, MJ, 177 Las tierras de cultivo, 2, 3, 9, 17, 18, 22, 38, 57, 59, 62, 77, 78, 81, 82, 84, 93 Los residuos de cultivos, 83, 86, 111, 114, 126, 128, 150 rotación, 45, 57, 86, 93 Crop Crioturbación, 16 Pepino, 135, 145 Cucurbita pepo, 189 Culet, P., 62

Cianuro, 161, 174, 177, 195 ciclones, 27

229 re Dalia, 135 Dan, T., 207 SALTO. Ver fosfato diamónico (DAP) DCPA, 169 DDT. Ver Dicloro diphenyltrichloroethane (DDT) conos de deyección, 70 Profundo compactación, 32, 53, 58 La deforestación, 1, 25-29, 62, 63, 69, 70, 77, 103, 125, 126, 141 desnitrificación, 55 Denudation, 45, corteza 64 Deposicional, 48, 49

La desertificación, 24, 25, 29, 32, 38, 45, 46, 60-64, 79, 103, 104 Desprendimiento, 48, 50, 69, 70, 74, 81, 82, 84, 88, 108, 109 Dewailly, E., 182 fosfato diamónico (DAP), 131, 132 diazinón, 159, 162, 186 diclorodifeniltricloroetano (DDT), 162, 167, 168, 184 Dicloroetileno, 176, 181 absorción dietética, 183 Dillon, P., 133 Dimetenamida, 169 Dinitroanilinas, 168 Dispersión, 45-51, 58 Diurón, 168, 169 Dobermann, A., 127 Los residuos domésticos, 33, 149, 150 Dong, ZB, 108, 109 Drenaje, 2, 13, 15, 17, 55, 57-59, 61, 78, 80, 136, 141-144, 150, 173, 174 Dregne, HE, 61 Sequía, 20, 25, 27, 62, 63, 85, 119, 160 Drugs La deposición seca., 174 Dudas, MJ, 194 la estabilización de dunas, 118, 119 Durham trigo, 130 Durisoles, 14 Duruibe, JO, 210 El polvo, 105, 106, 113, 155, 170, 172-175, 177, 198, 211 Dust Bowl, 113 Colorantes, 160

mi servicios de los ecosistemas, 2, 38 Ecuador, 12 Electrokinesis, 210, 212-213

230 remediación electrocinético, 212 labranza de emergencia, 114 Emisiones, 27, 28, 55, 133, 154-155, 190, 195 Encapsulación, 149, 210, 211 Intrusión, 27 Entisoles, 15, 18 gestión ambiental, 9 Erosionabilidad, 80-82, 107-111 Erosión, 1, 45, 69, 103, 125, 150 Erosividad, 81 Erythrina poeppigiana, 94 Eswaran, H., 7-9, 24 Etalfluralina, 169 Etilbenceno, 177, 180, 186, 189 Euphorbia balsamifera, 118 Europa, 9-11, 19, 22, 25, 26, 29, 37, 45, 52, 54, 62, 125, 126, 143, 153, 158, 166, 176, 186 Carta Europea, 3 Consejo Europeo, 3 Ex situ biorremediación, 187

F FAO. Ver Organización para la Agricultura y la Alimentación (FAO) Fargasova, A., 207 Ferralíticos suelos, agotamiento de la fertilidad 128, 24, 126 Fertilizantes, 4, 7, 21, 22, 33, 35, 38, 63, 80, 85, 91, 125, 126, 128, 129, 131-132, 149, 150, 153, 160, 161, 177, 190, 195, 205 Festuca arundinacea, 189 de fibra, 1, 2, 6, 118, 157

Flood, 27, 36, 48, 49, 57-59, 64, 108, 126, 143, 207 Flumetsulam, 169 Fluvisoles, 15 Las cenizas volantes, 137, 211, 212 Piensos, 2, 93, 202 Alimentos, 1, 2, 4, 5, 7, 9, 10, 25, 37, 63, 86, 91, 93, 127, 150, 151, 157, 161, 174, 176, 181-183, 191, 192, 194-196, 198, 202-207 Alimentación y la Agricultura (FAO), 4, 9, 11, 25-27, 34, 35, 37, 96-98, 110, 127, 142 Foramsulfurón, 169 Los incendios forestales, 27, 171 Tierras forestales, 1, 78, 80 Fragipán, 11, 18, 21 frijol francés, 135 Las frutas, 91, 93, 116, 183, 203, 205, 206

Índice Fryrear, DW, 113 Fuller, WH, 192 Fungicidas, 34, 160, 161, 166-167, 209

GRAMO Gafur, A., 29, 129 Galega orientalis, 189 Delta del Ganges, 70 El ajo, 135, 205 Gasa, 159 Geist, H., de 27 años Gelisols, 16 residuos genotóxico, 159 Geotextiles, 89 Ghassemi, F., 142 Giusquiani, PL, 153 GLASOD. Ver Evaluación global del deterioro del suelo (GLASOD) Gleysoles, 18 Gliricidia sepium, 92, 94 Evaluación global del deterioro de los suelos

(GLASOD), 1, 25, 34, 35 El calentamiento global, el 28 Globe, 1, 9 Glycine max, 189 El glifosato, 165, 169 Grosella, 135 Granos, 6-8, 12, 19, 32, 49, 55, 56, 75, 90, 93, 104-106, 108-111, 113, 116, 130, 132, 166, 174, 196, 206, 212 Grape, 12, 135, 205 vid de uva, 135 cursos de agua con césped, 83, 95 Grasslands, 3, 19, 29, 62, 104 Las tierras de pastoreo, 1, 28, 29 Grandes Llanuras, 20, 106, 109 Grecia, 62, 84, 191 Agua Subterránea, 11, 14, 19, 21, 57-60, 63, 128, 142, 144, 151, 156, 160, 166, 169, 173, 180, 184, 185, 187, 191-194, 200, 211, 214 Gulz, PA, 202 Gipsisoles, 14

MARIDO Hagen, LJ, 106 Halosulfuron, 169 Hamamelis virginiana, 189 endurecidos, 24, 46-58, 64 Hayes, WA, 111 Hazardous residuos, 150, 152, 154, 155, 160, 161, 171, 173, 211, 212

Índice

231

maquinarias pesadas, 54, 61 Los metales pesados, 32, 33, 133, 149, 150, 152, 155-158, 160, 161, 166, 170-172, 177, 185, 190-216 Heil, JW, 47 Herbicidas, 34, 63, 82, 95, 159-161, 164-169, 177, 221

Aislamiento, 159, 183 Isoxaflutol, 169

Hexaclorobenceno, 168, 177, 181

J Jaffre, T., 215 Japón, 12, 32, 153, 191, 196, 197, 209 Jett, JW, 135 Jordahl, J., 189 Juglans nigra, 117 Juniperus virginiana, 117

Hexazinona, 168, 169 Carreteras, 79, 104, 174 Himalaya, 69, 70 Histosoles, 16-17, 60, 61 Homesafen, 169 Hormonas, 33, 160 Horticultura, 3, 131

ISRIC. Ver referencia del suelo Internacional

Centro de Información y (ISRIC) Italia, 62, 176, 181

los residuos hospitalarios, 33, 150, 159, 211

Los residuos domésticos, 151, 155 Howe, PD, 177 Huang, D., 185 La población humana, 2, 182 conductividad hidráulica, 48, 49, 55, 58

K Karlen, DL, 6 árbol Kassod, 94 Kastanozems, 19 Kertesz, A., 37

oxidación con peróxido de hidrógeno, 184 proceso hidrológico, 27, 60

desechos de cocina, 33, 150

yo Imazapyr, 168, 169 Imazaquin, 168, 169 Imazethapyr, 168, 169 Imidazolinonas, 168 Inmovilización, 149, 183, 192 Inceptisoles, 18-19, 140 Incineradores, 151, 152, 154-156, 177 corte indiscriminado, 27 Indonesia, 12, 25, 26, 28, 127, 141, 191 efluentes industriales, 157, 160 La tala industrial, 27 residuos sólidos industriales, 160 La infiltración, 2, 13, 27, 45-48, 50, 51, 5558, 71, 74, 82-84, 86, 88, 90, 96, 114, 128, 187, 192 Insecticidas, 34, 158-164, 167, 193 En biodegradación situ, 187 Aoil Referencia e Información Internacional Centro (ISRIC), 11, 35, 105 Yodo-129, 175 Intercambio iónico, 192, 210, 213 Ipomoea batatas, 134, 189 Hierro, 5, 20, 22, 51, 128, 131, 134-136, 172, 176, 184, 192, 193, 197, 200, 205, 213, 214 Irrigación, 2, 6, 9, 12, 14, 15, 21, 23, 32, 38, 46, 47, 49, 57-60, 63, 64, 77, 84, 108, 125, 136, 142-144, 150, 190, 193-196

L Lactofen, 169 LADA. Ver Evaluación de la degradación de la tierra Las zonas secas (LADA) Laflen, JM, 80 Lakes, 15, 22, 23, 60, 69, 79, 94, 118, 156 Lal, R., 2, 24, 38, 77 Lambin, EF, 27 la erosión laminar, 73 capacidad de la tierra, 1, 3-5 Degradación de la tierra, 2, 24, 25, 35, 45, 61-63 Evaluación de la degradación de tierras para las tierras secas Áreas (LADA), 35 Landfarming, 188 Los vertederos, 150-152, 155, 156, 177, 180, 191, 210 Landforms, 5, 70, 77, 110 la mala gestión de la tierra, 1, 103 calidad de la tierra, 1, 7-10, 24 Deslizamiento de tierras, 69, 71, 76-78 Landslip, 77 Uso de Suelo, 3, 6, 7, 18, 24, 25, 27, 35, 38, 126, 127, 172 la erosión de la capa, 73 De lixiviación, 14, 22, 24, 25, 29, 32, 85, 98,

Kohnke, H., 71

125-128, 131-133, 142-144, 169, 170, 172, 182, 188

232 El plomo, 29, 33, 38, 45, 55, 94, 104, 158, 170, 172, 174, 180, 189, 190, 193, 195, 197, 201, 203, 205-209, 212, 215 Limón, 135, 205 Lenteja, 130, 135 pyrotechnica Leptadenia, 118 Lechuga, 135, 145, 196, 198, 205 Leucaena leucocephala, 94, 189 requerimiento de cal, 132, 139-141 Liming, 125, 136-139, 141, 196 Lin, KC, 127 Linurón, 169 Lipiec, J., 55 Los residuos líquidos, 150 Li, ZS, 109 Lucerna, 130, 132, 134, 135 Luo, YM, 171 Lyles, L., 104, 105, 111, 113

METRO MacLoad, Dakota del Norte, 29 El magnesio, 5, 32, 50, 128, 133, 135, 137, 138, 142, 157, 172 Magnolia, 135 Malus sp., 117 Manganeso, 5, 128, 133-136, 161, 190, 192, 197, 205, 208, 214, 215 Mango, 181, 205 Abonos, 33, 34, 45, 54, 57, 81, 84, 85, 88, 112, 126, 150, 160, 161, 177, 188, 190, 193, 211 MAPA. Ver fosfato monoamónico (MAP)

Las tierras marginales, 64, 98, 125 residuos de mercados, 33, 150 Marl, 24, 137, 138 Mbagwu, JS, 24 McIntyre, DS, 47 barreras mecánicas, 103 Mecanizado agricultura, 32, 45, 52, 64, 77 Dispositivos médicos, 33, 159 Mele, PM, 136 Melón, 92, 135 Mercurio, 32, 156, 158, 171, 174, 190, 191, 198-199, 201, 204, 206, 208, 209

Mesotriona, 169 plantas hiperacumuladoras de metal, 215-216 Metolacloro, 169 Metribuzin, 169 asimilación microbiana, 169 remediación microbiana, 185, 214 Milne, RA, 109, 113 suelos minerales, 19, 23, 55

Índice labranza, 46, 51, 69, 70, 83, 86, 164 Mollisoles, 19-20 mínimo El molibdeno, 5, 133, 135, 136, 201, 207-209 fosfato (MAP), 132, 142 Monoamonio Moors, 17 Morus rubra L., 189 RSU. Ver Los residuos sólidos municipales (MSW) Mucks, 17 La corriente de barro, 77 Mulberry, 135 cultivo de mantillo, 51 Mulching, 45, 56, 57, 69, 70, 83, 84, 88-89, 98, 103, 114, 119 Mullins, CE, 49 Los residuos sólidos municipales (MSW), 151-156 residuos municipales, 33, 34, 150-156, 159 Munshower, FF, 195 de setas, 94, 135, 206 Mostaza, 135, 207 Mutert, K., 127 Myanmar, 26, 127

norte Naptalam, 169 Natural erosión, 69, 70, 78, 126 Los recursos naturales, 1, 2, 34, 38, 63, 103 Naturaleza Servicio de Conservación de Recursos (NRCS), 73, 74, 76, 82, 85, 87-91, 95, 98, 104, 113-117, 144 Nueva Zelanda, 12, 79 Níquel, 5, 156, 158, 174, 190, 200-201, 204, 205, 207-209, 215 NicosulfurÃ³n, 168 Nicotiana tabaccum L., 189 retusa Nitraria, 118 nitrificación, 55, 128, 131 Nitrógeno, 5, 30, 85, 91-93, 113, 127, 128, 131-133, 135, 136, 151, 153, 154, 157, 170, 171, 207, 208 etoxilatos de nonilfenol (NPE),

170, 180 la erosión normal, 69, 70

Norte América, 9, 10, 13, 14, 25, 37, 45, 52, 105, 126, 133, 142, 172 Northcote, KH, 48 No labranza, 51, 69, 83, 84, 86 NPE. Ver etoxilatos de nonilfenol (NPE fertilizantes) NPK, 131

NRCS. Véase Nature Servicio de Conservación de Recursos (NRCS) El agotamiento de nutrientes, 125-127, 145

Índice

233

O Avena, 25, 130, 135, 152, 196, 203, 204 Oldeman, LR, 2, 142 aceitunas, 12, 135 Las cebollas, 135, 145, 170, 180, 196, 205 vertederos abiertos, 33, 156, 159, 347 rendimientos óptimos, 6 Orange, 33, 165, 205 Los suelos orgánicos, 16, 19, 36, 46, 6061, 151 compuestos organoclorados, 159, 162,

165, 179 Los organoclorados, 34, 159, 162, 163, 165, 167, 179, 182 Los compuestos organofosforados, 34, 162 Oryzalin, 168, 169 Oryza sativa L., 189 ventiladores, 70 outwash El exceso de pastoreo, 1, 25, 29-31, 49, 6264, 69, 70, 103, 104 Oxamil, 163 Oxisoles, 20-21, 128

PAG PAE. Ver ésteres de ftalato (PAES) HAP. Ver hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAHs) Pinturas, 150, 154, 160, 161, 190, 191, 20 paleosuelos Panicum turgidum, 118 Papaya, 205 Perejil, 135, 205 Pasto, 4, 5, 9, 11, 15, 18, 22, 25, 27-29, 37, 38, 78, 82, 93, 116, 131, 132, 134-136, 176 Pastos, 78 Pawluk, S., 194 PCB. Ver bifenilos policlorados (PCB) PCDD. Ver policlorados dibenzodioxina

(PCDD) PCDF. Ver dibenzofuranos policlorados (PCDF) PCE. Ver Polychloroethylene PCN (PCE). Ver naftalenos policlorados

(PCN) Melocotón, 135 Pera, 135 Guisantes, 135, 145 Turbas, 17, 28, 60, 61, 64, 141, 157 Peds, 45-47 Pendimetalina, 168, 169 pentaclorofenol, 177, 181, 184-186, 189 Pimientos, 135, 205, 206 percolación, 2, 46, 55, 58, 60

Permafrost, 4, 15, 16, 18-20 Permeable barrera reactiva, 184 Salvadora persica, 118 Los contaminantes orgánicos persistentes (COP), 156, 170, 174, 177, 178, 181183 Perú, 12, 105 Pesticidas, 32-34, 63, 80, 95, 149, 150, 157, 159-165, 167-170, 176, 177, 181, 184, 186, 188-191, 193, 195, 216 Peterson, LA, 131 Phaeozems, 19 Farmacéutica, 33, 154, 159, 191, 211 ureas fenilo, 168 Filipinas, 12, 91, 127, 191 Los fertilizantes de fosfato, 33, 131, 161, 177 Phosphorus, 5, 12, 34, 127, 128, 132-134, 136, 157, 162, 165 degradación fotoquímica, 169 Los ésteres de ftalato (PAES), 177, 181 ácido ftálico, 166 Ftalimida, 166, 167 serpentinus Phyllanthus, 215 deterioro físico, 1, 35, 36, 45-64 La separación física, 183 Phytoaccumulation, 214 Fitodegradación, 188, 214 Fitoextractor, 188, 214 La fitorremediación, 188, 214 Phytostimulation, 188 Phytovolatilization, 188, 214 Picea glauca, 117 Picloram, 158, 168, 169 Pigmento, 168 Piña, 92, 135, 205 Pinus ponderosa, 117 Pinus resinosa, 117 Pinus strobus, 117 Pizzul, L., 184 acolchado plástico, 89 Plintita, 11, 20 Plintosoles, 20, 22 Ciruelo, 11, 135, 176, 188, 198, 175 plutonio Podzoles, 21 Contaminación, 3, 24, 32-34, 36, 37, 80, 125, 149-216 bifenilo policlorados (PCBs), 149, 154, 170, 172, 174, 177-179, 182, 186, 189

dibenzodioxina policlorados (PCDD), 175, 178, 179 dibenzofuranos policlorados (PCDF), 178, 179 naftalenos policlorados (PCN), 149, 177, 180

234 Polychloroethylene (PCE), 160, 176 hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAHs),

149, 170, 174, 177, 178, 181, 184, 186, 189 COP. Ver contaminantes orgánicos persistentes (COP deltoides) Populus, 117, 189 Populus spp., 189 Portugal, 62 Potasio, 5, 22, 32, 127-129, 142, 175, 176 de potasio-40, 175 Potato, 6, 92, 130, 134, 135, 145, 196, 206 residuos Aves de Corral, 33, 150 Precipitación, 13, 14, 16, 20, 24, 38, 60, 74, 75, 80, 103, 109, 110, 149, 170172, 176, 192, 193, 210, 211, 213 Primisulfuron, 168, 169 Prodiamina, 168, 169 Prometón, 168, 169 pronamida, 169 Propanil, 165 propoxur, 163 Prosopis juliflora, 118 prosulfuron, 168, 169 Prunus Americana, 117 pensylvanica Prunus, 117 Prunus tomentosa, 117 Prunus virginiana, 117 Calabaza, 135 piretroides, 34 , 162-164

Q Quercus alba, 117 Quercus rubra, 117 Quercus spp., 189

R Los materiales radiactivos, 33, 159 cesio radiactivo, 176 radionúclidos, 175-176, 189 rábano, 135, 196 Radium, 175 Radón, 175 la erosión de la gota de agua, 73 Rango, 4-6, 8, 11, 18, 20, 25, 29, 33, 54, 69, 79, 82, 83, 106, 107, 129, 134, 136, 154, 155, 160, 171, 173, 176, 177, 180, 182, 186, 187, 197, 199, 203, 214 Frambuesa, 135 residuos reactiva, 161 trébol rojo, 130 Reddy, KR, 185 labranza reducida, 56, 84, 87

Índice Reeves, RD, 215 Regosoles, 15 Residuos de gestión, 103, 114-115, 119 Revised Universal Soil Loss Ecuación (RUSLE), 80-82 Rhizobia, 135, 136, 207 Rhizobium, 135 Rhizodegradation, 214 rizosfera, 136, 188, 189 Rhododendron, 135 Rice, 6, 11, 15, 18, 31, 32, 92-94, 106, 127, 135, 141, 181, 193, 194, 196, 205, 208, 209 la erosión rillet, 73 erosión de las riberas, 7778 Robinia pseudoacacia, 189 fosfatos de roca, 161 Romero, 135 Rosewell, CJ, 1 RUSLE. Ver Pérdida de Suelo Revisada Ecuación Universal (RUSLE) Rye, 116, 130, 135, 145, 189 Rye-grass, 130, 202

S Saichek, RE, 185 La salinización, 24, 32, 62, 64, 125, 126, 142144 Salix interior, 117 Salix spp, 117, 189 Salix viminalis, 189 SAL. Consulte Tecnología tierras agrícolas en pendiente (SAL) Saltación, 105-107, 118 Sambucus Canadensis, 117 Schjonning, P., 53 de sedimentación, 27, 29, 36 Segeren, WA, 61 selenio, 174, 189, 201, 210 regiones semiáridas, 12, 45, 46, 61-63, 103, 119, 125, 142 Senecio glaucus, 189 Senna siamea, 94 lodos, 33, 150, 156-158, 177, 190, 193, 198 de aguas residuales compactación superficial, 53 del suelo superficial, 5, 24, 53, 76, 79, 83 Sharpe, RM, 182 Shepherdia argentea, 117 El cultivo migratorio, 25, 27-29, 63, 69, 70, 93, 126 Arbustos, 13, 14, 16-19, 22, 23, 62, 91, 92, 94, 116, 118, 119 Siddoway, FH, 110, 111

Índice

Sidurón, 169 minerales de silicato, 12 Simazina, 168, 169 Singh, SP, 214 Skakkebaek, NE, 182 Apagado, 46, 47, 49, 51, 52 desechos de matadero, 33, 150 Slickensides, 23 Inclinado tecnología de tierras agrícolas (Sal), 91-93 Smaling, EMA, 127 Smith, DD, 80 Smits, H., 61 Soane, B., de 55 años Del suelo y la base de datos digital del terreno (SOTER), 35 acondicionadores del suelo, 33, 151 conservación, 1, 4, 25, 52, 70, 83, 84, 88 del suelo, 91, 96, 103 La contaminación del suelo, 149, 175 desurfacing del suelo, 25, 31 fertilidad, 5-9, 28-30, 32, 39, 45, 57, 69 del suelo, 84, 86, 88, 98 enjuague del suelo, 143, 211 La salud del suelo, 5-9 gestión, 1, 6, 8, 24, 34, 37-38, 45 del suelo, 46, 52, 56, 80, 125, 129, 143 órdenes de suelos, 11 rendimiento del suelo, 1, 7 contaminación, 32-34, 37, 125, 149-215 suelo productividad, 5-9, 78, 83, 85, 103, 104 Soil calidad, 3, 5-9, 31, 37, 38, 45, 52, 69, 70 del suelo,

79, 86 capacidad de resistencia del suelo, 1, 7 La respiración del suelo, 2 series de suelos, 11, 47 estructura, 24, 38, 45, 51, 52, 56, 57, 62 del suelo, 64, 82, 86, 88, 108, 133, 136, 153, 183 Soil Taxonomy, 10, 11 lavado, 149, 183, 184, 210-211 suelo Solanum tuberosum L., 189 Solidificación, 210-212 Solonchaks, 14 Disolventes, 154, 159-161, 176, 177, 184, 186, 211 Sorgo, 12, 92, 104, 111, 116, 135, 145, 166, 189, 204 SOTER. Ver suelos y terrenos base de datos digital (SOTER)

235 España, 62, 136 disolvente gastado, 161 Espinaca, 135, 196, 205, 207 erosión por salpicadura, 69, 71, 75 Spodosoles, 21-22, 193 Squash, 135, 198 Stagnosoles, 15 Las pendientes pronunciadas, 5, 18, 25, 75-77, 79 Stepniewski, W., de 55 años Pedregosidad, 4, 5 Stoorvogel, JJ, 127 Fresa, 86, 87, 130, 135, 198, 205 tableros de damas de paja, 103, 118, 119 Stream, 23, 60, 69, 71, 72, 77-78, 80, 152, 171, 204 recorte, 69, 81, 83, 89-91, 99, 117 Strip Estroncio-90, 175, 176, 179 corteza estructural, 48 acolchado de rastrojo, 88, 114 La subsidencia, 36, 46, 60-61 Subsolado, 45, 56 trébol subterráneo, 130 Pasto del Sudán, 116 Sudmeyer, R., 116 remolacha, 130, 135, 137, 145 Azúcar La caña de azúcar, 135, 166 Sulfentrazona, 169 Sulfometuron, 168, 169 Sulfonilureas, 168 Azufre, 5, 128, 131, 133, 136, 157, 170, 171,

174, 193, 195, 197 Girasol, 116, 130, 135, 145, 202, 203 fluencia superficie, 105-107 formación de costra superficial, 46, 48-52 rugosidad, 74, 82, 109, 113 de superficie sellado, 46-58, 64, 79, 88 Superficie Suspensión, 49, 105-107, 127, 137 Sostenibilidad, 7, 9, 127 Hisopos, 159 El maíz dulce, 135

Sudáfrica, 9, 12, 21 Sur América, 9, 10, 12, 21, 37, 62, 105, 125,

126, 143 Soja, 11, 19, 25, 31, 87, 88, 94, 111, 113, 135, 204, 207

T Colas, 172-174, 177, 190 Talinum triangulare, 205 festuca alta, 130 Tamarix aphylla, 118 Tamarix senegalensis, 118 Tatarko, J., 113 Tebuthiuron, 168, 169 Tecnecio-99, 175 TEPP. Ver tetraetilo pirofosfato (TEPP)

Terbacil, 168, 169 Terbucarb, 163

236 Terrazas, 69, 83, 96, 98 Tetracloroetileno, 160, 181, 189 Tetraetilo pirofosfato (TEPP), 162 Textiles, 89, 160 Tailandia, 127 Thlaspi calaminare, 215 Torio, 175 Torio-232, 175 umbral de velocidad, 110, 111 Thuja occidentalis, 117 Labranza, 8, 38, 45, 46, 51-58, 69, 70, 72, 74, 75, 77, 79, 81, 83, 84, 86, 87, 89, 114, 150, 164 Tabaco, 135 Tolueno, 156, 161, 177, 180, 181, 184, 186, 189 Tomate, 135, 145, 159, 198, 204, 205, 207 topramezona, 169 reducción de la toxicidad, 183 metales tóxicos, 171, 174, 206 triazina, 166, 168 Tricloroetileno (TCE), 176, 181, 186, 189 Triclopyr, 168 Trifluralina, 168, 169 Triticale, 130, 135, 145 Tritio, 175 Los suelos tropicales, 9 Tundra, 1, 2, 8, 12, 22 Turelle, WJ, 111 Nabo, 135

T Ulmus americana, 117 Ulmus pumila, 189 Ultisoles, 22-23, 128, 140 Umbrisoles, 15, 18 Naciones Unidas Convención de Lucha contra la Desertificación (CLD), 35, 62

Naciones Unidas para la Educación, la Ciencia y la Cultura (UNESCO), 34, 142 Programa Medioambiental de las Naciones Unidas (UNEP), 34, 35, 105, 127, 178 Estados Unidos (EE.UU.), 9, 11-14, 17-20, 22, 24, 25, 28, 51, 52, 56, 62, 69, 78-81, 83, 84, 86, 103-105, 109, 118, 151, 153, 155, 158, 160, 175, 191, 194, 195, 214 Departamento de Agricultura de Estados Unidos (USDA), 4, 11, 73, 74, 76, 85, 87-91, 95, 96, 104, 111, 113-117, 144, 206

Ecuación Universal de Pérdida de Suelo (USLE), 80-82 uracilos, 168

Uranio, 33, 161, 175, 189

Índice El uranio-235, 175 El uranio-238, 175 La urbanización, 3, 36, 172 Urea, 131, 132, 166

V zona vadosa, 60 Van den Akker, JJH, 53 Van Der Perk, M., 149 Verduras, 6, 90, 91, 93, 104, 116, 150, 183, 184, 196, 198, 201, 203, 205, 206 Vertisoles, 23-24, 50 trilobum Viburnum, 116 Vietnam, 33, 127, 165 cloruro de vinilo, 176, 181 La vitrificación, 149, 184, 210, 212 erupción volcánica, 12, 170 Los volcanes, 12, 13

W La roca estéril, 173 Residuos, 33, 34, 70, 149 a 161, 172, 173, 175-177, 180, 181, 184, 187-191, 196, 197, 200, 207, 211-213 Aguas Residuales, 156, 160, 161, 172, 173, 177, 190, 191, 196, 207, 213 El ciclo del agua, 27 erosión, 1, 10, 35, 36, 61, 64, 6998, 129 Water suelos anegados, 6, 59 Sandía, 135 calidad, 27, 28, 80, 84, 85, 95, 105 Watmough, SA, 133 Water Armas, 33, 175 minerales meteorizables, 12, 22 Weber, JB, 169 La deposición húmeda, 133, 170, 171, 176 Humedales, 2, 8, 17, 57, 58, 60, 204 Trigo, 12, 31, 88, 104, 111-116, 119, 128, 130, 135, 141, 145, 196, 203, 204, 209 El trébol blanco, 130, 135 De la fauna, 4, 5, 16, 17, 60, 95, 174 Wilson, AD, 29 de barrera de viento, 116-117 Viento rotura, 93, 103, 111, 116, 117, 119 erosión del viento, 1, 17, 35, 36, 51, 64, 88,

103-120 trigo, 113, 116, Winter 130 Wischmeier, WH, 80 Wolff, MS, 182

Índice

237

Wood, 2, 6, 27, 28, 137, 160, 161, 177, 180, 191

Yin, Y., 199

Woodland, 4, 5, 17, 165 Woodruff, NP, 106, 109, 112 Base Referencial Mundial (WRB), 10-12, 1423

Yu, MH, 210

x Xilenos, 177, 180, 181, 186, 189

Y Yan, P., 104 Yap, CL, 185

Z Zachar, D., 73 Zea mays, 189 Zhou, QF, 201 Zinc, 5, 34, 136, 158, 161, 173, 174, 189-191, 195, 196, 199, 201, 203, 205-207, 210, 214, 215 Zingg, AW, 109 Zygophyllum, 118

Libro Soil .en.es

Recommend Documents