Influencia de la aplicación de efluente porcino sobre propiedades químicas y biológicas de un argiudol típico (Córdoba, Argentina)

INTRODUCCIÓN

La producción porcina intensiva ha crecido en los últimos años en Argentina, siendo Córdoba la segunda provincia productora, con más de 800 mil animales (23,5% del stock nacional) (Iglesias & Ghezan, 2013). La generación de efluentes es un efecto directo de su intensificación, con obtenciones de hasta 20 L día-1 por animal (Levasseur, 1998). Aplicaciones no controladas de efluente al suelo pueden generar problemas ambientales como excesos de nitratos, sales, metales pesados, emisión de gases de efecto invernadero, eutrofización de cuerpos de agua, entre otros (Díez et al., 2001; Plaza et al., 2004).

El efluente porcino en suelos agrícolas puede ser una valiosa fuente de nitrógeno (N), sustituyendo total o parcialmente la fertilización mineral (Biau et al., 2012). La mayoría del N del efluente se encuentra en forma inorgánica, principalmente como amonio (Sánchez & González, 2005). Por lo tanto, se recomienda la incorporación en el suelo para prevenir pérdidas por volatilización (Dandooven et al., 1998; Rochette et al., 2001). La alternativa más frecuente en nuestro país, debido a la predominancia de siembra directa, es la aplicación superficial sobre residuos de cosecha.

Los residuos orgánicos pueden incrementar el N total, la materia orgánica (MO), la población microbiana, la actividad enzimática, la retención de humedad, la capacidad buffer del suelo y los rendimientos de los cultivos (Dick & Chist, 1995). El efluente porcino puede producir importantes cambios en las comunidades microbianas del suelo (Hastings, 1997), principalmente en aquellas que intervienen en el ciclo del N, como la comunidad de bacterias oxidantes del amoníaco (BOA) (Ceccherini et al., 1998).

El objetivo de este estudio fue evaluar la influencia de la aplicación de efluente porcino con dos factores, formas: incorporado (I) y superficial (S) y dosis: 0 ,50 y 100 kg N ha-1, sobre las propiedades químicas y biológicas en un Argiudol típico.

MATERIALES Y MÉTODOS

El ensayo se realizó en la estación experimental agropecuaria INTA Marcos Juárez sobre un suelo Argiudol típico de textura franco limosa en el año 2012. Se utilizó un diseño en bloques completos aleatorizados con arreglo en parcelas divididas y tres repeticiones, donde el factor principal fue la forma de aplicación: incorporado (I) y superficial (S) y como factor secundario la dosis de efluente (0, 12000 y 24000 L ha-1). Las mismas se calcularon en base al contenido de N del efluente, lo que fue equivalente a dosis de 50 kg N ha-1 para la dosis de 12000 litros, mientras que para la dosis de 24000 litros se aplicaron 100 kg de N ha-1. La composición del efluente porcino se presenta en la Tabla 1.

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Cada unidad experimental estaba compuesta por una parcela de 50 m2. La distribución del efluente se realizó en noviembre sobre un residuo de soja y en los tratamientos I, el efluente se incorporó en el suelo con un arado de disco inmediatamente luego de su aplicación. El muestreo de suelo se realizó en diciembre, al momento de la siembra de maíz, con barreno de 2,5 cm de diámetro. Para la determinación de N de nitratos (N-NO3-), se recolectaron muestras compuestas (constituidas por tres sub muestras) a las profundidades de 0- 20, 20-40 y 40-60 cm. Para la determinación del resto de las variables se recolectaron muestras compuestas a las profundidades 0-5 y 5-20 cm. Las muestras de 0-5 cm de profundidad fueron constituidas por 50 sub muestras, mientras que las de 5-20 cm de profundidad fueron constituidas por 15 sub muestras. Las mismas fueron tamizadas (2 mm) y luego divididas, conservándose una fracción refrigerada a 4ºC para análisis biológicos, y otra secada a temperatura ambiente para análisis químicos.

Las determinaciones químicas y biológicas realizadas fueron, N-NO3- (Bremmer, 1965), MO particulada (MOP) 106 μm (Cambardella & Eliott, 1993), P disponible (Bray & Kurtz, 1945), pH (1:2,5) según método potenciométrico (Thomas, 1996), CE en relaciones suelo agua 1:2,5 (Richards, 1973), nitrógeno anaeróbico (Nan) (Keeney & Nelson, 1982), actividad de la enzima fosfatasa ácida (FA) (Alef & Nannipieri, 1995), respiración microbiana (R) (Jenkinson & Powlson, 1976) y estructura de la comunidad de las BOA mediante electroforesis en gel de gradiente desnaturalizante (DGGE) (Muyzer et al., 1993). Esta última solo se realizó en la profundidad 0-5 cm y en dosis contrastantes (0 y 100 kg N ha-1).

Para la extracción de ADN total de suelo se utilizó kit comercial Fast DNA SPIN (MP Biomedicals). Para la amplificación del gen 16S ADNr se realizó PCR anidada con los primers CTO 189F y CTO 654R específicos de las Beta Proteobacterias oxidantes del amoníaco (Kowalchuk et al., 1997) y primers universales F341-GC y R534 (Muyzer et al., 1993). Los productos de amplificación se separaron en un gel de poliacrilamida al 8% con un gradiente desnaturalizante de 35-60%.

Los resultados fueron evaluados estadísticamente a través de análisis de varianza (ANAVA) y test de comparación de medias LCD de Fisher del programa estadístico INFOSTAT (2009). Para el análisis de agrupamiento se aplicó el coeficiente de

Correlación de Pearson del software Gel Compare II (2005) y se utilizó PAST para el cálculo de diversidad.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

La incorporación de efluente porcino incrementó significativamente (p< 0,05) los contenidos de N-N03- en las profundidades de 0-20 cm y 40-60 cm, para las dosis de 50 y 100 kg N ha-1 (Figura 1 a y b). Similares resultados se reportaron utilizando residuo de centeno y efluente porcino (Chantigny et al., 2001). Esto puede deberse a que la incorporación favoreció la descomposición del rastrojo y previno las pérdidas de N del efluente por volatilización, favoreciendo la percolación en profundidad. Cuando el efluente se aplicó en forma S no se evidenciaron diferencias significativas entre dosis en ninguna de las profundidades evaluadas, pudiendo deberse a pérdidas de N por volatilización (Rochette et al., 2001).

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Figura 1. Contenidos de N-N03- (kg N ha-1) en diferentes profundidades, a) aplicación incorporada de efluente b) aplicación superficial de efluente. Letras distintas indican diferencias estadísticamente significativas al 0,05%.

Los valores de pH no presentaron diferencias significativas para ningún tratamiento (Tabla 2). Esto coincide con lo mencionado por otros autores, quienes no obtuvieron cambios en el pH luego aplicar estiércol porcino (Balota et al., 2010; Wienhold, 2005). El P y la CE del suelo fueron afectados significativamente (p<0,05 y 0,01; respectivamente) por la mayor dosis de aplicación (100 kg N ha-1). El P presentó mayores concentraciones en 0-5 cm, mientras que la CE se incrementó en ambas profundidades (Tabla 2). Similares resultados coinciden con lo observado por Plaza et al. (2004), Balota et al. (2010) y Roboedo et al. (2012), los cuales reportaron incrementos del P y CE al aplicar efluente porcino. El incremento del P y CE puede deberse a las características propias del efluente, donde se adicionan sales solubles y P (Tabla 1) (Saviozzi et al., 1997). Sin embargo, los valores de CE estuvieron por debajo del nivel umbral crítico para los cultivos (Maas & Hoffman, 1977).

La MOP no presentó diferencias significativas entre tratamientos en ambas profundidades evaluadas. Esto contrasta con lo reportado por Wienhold (2005), Carter & Campbell (2006) y Yagüe et al. (2012) quienes obtuvieron un incremento en las fracciones lábiles de la MO al aplicar efluente porcino, aunque en suelos y condiciones ambientales distintas. Se debe destacar que estos trabajos fueron realizados en rotaciones de cultivos, durante varios años de evaluación, mientras que en este ensayo el muestreo fue realizado 30 días posteriores a la aplicación de efluente. Por lo tanto, el incremento de la MOP en ensayos de mediana y larga duración podría resultar del incremento de la biomasa de los cultivos, provocando mayor ingreso de residuos al suelo.

La R, FA y Nan fueron medidos como indicadores biológicos del suelo. La R fue estadísticamente significativa (p<0,05) en 0-5 cm de profundidad, siendo mayor en los tratamientos S (Tabla 2). Similares resultados fueron observados por Aita et al. (2012) quienes obtuvieron una reducción de la R del 40% al 24% al incorporar el efluente porcino, comparado con una aplicación S. Mientas que Dandooven et al. (1998) y Flessa & Beese (2000) no evidenciaron cambios en la R con aplicación S o I. Aita et al. (2012) mencionan que cuando el efluente es incorporado, el suelo protege físicamente partículas orgánicas de la descomposición microbiana. A su vez, Meriles et al. (2009) y Pérez Brandán et al. (2011) reportan mayor R cuando el suelo no es laboreado en 0-5 cm de profundidad. En este estudio se encontró una correlación significativa entre R y MOP (r2=0,47, p<0,05 y r2=0,71, p<0,01, para 0-5 cm y 5-20 cm, respectivamente), demostrándose que la R responde a las variaciones de MOP, producidos por el sistema de labranza utilizado para la incorporación del efluente.

El Nan es un indicador del N potencialmente mineralizable (Npm) por los microorganismos (Echeverría et al., 2000) y la FA es un índice potencial de mineralización de P orgánico (Eivazi & Tabatabai, 1977). En este trabajo no se observaron diferencias significativas en ambos indicadores en las dos profundidades estudiadas (Tabla 2). Esto coincide con lo mencionado con Flowers & Arnold (1983) y Wienhold (2005), quienes no obtuvieron cambios significativos en el Nan al aplicar estiércol porcino. Mientras que, Balota et al. (2010) observaron mayor Npm en 0-5 cm sistemas de siembra directa comparado con una labranza convencional con la adición de efluente porcino. Por su parte, Toresani et al. (2009) reportaron mayor FA en superficie cuando el suelo no fue removido. Se evidenció una correlación significativa (p< 0,01) entre estos indicadores y la MOP en 0-5 cm (r2=0,67 y r2=0,66, para Nan y FA, respectivamente) y en 5-20 cm (r2=0,72 y r2=0,64, para Nan y FA, respectivamente). Los resultados del ensayo pueden deberse a la elevada cantidad de N-NH4+ en el efluente promoviendo la nitrificación cuando es I, y a los elevados contenidos de P en el suelo pudiendo inhibir la actividad enzimática.
Tabla 2. Valores medios de las variables químicas y biológicas de los tratamientos con diferentes formas y dosis de aplicación de efluente porcino en 0-5 cm y 5-20 cm de profundidad.

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De acuerdo al análisis de agrupamiento, la estructura de las BOA se separaron en dos grupos a un 55,3 % de similitud (Figura 2 a y b), dividiendo al tratamiento I 0 kg N ha-1 del resto. A su vez, los tratamientos que recibieron la dosis de 100 kg N ha-1 se separaron a un 74,2% de similitud con el resto de los tratamientos 0 kg N ha-1. En cuanto a la diversidad de las BOA no mostró cambios significativos (datos no mostrados). De esta manera, los cambios observados estarían respondiendo a los efectos de la remoción del suelo y a la aplicación del efluente porcino.

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Figura 2. a) Perfiles DGGE de la comunidad de BOA en suelo con aplicación incorporada (0 y 100 kg N ha-1) y superficial (0 y 100 kg N ha-1) de efluente porcino. b) Análisis de Agrupamiento: Dendrograma de similitud (UPGMA y coeficiente de Correlación de Pearson) obtenido a partir de los patrones de banda calculados del DGGE.

Resultados similares fueron observados por Peixoto et al. (2006) mediante DGGE y Lupwayi et al. (1998) usando otro método para evaluar la diversidad y estructura microbiana. Ambos encontraron cambios en la estructura de la comunidad cuando el suelo fue laboreado. Según estos autores, estos cambios pueden ocurrir en respuesta a la alteración en las propiedades físicas del suelo, como la agregación (Peixoto et al., 2006). Por lo tanto, la remoción superficial del suelo pudo afectar a la comunidad de las BOA.

El efluente porcino contiene varios nutrientes agronómicamente importantes. El N es considerado el de mayor importancia, predominantemente en forma de N-NH4+ (Hastings, 1997). Esta forma de N mineral representa el sustrato de los microorganismos nitrificantes (Kowalchuk & Stephen, 2001) impactando en su comunidad como en otras comunidades microbianas autóctonas (Hastings, 1997). Similares cambios observados en la estructura de las BOA por la aplicación de efluente porcino, también fueron reportados por Ros et al. (2006) e Innerebner et al. (2006) luego de comparar la estructura de la comunidad microbiana en general y las de las BOA entre un suelo con aplicación de compost de efluente porcino y un control. Por su parte, Innerebner et al. (2006) observaron también en un suelo tratado con fertilizantes minerales y orgánicos una muy baja diversidad del grupo.

CONCLUSIÓN

El efluente porcino es una valiosa fuente de N para los cultivos, pero la aplicación debe ser incorporada a fin de evitar pérdidas por volatilización. Sin embargo, la incorporación por medio de sistema de labranza afectó la actividad biológica del suelo. Además, el incremento de dosis de aplicación provocó mayores concentraciones de P y CE en el suelo. Son necesarios estudios a largo plazo a fin de evaluar los cambios en las propiedades del suelo, por aplicaciones sucesivas de efluente porcino.

AGRADECIMIENTOS

Agradecemos al personal del Área de Suelos y Producción Porcina de INTA Marcos Juárez por su colaboración en la realización de las tareas, especialmente a Domingo Villarruel.

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