abono verde
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INDICE
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INDICE DE CUADROS
RESUMEN
ABSTRACT
I. INTRODUCCION 1
II. REVISION DE LITERATURA 6
2.1 Antecedentes histricos del uso de los herbicidas 6
2.2 Los usos de la atrazina 7
2.3 Retencin de atrazina en el suelo 8
2.3.1 Efecto de las propiedades y la composicin del suelo en laretencin de atrazina 9
2.3.2 Adsorcin y desorcin de los metabolitos de atrazina 11
2.4 Persistencia de la atrazina en el suelo 12
2.5 Transformacin de la atrazina en el suelo 13
2.5.1 Factores abiticos responsables de la degradacin de atrazina 16
2.5.2 Factores biticos responsables de la degradacin de laatrazina 21
2.5.2.1 Principales microorganismos capaces de degradar laatrazina 24
2.5.3 Los sistemas de labranza, como prctica importante en elproceso degradativo de atrazina 27
2.5.4 Incorporacin de abono al suelo y su efecto en el procesodegradativo de atrazina 29
2.5.4.1 Estudios relacionados con la movilidad deatrazina en el suelo 33
2.5.4.2 Condiciones del suelo 34
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2.6 Conclusiones de la revisin de literatura 35
III. MATERIALES Y MTODOS 37
3.1 Ubicacin geogrfica del sitio experimental 37
3.2 Suelo 37
3.3 Descripcin de las Columnas 38
3.4 Establecimiento del experimento 39
3.5 Diseo experimental 41
3.6 Variables evaluadas 42
3.6.1 Propiedades del suelo original 42
3.6.1.1 Densidad aparente 42
3.6.1.2 Densidad real 43
3.6.1.3 Textura 43
3.6.2 Caractersticas qumicas del suelo durante la faseexperimental. 44
3.6.2.1 pH del suelo 44
3.6.2.2 Carbono orgnico 44
3.6.2.3 Nitrgeno 45
3.6.2.4 Relacin carbono nitrgeno 45
3.6.3 Poblacin microbiana 46
3.6.4 Produccin CO2 46
3.6.5 Anlisis de residuos de atrazina 48
3.6.5.1 Curva de calibracin 48
3.6.5.2 Residuos de atrazina en el suelo 49
3.6.5.3 Residuos de atrazina en agua lixiviada 50
-
3.6.5.4 Clculo de la degradacin de la atrazina 51
3.7 Anlisis estadstico 51
IV. RESULTADOS 52
4.1 Propiedades fisicoqumicas del suelo 54
4.2 Caractersticas qumicas del suelo experimental 54
4.3 Densidad poblacin microbiana heterotrfica total del sueloenriquecido con abono verde y atrazina
55
4.4 Produccin de CO2 despus de la aplicacin de abono verde y atrazina 58
4.5 Anlisis de residuos de atrazina y algunos de sus metabolitos en elsuelo 60
4.5.1 Residuos obtenidos a la profundidad de 0-15 cm 60
4.5.2 Residuos obtenidos a la profundidad de 15-30 cm 64
4.6. Anlisis de residuos de atrazina en agua lixiviada de las columnas 68
4.7 Porcentaje de mineralizacin de la atrazina aplicada al suelo 72
V. DISCUSIN 75
VI. CONCLUSIONES 78
VII. REFERENCIAS 79
INDICE DE CUADROS Y FIGURAS
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Cuadro 2.1. Persistencia de la atrazina en suelos con manejo de residuosvegetales 28
Cuadro 2.2. Prdida de atrazina por arrastre en distintos sistemas de labranza 29
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Cuadro 4.1. Anlisis de varianza del efecto de la incorporacin de niveles deabono verde sobre cuatro propiedades qumicas del suelo agrcolaesterilizado y no esterilizado contaminado con atrazina. 53
Cuadro 4.2. Efecto de cuatro niveles de abono verde incorporado a un sueloagrcola esterilizado y no esterilizado contaminado con atrazina sobre laconcentracin de carbono orgnico durante dos periodos de incubacin. 53
Cuadro 4.3 Efecto de cuatro niveles de abono verde incorporados a un sueloagrcola esterilizado y no esterilizado contaminado con atrazina sobre laconcentracin de nitrgeno en dos periodos de incubacin. 54
Cuadro 4.4 Efecto de cuatro niveles de abono verde incorporados a un sueloagrcola esterilizado y no esterilizado contaminado con atrazina sobre larelacin C/N durante dos periodos de incubacin.
54
Cuadro 4.5 Anlisis de varianza del efecto de la adicin de niveles de abonoverde sobre la densidad de la poblacin heterotrofica bacteriana totalde un suelo agrcola esterilizado y no esterilizado contaminando conatrazina.
55
Cuadro 4.6 Efecto de la adicin de cuatro niveles de abono verde a un sueloagrcola esterilizado y no esterilizado contaminado con atrazina sobre ladensidad de la poblacin herterotrfica bacteriana total en un suelodurante cinco periodos de incubacin.
56
Cuadro 4.7 Anlisis de varianza del efecto de niveles de abono verde sobre elnmero de UFC de actinomicetos y propgulos de hongos/g sueloesterilizado y no esterilizado contaminado con atrazina. 57
Cuadro 4.8 Efecto de la incorporacin de cuatro niveles de abono verde a unsuelo agrcola esterilizado y no esterilizado contaminado con atrazinasobre el nmero de UFC de actinomicetos/g viables, durante cincoperodos de incubacin.
57
Cuadro 4.9 Efecto de la incorporacin de cuatro niveles de abono verde a unsuelo agrcola esterilizado y no esterilizado contaminado con atrazinasobre el nmero de propgulos viables de hongos /g durante cincoperodos de incubacin.
58
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Cuadro 4.10 anlisis de varianza del efecto de la incorporacin de niveles deabono verde sobre la produccin de CO2. en un suelo agrcolaesterilizado y no esterilizado contaminado con atrazina, durante nueveperodos de incubacin.
59
Cuadro 4.11 Efecto de la incorporacin de cuatro niveles de abono verde en unsuelo agrcola esterilizado y no esterilizado contaminado con atrazinaen la produccin de CO2 en mg durante nueve perodos de incubacin. 60
Cuadro 4.12 Anlisis de varianza de los efectos de niveles de abono verdeincorporados a un suelo agrcola esterilizado y no esterilizadocontaminado con atrazina sobre su degradacin en el espaciocomprendido de 0 a 15 cm de profundidad, durante ocho perodos deincubacin.
61
Cuadro 4.13. Efecto de la incorporacin de cuatro niveles de abono verde en unsuelo agrcola esterilizado y no esterilizado sobre la degradacin deatrazina expresada en ppm a la profundidad de 0 a 15 cm, duranteocho periodos de incubacin.
62
Cuadro 4.14 Efecto de cuatro niveles de abono verde incorporados a un sueloagrcola esterilizado y no esterilizado sobre la degradacin de la atrazinava atrazina desetil-2-hidroxy encontrados de 0 a 15 cm de profundidaddurante ocho periodos de incubacin. 63
Cuadro 4.15 Efecto de cuatro niveles de abono verde incorporados a un sueloagrcola esterilizado y no esterilizado sobre la degradacin de la atrazinava atrazina desetil en encontrados de 0 a 15 cm de profundidad,durante ocho periodos de incubacin. 64
Cuadro 4.16 Anlisis de varianza del efecto de cuatro niveles de abono verdeincorporados a un suelo agrcola esterilizado y no esterilizado sobre ladegradacin de la atrazina, a la profundidad de 15 a 30 cm, duranteocho periodos de incubacin. 65
Cuadro 4.17 Efecto de cuatro niveles de abono verde incorporados a un sueloagrcola esterilizado y no esterilizado sobre la degradacin de la atrazinaa la profundidad de 15 a 30 cm, durante ocho periodos de incubacin.
. 66
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Cuadro 4.18 Efecto de cuatro niveles de abono verde incorporados a un sueloagrcola esterilizado y no esterilizado sobre la degradacin de la atrazinava atrazina desetil-2-hidroxi a la profundidad de 15 a 30 cm, duranteocho periodos de incubacin. 67
Cuadro 4.19 Efecto de cuatro niveles de abono verde incorporados a un sueloagrcola esterilizado y no esterilizado sobre la degradacin de laatrazina va atrazina desetil a la profundidad de 15 a 30 cm, duranteocho periodos de incubacin
68
Cuadro 4.20 Anlisis de varianza del efecto de cuatro niveles de abono verdeincorporados a un suelo agrcola esterilizado y no esterilizado sobre lalixiviacin de atrazina y sus metabolitos producto de su degradacindurante ocho perodos de incubacin.
69
Cuadro 4.21 Efecto de cuatro niveles de abono verde incorporados a un sueloagrcola esterilizado y no esterilizado sobre la lixiviacin de la atrazina,durante ocho periodos de incubacin.
70
Cuadro 4.22 Efecto de cuatro niveles de abono verde incorporados a un sueloagrcola esterilizado y no esterilizado sobre la lixiviacin de la atrazinadesetil-2-Hidroxi, durante ocho periodos de incubacin. 71
Cuadro 4.23. Efecto de cuatro niveles de abono verde incorporados a un sueloagrcola esterilizado y no esterilizado sobre la lixiviacin de la atrazinadesetil durante ocho periodos de incubacin. 72
Cuadro 4.24 Efecto de un suelo agrcola esterilizado y no esterilizado sobre lalixiviacin de la atrazina desisopropil, durante ocho periodos deincubacin.
72
Cuadro 4.25 Anlisis de varianza del efecto de cuatro niveles de abono verdeincorporados a un suelo agrcola esterilizado y no esterilizado sobre lamineralizacin de la atrazina durante 4 perodos de incubacin. 73
Cuadro 4.26 Efecto de cuatro niveles de abono verde incorporado a un sueloagrcola esterilizado y no esterilizado sobre la mineralizacin de atrazinadurante cuatro periodos de incubacin. 74
Figuras
Figura 1. Estructura de la atrazina 14
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Figura 2. Estructuras de algunos metabolitos de la atrazina 15
Figura 3. Ruta de degradacin 20
Figura 4 Mapa de la ruta metablica de atrazina 26
Figura 5. Columna de PVC para estudiar el movimiento y degradacin de laatrazina
39
Figura 6. Respirmetro tipo Bartha modificado para medir la produccin dedixido de carbono.
47
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II ANTECEDENTES
2.1 Antecedentes histricos del uso de los herbicidas
Desde la introduccin de los herbicidas a finales de 1940, se redujeron en
forma considerable las prcticas agrcolas, por lo tanto los residuos vegetales
permanecieran sobre la superficie del suelo favoreciendo la retencin de agua y
reduccin de la prdida del suelo. Esta tecnologa fue ampliamente aceptada,
y por lo mismo el consumo de herbicidas aument, al mismo tiempo se
increment la resistencia de algunas especies de malezas y los residuos en
el ambiente (Max, 1988; Lyon et al., 1996).
La aceptacin de los herbicidas fue por fases y se sabe que tuvieron que
pasar por cuatro etapas, caracterizadas por los mtodos de aplicacin. La fase
I inici con el uso de 2,4-D (2, 4- cido diclorofenoxiactico) a mediados de
1950, y se utiliz para controlar selectivamente malezas dicotiledoneas post-
emergentes y ocasionalmente como pre-emergentes. En la fase II los
herbicidas se aplicaron principalmente al suelo. La simazina cubri el 1% de la
superficie de maz sembrado en 1959, seguido por el CDAA (2-cloro-N,N-di-2-
propenilacetamida) con el 8% de la superficie sembrada de soya en 1965 y el
17% de la superficie de maz en 1966. La fase III, corresponde a una etapa
de transicin en el control de malezas, destacando la introduccin de
trifluralina (2,6-dinitro-N,N-dipropil-4- trifluorometil) y benzenamina para
controlar zacates en soya en el perodo de 1964 a 1969 (Pike y Glover, 1991).
La fase IV inici en 1979, el uso ptimo de la tecnologa y la eficiencia
econmica de la aplicacin de los herbicidas fue su principal caracterstica, los
productos ms utilizados fueron alaclor, tiocarbamatos, EPTC y butilato.
Posteriormente el metolaclor en combinacin con atrazina adquiri mucha
popularidad durante el perodo de 1982 a 1990 y ms recientemente su uso se
ha diversificado (Pike y Glover, 1991).
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En los ltimos 30 aos, los herbicidas pasaron a ser un pilar importante de
la produccin agrcola y sin duda alguna el grupo de las triazinas es el ms
ampliamente utilizado en todo el mundo para controlar malezas (Buser, 1990),
se calcula que solamente en Estados Unidos de Norteamrica se consumieron
alrededor de 80 millones de libras (Newman, 1994), con lo cual se
incrementaron las concentraciones de residuos en algunas zonas maiceras,
sobrepasando las 3 ppb en el suelo y el agua potable (Pionke y Glotfelty,
1990).
En Alemania el uso de atrazina est restringido (Friesel, 1986),
principalmente porque este plaguicida est clasificado como un posible
producto cancergeno en humanos (Newman, 1994). Adems, se ha sealado
que una dosis de 0.03 g/l causa un dramtico incremento en el grado de
saturacin de los cidos grasos en las membranas celulares (Laura et al.,
1996). Asimismo, la atrazina est considerada como un plaguicida que
presenta una moderada movilidad encontrndose frecuentemente en el
subsuelo, manto fritico (Foster y Chilton, 1991) aguas profundas y agua
potable (Williams et al., 1988).
2.2. Los usos de la atrazina
La atrazina [6-cloro-N-(-metil)-1,3,5-triazina 2,4 diamina] desde su
introduccin en 1950, ha sido el herbicida ms popular en los cultivos de maz
y sorgo por tener un precio relativamente bajo y un eficiente control de
malezas. Se aplica en pre-emergencia y post-emergencia y a menudo se
mezcla con alaclor [2-cloro-N-(2,6-dietilfenil-N-(metoximetil acetamida)],
metolaclor [ 2-cloro-N-(2,2 etil-6-metilfenil)-N-(2-metoxi-1-metil-
etil)acetamida), butilato (S-etil bis(2-metilpropil) carbomotioato] o con otros
herbicidas que controlan dicotiledoneas como dicamba (3,6 dicloro-2-cido
metoxibenzoico), nicosulfuron 2-[ [ [ [ 4,6-dimetoxi-2-pirimidil) aminol carbonil
aminol sulfonil -N,N-dimetil-3- piridinecarboxamida o bromoxinil (3,5-
dibromo-4-hidroxibenzonitrilo), y para el control total de malezas la atrazina se
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utiliza en forma de mezcla con cianamina 2-[[4-cloro-6-(etilamino)-1,3,5-
triazin-2-yl] amino]-2- metilpropanenitrilo (Koskinen y Clay, 1997).
El mayor consumo de la atrazina est registrado de 1987 a 1989, con un
promedio por ao de 29 millones de kg de ingrediente activo, del cual fue
aplicado en los Estados Unidos de Norteamrica cerca del 84% en maz
(Gianessi y Puffer, 1991). En 1995 el consumo se increment de 31-33 millones
de kg de ingrediente activo (Aspelin, 1996). Sin embargo las cantidades de
residuos de atrazina en el agua fueron similares a las encontradas en 1989 y
1995. No obstante otros investigadores determinaron concentraciones
superiores en 1989 y 1990 que en 1994, 1995 y 1998 (Scribner et al., 2000).
Mismas que son transportadas a travs de las zona de las races de las plantas,
canales naturales o artificiales que llegan hasta las aguas subterrneas o bien
puede ser transformada o retenida (Koskinen y Clay, 1997).
2.3 Retencin de atrazina en el suelo
La retencin de la atrazina es ms eficiente en presencia de residuos
vegetales y carbono orgnico (Buman y Ros, 1983), lo cual favorece la
volatilizacin, fotodegradacin y son expuestos a otros procesos co-oxidativos
que reducen a partes ms simples el herbicida (Mills et al., 1989; Jones et al.,
1990).
La adsorcin del herbicida esta relacionada con la cantidad de carbono
orgnico (Ying y Williams, 2000). Sin embargo la abundancia de este elemento
en el suelo, puede disminuir la biodegradacin de atrazina, para lo cual es
necesario adicionar fosfato inorgnico y de esta forma estimular la
degradacin (Strong et al., 2000), est reportado que la retencin de atrazina
est en funcin del tipo de suelo. As, un suelo pobre con solamente 0.4% de
carbono orgnico, y otro rehabilitado con 1.55% con dicho elemento, mostr
diferencias significativas en el contenido de cido hmico, cido flvico, humn,
materia orgnica soluble, contenido de materia orgnica total, relacin
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hidrogeno oxigeno, relacin oxigeno carbono pero no se encontr diferencia en
la adsorcin de la atrazina (Sluszny et al., 1999).
2.3.1 Efecto de las propiedades y la composicin del
suelo en la retencin de atrazina
La cantidad de herbicida retenido por el suelo flucta de 0 a 100% del total
aplicado, pero tpicamente la adsorcin en suelos aluviales o sedimentos
francos y franco arcillosos est entre 50-80%. La retencin depende de
varios factores importantes tales como: contenido de materia orgnica,
contenido y tipo de arcilla, pH, cantidad de producto aplicado y cantidad de
carbono orgnico en la solucin del suelo (Koskinen y Clay, 1997).
En algunas regiones de los Estados Unidos de Norteamrica se estima que
la atrazina y el alaclor se acumulan en ms de 240 g/m-2 por ao, aunque en
Nueva Inglaterra se ha llegado a acumular solamente 10 g/m-2 por ao, en
los Grandes Lagos de 12 a 63 g/m-2 por ao y en agua de lluvia se reporta
0.6% de atrazina y 0.4% de alaclor (Goolsby et al., 1997).
La adsorcin de atrazina y de su metabolito hidroxiatrazina no es
afectada en suelos con pH de 6.1 y 4.5, as como de 6.1 y 4.0, en cambio
s-glutation atrazina no es adsorbida al suelo con pH de 4.0 y 4.5
respectivamente (Clay y Koskinen, 1990). Si el suelo contiene 3.3 g/kg de
carbono orgnico puede incrementarse la adsorcin de atrazina y se reduce la
produccin de desetilatrazina (Ray y Krapac, 1994).
La adsorcin de atrazina y el alaclor no presentan una correlacin
significativa con la profundidad del suelo, contenido de arcilla y contenido de
carbono orgnico. Y su coeficiente de distribucin en suelos con textura fina
es de 1.5 a 5.5, en cambio en suelos con textura gruesa su coeficiente de
distribucin es de 0.40 a 0.87 respectivamente (Sonon y Schwab, 1995).
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Tambin se ha encontrado que la movilidad de los residuos de atrazina no
est relacionada con la distribucin del carbono orgnico. En suelos arcillosos la
atrazina es adsorbida a los 36 cm de profundidad y sus metabolitos diamino
atrazina, desetilatrazina y desisoprilatrazina han sido encontrados a la
profundidad de 54 cm 10 meses despus de la aplicacin de atrazina
(Dousset et al., 1995).
La adsorcin de atrazina en suelo seco y hmedo es de 13 a 22%
respectivamente y en presencia de residuos vegetales la adsorcin y la
degradacin se incrementan. Si el suelo carece de materia orgnica, no existe
biodegradacin, en cambio se incrementa la volatilizacin (Shelton et al.,
1995). A medida que se incrementa la profundidad del suelo el herbicida se
degrada ms lentamente y se adsorbe menos, adems de que la actividad
microbiana es mnima (Jury et al., 1987; Kookama y Aylmore, 1994; Di y
Aylmore, 1997; Miller et al., 1997). No obstante otros estudios han demostrado
que la tasa de degradacin entre la capa superior y el subsuelo es similar
(Sparling et al., 1998; Di et al., 1998; 2001).
Est comprobado que la atrazina es ms persistente en el subsuelo que
sobre la superficie, as el porcentaje de 14C derivado de la transformacin del
herbicida fue de 73 a 80% en la superficie y en el subsuelo de 22 a 36%, en
cambio dietil atrazina fue ms persistente en el subsuelo con 69 a 83% y en
la superficie se encontr solamente de 5.4 a 23% despus de 60 das de la
aplicacin del herbicida. (Kruger et al., 1997).
La adsorcin de la atrazina no tienen relacin con el contenido de arcilla y
carbono orgnico, pero s con el grado de humificacin de la materia orgnica
(Dousset et al., 1994). Aunque (Stehouwer et al., 1993) sostienen que el
carbono orgnico que se encuentra en los macroporos hechos por las lombrices
de tierra, favorece la formacin de compuestos complejos con los grupos
funcionales de amidas y cidos carboxlicos de la materia orgnica a travs de
las uniones del hidrgeno de la molcula de la atrazina (Welhouse y Blean,
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1993) y posiblemente con los grupos funcionales de fenoles y quinonas.
Adems si el contenido de materia orgnica es cercano al 5%, su superficie
mineral arcillosa adsorbe molculas de atrazina, favoreciendo su mineralizacin
total (Walker y Crawford, 1968).
En suelos con textura migajn arcillosa los metabolitos de la atrazina
permanecen en su forma simple de los 70 a 80 cm un mes despus de su
aplicacin o a los 90 cm de profundidad 16 meses despus, esto se atribuye
a los movimientos directos que tienen a travs de los macroporos verticales
del suelo, los cuales se han encontrando distribuidos de la siguiente manera
hidroxiatrazina (HA) arriba de los 10 cm de profundidad con un 9%, con
incremento hasta del 24% 6 meses despus de la aplicacin, el 26% de
desetilatrazina (DEA) de los 10 a 20 cm 16 meses despus del tratamiento y
desetildesisopropilatrazina (DEDIA) a los 80 cm (Sorenson et al., 1994) o bien
en el interior de los tejidos de los cultivos (Khan y Saidak, 1981; Levy y
Chesters, 1995).
2.3.2 Adsorcin y desorcin de los metabolitos de
atrazina
Adicionando amoniaco al suelo se regula el pH, con lo cual se logra
disminuir la adsorcion de atrazina, en cambio se agiliza su degradacin. (Clay
et al., 1996). Sin embargo los metabolitos de la atrazina presentan
propiedades nicas que influyen en su retencin y adherencia al suelo. Por
ejemplo dietil atrazina, deisopropil atrazina se adsorben poco al suelo y
atrazina desetil (DEA) es el que menos se retiene (Brouwer et al., 1990),
adems DEA tiene baja afinidad a suelos arenosos con bajos niveles de
carbono orgnico y la adsorcin no presenta correlacin con el contenido de
arcilla y el pH del suelo (Ray y Krapac, 1994).
En cambio la hidroxiatrazina se adsorbe ms fcilmente en suelos tratados
con amoniaco que en aquellos no tratados y puede mantenerse retenido en el
-
suelo durante los primeros seis das despus de la aplicacin, con tan solo
una baja desorcin (Clay y Koskinen, 1990; Clay et al., 1996).
2.4 Persistencia de la atrazina en el suelo
La atrazina se ha encontrado en suelos agrcolas nueve aos despus de
su aplicacin (Foster y Chilton, 1991). Otros reportes indican perodos de
persistencia ms cortos que flucta de 14 a 109 das dependiendo de la textura
y profundidad del suelo, por ejemplo en un suelo arcilloso de Iowa a la
profundidad de 100 cm permaneci 55 das (Weed et al., 1995). Mientras que
en Nebraska con similar tipo de suelo tuvo una persistencia de 42 a 50 das
(Ghadiri et al., 1984). En Maryland en un suelo franco arcilloso a la profundidad
de 10 a 30 cm el herbicida permaneci de 26 a 35 y 60 das, respectivamente
(Helling et al., 1988; Isensee y Sadeghi, 1994).
En Ohio los residuos de atrazina permanecen durante dos ciclos de cultivo
a la profundidad de 0 a 15 cm, pero se calcula que en ambos periodos la
mayor parte del herbicida se disipa durante los primeros 35 das (Workman
et al., 1995), la degradacin de atrazina en suelos arcillosos de Nebraska bajo
los sistemas de labranza de conservacin y convencional han alcanzado niveles
de hasta del 75% a los 61 das despus de su aplicacin (Ghadiri et al.,
1984).
Otros investigadores consideran que los sistemas de labranza presentan
muchas bondades, sin embargo resulta difcil generalizar la influencia que tiene
sobre la persistencia de la atrazina, ya que el efecto de la labranza acta sobre
las caractersticas fsicas y qumicas del suelo, por lo que la labranza como tal,
no tiene efecto, pero la permanencia de las partes vegetales y su consecuente
descomposicin conjuntamente con las condiciones climticas, tiene efectos
que favorecen la disipacin de la atrazina y de sus residuos (Gaynor et al.,
1987).
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2.5 Transformacin de la atrazina en el suelo
La molcula de atrazina es muy estable, por ello existe una relativa
resistencia al ataque microbiano. No obstante existen otros elementos del
suelo que pueden inducir hidrlisis qumica de la atrazina va hidroxiatrazina la
cual corresponde a la forma no fitotxica (Armstrong et al., 1967; Harris,
1967b; Skipper et al., 1967; Armstrong y Chester, 1968).
Las prdidas por volatilizacin, arrastre superficial y degradacin de la
atrazina, han sido ampliamente investigados (Curran et al., 1992; Fleming et
al., 1992; Yen et al., 1994; Machado-Neto y Victoria-Fiho, 1995; Sadeghi y
Isensee, 1997;), los sistemas de labranza se han utilizado para evaluar varios
de estos fenmenos, tomando en cuenta la capacidad de detencin que la
materia orgnica tiene hacia la molcula de atrazina (Fig. 1), y la interaccin
con la degradacin independiente del suelo (Sadeghi et al., 1998).
Figura 1. 6-cloro-N-etil-N-(1metiletil)-1,3,5-triazina-2,4-diamina (atrazina)
La atrazina puede ser transformada a travs del mecanismo hidroltico que
incluye: declorinacin hidroltica, N-desalquilacin, desaminacin y la desunin
de los anillos. Encontrndose que los metabolitos ms comunes de atrazina
son: hidroxiatrazina (HA) (6-hidroxi-Netil-N-(1-metil etil)-1,3,5 triazina-2,4-
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diamina), desetilatrazina (DEA) (6-cloro-N-(1-metil etil)-1,3,5-triazina 2,4
diamina), desisopropilatrazina (DIA) (6-cloro-N-etil-1,3.5-triazina) y
dietildesisopropilatrazina (DEDIA) (6-cloro-1,3,5-triazina 2,4 diamina),
tambin incluyen algunos otros productos hidroxilados anlogos de (DEA, DIA y
DEDIA) estas reacciones de transformacin o de degradacin puede deberse
a factores biticos o abiticos (Barrett, 1996). (Fig. 2).
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2.5.1 Factores abiticos responsables de la
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degradacin de atrazina
En la naturaleza se encuentran algunos factores que pueden afectar la
degradacin de la atrazina por ejemplo. Si las temperaturas son bajas o bien
si los suelos presentan deficiencia de nutrientes y una pobre comunidad
microbiana la degradacin puede ser nula (Scribner et al.,1992).
La cantidad de carbono y nitrgeno presente en el suelo tambin influyen
en la mineralizacin de la atrazina (Assaf y Turco, 1994), y su persistencia en el
ambiente, est en funcin de la flora microbiana nativa y cuando no existe
degradacin en un sitio, lo ms probable es que los microorganismos no
presentan las enzimas especficas que provoca la degradacin biolgica o bien
estn ausentes (Cook, 1987).
Las propiedades del suelo son muy importantes, un alto contenido de
arena, favorece la lixiviacin del herbicida debido a que estos suelos carecen
de materia orgnica y arcilla, lo cual limita la habilidad para atenuar el
movimiento de los agroqumicos, por lo tanto son fcilmente desplazados a
zonas donde los microorganismos degradadores estn ausentes (Schmidt y
Kessler, 1989; Burkart y Kolpin,1993).
Suelos sin cubierta vegetal presentan poca capacidad de retencin de la
atrazina y segn estudios pueden llegar alcanzan hasta 28 g/g de suelo
(Shelton et al., 1995), en este tipo de suelos las turbulencias del aire
modifican la concentracin, peso y tamao de las molculas del herbicida,
dispersndolo en forma de vapores txicos a la atmsfera (Glotfelty et al.,
1983).
La estabilidad de los residuos de la atrazina est asociada al contenido de
humedad que proporciona la materia orgnica del suelo, pero especialmente
las partcula de tamao de 0.2 a 2.0 m (Barriuso y Koskinen, 1996; Barriuso
et al., 1997).
-
En la disipacin de atrazina y sus metabolitos, adems de los factores ya
mencionados participan la temperatura, volatilizacin, adsorcin, absorcin por
las plantas, transporte o arrastre a travs del suelo, manejo del suelo y cultivo
Koskinen y Clay, (1997). La degradacin fotoqumica se lleva a cabo a travs
de la luz solar y solo ocurre sobre la superficie del suelo. Mediante la
degradacin de un plaguicida se derivan una serie de procesos, mismos que
pueden formar subproductos. Si el plaguicida se mineraliza totalmente es
convertido en CO2, y una parte del carbono es transformada en humus por los
microorganismos del suelo. Tambin se pueden formar otros productos
degradados muy estables y subproductos que pueden adherirse a la fraccin
del suelo (Fomsgaard, 1995). Este mismo autor seala que la degradacin
qumica no tiene mucha importancia en la transformacin total del plaguicida
en el subsuelo.
Adems la transformacin de la atrazina puede estar dada por pH,
concentracin de carbono orgnico en el suelo y contenido de humedad.
Sobresaliendo el agua y el pH como los elementos ms importantes
precursores de la hidrlisis (Widmer et al., 1993). Altas concentraciones de
carbono orgnico en el agua y suelo favorece la hidrlisis de la atrazina o
puede descomponerse qumicamente en una solucin de radicales libres
(Koskinen et al., 1994). O el herbicida es ampliamente adsorbido (Ying y
Williams, 2000).
Se ha encontrado que un pH alto disminuye la degradacin de atrazina
(Obien y Green, 1969; Holford et al., 1989). Aunque otros estudios con suelos
cidos y alcalinos, han revelado degradacin importante a travs de una
transformacin qumica directa, cuyo metabolito principal es hidroxiatrazina
(Qiao et al., 1996). No obstante se ha determinado que en suelos alcalinos la
atrazina es fcilmente lixiviada, el inconveniente es que rpidamente se
transporta a las capas inferiores del suelo donde se dificulta su degradacin
-
por la ausencia de factores que actan sobre el herbicida (Holfor et al.,
1989).
La adsorcin de la atrazina puede disminuir si antes se regula la acidez del
suelo mediante la aplicacin de amoniaco (Clay et al., 1996), y la adicin de
hidrgeno y luz ultravioleta acelera la degradacin con la cual se obtiene
amelina va hidroxilacin directa y desalquilacin (Sanlaville et al., 1996). Solo
que una parte del herbicida es removido del suelo por volatilizacin, pudiendo
alcanzar hasta el 1% (Langenbach et al., 2000), mismo que se acumula en la
atmsfera, los que a travs de las precipitaciones pluviales es devuelto a los
sistemas acuticos (Miller et al ., 2000).
En climas con precipitacin pluvial promedio de 386 mm y pH de 8.5 la
atrazina tiene escaso movimiento y se dispersa no ms all de los 40 cm de
profundidad del suelo alcanzando degradarse a los 62 das despus de la
aplicacin. Aunque despus de este perodo de tiempo se ha encontrado hasta
0.02 g de atrazina por gramo de suelo, cantidades que han resultado ser
tolerables por los cultivos de trigo, cebada y alfalfa (Stork, 1997).
Asimismo (McGlamery y Slife, 1966; Clay et al., 1988; Goetz et al, 1988;
Clay y Koskinen, 1990; Liu et al., 1995) sostienen que la atrazina es una
molcula bsica dbil y que con un pH bajo rapidamente es protonizada, y los
suelos con pH en el rango de 4 a 6 adsorben con mayor facilidad a la
atrazina, que suelos con pH mayores y esto se acompaa de 1.0 a 1.9% de
carbono orgnico la degradacin del herbicida es mnima (Chapman y Cole,
1982).
Bajo condiciones de laboratorio la atrazina con un rgimen de humedad de
0.1 bar result ampliamente degradada por una accin no biolgica llamada
desalquilacin (Dao et al., 1979). En el suelo estril la atrazina puede ser
transformada preferentemente a hidroxiatrazina, mediante hidrlisis no
biolgica (Li y Felbech, 1972). En tanto que los suelos no estriles con materia
-
orgnica la degradacin de la atrazina depender del estado de
descomposicin de los componentes orgnicos y la presencia de
microorganismos (Benoit y Preston, 2000).
Se ha determinado tambin, hidrlisis qumica de varios compuestos
derivados de cloro-1,3,5-triazinas, en soluciones alcalinas, notndose el
desplazamiento nucleoflico del Cl por OH, mientras que en medios cidos ha
resultado una protonacin del tomo de nitrgeno de la cadena, seguida por el
rompimiento de unin C-Cl. La protonacin del tomo de nitrgeno crea una
deficiencia electrnica de unin del carbono con el cloro, el cual incrementa la
tendencia al desplazamiento nucleoflico del Cl por el agua (Horrobin, 1963). A
continuacin se presenta el proceso de descomposicin abitica de atrazina va
hidrlisis qumica (Skipper et al., 1967; Armstrong y Chester, 1968) (Fig. 3).
-
La atrazina tambin, puede ser degradada a travs del proceso de
ozonacin y adicin de radicales OH. Con este proceso se ha demostrado que
-
el grupo etil es ms reactivo que el grupo isopropil, lo que significa que a
mayor proporcin del grupo etil puede causar una oxidacin directa a
acetamida o derivados de imina va proceso desalquilacin. En contraste, el
grupo isopropil provoca una desalquilacin directa del grupo amino libre (Acero
et al., 2000).
2.5.2 Factores biticos responsables de la
degradacin de la atrazina
La cantidad de microorganismos que se encuentran en el subsuelo a
menudo es 100 veces ms pequea que los encontrados en la capa superior
del suelo, esto se demostr en suelos Daneses donde se encontr 109
bacterias /g de suelo extrado a la profundidad de 1 m y 10 bacterias /g de
suelo extrado a la profundidad de 5 a 6 m, la presencia de esta gama de
microorganismos debe garantizar la degradacin o eliminacin de compuestos
txicos presentes en el suelo mediante la accin de enzimas de origen vegetal
y microbiano que son liberadas e inmovilizadas sobre los coloides del suelo
(Tortensson, 1980).
Algunas enzimas hidrolticas con potencial importante para metabolizar
herbicidas son: amidasas, esterasas, fosfatasas, arilsulfatasas y ureasas. De
las cuales las esterasas llevan a cabo la hidrlisis de diclofop-metil ester
convirtindolo en cidos libres. Las esterasas y las hidrogenasas son
indicadoras de actividad microbiana; mientras que las fosfatasas y sulfatasas
estn relacionadas con el ciclo de nutrientes (Gaynor et al., 1992). Otros
microbios presentan enzimas que son sintetizadas en presencia de ciertos
substratos (Spain et al.,1980; Spain y Veld, 1983), generalmente estas
molculas son altamente txicas y persistentes, pero que mediante la accin de
dichas enzimas especficas son fcilmente degradadas (Alexander, 1999).
Diversas poblaciones de microorganismos degradan los materiales
orgnicos y plaguicidas dirigidos al control de plagas, malezas y
-
enfermedades. El inconveniente es, que estos compuestos sean
metabolizados antes de que ejerzan accin sobre el organismo objeto a
control, lo cual significara prdida para el agricultor, de lo cual no hay reportes
(Racke, 1990).
Los microorganismos representan el elemento ms importante del ambiente
ya que estos realizan una mineralizacin completa de la atrazina en el suelo.
Definindose a la mineralizacin como la degradacin completa del substrato a
CO2 y H2O y a la degradacin como la alteracin del substrato original, pero no
necesariamente a CO2, por lo que la degradacin microbial en el suelo est en
funcin de la habilidad, cantidad de microorganismos y la disponibilidad del
herbicida (Entry y Emmingham, 1995).
Muchos compuestos txicos son degradados co-metabolicamente. Es decir,
a travs de un proceso en que los microorganismos mientras crecen a
expensas de un substrato, son capaces de transformar un compuesto sin que
se derive algn nutriente o energa para su crecimiento (Bollag y Liu, 1990).
Adems, existe otro mecanismo llamado co-oxidacin, en este caso del
substrato se forman anlogos los cuales son degradados por enzimas no
especficas. Se considera que esta es la forma como se degradan los
herbicidas muy persistentes (Schmidt et al., 1985).
Entre los microorganismos que metabolizan plaguicidas se encuentran
diversos grupos de bacterias que incluyen miembros de los gneros Klebsiella
(Jutzi et al., 1982;), Alcaligenes, Flavobacterium, Pseudomonas, Nocardia y
Rhodococcus sp. (Behki et al., 1993). Estos microbios requieren de
condiciones ambientales que favorezcan su actividad (Aislabie y Jones, 1995).
Dentro de los hongos Phanerochaete chrysosporium (Hickey et al., 1994;
Mougin et al.,), Pleurotus pulmonarius (Masaphy et al., 1996a) entre otros.
Muchas bacterias y otros microorganismos utilizan a la atrazina como
fuente de carbono, nitrgeno y energa (Racke y Coats, 1990; Radosevich et
-
al., 1995). Las cepas nativas de Nocardia y Pseudomonas, presentan gran
capacidad para degradar las cadenas de la atrazina (Cook et al., 1978;
Mandelbaum et al., 1995), otra bacteria competente para mineralizar a la
atrazina es Agrobacterium radiobacter JI4a (Struthers et al., 1998).
Las Pseudomonas de la cepa ADP utiliza a la atrazina como nica fuente
de nitrgeno, el metabolismo de esta triazina da como resultado a la
hidroxiatrazina, metabolitos polares y dixido de carbono. Este ltimo es
liberado en un 80% lo cual indica una completa mineralizacin de los anillos.
Por lo cual esta bacteria esta considerada como la ms sobresaliente dentro del
proceso de biorremediacin (Mandelbaum et al.,1993a; 1995).
Las bacterias Pseudomonas con RNA del grupo I conocida tambin como
DSM 93-9 es una cepa no especfica para degradar a la atrazina, sin embargo
cuando se le adiciona atrazina en el medio en el que se encuentra cultivada, lo
utiliza eficientemente como fuente de carbono y ha llegado a crecer hasta 80
g de peso seco por mol de atrazina (Yanze-Kontchou y Gschwind, 1994).
En suelos agrcolas con historial de aplicaciones de atrazina arriba de los
10 aos est demostrada la hidroxilacin de la atrazina por bacterias
adaptadas a travs de oxgeno 18 (Mandelbaum et al., 1993b).
El hongo Phanerochaete chrysosporium es responsable de la
transformacin de los herbicidas s-triazinas. Este oxida los metabolitos
clorinados formados durante la N-desalquilacin de atrazina y la hidroxiatrazina
resultante del proceso es convertida en un producto desconocido, a travs del
fenmeno de transformacin por el sistema citocromo p-450 (Mougin et al.,
1997).
En condiciones de laboratorio ha sido evaluado el potencial del hongo P.
chrysosporium para biorremediar suelos contaminados con atrazina y
solamente se encontr una biorremediacin escasa y lenta, se cree que la
-
transformacin se debe a la catlisis por enzimas asociadas con otras
peroxidasas capaces de biodegradar (Hickey et al., 1994). En cambio
Pleurotus pulmonarius estimul la N-desalquilacin y propilhidroxilacin,
(Masaphy et al., 1996b).
Otros microorganismos importantes en la degradacin de atrazina,
simazina, propazina y cianazina son Rhodococcus sp cepa TE1 (Behki et al.,
1993), y Streptomyces cepas PS/5 con el 78% de degradacin 28 das
despus de la aplicacin y lo utiliza como fuente de carbono y nitrgeno
(Fadullon et al.,1998; Shelton et al., 1998).
2.5.2.1 Principales microorganismos capaces de
degradar la atrazina
Con respecto a los microorganismos que presentan potencial degradativo
de la atrazina se reporta a Rhodococcus (Behki et al., 1993, Behki y Khan,
1994). Pseudomonas (Behki y Khan, 1986; Yanze-Kontchou y Gschwind, 1994;
Mandelbaum et al., 1995; De Souza et al., 1998), Acinetobacter calcoaceticus
(Mirgain et al., 1993), Clavibacter michiganese (De Souza et al., 1998)
Agrobacterium radiobacter (Radosevich et al., 1997; Struthers et al., 1998),
Klebsiella pneumonidae (Karns y Eaton, 1997); los actinomicetos Nocardia
(Giardi et al., 1985) y Streptomyces (Fadullon et al., 1998); y los hongos
Phanerochaete chrysosporium (Hickey et al., 1994), Pleurotus pulmonarius
(Masaphy et al.,1993), En la Fig.3 se puede observar la ruta degradativa de
atrazina cuando es atacada por algunos de estos microorganismos.
Los metabolitos desalquilados pueden ser desalogenados por Rhodococcus
(Shao et al.,1995) y por Pseudomonas sp y otros gneros de bacterias (Behki
y Khan, 1986). Rhodococcus sp cepa NI86/21 degrada tambin a la atrazina
va N-desalquilacin a hidroxipropil (Nagy et al., 1995a). Asimismo se ha
identificada una cepa mutante de Rhodococcus sp NI86/21 y la FAJ2027 y
Rhodococcus erythropolis SQ1 con potencial degradativo de la atrazina (Nagy
-
et al., 1995b; 1995c).
La mezcla de Rhodococcus corallinuos y Pseudomonas sp de la cepa NRRL
B-12228 proporcionan un metabolismo completo de dietilsimazina (2-cloro-4-
amino-6-etilamino-1, 3,5-triazina) (Cook y Hutter, 1984) y la mezcla de
Pseudomonas sp cepa NRRL B-12228 y cepa NRRL B-12227, llevan a cabo la
declorinacin y alquilacin parcial de los anillos de la s- triazina (Cook y
Hutter, 1981).
Atrazina Atrazina Atrazina Pseudomonas sp Rhodococcus spp Rhodococcus spp
cepa ADP cepa NI86/21, TE1 cepa NI86/21, TE1 Pseudomonas spp Pseudomonas spp cepa 192 y 194 cepa 192 y 194 Streptomyces sp Streptomyces sp. atrazina cepa PS/5 cepa PS/5
clorohidrolasa atrazina mono- atrazina mono-
oxigenasa oxigenasa Hidroxiatrazina
-
Desisopropilatrazina DesetilatrazinaRhodococcus Nocardia Pseudomonascorallinus cepa sp s pp. cepa 192 y 194 NRRLB-15444R
hidroxiatrazina etilamino desisopropil
hidrolasa s-triazina atrazinamono- dietilatra- hidrolasa oxigenasa zina mono
N-Isopropilamelide
desisopropil-
desisopropildesetilhidroxiatrazina atrazina
Pseudomonas Pseudomonas spp.cepa sp. cepa
192 y194 NRRLB-12227 desisopropilhidroxi- desisopropil- atrazina aminohidro- desetilatrazina N-Isopropil- lasa hidrolasa s-triazina
amelide hidrolasa
Isopropilamino hidrolasa 2,4-Dihidroxi-6-(N'-ethil)- 2-hidroxi-4,6-diamino- 2,cloro-4-hidroxi
amino-1,3,5-triazina 1,3,5-triazina (amelina) 6-amino1,3,5- Pseudomonas sp. cepa Pseudomonas spp.cepastriazina
NRRLB-12228 NRRLB-12227 y 12228
2,4-dihidroxi- amelina 2-cloro-4- 6-(N-ethil)-amino aminohidrolasa hidroxi-6-amino -1,3,5-triazina ami- 1,3,5-triazina
nohidrolasa nohidrolasa
2,4,-Dihidroxi-6-amino 2-cloro-4,6- 1,3,5-triazine (Ammelide) dihidroxi-1,3,5-
triazina
amelide amino- 2-cloro-4,6- hidrolasa dihidroxi-1,
3,5-triazina hidrolasa cido cianurico
cidocianurico amidohidrolasa
Biuret
Biuret amidohi- drolasa
Urea
Ureasa
Dixido de carbono
Figura. 4. Mapa de la ruta metablica de atrazina (Wackett, 1998).2.5.3 Los sistemas de labranza, como prctica
importante en el proceso degradativo de atrazina
-
En los sistemas agrcolas, el manejo de los residuos de vegetales, como
una perspectiva hacia la agricultura sustentable, proporcionan muchos
beneficios al suelo incluyendo la proteccin de la erosin, conservacin de
humedad, evitan la evaporacin y disminuyen la emergencia de malezas
(Locke y Bryson, 1997).
La permanencia de los residuos del cultivo sobre el suelo mantiene un alto
contenido de humedad y carbono orgnico, lo cual forma un ambiente
favorable para la actividad microbiana del suelo, que influyen en gran medida
en el tamao y composicin de la poblacin (Wagner y Chahal, 1966; Doran,
1980a; Linn y Dorn,1984; Franzluebbers et al.,1994).
La cubierta del suelo a travs de los residuos del cultivo, restablece las
poblaciones microbianas y se reduce el laboreo con lo cual favorece a las
poblaciones de bacterias, actinomicetos y hongos (Doran, 1980b), inhiben los
efectos de la atrazina sobre las poblaciones de microorganismos nitrificantes
(Hendrix et al., 1988; Rothrock y Hargrove, 1988). Adems la materia
orgnica favorece la volatilizacin y fotodegradacin de la atrazina, ya que
esta intercepta al herbicidas y permite que les llegue la luz directa del sol y lo
predispone a elevadas temperaturas, movimiento del aire y su consecuente
evaporacin, por lo tanto son importantes en la ruta de degradacin (Banks y
Robinson, 1982; Mills et al., 1989).
En el Cuadro 1, se presentan algunos estudios donde se ha demostrado que
el manejo de residuos vegetales tienen un efecto significativo sobre la
disipacin y fijacin de residuos fitotxicos.
Cuadro 1. Persistencia de la atrazina en suelos con manejo de residuos
vegetales.
Prctica de manejo LocalizacinProf. delsuelo (cm)
Residualidadpromedio
(das)
Fuente
-
Convencional /Conservacin Iowa 0 - 25 55,31 Barcker y Johnson, 1979
Convencional (trigo) Washington 0 - 76 102,112 Brown et al., 1985Convencional (sorgo Nebraska 0-10 42 Ghadiri et al., 1984Conservacin (sorgo) Nebraska 50Conservacin (maz) Maryland 0-20 71 Gish et al., 1986Conservacin (maz) Maryland 0-120 60 Helling et al., 1988Convencional/Conservacin(maz)
Maryland 0-50 26-35 Isensee y Sadeghi, 1994
Conservacin con cal (maz) Kentucky 0-15 32 Kells et al., 1980Conservacin sin cal (maz) Kentucky 22
Est probado que el sistema de labranza cero influye en la transformacin,
retencin y transporte de la atrazina. La humedad, temperatura, pH y materia
orgnica propias de este sistema induce la actividad microbiana de oxidacin
de la molcula de la atrazina. No obstante, las interacciones de las prcticas de
manejo del cultivo aun se les desconoce su efecto neto sobre la persistencia y
movimiento de este herbicida en el suelo (Koskinen y Clay, 1997).
La actividad del hongo de la pudricin de la raz Pleurotus pulmonarius,
asociado con paja de algodn y arroz se ve favorecida e incrementa de
manera significativa la clorinacin y declorinacin de atrazina (Masaphy et
al., 1996b).
La dispersin de la atrazina a travs de la lluvia en suelos con residuos
vegetales durante 1987 a 1991 fue registrada de los 10 a 50 cm de
profundidad durante los dos primeros meses fue de 22 a 59% y 47 a 73% en
cero labranza y labranza convencional, respectivamente (Isensee y Sadeghi,
1994). EL incremento de las lluvias aumenta significativamente el arrastre de
la atrazina y desetilatrazina en labranza convencional, a diferencia de labranza
cero donde los residuos de atrazina permanecen en mayor cantidad y en
tiempos ms prolongados (Masse et al., 1996).
Mediante la incorporacin de bacterias degradadoras de atrazina al suelo
se ha registrado degradacin de los anillos y su mineralizacin completa dos
das despus de su aplicacin en el sistema de labranza cero y siete das
-
despus en labranza convencional (Radosevich et al., 1997). El resultado
inmediato de la labranza de conservacin se debe a las cantidades importantes
de carbono orgnico que conserva el suelo (Novak et al., 1996), y que
coadyuva, para mantener activa la comunidad microbiana que mineralizadora
atrazina (Ostrofsky et al., 1997). Asimismo (Novak et al., 1996) encontr que la
labranza de conservacin adsorbe de manera significativa a la atrazina que se
encuentra a la profundidad de 3 cm y deja que se lixivie una mnima cantidad
(Cuadro 2).
Cuadro 2. Prdida de atrazina por arrastre en distintos sistemas de labranza
Prctica de manejoPrdida de
atrazina (%)Duracindel estudio
Tipo delluvia
Fuente
Convencional 1.2-7.7 3 aos Natural Gaynor et al.,1992
Convencional (maz) 0.65 2 aos Natural Isenseey Sadeghi,1993Conservacin (maz) 1.15 NaturalConvencional (maz) 0.9-2 2 aos simulada Myers et al., 1995Conservacin (maz G) 3.7-8.86Conservacin (maz E) 1.6-7.2Subsueleo (punzn) 1.89 4 aos Simulada Pantone et al., 1996Conservacin 1.09Conservacin (maz) 1.83 1 ao Simulada Seta et al., 1993Subsueleo (arado) 1.32Conservacin l (maz) 0.75
2.5.4 Incorporacin de abono al suelo y su efecto en
el proceso degradativo de atrazina
El suelo es considerado como un medio ambiente complejo donde los
compuestos orgnicos pueden ser adsorbidos, precipitados, lixiviados,
volatilizados y degradados. En este sentido la materia orgnica es un factor
clave, ya que al humificarse se convierte en un importante amortiguador,
favorece el intercambio ionico, puede servir como un surfactante, como
quelante y en general un absorbente (Kozak, 1996).
Muchos estudios han confimado que la fraccin orgnica del suelo esta
altamente relacionada con la actividad del herbicida (Upchurch et al., 1962;
-
Harris 1966; Upchurch et al.,1966), adems est involucrada en la adsorcin
(Harris y Warren, 1964; Harris y Sheets, 1965; Nearpass, 1965; Talbert y
Fletchall, 1965; Grover, 1966; Harris, 1966; McGlamery y Slife, 1966; Harris,
1967a; Day et al.,1968; Lavy, 1968) y la hidrlisis de los herbicidas s-triazinas
(Armstrong et al., 1967; Harris, 1967b; Armstrong y Chesters, 1968).
La acumulacin de residuos vegetales en el suelo, incrementa el contenido
de carbono orgnico, estimula la actividad microbiana y enzimtica, facilita la
degradacin, as como la transformacin bioqumica de los herbicidas (Locke y
Bryson,1997), cuyas propiedades del suelo y del metabolito son muy
importantes para el proceso degradativo ya que algunos compuestos son
rpidamente metabolizados y otros son ms persistentes (Locke et al., 1996).
La adicin de remediadores orgnicos al suelo tiene influencia directa
sobre el pasaje, ruta degradativa de los plaguicidas y la velocidad con que
estos fenmenos se lleven acabo dependen de la naturaleza y de su grado de
descomposicin de estos materiales (Alvey y Crowley, 1995), lo cierto es que
los remediadores orgnicos proporcionan al suelo carbono y nitrgeno,
elementos que favorecen una mayor actividad microbiana los cuales actan
sobre la biotransformacin de los plaguicidas (Hance, 1973), y reducen la
lixiviacin, promueven la adsorcin y degradacin (Cox et al., 1999; Sluszny
et al., 1999).
La materia orgnica en el suelo proporciona humedad, adems estimula la
actividad biolgica y favorece la degradacin de desetilatrazina, atrazina,
desisopropilatrazina y otros productos polares (Kruger et al., 1997) durante la
descomposicin de la materia orgnica se producen materiales hmicos, los
cuales tienen efectos considerables sobre la catlisis e hidrlisis de los grupos
funcionales de atrazina. Sin embargo, no se ha encontrado catlisis de los
iones carboxilados durante la sntesis del cido flvico, el cual se ha
cuantificado y caracterizado mediante los valores de distribucin de los iones
de hidrgeno disociados de los grupos carboxlicos (Gamble y Khan, 1985).
-
Esta demostrado que la adicin de materia orgnica de fcil descomposicin
y residuos de cultivos estimula la actividad microbiana en el suelo (Entry y
Emmingham, 1995). En cambio las altas concentraciones de nitrgeno y la
adicin de fertilizantes orgnicos inhiben la actividad microbiana (Donnelly et
al., 1993) o se produce muy poca mineralizacin de la atrazina en el campo
(Rouchaud et al., 1996). Adems se ha confirmado que la mineralizacin de la
atrazina puede ser substancialmente estimulada cuando se adiciona al suelo
substratos que contengan carbono tales como celulosa, abono verde y paja
(Yassir et al., 1998).
La composta con desechos municipales induce un menor porcentaje de
degradacin de atrazina, en cambio la de paja se ha encontrado una alta
actividad enzimtica, lo cual permite una mayor degradacin, destacando la
produccin del metabolito hidroxiatrazina (Houot et al., 1998). Esto demuestra
que la mineralizacin del herbicida depende del grado de transformacin de la
materia orgnica (Benoit y Preston, 2000) y la cantidad de su metabolito
hidroxiatrazina en el suelo es controlado por la cantidad de atrazina adsorbida,
lo que a su vez, est en funcin el contenido de materia orgnica, arcilla y pH.
Mismos que pueden propiciar una muy buena adsorcin de atrazina y una
posterior hidrlisis (Lerch et al., 1999).
La desorcin de atrazina est negativamente correlacionada con el
contenido de materia orgnica y positivamente correlacionada con el pH del
suelo (Jenks et al., 1998). Existen reportes que indican que la materia orgnica
dispersada sobre las aguas negras de riego puede disminuir los riesgos de
contaminacin de las aguas subterrneas, ya que esta, adsorbe los
contaminantes y los predisponen al ataque de los microorganismos
degradadores (Celis et al.,1998).
La celulosa induce cambios en la comunidad bacteriana, proporcionando
condiciones favorables para que estas se multipliquen, mismas que por la
-
cantidad de su biomasa degradaran ms rpidamente a la atrazina. En cambio
los hongos son relativamente afectados por los diferentes tipos de substratos
como fuente de carbn y la glucosa ayuda a la activacin de la mineralizacin
de atrazina co-metabolicamente, la cual es controlada por la tasa de liberacin
de substratos polimerizados fcilmente disponibles y listos para ser
metabolizados a co-substratos de bajo peso molecular (Yassir et al., 1998).
No todos los abonos incorporados al suelo tienen el mismo efecto sobre el
pasaje y la ruta degradativa de los pesticidas. La velocidad de estos procesos
dependen de la naturaleza de los abonos orgnicos, es decir del contenido de
protenas, fibras, almidones, cenizas entre otros (Alvey y Crowley, 1995). Por
tanto los procesos degradativos y de mineralizacin del herbicida en la capa
superior del suelo siempre ser mayor ya que en ella, se encuentra la zona de
germinacin de las malezas elevada cantidad de materia orgnica y mayor
actividad microbiana (Isensee y Sadeghi 1994; Sadeghi y Isensee 1997).
Es evidente que la materia orgnica del suelo juega un papel importante y
est directamente involucrada en la formacin de los residuos de los plaguicidas
en general, aunque la funcin de los diferentes compuestos orgnicos aun no
se conocen, pero se sabe que la mayor estabilidad de unin de los residuos de
plaguicidas esta asociada con la capacidad que tiene la materia orgnica para
mantener humedad (Barriuso y Houot, 1996).
2.5.4.1 Estudios relacionados con la movilidad de atrazina en el suelo
La atrazina y sus metabolitos desalquilados son muy persistentes y su
movilidad est en razn de su baja afinidad con los constituyentes del suelo,
ya que su coeficiente de adsorcin (L kg -1) va de 0.47 (Seybold et al., 1994) a
8.7 (Clay y Koskinen, 1990), adems depende de la textura y contenido de
materia orgnica.
-
Numerosos remediadores orgnicos han sido utilizados con el objeto de
disminuir la lixiviacin y el arrastre superficial. Al respecto el estircol de cerdos
y de ganado bovino retienen hasta un 50% de los residuos del herbicida
(Rouchaud et al., 1994). Y la adicin de subproductos lcteos incrementa la
tasa de mineralizacin de atrazina (Gan et al., 1996).
Los residuos vegetales sobre el suelo interceptan de manera significativa
una porcin del herbicida aplicado y lo predisponen al ataque de los
microorganismos (Reddy et al., 1997). As (Topp et al., 1996) con muestras
de suelo que durante los ltimos 4 aos haba recibido un tratamiento de 100
ton/ha de abono, les asperj de 2.5 a 25 g de atrazina por gramo, los
resultados revelaron una degradacin completa 18 das despus del
tratamiento. En otra investigacin se encontr que la parte vegetativa sin
triturar de chcharo Pisum sativum L incorporada al suelo como abono verde
increment la degradacin de hidroxiatrazina a los 10 das de incubacin
(Horswell et al., 1997).
Mientras tanto, los estudios dirigidos para medir la dispersin de varios
contaminantes a travs del flujo del agua en el suelo y otros elementos en
solucin, se han empleado en muchos investigaciones columnas de pvc con
suelo empaquetado (Fermanich et al., 1991; Loffredo et al., 1991). Esta
tcnica es ampliamente utilizada y permite estudiar el transporte de elementos
de inters a travs de columnas de suelo. En estas se pueden incluir el estudio
de suelos perturbados o no (Vepraskas et al., 1990) empaquetados
uniformemente en cilindros, donde el suelo puede tener diferente textura o
densidad (Yaron et al., 1965).
La movilidad de atrazina ha sido estudiada en suelos empaquetados en
columnas (Bowman 1989; Alhajjar et al., 1990). No obstante en estos estudios
no se ha tomado en consideracin el efecto de los macroporos y el flujo
preferencial del herbicida. Sin embargo las columnas son una herramienta muy
importante utilizada para examinar el potencial de lixiviacin de atrazina, sus
-
principales productos degradados y dispersin de radioactividad (Schiavon,
1988 a,b). Asimismo (Fleming et al., 1992) utiliz columnas para conocer el
movimiento de atrazina encapsulada y no encapsulada, en un suelo con un
tamao de poro de 0.44 volmenes, en el cual se aplic 7. 6 cm de espesor
de agua sobre la superficie durante 2 h con lo cual se obtuvo una movilidad del
9-21% comparada con la atrazina no encapsulada.
De igual manera las columnas han sido utilizadas para probar el efecto que
tiene la cal agrcola (CaCO3) y Nitrgeno nitrato (NO3-N) sobre la movilidad
de la atrazina en el suelo (Chinkuyu y Kanwar, 1999).
2.5.4.2 Condiciones del suelo
La presencia o ausencia de microorganismos determina el destino de los
compuestos presentes en el suelo. En este sentido est demostrado por
estudios de laboratorio y campo que la tasa degradativa de ciertos pesticidas es
limitada en ausencia de microorganismos. La eliminacin de microorganismos
a travs de la esterilizacin del suelo es un tratamiento drstico considerado
como un biocida de amplio espectro, el cual puede llevarse a cabo mediante
medios qumicos, utilizando fumigantes tales como: Bromuro de metilo, vapam
o por medios fsicos calentando suelo mediante solarizacin (Avidov et al.,
1985) o a travs de autoclave (Alvey y Crowley, 1996).
En un suelo estril tratado con atrazina se plant maz, el anlisis
respectivo de los residuos indic que la hidroxiatrazina encontrada se form a
travs del metabolismo de la planta, en tanto que, en el suelo no estril se
registr mineralizacin microbiana (Alvey y Crowley, 1996). Por su parte
(Kruger et al., 1993 y 1997) en el suelo no estril encontr que la atrazina se
triplica su transformacin a atrazina desetil y atrazina desisopropil de los 60 a
120 das de incubacin, asimismo los productos polares se incrementan
comparados con el suelo estril. Otra investigacin realizada por (Miller et
-
al.,1997) revel que en los suelos estriles se incrementa la residualidad de
primisulfuron en un promedio mayor a 7 semanas.
2.6 Conclusiones de la revisin de literatura
La atrazina es el herbicida ms ampliamente utilizado en zonas donde se
siembra maz y sorgo, es fcil de manejarlo, es relativamente barato y adems
presenta un eficiente control de las malas hierbas. Su uso continuo e
indiscriminado ha provocado acumulacin de sus residuos en el suelo, pero
principalmente en el agua que se encuentra en ros, pozos, lagos, mares y agua
subterrnea, lo cual es un riesgo para la salud del ambiente y humana.
En pases como Estados Unidos de Norteamrica, Canad, Francia y
Alemania muchos trabajos han sido abordados desde la degradacin por
plantas nativas y el mismo cultivo, incorporacin de materia orgnica al suelo
en forma de desechos de animales, de residuos vegetales y adicin de
reguladores de pHs del suelo entre otros. Sin embargo dichos estudios an
son insuficientes y principalmente en condiciones de campo que es donde los
pocos intentos hechos hacia la aplicacin de los resultados obtenidos en
condiciones controladas han sido poco certeros.
Con relacin a los trabajos hechos en Mxico la realidad es que falta mucho
por hacer y pudiera plantearse una lnea que este relacionada con la
biorremediacin donde se incluya en primer lugar: La caracterizacin de los
microorganismos nativos con potencial degradativo sobre atrazina, Estudios
relacionados con la interaccin que los microorganismos tienen en el proceso
degradativo de la atrazina en medios enriquecidos y no enriquecidos con
diferentes componentes orgnicos, Buscar que fuente de carbono y energa
favorece la actividad microbiana. Misma que conduzca a una mayor
degradacin de la atrazina y de sus diferentes metabolitos. Otro estudio sera la
bsqueda de la estructura gentica de los microorganismos biodegradadores
recolectados en sitios donde se ha utilizado de manera intensiva la atrazina
-
para controlar malezas y por ltimo estudios de adaptacin de aquellos
microorganismos modificados genticamente.
-
III MATERIALES Y MTODOS
3.1 Ubicacin geogrfica del sitio experimental
La presente investigacin se llev a cabo en las instalaciones del rea de
Posgrado de la Facultad de Ciencias Biolgicas y Agropecuarias de la
Universidad de Colima, ubicada en Tecomn, Colima a 33 msnm, con 18 54'
de latitud Norte y 103 52' de longitud Oeste. El clima es considerado como
clido seco (BS) con una precipitacin media de 710 mm anuales, la
temperatura de 26C y una humedad relativa de 71.33 % (SPP, 1985).
3.2 Suelo.
El suelo seleccionado para llevar a cabo la investigacin, se ubica en un
predio agrcola del ejido Pueblo Jurez, Municipio de Coquimatln, Colima,
Mxico. Mismo que se encontraba preparado para el establecimiento del
cultivo de la sandia (Citrullus lanatus L). Pero de acuerdo a antecedentes, este
terreno haba sido cultivado por varios aos con el monocultivo de maz y
recibido aplicaciones de atrazina. Previo al experimento se obtuvieron
muestras de suelo por el mtodo zigzag recomendado por Jackson (1958) y
se determinaron las caractersticas fsicas, qumicas, biolgicas y la
presencia de residuos de atrazina a travs de cromatografa de gases.
Una vez caracterizado el suelo del predio agrcola antes mencionado,
se recolectaron al azar 24 submuestras de suelo a la profundidad de 0 a 30
cm (Kruger et al., 1993; Sorenson et al., 1993). Este suelo se mezcl
homogneamente y se tamiz con una malla de 60.35 mm. De esta mezcla se
hicieron 24 porciones de 14.5 kg c/u de las cuales 12 no se esterilizaron y 12
se esterilizaron a travs de autoclave a 121C durante 30 min, a intervalos de
un da entre esterilizacin, esta operacin se llev a cabo 3 veces (Kruger et
al., 1997). Posteriormente, tanto al suelo esterilizado como el no esterilizado ya
-
empaquetado en columnas de cloruro de polivinilo (PVC) se les adicion su
respectivo nivel de abono verde, donde fue completamente mezclada.
3.3 Descripcin de las columnas utilizadas
Cada unidad experimental estuvo compuesta por una columna de cloruro de
polivinilo (PVC) de 50 cm de altura y un dimetro de 20 cm, estas fueron
parafinadas antes de empacar el suelo con el fin de evitar el flujo de pared
durante el proceso de lavado. El proceso de parafinado se llev a cabo
mediante la inmersin de los tubos de PVC en parafina lquida previamente
fundida a una temperatura mayor de 50 C.
En el fondo de cada columna se les sujet una malla plstica de 1.0 mm,
sobre la cual se suspendi un papel filtro Whatman # 42 con el propsito de
evitar la salida del suelo al momento del empacado y para dar mayor
consistencia por la parte exterior se cubri con plstico (Kruger et al., 1993),
que en el centro tenan un orificio de aproximadamente 1.5 cm de dimetro,
para que pasaran los productos lixiviados, los que se colectaron con un
embudo de plstico de 20 cm de dimetro conectados a un matraz erlenmeyer
de 500 ml (Fig. 5). Estas columnas se sujetaron dentro de un aro metlico
que ayud a fijar y mantener en forma vertical dichas columnas durante la fase
experimental.
-
Figura 5. Columna de PVC con suelo para estudiar el movimiento ydegradacin de atrazina.
3.4 Establecimiento del experimento
La fuente de abono verde incorporada al suelo fue la leguminosa Canavalia
ensiformis L. A los 2.5 meses de establecida en campo la parte area de la
planta fue cosechada y triturada en un par de ocasiones con un molino de
martillo que contena una malla con orificios de 0.47 cm de dimetro
previamente desinfectada con alcohol etlico al 70%. Posteriormente se mezcl
con el suelo esterilizado y no esterilizado a razn de 0, 20, 30 y 40 toneladas
por hectrea (Demetrio et al.,1998) y fueron empaquetadas en las columnas
previamente descritas.
Una vez que el suelo haba sido empaquetado junto con el abono verde se
inundaron con agua destilada esterilizada durante tres das, a partir del cuarto
da, se adicion a cada columna 200 ml de agua diariamente hasta completar
10 das. Lo anterior se realiz con el propsito de que las partculas del suelo
-
ocuparan los espacios vacos en forma natural y tomaran la humedad
necesaria (Kruger et al., 1993). Despus se suspendieron los riegos hasta
alcanzar el 40% de humedad, en este momento se hizo la aplicacin de la
atrazina a travs del producto comercial Gesaprim Combi 500 FW. Formulado
por Ciba Agro S.A de C.V compuesto qumicamente de Atrazina (2-cloro-4-
Etilamino-6-Isopropilamino-S-triazina) y Terbutrina (2-terbutilamino-4-
Etilamino-6-Metiltio-1,3-5-triazina) equivalente a 250 g i.a/L c/u.
El herbicida se aplic a cada una de las columnas, la dosis que se utiliz
fue de 4 mg/kg de suelo (=4 ppm) correspondiente a 1.5 kg de ingrediente
activo por hectrea, el cual fue disuelto en 9 ml de agua desionizada y 1 ml
de metanol ( 9:1 v/v) (Dousset et al., 1997; Kruger et al., 1997; Wenk et al.,
1997), y se aplic sobre un kg de suelo, este suelo tratado se acomod sobre
la parte superior de cada columna que ya contenan 13.5 kg de suelo y su
respectiva cantidad de abono verde, con lo cual se completo la cantidad total
de 14.5 kg por columna.
El sistema de columnas, fue colocado en condiciones semicontroladas de
invernadero con temperatura mxima y mnima promedio de 32.7 y 20.7C
respectivamente y humedad relativa de 65.66% en promedio. La humedad del
suelo fue mantenida entre 50 y 70% de capacidad de campo, adicionando 200
ml de agua esterilizada cada tercer da. Dicha cantidad de agua fue
determinada en base a un ensayo en blanco sobre la evaporacin ocurrida
diariamente durante un perodo de 15 das. Unicamente cada 15 das se inund
el suelo con 1000 ml de agua para provocar la lixiviacin a travs de las
columnas para hacer las determinaciones de atrazina lixiviada.
Adicionalmente a las columnas en el invernadero se establecieron 27
respirmetros tipo Bartha modificado, los cuales sirvieron para medir la
produccin de CO2, regidos bajo los mismos tratamientos probados en el
sistema de columnas, estos contenan 100 g de suelo cada uno.
-
3.5 Diseo experimental
El experimento en columnas, se estableci bajo el diseo completamente al
azar con arreglo trifactorial, (Ostle,1994) y tres repeticiones, donde el factor A
fue la condicin del suelo (suelo esterilizado y no esterilizado), el factor B fue
el nivel de abono verde adicionado al suelo (0, 20, 30 y 40 ton/ha) y el Factor
C fue el periodo de incubacin, (60 y 120 das para la medicin de las variables
qumicas; 5, 15, 45, 75, 105 das para la medicin de la variable poblacin
microbiana y 15, 30, 45, 60, 75, 90, 105 y 120 das, para la medicin de la
variable degradacin de atrazina), lo que dio un total de 16, 40 y 64
tratamientos respectivamente.
El experimento en matraces Bartha, tambin se estableci bajo el diseo
completamente al azar con arreglo trifactorial y tres repeticiones, cuyos
factores de estudio fueron los mismos que los del experimento en columna,
solo que en este caso el tiempo de incubacin fue de 4, 6, 8, 10, 12, 14, 16,
18, 20 das, lo que dio un total de 72 tratamientos, adems de un blanco con
solo agua destilada estril.
El modelo de prediccin de las variables dependientes fue:
Yijkl= + i+j+k +( )ij+()ik+()jk+( )ijk + ijkl
Donde: = media de tratamientos
i = Efecto verdadero de la isima condicin del suelo (esterilizado y no
esterilizado)
j = Efecto verdadero del jsimo nivel de abono orgnico adicionado al suelo
k = Efecto verdadero del ksimo perodo de incubacin
()ij = Efecto verdadero de la interaccin de la isima condicin del suelo
(esterilizado y no esterilizado) con el jsimo nivel de abono verde
adicionado al suelo.
-
()ik= Efecto verdadero de la interaccin de la isima condicin del suelo
(esterilizado y no esterilizado) con el ksimo perodo de incubacin.
()jk= Efecto verdadero de la interaccin de la jsima nivel de abono verde
adicionado al suelo con el ksimo perodo de incubacin
()ijk= Efecto verdadero de la interaccin de la isima condicin del suelo
(esterilizado y no esterilizado) con el jsima nivel de abono verde
adicionado al suelo y el ksimo perodo de incubacin.
ijk= Este trmino representa la variacin de Y ijkl cuya causa es inexplicable y
que es de naturaleza aleatoria; es decir ijk representa al trmino de
error experimental.
3.6 Variables evaluadas
3.6.1 Propiedades del suelo original
3.6.1.1 Densidad aparente
La determinacin de la densidad aparente se hizo a travs del mtodo del petrleoque consisti en seleccionar dos terrones de la muestra de suelo, cada terrn se dividien dos partes iguales, una de las partes se pes y se puso a secar en una estufa a 110C,hasta obtener su peso constante. La otra parte del terrn se pes y se introdujo a unrecipiente con petrleo durante 30 min. Una vez saturado el terrn se introdujo en unaprobeta graduada parcialmente llena de petrleo y se midi el volumen desplazado porla muestra. Con los datos del terrn ya seco por medio de una estufa se calcul elcontenido de humedad, le fue restada para obtener el peso del terrn seco ( Richards,1954).
3.6.1.2 Densidad real
Esta se llev a cabo a travs del mtodo del picnmetro, para lo cual se pes elpicnmetro incluyendo su tapn y otros accesorios, se le agreg 10 g de suelo secado alaire; luego se determin el contenido de agua de la muestra del suelo secado a 105Ccon un duplicado de la misma. Se llen el picnmetro hasta la mitad con agua destilada,para trasladar al fondo del mismo las partculas de suelo adheridas en el interior. Se
-
puso a hervir suavemente el contenido del matraz por varios minutos, con agitacinfrecuente para prevenir prdida del suelo por la formacin de espuma. En seguida seenfri el picnmetro y su contenido a temperatura ambiente y nuevamente elpicnmetro se pes con sus accesorios respectivos y se anot la temperatura (Richards,1954).
3.6.1.3 Textura
La textura fue determinada a travs del mtodo de Bouyoucos. Se pesaron 50 g desuelo en un vaso de precipitado de 250 ml y se le agreg una lmina de 2 mm de aguadestilada, calculando que con esta cantidad cubriera la superficie de dicho recipiente.Luego se adicion 5 ml de oxalato de sodio saturado y 5 ml de metasilicato de sodio seagit y se dej reposar 15 min. Al trmino de este tiempo se someti a agitacin conun aparato agitador mecnico durante 15 minutos. El contenido se vaci en una probetacon capacidad de 1 litro y lentamente se le adicion agua destilada a dicho recipienteen donde se encontraba el hidrmetro de Bouyoucos, hasta completar un litro. Se retirel hidrmetro y con un agitador de mano se suspendieron las partculas de suelodurante un minuto, a los 40 seg se tom la lectura con el hidrmetro y dos horasdespus, se tomaron las temperaturas (Richards, 1954).
3.6.2 Caractersticas qumicas del suelo durante la fase
experimental
Las propiedades qumicas del suelo experimental se determinaron dos
veces: 60 y 120 das despus de la incorporacin de atrazina y Canavalia
ensiformis L. A la profundidad de 0-30 cm estas fueron: pH, carbono
orgnico, relacin carbono/nitrgeno (C:N) y nitrgeno (N). Estas propiedades
tambin fueron determinadas al suelo original antes de la fase experimental.
3.6.2.1 pH del suelo
El pH se obtuvo a travs de una suspensin de suelo con agua destilada se
agit peridicamente durante una hora. A partir de ese momento se
obtuvieron las lecturas sumergiendo los electrodos del potencimetro
Beckman a la solucin (Richards,1954).
3.6.2.2 Carbono orgnico
La determinacin del carbono total se hizo mediante el mtodo de Walkley
-
y Black (1934) que consiste en pesar submuestras de 0.5 g de suelo y se
vierten en un matraz erlenmeyer de 500 ml, fue necesario procesar un
testigo sin suelo. Se aadi 10 ml de dicromato de potasio a 1N y 20 ml de
cido sulfrico concentrado, se mezcl el suelo con el cido y el dicromato en
cada matraz. Se dejaron reposar los matraces durante 30 min. Posteriormente
se aadi 200 ml de agua destilada, 10 ml de cido fosfrico al 86% y 1 ml
de indicador difenilamina sulfonato de bario (solucin acuosa al 0.16%) esto
ltimo con pipeta volumtrica. La valoracin se realiz con la solucin de
sulfato ferroso 1 N (disolvindose 280 g de FeSO4.7H2O de grado reactivo y 80
ml de H2SO4 concentrado, se enfri y diluy en un litro agua). Este reactivo se
tuvo que normalizar cada da por titulacin en funcin de 10 ml de dicromato
de potasio 1 N., ya el porcentaje de carbono orgnico en el suelo se estim
utilizando el factor de recuperacin del 77% de Walkley (Allison, 1965).
3.6.2.3 Nitrgeno
El contenido de nitrgeno se determin a travs del procedimiento
propuesto por Bremner y Mulvaney (1982) que consisti en 1 g de suelo
previamente seco, mismo que fue puesto en un matraz Khjeldal,
posteriormente se le agreg una cucharada de selenio, 8 perlas de vidrio y 20
ml de H2 SO4 concentrado, una vez hecha esta preparacin; los matraces
Khjeldal se dejaron en el digestor durante 90 min, para la destilacin de la
mezcla y una vez que sta se haba enfriado, se le adicion 200 ml de agua
destilada, 4 granallas de zinc, 125 ml de NaOH al 40%. El producto destilado
se capt en matraces Erlenmeyer que contenan 20 ml de H3 BO3, ms 3 gotas
de rojo de metilo y 3 gotas de verde de bromo cresol, en seguida el destilado
recolectado se titul con la solucin 0.1 N de HCl hasta que el color verde que
tena el destilado cambi a rosa.
3.6.2.4 Relacin Carbono Nitrgeno
Esta relacin se calcul una vez que ya se conoca el contenido de carbono
-
y nitrgeno, a travs de la siguiente razn (C/N) Walkley y Black (1934).
3.6.3 Poblacin microbiana
Para estimar la poblacin microbiana se tomaron 10 g de suelo a la
profundidad de 0 - 30 cm de cada columna. La primera muestra se tom un
da antes de la aplicacin de atrazina y las dems a los 5, 15, 45, 75 y 105
das despus de su incorporacin. El suelo antes de ser procesado fue secado
en forma aislada bajo sombra al aire libre sobre bolsas de papel dextrasa.
Posteriormente un gramo de suelo seco bajo sombra, fue mezclado con 9 ml
de agua destilada desionizada esterilizado en un tubo de ensaye obteniendo
de esta manera la solucin madre, a partir de la cual se hicieron las diluciones
de 10-2 hasta 10-9. De cada dilucin se sembr 0.1 ml por triplicado en cajas
de petri que contenan medio de cultivo selectivo y se incubaron a 26C
durante un periodo de 24 a 48 horas para las bacterias, de 48 a 96 h para los
hongos y 9 a 14 h para los actinomicetos (Loss et al., 1979).
Los conteos de las unidades formadoras de colonias (UFC) de bacterias y
actinomicetos y el nmero de propgulos de hongos (Mislivec y Starck, 1984)
se llev a cabo en placas de agar nutritivo, papa dextrosa agar y agar nitrato
caseina almidn, respectivamente. Para inhibir el crecimiento de hongos, en
el conteo de bacterias se utiliz el antibitico nistatina a una dosis de 7500
unidades por cada 100 ml de medio de cultivo y cloranfenicol a razn de 500
mg por litro de medio ms el colorante rosa de Bengala a razn de 1 ppm
en 30,000 de medio, para inhibir el crecimiento de bacterias cuando se estim
la poblacin de hongos (Cho et al., 1994; Grossbard y Marsh, 1974; Martn,
1950).
3.6.4 Produccin de CO2
-
Para medir la evolucin de dixido de carbono derivado del metabolismo
aerbico de los microorganismos se utilizaron respirmetros tipo Bartha
modificado por Luna y Sanchez-Yaez, (1991) (Fig 6), los cuales estuvieron
estructurados de un matraz erlenmeyer de 500 ml, donde se encuentran
unidos dos tubos de ensaye de 18 mm de dimetro por 5 cm de longitud,
estos fueron fabricados en el Centro Regional de Operaciones y Desarrollo de
Equipo, dependiente de la Secretara de Educacin Pblica en Celaya, Gto.
Mxico. El matraz estuvo provisto de un tapn de goma No. 7, al que se le
adapt un tubo de cristal empacado con algodn, fibra de vidrio, slica gel y
lentejas de NaOH para captar el CO2 atmosfrico. Los tubos adyacentes
tambin fueron sellados con un tapn de goma No. 2, se les insert una
aguja de 16 x 1.1/4 pulgadas de acero inoxidable, y se les adapt una fraccin
de sonda para alimentacin infantil de hule, para prolongar su extensin.
Figura 6. Respirmetro tipo Bartha modificado. Para medir la produccin deCO2 como producto de la actividad microbiana sobre atrazina. 1.Algodn, 2. Fibra de vidrio, 3. Slica gel, 4. Hidrxido de sodio, 5. Aguja,6. Matraz erlenmeyer, 7. Tapn de goma, 8. Jeringa, 9. Tubos deensaye de 18 x 150, con NaOH a 0.5 N para capturar CO2.
2
-
La extraccin y reemplazamiento de la solucin de NaOH al 0.5 N del
respirmetro se llev a cabo cada 48 h, en cada uno de los tratamientos y se
vaciaron en matraces de 250 ml, agregndoles la misma cantidad en ml de
BaCl2 al 1%. Posteriormente se afor a 100 ml con agua destilada y se le
agreg de 3-4 gotas de fenolftaleina que sirvi de indicador, luego se hizo la
valoracin con HCl al 0.5 N (Luna y Snchez-Yez,1991; Mandelbaum et al.,
1995; Shapir y Mandelbaum, 1997; Stotzky, 1965). El CO2 producido en mg se
calcul con la siguiente frmula: mg de CO2 producido =[(ml NaOH) (N
NaOH)-(ml HCl) (N HCl)] x 22.
3.6.5 Anlisis de residuos de atrazina
3.6.5.1 Curva de calibracin
Para llevar a cabo la curva de calibracin se utilizaron los siguientes
estndares:
atrazina al 99.6% de pureza y sus metabolitos atrazina desetil-2-hidroxi 98%
(DEHA), atrazina desisopropil 97% (DIA) y atrazina desetil 95% (DEA),
(Supelco - Sigma -Aldrich Qumica S.A de CV.)
Las soluciones de los estndares de atrazina y la de sus metabolitos fueron
preparados el mismo da que se llev a cabo la curva de calibracin. La
atrazina, atrazina desisopropil (DIA) y atrazina desetil (DEA) fueron preparados
disolviendo 100 mg en 100 ml de acetato de etilo. Mientras que para diluir
atrazina desetil-2-hidroxi se utiliz 50 mg en 100 ml de acetonitrilo acidificado
con HCl a razn 5 mmol/L (Di Corcia et al., 1997).
-
Los datos obtenidos por medio del cromatgrafo fueron en cuenta de reas,
mismos que para hacer los clculos a partes por milln (ppm), se sometieron a
travs de la ecuacin de regresin obtenida de cada estndar antes sealado.
Las concentraciones para construir la curva de calibracin de atrazina fueron
los siguientes valores 0.05, 0.1, 0.5, 1.5, 2.5, 4 y 6 ppm encontrndose la
ecuacin (Y= 14851x- 798.01) y un coeficiente de correlacin de 0.999, con
un porciento de respuesta asignado al modelo entre la variable dependiente e
independiente de 99.8% (R2). Los valores de la curva de atrazina desisopropil
(DIA) fueron: 0.01, 0.05, 0.1, 0.5, 2.5, 4 y 6 la ecuacin fue (Y=10971x
667) y un coeficiente de correlacin de 0.988 y una (R2) de 97.62%. Asimismo
los valores de atrazina desetil (DEA) fueron 0.01, 0.5, 1.5, 2.5, 4, 6, y la
ecuacin (Y= 6343.1x 809.36) con un coeficiente de correlacin 0.9996 y
una (R2) de 99.92%. Por su parte los valores de la curva de atrazina desetil-
2-hidroxi (DEHA) fueron 0.01, 0.05, 0.1, 0.5 y 1.5, obtenindose la ecuacin
(Y= 7730.3x 336.29) y el coeficiente de correlacin 0.9882 y una (R2) de
97.65%.
3.6.5.2 Residuos de atrazina en el suelo
La atrazina se cuantific a 2 profundidades del suelo 0-15 y 15-30 cm
(Sorenson et al., 1994) durante los 0, 15, 30, 45, 60, 75, 90, 105 y 120 das
despus de la aplicacin del herbicida. Para cada periodo en ambas
profundidades se tomaron 5 g de suelo y se mezclaron con 4 ml de agua
destilada y 2 ml de acetato de etilo/hexano (1:1 v/v), en un tubo de ensaye.
Inmediatamente despus los tubos fueron incubados a 26C con movimiento
orbital a 200 rpm en un incubador Shaker de la Compaa Lab-Line
Instruments Inc. La separacin de fases se llev a cabo mediante una
centrifuga Eppendorf 5403 de la compaa Geratebau eppendorf GMBH a 1200
g durante 10 min (Shapir y Mandelbaum, 1997).
La fase orgnica fue colectada y analizada con un cromatgrafo de gases
Varian Chrompack 3800 CP (Varian, Harbor City, C.A), inyector con
-
temperatura programable (Varian 1079), Detector Termoinico Especfico
(TSD) y una columna DB-1 megabore de 30 m x 0.53 mm de dimetro interno
y una pelcula de 1.5 m (J & W Scientific, Folsom, C.A).
Las condiciones de operacin del cromatgrafo de acuerdo a lo sugerido
por (Shapir y Mandelbaum, 1997; Shapir et al., 1998) fue de la siguiente
manera: temperatura del inyector 250C, temperatura del detector 300C,
temperatura de la columna 165C durante 5 min. Posteriormente fue subiendo
20C por min hasta alcanzar 290C, el gas de arrastre utilizado fue helio (He)
con un flujo de 5 ml/ min, el volumen de inyeccin 1l y tiempo de corrida
fue de 12.25 min.
3.6.5.3 Residuos de atrazina en agua lixiviada
El proceso de extraccin de la atrazina de las muestras de agua lixiviadas
de las columnas fue el sugerido por Aguirre y Segura-Miranda (1996) que
consisti en recolectar 100 ml del agua lixiviada de cada una de las columnas,
mismos que fueron depositados en embudos de separacin de 500 ml, a estos
se les adicion 100 ml de diclorometano (cloruro de metileno) y 100 ml de NaCl
al 10%. La mezcla se agit durante 2 min y se dej reposar hasta que las fases
se separaron completamente. La capa de cloruro de metileno fue recuperada y
la otra capa que qued en el embudo de separacin fue lavada nuevamente
con el mismo proceso. El extracto de cloruro de metileno recuperado en el
primer lavado como en el segundo, fueron filtrados a travs de una capa de
sulfato de sodio contenida sobre un papel filtro No. 2 colocado sobre un
embudo de plstico con un dimetro interno de 55 mm y tallo de 7 x 40 mm.
El