INTRODUCCIÓN

La intensificación de la producción lechera, en los últimos años, generó un aumento en la eficiencia de producción, pero también un incremento en la generación de efluentes líquidos de tambo (ELT). En consecuencia, el manejo de los ELT se ha convertido en una actividad clave en los sistemas de producción de leche. Los ELT resultan de la combinación de estiércol, orina, alimentos suministrados en el tambo y agua de lavado de los pisos (^{Charlón et al., 2006}). Los ELT contienen nutrientes esenciales para el crecimiento de las plantas, mejoran la fertilidad del suelo y permiten aumentar la eficiencia de producción de los sistemas agrícolas-ganaderos (^{Gambaudo et al., 2014}; ^{Li et al., 2014}). La aplicación de ELT al suelo ha tenido una amplia difusión y adopción. Diversos estudios han mostrado efectos positivos y variados de la aplicación de ELT sobre las propiedades químicas y físicas del suelo así como una respuesta positiva en los rendimientos de los cultivos (^{Charlón et al., 2006}; ^{Gambaudo et al., 2014}; ^{Imhoff et al., 2014}). Por ello, correctamente utilizados, pueden constituir un valioso insumo para la producción agrícola, posibilitando la disminución y/o substitución del uso de fertilizantes inorgánicos.

Sin embargo, la aplicación de ELT al suelo puede producir altas emisiones de amoníaco (NH3) (^{Sommer & Hutchings 2001}; ^{Sagger et al., 2004}; ^{Li et al., 2014}; ^{He et al., 2016}). El NH3 puede actuar como una fuente secundaria de óxido nitroso y así contribuir indirectamente al calentamiento global (^{Laubach et al., 2015}; ^{He et al., 2016}). Por lo tanto, generar datos sobre la emisión de NH3 en sistemas productivos con y sin agregado de desechos pecuarios tiene importancia fundamental a nivel local, regional y nacional debido al impacto ambiental asociado a la contaminación por la emisión de NH3. La magnitud de la emisión de NH3 está influenciada por la composición de los ELT (contenido de materia seca, pH, carbono y contenido de nitrógeno total), forma de aplicación, condiciones climáticas (temperatura del suelo y del aire, velocidad del viento y las precipitaciones) y por las propiedades del suelo (pH, humedad del suelo, capacidad de intercambio catiónico) (^{Meisinger & Jokela 2000}; ^{Sommer & Hutchings 2001}; ^{Sagger et al., 2004}; ^{Misselbrook et al., 2005}; ^{Suter et al., 2013}; ^{Li et al., 2014}; ^{He et al. 2016}).

En la región central de Santa Fe, la aplicación superficial de ELT es uno de los métodos más difundidos para reutilizar los efluentes en los sistemas agrícolas-ganaderos. Por lo tanto, el conocimiento del efecto de la aplicación de ELT sobre la emisión de NH3 permitirá reducir el impacto ambiental de su uso y potenciar su empleo como fuente de nutrientes para los cultivos y como mejoradores de los suelos en los sistemas productivos. A pesar de la relevancia del tema existen pocos estudios que hayan evaluado el impacto de la aplicación superficial de ELT sobre la volatilización de NH3 en distintas estaciones del año. Por lo tanto, el objetivo de este trabajo fue cuantificar la emisión de NH3 por volatilización luego de la aplicación de diferentes dosis de efluentes líquidos de tambo en invierno y verano en un suelo de la región centro de Santa Fe (Argentina).

MATERIALES Y MÉTODOS

El experimento fue conducido en el campo experimental de la Facultad de Ciencias Agrarias de la Universidad Nacional del Litoral en Esperanza, Santa Fe (Argentina) (31° 26’ S, 60° 56’O) desde julio de 2017 hasta febrero de 2018. El clima del sitio experimental es templado húmedo con precipitaciones anuales medias de 900 a 1200 mm y una temperatura promedio anual de 18°C. El suelo es un Argiudol típico serie Esperanza con textura franco-arcillo-limosa. Los primeros diez centímetros del horizonte superficial presentan las siguientes propiedades: pH: 6,3 (1:2,5 suelo: agua), arena: 5%, arcilla: 24%, limo: 71%, carbono orgánico total: 16,1 g kg−1, nitrógeno total: 0,84 g kg−1, capacidad de intercambio catiónico: 15,9 cmolc kg−1.

Durante el período del experimento la superficie del suelo fue mantenida sin vegetación. Para las aplicaciones de ELT en las distintas estaciones del año se utilizó la misma parcela. Las aplicaciones se realizaron en invierno (julio) y verano (febrero). El efluente estabilizado fue colectado 2 h antes de cada aplicación de la tercer laguna aeróbica de una explotación lechera próxima al campo experimental. Dicha explotación cuenta con 3 lagunas para el tratamiento de ELT, la primera de ellas es anaeróbica, la segunda es aeróbica facultativa y la tercera (de donde se extrajeron las muestras de ELT) es aeróbica. El efluente inicial contenía heces, orina y agua proveniente del lavado de las instalaciones. En cada parcela el ELT fue aplicado en la superficie del suelo con regadera en forma manual. Los tratamientos consistieron en la aplicación por duplicado de tres dosis de ELT: 60 (D1), 120 (D2) y 180 m3 ha-1 (D3) y un tratamiento testigo (D0) sin aplicación de ELT, en parcelas de 10 m2 siguiendo un diseño completamente aleatorizado. En la Tabla 1 se presenta la caracterización química de los efluentes aplicados en las distintas estaciones del año.

Tabla 1 Caracterización química de los efluentes líquidos de tambo aplicados en las distintas estaciones del año. Table 1. Chemical characterization of the dairy cattle slurry applied to the soil in different seasons. 

El procesamiento de los datos y análisis estadístico se realizó con el programa estadístico R (^{R Core Team 2019}). La emisión de NH3 acumulado se modeló en función del tiempo (días) ajustando un modelo lineal mixto con estación y dosis como factores y la parcela como término aleatorio. El factor estación incluye las diferencias de temperatura de aire y de suelo así como las diferencias en la composición química del efluente aplicado. Se evaluaron las interacciones entre los factores estación y dosis con los efectos lineales y cuadráticos de tiempo. La complejidad del modelo se evaluó mediante test de máxima verosimilitud (LRT, likelihood ratio test) comparando los modelos más simples. Las diferencias entre pendientes (lineal o cuadrática) entre dosis y estación, o su interacción se determinaron mediante el procedimiento de comparación múltiple de Tukey con un nivel de significancia de 5%.

RESULTADOS

En la Tabla 2 se presentan los datos de temperatura y humedad relativa registrados durante el período de medición de la volatilización de NH3 luego de la aplicación de ELT. Las condiciones climáticas registradas durante el experimento fueron similares a la media histórica registrada para el lugar. Existen diferencias en la temperatura del aire y del suelo entre las estaciones del año. El invierno, como era esperable, presentó menores temperaturas respecto del verano. En relación a los valores de humedad relativa, ambas estaciones fueron húmedas.

Tabla 2 Datos meteorológicos de las estaciones del año correspondientes al período experimental. Table 2. Weather data of the seasons corresponding to the experimental period. 

La volatilización acumulada de NH3 durante los primeros cinco días (duración máxima común en ambas estaciones) fueron más bajas en invierno (14,8 a 27,2 kg N−NH₃ ha^-1, según dosis aplicada) que en verano (26,5 a 33,7 kg N−NH3 ha-1, según dosis) (Figura 1). En el invierno las mediciones se extendieron hasta que los tratamientos con aplicación de ELT no difirieron del testigo, mientras que en el verano se realizaron hasta la ocurrencia de un evento de precipitación superior a 10 mm.

Según el análisis de la varianza del modelo ajustado a los datos, la evolución del NH3 volatilizado acumulado puede describirse mediante una función cuadrática negativa (LRT = 133,86, p <0,0001), lo cual implica que las tasas de volatilización poseen un componente de incremento lineal y luego se tornan decrecientes en función del tiempo. La pendiente lineal del modelo, es decir, el aumento de la tasa de volatilización de NH₃ en el tiempo inicial (inmediatamente después de la aplicación del ELT), depende del efecto conjunto de la dosis aplicada y la estación del año. En cambio, el componente cuadrático, es decir el aumento a tasa decreciente de las tasas de emisión de NH₃ en función del tiempo es afectada de manera independiente por la estación y la dosis de ELT aplicada (Tabla 3).

Tabla 3 Análisis de la varianza para investigar los efectos interactivos de las estaciones del año (E), dosis (D) y tiempo (T) sobre la emisión de amoníaco. Table 3. Analysis of the variance to investigate the interactive effects of the seasons of the year (S), dose (D) and time (T) on the emission of ammonia. 

Figura 1 Pérdida acumulada de amoníaco luego de aplicar diferentes dosis de efluentes líquidos de tambo en las distintas estaciones del año. D0=testigo, sin aplicación de efluentes, D1 = 60 m³ ha^-1, D2 = 120 m³ ha^-1, D3 = 180 m³ ha^-1. La flecha indica un evento de precipitación. Figure 1. Accumulated loss of ammonia after applying different doses of dairy cattle slurry in the different seasons of the year. 

Figura 2 Tasa de volatilización de amoníaco (kg N ha^-1 día^-1) en las estaciones del año luego de aplicar distintas dosis de efluentes líquidos de tambo. La línea gruesa representa la tasa promedio de volatilización de cada estación del año. La tasa de volatilización en el tiempo 0 es igual a la derivada de la función cuadrática cuando T (tiempo) = 0. Figure 2. Initial volatilization rates of ammonia (kg N ha^-1 day^-1) in the seasons of the year after applying different doses of applied dairy cattle slurry. The thick line represents the average volatilization rate for each season. Volatilization rate at time 0 is the first derivative of the quadratic funtion at T=0. 

La tasa de volatilización de NH3 a través del tiempo muestra un patrón típico de incremento en las tasas luego de la aplicación de ELT y luego disminuye rápidamente (Figura 2). La tasa inicial de volatilización, en el invierno, no difirió entre los tratamientos que recibieron ELT (D1, D2 Y D3) pero fueron mayores respecto del testigo (D0).

En el verano no hubo diferencias en las tasas iniciales de volatilización de NH3 entre los distintos tratamientos (D1, D2 y D3) y el testigo (D0), siendo en promedio aproximadamente de 9,4 kg N−NH3 ha-1 día-1 (Figura 2, Tabla 4). Por otra parte, se observa que las tasas decrecen más rápido en verano (0,59 ± 0,09 kg N−NH3 ha-1 día-2), que en invierno (0,40±

0,03 kg N−NH3 ha-1 día-2) (Figura 2).

Tabla 4 Tasas iniciales de volatilización de amoníaco (kg N ha^-1 día^-1) en las distintas estaciones del año luego de aplicar distintas dosis de efluentes líquidos de tambo. Table 4. Initial volatilization rates of ammonia (kg N ha^-1 day^-1) in the different seasons of the year after applying different doses of dairy cattle slurry. 

La Tabla 3 muestra que la pendiente en la fase cuadrática de la curva es afectada de forma independiente por las dosis aplicadas y la estación del año.

En la Figura 3 y en la Tabla 5 se presentan las tasas de emisión de NH3 de las distintas dosis aplicadas y del tratamiento testigo. Estas tasas constituyen el promedio de las determinaciones de las dos estaciones de muestreo (verano e invierno) estudiadas y se observa que dichas tasas decrecen significativamente más rápido en los tratamientos que recibieron ELT independientemente de las dosis aplicadas respecto del testigo (D0). Las tasas de volatilización decrecieron 0,29 kg N−NH3 ha-1 día-2 en el testigo mientras que en los tratamientos con ELT la disminución fue en promedio 0,56 kg N−NH3 ha-1 día-2 (Tabla 5).

Tabla 5 Estimación y error estándar de las pendientes en la fase de aumento a tasa decreciente de las tasas de volatilización de amoníaco (kg N ha^-1) a través del tiempo en función de las distintas dosis de efluentes líquidos de tambo aplicadas. Table 5. EstimaE and standard error of the slopes of decreasing ammonia volatilization rates (kg N ha^-1) over time as a function of the different doses of applied dairy cattle slurry. 

Figura 3 Pendientes de las tasas de volatilización de amoníaco (kg N ha^-1) a través del tiempo en función de las distintas dosis de efluentes líquidos de tambo aplicadas. Figure 3. Slopes of ammonia volatilization rates (kg N ha^-1) over time as a function of the different doses of applied dairy cattle slurry. 

DISCUSIÓN

La aplicación superficial de ELT produjo emisiones de NH3 mayores durante el verano que en invierno (Figura 1). Las emisiones de NH3 están influenciadas por factores ambientales y las condiciones del suelo en el momento de la aplicación (^{Meisinger & Jokela 2000}; ^{Sommer & Hutching 2001}; ^{Sogaard et al., 2002}; ^{Misselbrook et al., 2005}). ^{Sommer et al. (1991)} indicaron que la temperatura del aire presenta una fuerte influencia sobre las emisiones de NH3. En este estudio, las diferencias en los valores de temperatura del aire y del suelo entre las estaciones del año explican en parte los resultados obtenidos (Tabla 2). La humedad relativa y la velocidad del viento fueron similares durante los días de medición en ambas estaciones (Tabla 2). Similares emisiones de NH3 en diferentes estaciones del año luego de la aplicación de ELT han sido reportadas por ^{Mkhabela et al. (2009}) y ^{Li et al. (2014}.

Las tasas de volatilización de NH3 inmediatamente después de la aplicación de los ELT (inicio del experimento) fueron mayores en los tratamientos que recibieron ELT respecto del testigo (en invierno) aunque no hubo diferencias entre las dosis aplicadas en ninguna de las estaciones medidas (invierno y verano) (Figura 2: diferencias en la ordenada al origen entre tratamientos y testigo (D0)). ^{Meisinger & Jokela (2000}) encontraron tasas variables de volatilización en función de las dosis de efluentes aplicadas. Estos autores indicaron que las diferencias estaban fuertemente vinculadas al equilibrio entre los fenómenos de infiltración y/o adsorción del efluente en el suelo vs. volatilización del amonio en el suelo. Otros autores reportaron menores pérdidas de NH3 con incrementos en la dosis aplicada (^{Sogaard et al., 2002}; ^{Mkhabela et al., 2009}). Estas menores pérdidas estuvieron relacionadas con el sellado del suelo que producen las elevadas dosis del efluente que actúa como una barrera que impide la difusión del NH3 entre el suelo y la atmósfera (^{Sommer et al., 2003}). En este estudio, durante la aplicación de las diferentes dosis de ELT no se observó encharcamiento en ninguna de las parcelas experimentales por lo que la similitud de las tasas de volatilización con el aumento de las dosis de aplicación podría deberse a que la velocidad de infiltración del ELT en el suelo fue similar entre los tratamientos, lo que permitió la adsorción del amonio del efluente en los sitios de intercambio del suelo (^{Sommer & Hutching 2001}). En relación con la estacionalidad, en verano las tasas de volatilización decrecen más rápido que en invierno. Estas diferencias en las tasas de volatilización se deben probablemente a condiciones predisponentes para la volatilización durante el verano como, por ejemplo, alta temperatura y radiación, respecto del invierno (^{Sommer et al., 1991}; ^{Moal et al., 1995}).

Por otra parte, las tasas de volatilización decrecen más rápido en los tratamientos con ELT que en el tratamiento control (Figura 3). La mayor tasa de pérdida de NH3 inmediatamente luego de la aplicación de ELT es debido a la mayor concentración inicial de nitrógeno amoniacal total en la solución del suelo y a un aumento del pH en la superficie del suelo que recibió efluente (^{Sommer & Hutching 2001}) y además se debe a procesos de emisión, infiltración y nitrificación en el suelo que recibió efluente respecto del control (^{Sommer & Sherlock 1996}).

CONCLUSIONES

La emisión de NH3 estuvo fuertemente condicionada por las condiciones ambientales y por la composición química del efluente. Las pérdidas fueron mayores en verano que en invierno. La aplicación de diferentes dosis de ELT no afectó las tasas iniciales de emisión de NH3. Sin embargo, la aplicación de ELT y la estación del año afectaron el ritmo de caída de las tasas de volatilización de NH3. Este resultado fue atribuido a diferencias en la concentración inicial de nitrógeno amoniacal y a condiciones climáticas predisponentes para la volatilización. Este estudio demuestra que las condiciones ambientales y en menor grado las dosis de ELT utilizadas deben ser consideradas para disminuir la pérdida de nitrógeno por volatilización de NH3 luego de la aplicación en superficie de ELT en suelos de la región central de Santa Fe.