Evaluación de la mineralización de N en residuos de corral de encierro en feedlot

I

EVALUACIÓN DE LA MINERALIZACIÓN DE N EN RESIDUOS DE

CORRAL DE ENCIERRO EN FEEDLOT

Sebastián Facciuto

Práctica Pre Profesional de Integración

Carrera de Ingeniería Agronómica

Facultad de Agronomía

UNIVERSIDAD NACIONAL DEL CENTRO

DE LA PROVINCIA DE BUENOS AIRES

Azul, 6 de abril de 2018

II

Aprobado por:

---

Docente Representante de la Facultad

Presidente del Tribunal Evaluador

---

Docente de la Facultad

Miembro del Tribunal Evaluador

---

Docente de la Facultad

Miembro del Tribunal Evaluador

--- ---

III

D

Dedico este trabajo a mi familia: Walter, Myrian, Ignacio, Ana Paula, Martín y Matías; y a

IV

A

Quisiera agradecerles:

 A mi familia, pilar de mi vida, por apoyarme, guiarme y acompañarme

incondicionalmente.

 A mi directora la Dra. Silvia Mestelan y mi codirectora la Ing. Agr. Andrea Alonso,

por sus horas dedicadas y extremada paciencia.

 A la Ing. Agr. Noelia Ramos, por su buena predisposición (incluso cuando

accidentalmente la dejé encerrada en su oficina).

 Al Dr. Alberto Lencina, por sus “ayudas tecnológicas”, aunque su computadora

sufrió las consecuencias de mi ignorancia.

 A la Lic. Lina Lett que, con la vocación que la caracteriza, dedicó horas en la

revisión de este trabajo.

 A la Lic. Amalia Almirón, excelente compañera de laboratorio.

 A la excelente bibliotecaria Daniela Tirinato, por su ayuda para buscar la

bibliografía que use en este trabajo.

 A mis compañeros de casa, que tuvieron la “difícil” tarea de convivir conmigo

 A Gustavo Romagnoli, por tantas horas compartidas dentro y fuera de la Facultad.

 A Andrés Volante, por compartir conmigo el hermoso momento del último final

 Al Equipo de la Fundación Carlos Díaz Vélez, mi segunda familia, por atravesar

V  A Facundo Oliva, por otorgarme sus datos además de su ayuda cuando lo

necesité.

 A mi novia y la familia del Rio, por darme un espacio en su hogar, yo ya se los di

en mi corazón.

 Todos mis amigos, con los que compartí hermosos momentos; gracias por tantas

anécdotas.

 Y a todas aquellas personas que han pasado por mi vida y dejaron su huella en

VI

Í

DEDICATORIA ... III AGRADECIMIENTOS ... IV

ÍNDICE... VI ÍNDICE DE CUADROS ... VII ÍNDICE DE FIGURAS ... VII

RESUMEN ... VIII

PLANTEO DEL PROBLEMA ... 4

HIPÓTESIS... 5

OBJETIVOS ... 5

Objetivo general ... 5

Objetivos específicos ... 5

MATERIALES Y MÉTODOS ... 6

Selección de los residuos utilizados ... 6

Selección y preparación del suelo ... 7

Caracterización físico-química del suelo y los residuos ... 7

Metodología de incubación ... 8

Estudio de la evolución de N en los tratamientos ... 9

Análisis de la información ... 10

RESULTADOS Y DISCUSIÓN ... 11

Caracterización físico- química del suelo y de los residuos ... 11

Resultados de la Incubación ... 15

CONCLUSIÓN ... 24

VII

Í

Cuadro 1. Parámetros físico-químicos del suelo control y residuos utilizados. ... 12 Cuadro 2. Evolución del N-nitrato y N-amonio de las mezclas y el control durante la

incubación... 17 Cuadro 3. Evolución de N acumulado total de los residuos y control durante el periodo de

incubación... 19 Cuadro 4. Parámetros estimados de la cinética de mineralización de N ... 21 Cuadro 5. Correlaciones entre No y diferentes parámetros de establidad ... 23

Í

VIII

R

Los residuos de feedlot bovino, compuestos por estiércol y materiales utilizados

como piso de los corrales de encierro, han sido reconocidos como una fuente importante

de N y otros elementos que, agregados al suelo, podrían participar de un esquema

circular de transferencia de nutrientes dentro de la empresa. Sin embargo, el manejo que

se realiza en Argentina dista mucho de ser el adecuado. Con la finalidad de evaluar el

aporte potencial de N de los mismos, se muestrearon residuos de limpieza de corral de

feedlot en tres establecimientos del centro bonaerense (Olavarría, Saladillo y Tandil). Se

analizaron algunas características físico-químicas de los mismos y luego se procedió a

incubarlos en mezcla con un suelo Argiudol Típico simulando una dosis de 40 tn ha-1

durante 56 días. Las incubaciones se realizaron por triplicado y se usó el mismo suelo

como control. Al tiempo 0 y, a los 7, 14, 28 y 56 días se extrajeron muestras de las

mezclas para determinar N-amonio y N-nitrato. Al final de las incubaciones se observó

que, en todos los casos, el N-amonio se redujo marcadamente hasta llegar a valores

insignificantes, mientras que el N-nitrato aumentó.

Con los datos generados se aplicó una ecuación de ajuste no lineal para estimar

los valores de N potencialmente mineralizable (No) y la constante de mineralización (k). El

No arrojó valores de 39.75, 25.85 y 23.00 mg N.kg-1 para los residuos de Saladillo, Tandil

y Olavarría, respectivamente. Las constantes (k) de mineralización ajustadas fueron 0.12,

0.08 y 0.16 d-1, en el mismo orden.

Si bien los tres materiales presentaron síntomas de inestabilidad, todos

1

I

Las operaciones concentradas de engorde bovino (feedlot) aparecieron en

el país en 1991, y desde entonces se ha producido un aumento en el número de

cabezas que se terminan bajo esta modalidad, siendo las retenciones a los granos

y el desplazamiento de la ganadería de engorde a áreas marginales (producto de

la intensificación agrícola) algunas de las causas de dicho suceso. La principal

dificultad que deviene del manejo de este tipo de producción concentrada es la

acumulación y disposición de los desechos generados.

La situación actual en cuanto al manejo de residuos pecuarios en el país

dista mucho de ser el adecuado, evidenciando un escaso nivel de reutilización de

los mismos para su aprovechamiento agronómico (CIAP 2017).

El manejo de los residuos sólidos en los feedlot argentinos es muy sencillo:

consiste en el barrido de los corrales tras la comercialización de los animales o

bien, una vez al año. Con el material recolectado, posteriormente, se confeccionan

largas pilas o trincheras que se dejan a la intemperie por varios meses hasta su

uso, sin previo control de calidad; en algunos casos además se implementa un

mezclado o volteo en el transcurso de dicho periodo (DeLuca y DeLuca 1997).

Los residuos de feedlot bovino, compuestos por estiércol y materiales

utilizados como piso de los corrales de encierro, han sido reconocidos como una

fuente importante de N y otros nutrientes (Eghball y Power 1994). Por ello, una

alternativa para la correcta gestión de la fracción sólida de los desechos es su

aplicación como abono en suelos destinados a la producción de cultivos para

2

un esquema circular de transferencia de nutrientes dentro de la empresa agropecuaria.

Como resultado de la aplicación, se reduce la dependencia externa de fertilizantes

químicos y se modifican algunas propiedades edáficas de índole física, química y

biológica, como la porosidad, la densidad aparente, la capacidad de almacenamiento de

agua, la infiltración, la formación de agregados, el contenido de materia orgánica, la

capacidad de intercambio catiónico y la mineralización de N y C (Hébert et al. 1991; CIAP

2017).

Por lo expuesto anteriormente, debería analizarse la aptitud o calidad agronómica

de los residuos pecuarios, considerando diferentes propiedades que permitan predecir y/o

estimar los posibles impactos sobre la capacidad productiva del suelo, como así también

evaluar el aporte y disponibilidad de nutrientes de los mismos. Dentro de las variables de

interés, a fin de caracterizar dichos recursos se encuentran: pH, conductividad eléctrica,

carbono orgánico, nitrógeno total, relación C/N, nitrógeno como amonio (N-amonio),

nitrógeno como nitratos (N-nitratos), fósforo total, azufre de sulfatos, azufre total, cationes

y micronutrientes (CIAP 2017).

Dentro de las características que presenta este tipo de residuo, se puede

mencionar su bajo contenido de N (respecto de otros nutrientes) con valores en el rango

de 1.3-2% (Hartz et al. 2000; Qian y Schoenau 2001). Dicho elemento se presenta bajo

formas inorgánicas de inmediata disponibilidad para las plantas (como el amonio y el

N-nitrato) y formas orgánicas de lenta mineralización en el suelo (Hébert et al. 1991; Van

Kessel et al. 2000).

En estos residuos, las fracciones de N disponible luego de aplicado al suelo son

variables y dependen de varios factores. Entre ellos, se pueden citar: el tipo de animal

3

ocurridas durante el proceso de descomposición y el almacenamiento, como

también las pérdidas de igual naturaleza luego de su aplicación al suelo, estas

últimas, influenciadas por el tipo y momento de aplicación (DeLuca y DeLuca

1997; Gordillo y Cabrera 1997).

Con el fin de diferenciar la cinética de mineralización del N de estos

residuos, Gil et al. 2011 y, Van Faasen y Van Dijk 1987 distinguen a grandes

rasgostres fracciones:

● N inorgánico (amonio y nitrato);

● N orgánico fácilmente degradable con una baja relación C/N (por ejemplo,

proteínas, aminoácidos, ácidos nucleicos y otras sustancias orgánicas con N lábil);

● N orgánico “resistente”, formado por materia orgánica de lenta mineralización,

con una alta relación C/N (por ejemplo, fibras de naturaleza lignocelulósica compleja).

Una vez añadidos estos residuos al suelo, la mineralización del N orgánico

presente se ve influenciada por múltiples factores. Entre estos se encuentra la

naturaleza química del residuo (contenido y biodegradabilidad del N y C, relación

C/N, etc.), la temperatura, la humedad y las propiedades físico-químicas del suelo.

Entre estas últimas se puede mencionar el contenido de metales pesados, la

salinidad y la textura. La clase textural impacta en la adsorción de N orgánico con

relación a su contenido de arcillas, mientras que el contenido de arenas afecta la

aireación y la capacidad del suelo de retener el agua necesaria para la microfauna

y microflora (Cabrera et al. 2005). Por último es importante destacar que estos

factores interaccionan entre sí y, por lo tanto, la mineralización de N no puede ser

4

La estabilidad del residuo incorporado al suelo dependerá de la cantidad y calidad

de C y N presente en el mismo y en la biomasa microbiana involucrada. La ocurrencia de

un efecto de mineralización o inmovilización neta de N se encuentra condicionada por la

relación C/N de la microbiota. Varios autores confirman que el punto de quiebre entre

mineralización e inmovilización neta del N se encuentra comprendido en un rango de

relación C/N entre 20 y 40 (Abbasi et al. 2007; Cabrera et al. 2005; Calderón et al. 2005).

En general, las recomendaciones sobre la dosis de aplicación de estos residuos a

campo siguen lineamientos generales, y se desestima la amplia variabilidad en calidad y

contenido de N presente, lo que lleva a una inadecuada estimación del N disponible para

el cultivo (CIAP 2017).

En el intento de asignar un valor como biofertilizante nitrogenado a estos residuos,

es necesario no sólo conocer la disponibilidad de las formas inorgánicas, sino también

predecir la cantidad de N orgánico potencialmente mineralizable en una estación de

cultivo y, así, permitir una valoración integral del efecto de su incorporación para nutrir al

cultivo de manera óptima sin consecuencias ambientales adversas (Azeez y Van

Averbeke 2010).

P

Si bien es reconocida la utilización de residuos pecuarios como fuente de nutrientes para

los cultivos, la amplia variabilidad de sus características debido a múltiples factores, hace

necesario su análisis detallado, a fin de lograr el uso eficiente, sin generar daños en el

5

H

La incorporación de residuos de limpieza de corral de encierro a un suelo

proveniente del horizonte superficial de un Argiudol típico bajo condiciones

controladas, aumentaría en el corto plazo, la disponibilidad de N en la mezcla

suelo-residuo a causa del aporte de sus formas inorgánicas y, en el mediano

plazo, a causa de la mineralización de las formas orgánicas contenidas en los

propios residuos.

O

Objetivo general

El objetivo de este trabajo es medir el N aportado por el abono obtenido a

partir de los residuos de limpieza en corrales de encierre bovino, como producto

de la mineralización del N orgánico y el N inorgánico, ambos presentes en estos

materiales.

Objetivos específicos

- Caracterizar distintos residuos obtenidos de la limpieza de corrales de

encierro provenientes de diferentes establecimientos pecuarios.

- Estimar las tasas de mineralización del N orgánico y su potencial de

mineralización.

6

M

Las incubaciones aeróbicas a mediano plazo son ampliamente utilizadas para

para evaluar la fracción activa del N orgánico y la cinética de mineralización, tanto en

suelos como en fertilizantes orgánicos (Calderón et al. 2005). Si bien su cinética se ajusta

a diversos modelos matemáticos, uno de los más difundidos es el modelo exponencial

simple, a través de una ecuación de primer orden (Gil et al. 2011).

En el laboratorio, los estudios sobre la mineralización de N se realizan

comúnmente bajo condiciones de temperatura y humedad óptimas para dicho proceso

(Quemada y Cabrera 1995). Por lo expuesto, y con el fin de evaluar la mineralización del

N de residuos de feedlot originarios de varios establecimientos, se procedió a incubar

estos materiales en mezcla con suelo bajo condiciones controladas.

Selección de los residuos utilizados

Se extrajeron muestras de residuos de limpieza en corral de encierro provenientes de distintos establecimientos ubicados en los partidos de Olavarría (36° 37‟ 14.58” S; 60°

40‟ 22.62” O), Saladillo (35° 36‟ 49.07” S; 59° 53‟ 25.89” O) y Tandil (37°27‟17.10” S;

59°14‟33.79” O) pertenecientes a la provincia de Buenos Aires. El material recolectado

tuvo un manejo diferencial en cada establecimiento; en Olavarría, el residuo se dispuso en

“pilas de compostaje”, en Saladillo, se confeccionaron trincheras primarias que luego

fueron volteadas para elaborar trincheras secundarias; finalmente, en Tandil, el manejo

consistió en el apilamiento en trincheras del material de corral.

Las muestras se recolectaron en bolsas de polietileno y se llevaron al laboratorio;

7

Selección y preparación del suelo

El suelo empleado en este experimento se extrajo de los primeros 20 cm

de un Argiudol típico ubicado en la Chacra Experimental de la Facultad de

Agronomía, UNCPBA, en Azul. La muestra fue secada al aire libre, tamizada por

malla de 2 mm y almacenada hasta su utilización a temperatura ambiente.

Caracterización físico-química del suelo y los residuos

Tanto la caracterización físico-química del suelo, como de los materiales de

feedlot se realizó en el Laboratorio de Análisis de Suelos de la Facultad de

Agronomía (LASFA), UNCPBA, junto al equipo de Edafología Agrícola. Se

determinaron los siguientes parámetros:

 Textura del suelo por el método de la pipeta de Robinson (Jackson 1976).

 Retención de agua en capacidad de campo: con los porcentajes de arcilla y limo

fino se calculó la retención de agua a capacidad de campo (Damiano y Taboada 2000);

con la siguiente fórmula:

donde:

8  Humedad de las muestras: se calculó mediante la siguiente formula:

donde:

ph: Peso húmedo (g)

ps: Peso seco, en estufa hasta peso constante (g)

 pH y Conductividad eléctrica (C.E.): se determinó por método potenciométrico en

una suspensión en relación 1:2.5 (suelo: agua y residuo: agua).

 C orgánico: se cuantificó por oxidación con dicromato de potasio (Walkley y Black

1934).

 Fósforo (P) extractable: se determinó por colorimetría (Bray y Kurtz 1945).

 N-amonio: se analizó por microdestilación por arrastre de vapor (Bremner y

Keeney 1965).

 N-nitrato: se determinó por reflectometria (Wetsellaar et al.1998).

 N total: se utilizó el método de Kjeldahl.

Todos los análisis mencionados fueron realizados según el manual del Sistema de

Apoyo Metodológico para los Laboratorios de Interés Agropecuario (SAMLA) (SAGyP

2004).

Metodología de incubación

Se mezclaron 500 g de suelo seco con las muestras de residuo húmedo de corral

de feedlot de cada establecimiento simulando una dosis agronómica de 40 tn.ha-1 en base

seca (Mazzarino 2014). Luego se humedecieron las mezclas hasta alcanzar una humedad

gravimétrica equivalente a la capacidad de campo del suelo, calculada previamente en

9

encuentra ocupado por agua, siendo éste el óptimo para la mineralización y la

nitrificación microbiana (Griffin et al. 2005).

Las mezclas suelo-residuo se colocaron en bolsas zip-lock y se cerraron

herméticamente; estas se dispusieron en bandejas y se llevaron a estufa. Se

realizaron tres repeticiones para cada mezcla y tres réplicas de un suelo testigo

(control) sin el agregado del material de feedlot. Todas las bandejas

permanecieron en estufa durante 56 días a 24°C ± 3°C; se mantuvo la humedad

constante dentro de cada bolsa mediante el agregado de agua desmineralizada y

se permitió la entrada de oxígeno mediante su apertura.

A los 0, 7, 14, 28 y 56 días se obtuvieron dos submuestras de cada bolsa

para cuantificar la evolución de N inorgánico.

Estudio de la evolución de N en los tratamientos

Se cuantificó el N-nitrato y N-amonio por duplicado, para cada repetición

expresando los resultados en mg.kg-1 (ppm) de suelo en base seca.

La mineralización neta acumulada de N atribuible a cada tipo de residuo de

feedlot fue calculada en cada periodo por diferencia entre el valor de N inorgánico

mineralizado en cada mezcla y el control. Azeez y Van Averbeke (2010) proponen

la ecuación:

donde:

Nmin t:i: Nitrógeno mineralizado en tiempo i (mg.kg-1)

Ni t:i: Nitrógeno inorgánico en tiempo i (mg.kg-1)

10

El porcentaje de N orgánico mineralizado para cada residuo se calculó como la

razón entre el N inorgánico acumulado durante el ensayo (56 días) y el N orgánico inicial.

Se utilizó el modelo exponencial simple para describir la acumulación neta de N

mineralizado en condiciones controladas de laboratorio, siendo éste el que mejor explica

la cinética de mineralización del N a mediano plazo (Gil et al. 2011). Dicho modelo,

propuesto por Stanford y Smith (1972) se expresa mediante la siguiente ecuación:

[ _]

donde:

Nmt: N mineralizado en el tiempo t (mg.kg-1);

No: N potencialmente mineralizable (mg.kg-1); k: tasa constante de mineralización (d-1). t: tiempo (d).

A partir de este modelo se estimaron los valores k y No para cada tratamiento con

el uso del programa estadístico InfoStat (Di Rienzo et al. 2013).

Análisis de la información

Se empleó un diseño unifactorial completamente aleatorizado, asumiendo

condiciones de incubación homogéneas dentro de la estufa. Este diseño estuvo

compuesto por tres tratamientos dependiendo del lugar de origen de los residuos en

cuestión, con tres repeticiones cada uno. Además, se dispuso de tres repeticiones de un

control, compuesto únicamente por suelo.

Mediante el programa estadístico InfoStat (Di Rienzo et al. 2013), se realizó un

análisis de la varianza del contenido de N inorgánico en cada tiempo de muestreo y del

11

R

D

Caracterización físico- química del suelo y de los residuos

Los datos obtenidos a partir del método de la pipeta de Robinson indicaron

que el suelo utilizado en las incubaciones es de clase textural franca (36.58% de

arenas, 38.37% de limos, siendo los limos finos del orden del 30.79%, y 25.09%

de arcillas).

Las características físico-químicas del suelo y de los biosólidos se

presentan en el Cuadro 1. En él se observan diferencias entre los residuos

evaluados, posiblemente como resultado de la categoría de animales en engorde,

la dieta ofrecida a los mismos, el manejo que se realiza durante la limpieza de los

corrales y la posterior manipulación del material previo a su utilización (Cabrera et

al. 2005; Larney et al. 2005), siendo ésta corroborada en las visitas efectuadas a

los establecimientos.

Los valores de pH de los residuos utilizados se encontraron en niveles muy

ligeramente a ligeramente alcalinos, ubicándose dentro del amplio rango de

valores que se informa la bibliografía (6.5-8.1) (Eghball 2000; Hébert et al. 1991;

Whalen 2000).

Si bien el contenido de NH4+ influye sobre el pH (Rivero et al. 2010), los

resultados no muestran una asociación directa entre ambos parámetros. Esto

indicaría la existencia de otros factores incidentes en el pH, por ejemplo, la

presencia de carbonatos (tosca) provenientes de la limpieza de los corrales

verificada en las visitas realizadas a los establecimientos de Olavarría y Tandil,

12

En cuanto al suelo control, este presenta un valor de pH débilmente ácido lo cual

representa una limitación para el proceso de nitrificación autotrófico, siendo el rango

óptimo de 7-9 (Frioni 2011).

Cuadro 1. Parámetros físico-químicos del suelo control y residuos utilizados.

Parámetros físico-

químicos Suelo Control Olavarría Saladillo Tandil

pH

(1:2.5) 6.30

7.60 (0.03) 7.29 (0.02) 7.72 (0.10) CE

(dS.m-1) - 0.70 2.47 1.33

P Bray

(mg.kg-1) 19

8.24 102 (12.81) 3.01 10³ (130.81) 2.93 10³ (55.52) P Total

(mg.kg-1)* -

4.24 10³ (436.86) 1.12 10⁴ (283.71) 4.74 10³ (191.90) C orgánico

(%) 2.41

5.01 (0.11) 6.59 (0.00) 4.39 (0.18) N Total

(%) 0.23

0.67 (0.18) 0.83 (0.02) 0.64 (0.00) N-NO3

-(mg.kg-1) -

113.8 (0.00) 95.7 (4.03) 98.1 (8.48) N-NH4 +

(mg.kg-1) -

83.0 (0.0) 505.0 (41.03) 536.2 (48.45) C soluble

(g.kg-1)** -

2.16 (0.01) 2.42 (0.00) 7.67 (0.03) N soluble

(g.kg-1)** -

0.12 (0.00) 0.31 (0.00) 0.22 (0.00) Respiración microbiana

(mgCO2 .kg -1

h-1)** -

92.33 (0.29) 330.66 (44.36) 61.10 (46.15)

C:N 10.6 7.48 7.94 6.86

N:P - 1.58 0.74 1.35

Amonio/Nitrato*** - 0.21 1.53 1.59

*Datos provenientes de PPPIA de Gustavo Alberto Romagnoli, estudiante avanzando, UNCPBA. **Datos provistos por Facundo Oliva, del LIMAyA, FA, UNCPBA.

13

La conductividad eléctrica es un parámetro que refleja el contenido de

sales disociadas en solución (Burt 2004). La concentración de las formas solubles

de N-amonio, N-nitrato y P Bray encontradas muestran una asociación positiva

con los valores de conductividad eléctrica de los residuos, siendo Saladillo el

tratamiento que presentó el mayor contenido de sales, seguido por Tandil y, luego,

Olavarría (Figura 1).

Figura 1. Relación entre C.E. y formas solubles de N y P presentes en los residuos.

Si bien los tres residuos analizados poseen niveles de conductividad

eléctrica inferiores a los hallados en la bibliografía (desde 3 a 23 dS.m-1), el aporte

excesivo al suelo de estos materiales, ya sea por altas y/o continuas dosis, podría

llegar a afectar tanto al cultivo como a las características del suelo por el aumento

de sales en su perfil (Hao y Chang 2002; Miller et al. 2005).

En cuanto al N, los porcentajes de N total en todos los residuos analizados

son inferiores a los citados en la bibliografía (los cuales se encuentran entre 1.04 a

2.45 %) (Hébert et. al, 2012; Douglas y Magdoff, 1991). Dicha situación se repite

14

proponen valores cercanos al 25%. Este efecto de dilución puede deberse en ambos

casos a que los residuos presentan material inorgánico proveniente del piso de los

corrales de encierro que se arrastra durante la limpieza; o bien, a una eficiente conversión

del alimento en la dieta.

Con respecto al fósforo total, los niveles se corresponden a los hallados en

bibliografía (Azez y Van Averbeke 2010; Eghball 2000) a excepción del residuo

proveniente del establecimiento de Saladillo; éste presenta valores superiores,

posiblemente debido al exceso de P en la dieta administrada y su excreción a través de

las heces (comunicación personal).

La relación N/P se usa a menudo como un índice de acumulación potencial de P

en el suelo. Los cultivos agrícolas en general remueven 4.5-6 veces más N que P. Por lo

tanto, al realizar aplicaciones en base a los requerimientos de N con recursos que

presentan una relación N/P menor, como es el caso de estos materiales, se corre el

riesgo de una acumulación de P en el suelo (Larney et al. 2006). Si bien todos los

tratamientos presentan valores inferiores al rango mencionado, Saladillo es el que posee

la menor relación N/P (Cuadro 1). Por ende, es de esperar que una reiterada aplicación

con este residuo favorezca la acumulación de P en el suelo con mayor rapidez respecto

de los demás. Este incremento en los niveles de P podría generar riesgos ambientales por

pérdida de este elemento ya sea por escorrentía y/o lixiviación.

Los estudios de Van Kessel et al. (2000) demostraron que la relación C/N de la

biomasa microbiana que participa en la degradación de la materia orgánica se encuentra

entre 4:1 a 9:1. De acuerdo con los datos obtenidos (Cuadro 1) la relación C/N de todos

15

microorganismos del suelo se encontraron en un ambiente sin limitaciones para la

mineralización neta de N, sin importantes procesos de inmovilización (Figura 2).

A fin de evaluar la calidad de residuos biológicamente estabilizados como

son los materiales compostados, Mazzarino et al. (2012) menciona diversos

indicadores que reflejan la estabilidad y madurez de los mismos. Algunos de ellos

son:

 Producción de CO2: <200 mg C-CO2.kg-1h-1

 Amonio: <400-500 mg NH4+ .kg-1

 Amonio/Nitrato: ≤ 0.7

 C soluble: ≤17 g.kg-1

En un intento de comparar los residuos estudiados (Cuadro 1) con

materiales estables, se verificó que solamente Olavarría cumple con los valores de

los indicadores mencionados, pudiendo concluir que posee características de

estabilidad y madurez.

Resultados de la Incubación

En el tiempo 0 (Cuadro 2), la concentración de N-amonio en la mezcla con

el residuo proveniente de Saladillo fue significativamente superior que la

determinada en el control (+39%), mientras que la mezcla suelo-residuo Tandil

presentó la mayor concentración de N-nitratos (+78% con respecto al control).

Este aumento en los niveles de N inorgánico, luego del agregado del residuo al

suelo en todos los tratamientos, se condice con lo reportado por Hernández et al.

16

El nivel de N-amonio se redujo marcadamente hasta igualarse en todos los

tratamientos (aproximadamente a los 28 días) y con niveles cercanos a cero al final de la

incubación (Figura 2). Esta disminución se asoció al incremento de N-nitratos durante la

misma (Figura 3), lo que indicó la presencia de un activo proceso de nitrificación

microbiano (Burgos et al. 2006; Van Kessel y Reeves 2002), con la máxima actividad

17 Cuadro 2. Evolución del N-nitrato y N-amonio en las mezclas y en el control durante la incubación.

Mezcla

Suelo-Residuo

Tiempo de incubación (d)

0 7 14 28 56

N-NO3 -N-NH4 + N-NO3 -N-NH4 + N-NO3 -N-NH4 + N-NO3 -N-NH4 + N-NO3 -N-NH4 +

---mg.kg-1---

Saladillo 5.80 B

(0.77) 41.53 A (1.92) 33.33 A (2.10) 26.27 A (2.50) 43.50 A (3.00) 11.73 A (1.08) 50.43 A (2.03) 11.73 A (1.44) 60.57 A (2.58) 1.70 A (0.00)

Tandil 10.47 A

(1.31) 36.97 AB (1.79) 24.40 B (1.57) 18.80 B (1.61) 27.50 AB (2.21) 10.47 A (0.88) 30.27 AB (2.36) 9.10 A (1.86) 39.67 B (2.38) 1.70 A (0.00)

Olavarría 7.50 B

(0.73) 30.47 B (2.23) 24.93 B (1.68) 21.27 AB (1.28) 23.10 AB (2.18) 9.03 A (1.46) 27.97 BC (2.05) 9.37 A (1.21) 33.90 BC (1.20) 1.70 A (0.00)

Control 5.87 B

(0.72) 29.80 B (2.04) 12.23 B (3.38) 19.90 B (1.40) 13.03 B (3.47) 11.47 A (0.84) 12.17 C (3.44) 8.37 A (1.69) 16.33 C (3.70) 1.70 A (0.00)

18 Figura 2. Evolución del N-amonio de las mezclas y el control durante la incubación.

Figura 3. Evolución del N-NO3- de las mezclas y el control durante la incubación.

El porcentaje de N mineralizado durante la incubación alcanzó valores en el rango

19 Cuadro 3. Evolución de N acumulado total de los residuos y control durante el periodo de incubación.

N mineralizado acumulado (mg.kg-1)

N org. min (%)

Tiempo de

Incubación (d)

0 7 14 28 56

Olavarría -

15.20 AB (1.79) 21.57 A (1.68) 22.33 B (2.00) 23.00 B (2.01)

18,94 B

Saladillo -

26.30 A (3.02) 28.97 A (3.54) 39.70 (2.69) 40.13 A (3.15)

32,29 A

Tandil -

12.93 B (1.67) 15.47 A (1.34) 23.20 B (2.03) 25.70 B (1.22)

23,55 AB

Control -

-10.70 (3.03) -18.40 (2.90) -22.30 (3.00) -24.70 (3.23) -1.07

N org. min: N orgánico mineralizado. Valores con igual letra dentro de cada columna no son significativamente diferentes (p>0.05; test de Tukey). Entre paréntesis se indica el desvío estándar de la variable.

Estudios previos realizados por Calderón et al. (2005), Hadas y Portnoy

(1994), Hébert et al. (1991) y Van Kessel y Reeves (2001) expresan una amplia

variabilidad en cuanto al porcentaje de N orgánico mineralizado en incubaciones

de mezclas de suelo y biosólidos; estos autores difieren entre sí en aspectos

como: tipo y calidad de residuo incorporado, tiempo de incubación, tipo de suelo

20

Van Kessel y Reeves (2001) obtuvieron resultados que van desde procesos de

inmovilización neta (29.2%) hasta una mineralización neta de 54.9%, luego de 56 días de

incubación con residuos provenientes de tambo.

Hadas y Portnoy (1994) exponen porcentajes de mineralización de N entre 10-30

% en 32 semanas de incubación, utilizando suelos con alto porcentaje de arcilla y

materiales ya estabilizados de lenta mineralización como compost y lombricompuestos.

CIAP (2017) cita valores similares a los encontrados en este trabajo para residuos

provenientes de feedlot en Argentina y aplicados bajo condiciones de campo en una

estación de crecimiento.

Los resultados obtenidos en este trabajo revelan que un alto porcentaje de N

orgánico (entre el 70-80 %) se encuentra bajo formas moleculares recalcitrantes de lenta

mineralización e indetectables en incubaciones de mediano plazo como la realizada. Esto

explicaría lo expuesto por DeLuca y DeLuca (1997) y Hernández (2017) donde, luego de

aplicaciones sucesivas de materiales provenientes de feedlot durante varios años, se

observó una acumulación de N en el suelo. Cabe destacar que el suelo dominante,

relevado por Hernández (2017), es comparable en características edáficas al empleado

en las incubaciones realizadas en el presente trabajo.

La amplia variabilidad con respecto al porcentaje de N orgánico mineralizado

hallada en este trabajo como en la revisión bibliográfica, estaría indicando la necesidad de

abordar estudios de mineralización neta específicos para cada combinación residuo-suelo

de interés, a fin de estimar el comportamiento del N en su calidad como abono, sin

21

Los resultados de N orgánico mineralizado durante la incubación mostraron

que 56 días fueron suficientes para llegar a una fase de meseta en el proceso de

mineralización neta (Figura 4), contrario a lo que se cita en la bibliografía, donde

se proponen incubaciones de 112 días o más para residuos de similar procedencia

pero con un pretratamiento de bioestabilización (compostaje) y con relaciones C/N

mayores que van desde 16 a 22 (Calderón et al. 2005; Hébert et al. 2012). Una

posible causa podría ser que los materiales utilizados en el presente trabajo

poseen, en su materia orgánica, compuestos de fácil degradación con baja

relación C/N, favoreciendo una rápida mineralización de N (Van Kessel et al.

2000).

Figura 4. Ajuste no lineal del N acumulado mineralizado a partir de distintos residuos.

Por otro lado, el estudio de los estimadores obtenidos mediante el modelo

propuesto (Cuadro 4), reveló valores significativos tanto para No como k en los

tres residuos; esto demuestra que el modelo propuesto es adecuado para ensayos

22 Cuadro 4. Parámetros estimados de la cinética de mineralización de N.

Tratamiento

No

(mg N.kg-1)

p-valor

k

(d-1)

p-valor

Olavarría 23.01 (1.23) <0.0001 0.16 (0.04) 0.0009

Saladillo 39.75 (3.92) <0.0001 0.12 (0.05) 0.0202

Tandil 25.85 (1.56) <0.0001 0.08 (0.01) 0.0002

Entre paréntesis se indica el desvío estándar de la variable. p-valor <0.05.

En cuanto al N potencialmente mineralizable, representado como el valor de la

meseta (Figura 4), este presenta una marcada diferencia entre tratamientos siendo mayor

en el residuo proveniente de Saladillo.

Con el objetivo de explicar estos resultados se realizó el análisis de las

correlaciones (Cuadro 5). Los resultados obtenidos sugieren un efecto de inestabilidad por

parte del material de Saladillo, donde el valor de N soluble, N-amonio y Respiración

microbiana tienen alta correlación con respecto al No. Sin embargo, las correlaciones

obtenidas presentan escasa significancia, posiblemente debido a un número insuficiente

23 Cuadro 5. Correlaciones entre No y diferentes parámetros de estabilidad.

No N-amonio Nsol Resp. C/N

No 1.00 0.58 (0.60) 0.94 (0.22) 0.94 (0.23) 0.71 (0.49)

N-amonio 1.00 0.83 (0.38) 0.26 (0.83) -0.16 (0.90)

Nsol 1.00 0.76 (0.45) 0.43 (0.72)

Resp. 1.00 0.91 (0.27)

C/N 1.00

No (N potencialmente mineralizable); Nsol (N soluble); Resp. (Respiración microbiana, medido a través de la liberación de CO2).En paréntesis se encuentra la probabilidad correspondiente a la

prueba de hipótesis nula entre las variables.

Si se extrapolaran a campo los datos obtenidos con las incubaciones, se

obtendría que la dosis propuesta de aplicación de los residuos (40 tn.ha-1),

representaría entre 65-80 kg N.ha-1. Este valor significaría un ahorro en la compra

de fertilizante nitrogenado (equivalente urea) de 140-170 kg.ha-1. Sin embargo,

esta estimación no tiene en cuenta las fluctuaciones de humedad y la variabilidad

en las características edáficas que se producen a campo y que repercuten en la

mineralización de N (Cabrera et al. 2005).

Por otra parte, las estimaciones de la constante de mineralización (k)

(Cuadro 4) mostraron ser elevadas con respecto a lo citado por Hadas y Portnoy

(1994), al incubar materiales estabilizados del mismo origen, pero cercanas a las

expuestas por Hernández et al. (2002) quien utilizó materiales inestables (sólidos

urbanos municipales). Estos resultados reafirman la falta de estabilidad de los

residuos lo que conlleva a una rápida mineralización del N orgánico (Gil et al.

24

A modo de síntesis, se puede afirmar que los parámetros analizados por separado

difícilmente puedan explicar la mineralización de N, debido a las complejas interacciones

que se producen entre el suelo y los residuos (Hébert et al. 1991; Van Kessel y Reeves

2002).

C

A través del método de incubación seguido en este trabajo, se observó que los

residuos proveen al suelo formas solubles de N tanto en el corto como en el mediano

plazo. Esta potencialidad para su uso como abono nitrogenado, revaloriza a los residuos

como fuente de nutrientes.

Mejorar la eficiencia de utilización del N de estos recursos requiere de

estimaciones más precisas en cuanto a la disponibilidad de N, que podrían derivarse de

una mayor comprensión de la mineralización de N a partir de la diversidad de

componentes nitrogenados presentes en los mismos.

Si bien las incubaciones son una herramienta eficaz para determinar el N

potencialmente mineralizable, actualmente se están evaluando nuevas herramientas, más

veloces, simples y limpias para la toma de decisiones. Un ejemplo es la utilización de la

refractancia de la luz, mediante equipo NIRS (espectroscopia de refractancia en el

25

B

Abbasi K. M., Hina M., Khalique A., y Khan S. M. 2007. Mineralization of three organic manures used as Nitrogen source in a soil incubated under laboratory conditions.

Communications in Soil Science and Plant Analysis 38: 1691-1711.

Azeez J.O. y Van Averbeke W. 2010. Nitrogen mineralization potential of three animal manures applied on a sandy clay loam soil. Bioresource Technology 101: 5645–

5651.

Bitzer C. C. y Sims J. T. 1988. Estimating the availability of Nitrogen in poultry manure through laboratory and field studies. Journal of Environmental Quality 17:47-54. Bonde T. A. y Lindberg T. 1988. Nitrogen mineralization kinetics in soil during long-term

aerobic laboratory incubations: A case study. Journal of Environmental Quality

17:414-417.

Bray R. H. y Kurtz L. T. 1945. Determination of total, organic and available forms of phosphorus in soil. Soil Science 59: 39-45.

Bremner J. M. y Keeney D. R. 1965. Steam distillation methods for determination of ammonium, nitrate and nitrite. Analytical Chimica Acta 32:485-495.

Burgos P., Madejón E. y Cabrera F. 2006. Nitrogen mineralization and nitrate leaching of a sandy soil amended with different organic wastes. Waste Management Research

24: 175-182.

Burt R. 2004. Soil Survey Laboratory Methods Manual. Versión 4.0. USDA-NRCS, Washington D.C, USA.

Cabrera M. L., Kissel, D. E. y Vigil M. F. 2005. Nitrogen mineralization from organic residues: research opportunities. Journal of Environmental Quality 34:75-79.

Calderón F. J., McCarty G. W. y Reeves J. B. 2005. Analysis of manure and soil nitrogen mineralization during incubation. Biology and Fertility of Soils 41: 328-336.

Chae Y. M. y Tabatabai M.A. 1986. Mineralization of Nitrogen in soils amended with organic wastes. Journal of Environmental Quality 15: 193-198.

CIAP (Centro de Información de Actividades Porcinas). 2017. Taller de “Buenas prácticas de manejo de residuos y efluentes pecuarios” [online]. Disponible en: http://www.ciap.org.ar/ciap/Sitio/Archivos/BPA%20efluentes%20y%20residuos%20 porcinos.pdf [Acceso: 20 Febrero 2018].

Damiano F. y Taboada M. A. 2000. Predicción del agua disponible usando funciones de pedotransferencia en suelos agrícolas de la región pampeana. Ciencia del suelo

18: 77-88.

26

Di Rienzo J. A.; Casanoves F.; Balzarini M. G.; González L.; Tablada M.; Robledo C.W. 2009. Infostat Versión 2013. Grupo Infostat, Fca, Universidad Nacional de Córdoba, Argentina.

Douglas B.F. y Magdoff F.R. 1991. An evaluation of Nitrogen mineralization indices for organic residues. Journal of Environmental Quality 20:368-372.

Eghball B. 2000. Nitrogen mineralization from field- applied beef cattle feedlot manure or compost. Soil Science Society of America Journal 64:2024-2030.

Eghball B. y Power J. F. 1994. Beef cattle feedlot manure management. Journal of Soil

and Water Conservation 49: 113-122.

Frioni L. 2011. Ciclo Biológico del Nitrógeno. En ´Microbiología: básica, ambiental agrícola´, (Eds. Frioni Lillian.) pp 265-303. Orientación Gráfica Editora, Buenos Aires, Argentina.

Gil M. V., Carballo M. T. y Calvo L. F. 2011. Modelling N mineralization from bovine manure and sewage sludge composts. Bioresource Technology 102: 863-871. Gordillo R. M. y Cabrera M. L. 1997. Mineralizable Nitrogen in broiler litter: I. Effect of

selected litter chemical characteristics. Journal of Environmental Quality 26: 1672- 1679.

Griffin T. S., He Z. y Honeycutt C. W. 2005. Manure composition effect net transformation of nitrogen from dairy manures. Plant and Soil 273: 29-38.

Hao X. y Chang C. 2002. Effect of 25 annual cattle manure applications on soluble and exchangeable cations in soil. Soil Science 167:126-134.

Hartz T.K, Mitchell J.P. y Giannini C. 2000. Nitrogen and carbon mineralization dynamics of manures and composts. HortScience 35: 209-212.

Hébert M., Karam A. y Parent L. E. 1991. Mineralization of Nitrogen and Carbon in soils amended with composted manure. Biological Agriculture & Horticulture 7: 349-361. Hernández G. 2017. Paisaje y ambiente edáfico en operaciones animales concentradas

bovinas (feedlot). Trabajo final para optar al título de Especialista en Ambiente y Ecología de Sistemas Agroproductivos (Manuscrito en revisión), Facultad de Agronomía, UNCPBA, Buenos Aires, Argentina.

Hernández T., Moral R., Pérez-Espinosa A., Moreno-Caselles J., Pérez-Murcia M. D. y García C. 2002. Nitrogen mineralization potencial in calcareous soils amended with sewage sludge. Bioresource Technology 83: 213-219.

Hue N. V. y Liu J. 1995. Predicting compost stability. Compost science and utilization 3: 8-15.

27

Larney F. J., Buckley K. E., Hao X. y McCaughey P. W. 2006. Fresh, stockpiled, and composted beef cattle feedlot manure: nutrient levels and mass balance estimates in Alberta and Manitoba. Journal of Environmental Quality 35: 1844-1854.

Malley D. F., McClure C., Martin P.D., Buckley K. y McCaughey W. P. 2005. Compositional analysis of cattle manure during composting using a field-portable near-infrared spectrometer. Communications in Soil Science and Plant Analysis 36: 455-475.

Mazzarino M.J, Satti P. y Roselli L. 2012. Indicadores de estabilidad, madurez y calidad de compost. En ´Compostaje en la Argentina: Experiencias de Producción, Calidad y Uso´. (Eds. Mazzarino M.J y Satti P.) pp 13-28. UNRN-Orientación Gráfica Editora, Buenos Aires, Argentina.

Mazzarino M. J. 2014. Fuentes alternativas de nutrientes. En ´Fertilidad de Suelos y Fertilizantes de Cultivos. (Eds. Echeverría H.E. y García F.O.) pp 827-838. Ediciones INTA, Buenos Aires, Argentina.

Miller J.J., Beasley B. W., Larney F. J. y Olson B. M. 2005. Soil salinity and sodicity after application of fresh and composted manure with straw or wood-chips. Canadian

Journal Soil Science 85: 427-438.

Pratt P. F., Broadbent F. E. y Martin J. P.1973. Using organic wastes as Nitrogen fertilizers. California Agriculture 27: 10-13.

Qafoku O. S., Cabrera M. L., Windham W. R. y Hill N. S. 2001. Rapid methods to determine potentially mineralizable Nin broiler litter. Journal of Environmental Quality 30: 217-221.

Qian P. y Schoenau J. J.2002. Availability of nitrogen in solid manure amendments with different C:N ratios. Canadian Journal Soil Science 82: 219-225.

Quemada M. y Cabrera M.L. 1997. Temperature and moisture effects on C and N mineralization from surface applied clover residue. Plant and Soil 189: 127-137. Rivero G., Alonso A., Mestelan S., Portela G., Mugnolo A. y Lett L. 2010. Evaluación del

proceso de compostaje de residuos sólidos urbanos domiciliarios. La experiencia del Municipio de Tapalqué. Revista Argentina de Microbiología. Supl. 1 Vol. 42, p. 141.

SAGPyA (Secretaría de Agricultura, Ganadería, Pesca y Alimentación de la Nación Argentina). Dirección de Producción Agrícola. 2004. Sistema de Apoyo Metodológico a los Laboratorios de Análisis de Suelos (SAMLA). CD-rom. Buenos Aires, Argentina.

Smith K.A. y Chambers B. J. 1993. Utilizing the nitrogen content of organic manures on farm - problems and practical solutions. Soil Use and Management 9: 105-112. Sorensen P. 2001. Short-term nitrogen transformations in soil amended with animal

28

Stanford G. y Smith S.J. 1972. Nitrogen mineralization potentials of soils. Soil Science

Society of America Proceedings 36: 465-472.

Van Faassen H. G. y Van Dijk H. 1987. Manure as a source of nitrogen and phosphorus in soils. In „Animal manure on grassland and fodder crops. Fertiliser or waste‟. (Eds. Van der Meer H.G., Unwin R.J., Van Dijk T.A. y Ennik G.C.) pp. 22-47. Nijhoff, Dordrecht, Países Bajos.

Van Kessel J. S., Reeves J. B. y Meisinger J. J. 2000. Nitrogen and Carbon mineralization of potencial manure components. Journal of Environmental Quality 29: 1669-1677. Van Kessel J. S. y Reeves J. B. 2002. Nitrogen mineralization potencial of dairy manures

and its relationship to composition. Biology and Fertility of Soils 36:118-123.

Walkley A. y Black I.A. 1934. An examination of Degtjareff method for determining soil organic matter and a proposed modification of the chromic acid titration method.

Soil Science 37:29-38.

Wetselaar R., Smith G. D. y Angus J. F. 1998. Field measurement of soil nitrate concentrations. Communications in Soil Science and Plant Analysis 29: 729-739.

Whalen J. K., Chang C. y Carefoot J. P. 2000. Cattle manure amendments can increase the pH of acid soils. Soil Science Society of America Journal 64:962–966.

Wichern F., Muller T, Joergensen R. G. y Buerkert A. 2004. Effects of manure quality and application forms on soil C and N turnover of a subtropical oasis soil under laboratory conditions. Biology and Fertility of Soils 39: 165-171.

Comunicación personal