EVOLUCIÓN DE LAS PROPIEDADES QUÍMICAS Y...
40
N. OKAL EPH Q :2og ':l. I Cod o Barras ,' \ 0':1 '?>o N .o R. Bi b. tt c¡ 8. 5" Si gnat. J:illB.Go.s H/a -(3)? /¿a:::f j XXXVIII CURSO INTERNACIONAL DE EDAFOLOGÍA Y BIOLOGÍA VEGETAL EF ' ECTO DE LA ADICIÓN DI3 TRES RESIDUOS ORGÁNICOS EN LA EVOLUCIÓN DE LAS PROPIEDADES QUÍMICAS Y BJoQuiMICAS DE DOS SUELOS DE CULTIVO ¡;¡ SEVILLA s '" '" o 't o o = r'"1 :.- CSIC .:? ",jl ..., Os BIBli OTECA CONSEJO SUPERIOR DE INVESTIGACIONES CIENTÍFICAS INSTITUTO DE RECURSOS NATURALES Y AGROBIOLOGÍA DE SEVILLA BURGO M/CI-38 2001 M a PILAR BURGOS DOMENECH (Licenciada en Ciencias Químicas) Junio de 2001
Transcript of EVOLUCIÓN DE LAS PROPIEDADES QUÍMICAS Y...
N.OKALEPH Q:2og ':l. I Codo Barras,' \ 0':1 '?>o ~ N.o R. Bib. tt c¡ 8.5"
Signat. J:illB.Go.s H/a -(3)? /¿a:::f j
XXXVIII CURSO INTERNACIONAL DE
EDAFOLOGÍA Y BIOLOGÍA VEGETAL
EF'ECTO DE LA ADICIÓN DI3 TRES
RESIDUOS ORGÁNICOS EN LA
EVOLUCIÓN DE LAS PROPIEDADES
QUÍMICAS Y BJoQuiMICAS DE DOS
SUELOS DE CULTIVO
¡;¡ SEVILLA s '" ~ ~ '" ~ m~ ~ o 't ~ o o = r'"1 ,;:¡ ,~ ~ ~ ~~ :.-
~ CSIC .:? ",jl ..., Os NITU ~"
BIBliOTECA
CONSEJO SUPERIOR DE INVESTIGACIONES CIENTÍFICAS
INSTITUTO DE RECURSOS NATURALES Y AGROBIOLOGÍA DE
SEVILLA
BURGO
M/CI-38
2001
Ma PILAR BURGOS DOMENECH
(Licenciada en Ciencias Químicas)
Junio de 2001
}
') ') ') ') ') ') ') ') ') ') ')
') ') ') ) ) ') )
)
) ) ) ) ) ) )
:> ) )
) ) ) ) ) ) ) } ) ) } ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) )
El presente trabajo se ha realizado en el marco del proyecto AGF96-0914
del Plan Nacional de I+D Agrario (CYCIT).
)
")
")
") ") ) ") ) ")
) )
) ) ) )
) ") ) )
) )
)
)
)
) ) )
) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) )
AGRADECIMIENTOS
Al Dr. Francisco Cabrera Capitán y a la Dra. Engracia Madejón por la dirección de este
trabajo, así como por su apoyo y amistad en todo momento.
Al Dr. Rafael López por sus consejos científicos, su colaboración y asesoramiento en
los análisis realizados.
Muy especialmente a las "hermanas pichichi" (Engri y Paola) a Charo a Lola y a
Patricia por su inestimable ayuda en el trabajo y sobre todo por los gratos momentos
que he pasado junto a ellas.
A todos mis compañeros de laboratorio que en mayor o en menor medida han tenido
que soportar mis nervios pacientemente, y, a los cuales no nombro por no cometer el
error de olvidarme de alguno de ellos.
A todo el personal del Instituto de Recursos Naturales y Agrobiología de Sevilla
perteneciente al CSIC y a todo su equipo directivo por haber puesto a mi alcance todos
los medios necesarios para la realización de este trabajo.
)
") ') ')
')
) ") ")
)
') ) ) )
) ) ) ) )
)
)
) )
)
) )
) ) )
)
) ) ) )
)
) ) ) )
)
)
) ) ) ) ) ) ) ) )
)
í"dice
ÍNDICE DE CONTENIDOS
l. INTRODUCCIÓN ....................................... ................................... ....................... ..... 1
1.1. Comarca Costa de Huelva. Degradación de los suelos de cultivo ..................... 1
1.2. Materia orgánica y fertilidad del suelo ... ... ..... ... ..... ..... ... .... ... ... ....... ..... .. ... .... ... . 2
1.3 . Problemática actual de los residuos .................. .................... ..... ..... .................. .. 3
1.4. Importancia del reciclaje de los residuos orgánicos en agricultura ...... .. ... ......... 4
1. 5. El Alpechín .. ......................... ........ ...... .. .. ... ..... ..... ................... ... ............ .... ....... .. 5
1.6. Residuos sólidos urbanos ............ .............. ........................................... ............... 8
1.7. Residuos de papelera ................. .... ...... .... ... ........ ... ......................... ......... ........ 11
11. OBJETIVOS ........... .. ........... ............ .............. ......................................................... 15
111. MATERIALES Y MÉTODOS ............................ .... .... ..... .... .... ........ ................... . 17
m.l. Diseño experimental ........................... .. ......................................................... 17
III.2. Caracterización de los materiales .... .. ... ........ ............... .. ........ .......... ............... 17
III.2.1. Características analíticas de los suelos ............................... .. ............ 17
III.2 .2. Características analíticas de los productos orgánicos ...... ...... .. ......... . 19
III.3 . Análisis de los suelos ........................... ...... ... ... ................ ...... ....... ... ........... .. 22
II1.3.1. Toma y preparación de muestras .................. ............ ......... ................ 22
m.3.2. Determinaciones analíticas ........... ......... ....... ... ................................. 22
m.4. Análisis de los productos orgánicos ........ .................. ..... ... ........................ ..... 26
III.4.1. Toma y preparación de muestras ................. ... ... ... ............................ 26
III.4.2. Determinaciones analíticas .................... ........ .. ... ...... ..... ... ......... ....... 27
m.5. Tratamiento estadístico de los resultados .............. ............... .. ........ ................ 28
IV. RESULTADOS Y DISCUSIÓN ................................................. .. ........ .. ............. 29
IV .1. Evolución del pH .... .. .. ..... .......... ...... ........... .............. ... ....... ....... ... ...... ......... . 29
IV.2. Evolución del nitrógeno ... ..... ..... ... ........................... ........... ..... .......... .. .. ... ... . 30
IV.3. Evolución del fósforo disponible ... ... ... .... ... ............. ........... ..... ..................... 36
IV.4. Evolución de los metales pesados disponibles .................. ..................... ...... 37
IV.5. Evolución de las fracciones de carbono .. ..... .... ...... .... .... .... ... ..... ...... ..... ....... . 40
1
)
') ') ')
')
) ) ') ')
') ) )
') )
) .) :) ') ')
:)
:) 1) :) :) 1) .)
:::> J .) ') .)
:::> .) .) .) ) ,) ) .) .) .) .) ,) .) .) .) .) .)
.)
I. b,troduccióu
I. INTRODUCCIÓN
1.1. LA COMARCA COSTA DE HUELVA. DEGRADACIÓN DE LOS
SUELOS DE CULTIVO
Los cultivos de fresón y naranjo han experimentado un extraordinario desarrollo
en los últimos años en la "Comarca Costa de Huelva" lo que ha provocado el despegue
económico de esta zona.
Una gran parte de los suelos en los que se cultivan el fresón y el naranjo son
arenosos y suelen presentar valores de materia orgánica muy bajos, consecuencia lógica
de las condiciones de oxidabilidad y actividad microbiana que caracterizan a nuestro
entorno, de las prácticas intensivas a las que son sometidos estos cultivos y del uso
excesivo de fertilizantes minerales para alcanzar las máximas producciones. Todo ello
supone la degradación de los suelos de cultivo con el consiguiente empobrecimiento en
el contenido de materia orgánica (Wallace, 1994; Giusquiani el al., 1995; Bullock,
1997).
La degradación de un suelo supone ante todo una disminución de su capacidad
productiva, debido a cambios en sus propiedades fisicas, fisico-químicas, químicas,
bioquímicas y biológicas que conducen a la pérdida o disminución de su fertilidad
(García et al. , 1994a; Pascual, 1995) .
Resulta pues evidente el interés que tiene, para la agricultura de la zona, la
incorporación de materia orgánica a los suelos, circunstancia que podría, además,
mitigar el exceso de abonado inorgánico que con frecuencia se produce en nuestros
suelos de cultivo. Expertos de la FAO recomiendan actualmente que se realice una
juiciosa combinación de abonos minerales con productos orgánicos locales, con el [ro
de potenciar, en lo posible, una agricultura sostenible (Sequi, 1996) .
Es precisamente en este marco de la agricultura sostenible donde se podría
encuadrar el uso de enmiendas orgánicas (sustancias que mejoran las propiedades
fisicas, químicas y biológicas de los suelos). Estos materiales pueden aportar al suelo la
materia orgánica necesaria para aumentar y mantener su fertilidad dentro de unos cauces
de sostenibilidad .
1
J "1 "1 "1 "1 )
"1 ") ") ") ')
')
') ) ) ") ")
")
)
:> ) ") :)
) ) ) )
J )
J )
J J J ) ) ) ) ) )
J J
)
J J
l. IIItroducción
1.3. PROBLEMÁTICA ACTUAL DE LOS RESIDUOS
Los residuos pueden ser definidos como materiales generados en actividades de
producción y consumo que, en el contexto en que se producen, no alcanzan ningún valor
económico por falta de una adecuada tecnología o por la inexistencia de un mercado.
Según Fuller y Warrick (1985) el suelo es un gigantesco sistema de
biodegradación, capaz de incorporar residuos vegetales y animales hasta hacerlos
indistinguibles de sus propios componentes. Históricamente la humanidad ha utilizado
el suelo como receptor de residuos, ya fuese abandonándolos o extendiéndolos en su
superficie y enterrándolos en las labores, como es el caso del estiércol. Estas formas
tradicionales de deshacerse de los residuos no llegaban a superar la capacidad de
incorporación/transformación del suelo, y por ello no provocaban efectos desfavorables
para el medio ambiente, antes al contrario, mejoraban la fertilidad del suelo. Los
cambios operados en la sociedad actual han hecho aumentar considerablemente los tipos
de residuos, su cantidad y peligrosidad, de forma que resulta ineficaz la práctica
tradicional de abandonarlos o de incorporarlos al suelo de manera incontrolada.
La producción generalizada de residuos hace que la aplicación de éstos al suelo
haya dejado de contemplarse desde la óptica de su posible valor fertilizante, a pasar a
ser un problema medioambiental y agrícola; medioambiental, por el riesgo de
contaminación y agrícola, por los desequilibrios nutricionales que el empleo masivo de
tales residuos puede provocar.
Los problemas de salud pública, la optimización de los usos de los suelos, de
calidad de los mismos y ambientales, obligan a buscar soluciones satisfactorias para el
manejo y eliminación de los residuos, así como para el tratamiento de suelos
contaminados. Las ciudades, la industria y la agricultura demandan sitios en donde
desechar sus residuos o métodos para tratarlos de forma que no provoquen impactos
medioambientales. Así pues, los métodos comúnmente empleados hasta mediados de
los ochenta para la eliminación de residuos a gran escala, fueron la acumulación en
vertederos controlados y la incineración, en el caso de los residuos sólidos, y técnicas de
almacenamiento en balsas, en el caso de residuos líquidos. Estos métodos llevan
aparejado, por un lado la negación del posible valor de los residuos, y por otro la
aparición de nuevos desechos (por ej: , lodos), así como fenómenos colaterales de
3
') ') ') ') ) ')
')
')
')
)
')
) :) :)
:> ) )
) ) )
) ) ) ) ) ) ) ,) ) ) ) ) ) ,) ) ) )
)
J )
l . Introducción
ausencia de riesgos sanitarios e higiénicos para la población (malos olores, aparición de
insectos, etc.), deben ser analizados detenidamente, previo a su empleo en agricultura.
Con objeto de facilitar la difusión de la utilización agrícola de los residuos orgánicos y
la buena aceptación entre los agricultores, habría, además, que procurar que el
transporte fuese económico y que no se requiriesen prácticas agrícolas especiales en su
manejo (Fuller y Warrick, 1985).
En un intento por regular todos estos aspectos aparecen las primeras bases legales
sobre uso agronómico de los residuos: R.O. 1310/1990 sobre utilización de lodos de
depuradora en el sector agrario; y el R.O. 887/1991 que fija los requisitos para la
clasificación de abonos orgánicos, organominerales y enmiendas orgánicas sólidas.
1.5. EL ALPECHÍN
Se denomina alpechín al efluente acuoso procedente de las almazaras, en el
proceso de elaboración del aceite de oliva a partir de la aceituna. Viene determinado por
el agua de vegetación del fruto (40-50% del peso de la aceituna), con sustancias
disueltas propias del mismo (sales, azúcares, glucósidos, etc.). También comprende el
agua utilizada en las distintas fases de la elaboración del aceite (acondicionamiento del
fruto, añadida durante los procesos en molinos, batidoras y centrifugas), y las
correspondientes a la limpieza de las instalaciones. El resultado es un zumo de color
rojizo oscuro, debido a la presencia de pigmentos antociánicos, que rápidamente, y
como consecuencia de una serie de factores (alta temperatura, sustancias orgánicas
disueltas, reacciones enzimáticas, etc.), fermenta convirtiéndose en un líquido de color
negro y olor característico.
Su composición química es variable, en función de la variedad de olivo, sistema
de cultivo, grado de madurez del fruto y tiempo de almacenamiento previo a la
molienda. Pero fundamentalmente esta variación está en función de la tecnologia
empleada en la extracción del aceite (Cuadros García, 1989; Martínez Nieto y Garrido
Hoyos, 1994).
Dependiendo de estos factores , el contenido de agua del alpechín puede oscilar
entre 83 y 94%, entre 4 y 16% el de materia orgánica y entre 0,4 y 2,5% el de sales
minerales (Ramos-Cormenzana, 1986).
5
)
J J J
J
') ')
J
)
') ')
) )
') ')
')
.)
.)
.)
.)
.)
.)
.)
.) ,)
.)
.) ) ) )
) ) .) ) ) ) ) )
) )
)
l. Introducción
1992; López y Cabrera, 1993; Cabrera, 1994; González Femández el al., 1994;
Martínez Nieto y Garrido Hoyos, 1994). Todos ellos comentan las ventajas e
inconvenientes de su utilización como fertilizante.
Por otra parte el uso directo de alperujo como fertilizante está bastante limitado
por su alta relación C/N (40-50) que podría ocasionar riesgos de "hambre de nitrógeno"
en las plantas (Madejón et al., 1998).
Por todo esto es aconsejable someter a ambos residuos a un proceso de
estabilización como es el compostaje. En el caso del alpechín debido a su carácter
líquido se hace necesaria la mezcla con sustratos sólidos y en el caso del alperujo sería
conveniente aportar un sustrato rico en N con el objeto de bajar su relación C/N.
Muchos de los inconvenientes de la aplicación directa de los alpechines a los
suelos, podrían reducirse o eliminarse mediante co-compostaje con otros residuos
agrícolas (orujo de uva, , etc.) (Cabrera el al., 1990; Tomati y Galli, 1992; Cegarra et
al., 1995; Tomati et al., 1995). Estos composts, además de no mostrar fitotoxicidad,
presentan la ventaja de tener efectos beneficiosos para la fertilidad de los suelos.
Además, su uso aumenta el poder de retención del agua del suelo y la capacidad de
cambio catiónico, y mejora las propiedades fisicas del mismo (Amirante, 1990) .
Algunos de estos composts derivados del alpechín son ya productos comerciales,
como el FERTIORMONT®, un producto procedente de los lodos de las balsas de
evaporación que es el que se ha utilizado en este trabajo. Experimentos previos
realizados con este compost sólido, pusieron en evidencia su madurez e idoneidad para
su utilización agrícola (Cabrera el al., 1990; López el al., 1993; Murillo el al., 1995;
Martín-Olmedo, 1996). Por consiguiente, resultan evidentes las grandes posibilidades
de reciclaje que ofrece el alpechín, práctica muy recomendable y que estaría en total
consonancia con las recientes recomendaciones de la F AO sobre la reutilización de
fuentes locales de materia orgánica en las propias zonas donde son generadas (Sequi,
1996).
El co-compostaje del alperujo con residuos ricos en N ha sido también llevado a
cabo en algunos trabajos poniéndose de manifiesto el adecuado valor fertilizante de los
composts obtenidos (Benítez-Camacho el al., 2000; Sainz et al., 2000) .
7
)
) ) , )
)
)
)
)
)
)
)
)
) )
)
)
)
)
)
> )
)
)
)
)
)
)
> I I I )
)
) )
)
)
)
)
)
)
I I I I I I I I I I I I I I I
/ . ¡IItrodllCci611
La producción de residuos urbanos se ha incrementado de forma considerable en
los últimos años agravando el problema de la eliminación. En el caso concreto de
Andalucía se generan más de 3.200.000 de Tm por año de residuos urbanos (Junta de
Andalucía, 2000). La acumulación de estas grandes cantidades de basura acarrea serios
problemas medioambientales, por lo que se hace necesario una correcta gestión de estos
residuos.
El vertido incontrolado de basuras, ha sido uno de los sistemas de eliminación
más utilizado en nuestro país, y todavía hoyes el más adoptado por pequeñas
poblaciones. Estos vertederos han sido progresivamente sustituidos por vertederos
controlados donde las basuras son acumuladas, compactadas y enterradas en lugares
previamente habilitados para ello, situados en terrenos con ciertas características
geológicas e hidrológicas, y sometidos a control periódico. No obstante, este tipo de
vertederos puede plantear problemas si su ubicación no es la adecuada (filtraciones).
Además, todavía no se conoce bien de qué forma puede evolucionar la enorme cantidad
de basura acumulada en ellos. Y, sobre todo, supone la pérdida de una ingente cantidad
de materia orgánica.
La incineración, otra de las alternativas existentes para la eliminación de basuras,
también supone la pérdida de materia orgánica para su posible utilización en suelos de
labor, además de ser un proceso caro, ocasiona contaminación atmosférica y plantea el
problema adicional de la eliminación de las cenizas resultantes.
Por todo ello, la política actual de gestión de los RSU tiende a sustituir este tipo
de sistemas por la reutilización y el reciclaj e que permite el reciclado de vidrios,
plásticos y metales y la recuperación de la materia orgánica. La ley 7/94 de Protección
Ambiental y el Decreto 283/95 de Residuos tienen como objetivo promover la
reducción, fomentar la recogida selectiva e incentivar la valorización el reciclaje y la
reutilización de los residuos, así como la eliminación de todos los depósitos de residuos
incontrolados.
En Andalucía se han dado importantes avances en la gestión de los RSU en los
últimos años y prueba de ello es: la implantación de plantas de recuperación y
compostaje, con altos porcentajes de recuperación de materia orgánica para
aprovechamiento como compost, la reducción en el número de vertederos incontrolados
9
1 ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ')
')
') ') :)
) ) :)
') ') :) :)
') ') )
:) ) :) ') :)
) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) )
J J
L Introducción
los casos relacionados con la falta de madurez y la aplicación de dosis muy altas
especialmente en suelos ya de por sí fértiles (Cabrera el al., 1987; Murillo el al., 1995).
a) Efectos belleficiosos:
La influencia de la aplicación de los composts en las propiedades fisicas está
relacionada con la mejora de la estructura del suelo y se traduce en:
Reducción de la densidad aparente
Aumento de la estabilidad de los agregados, 10 que conlleva a una mejora de
la aireación y del drenaje.
Incremento de la capacidad de retención de agua.
Aumento de la temperatura del suelo.
En el aspecto biológico los composts tienen también efectos positivos, ya que
favorecen la coexistencia de diversas especies de microorganismos e incrementan la
microflora del suelo.
Entre los efectos químicos que los composts ocasionan en el suelo destacan:
Incremento del pH del suelo.
Incremento de la crc. Aporte de elementos nutritivos tanto de macro como de micronutrientes.
Potenciación de la accesibilidad del K y del P a la planta.
Formación de complejos con la materia orgánica.
b) IlIcollvellielltes:
Efectos negativos derivados del proceso de compostaje: falta de madurez y
presellcia de materiales illertes.
Efectos negativos derivados de la naturaleza del producto: exceso de salillidad
y presellcia de metales pesados.
En general, la copiosa bibliografia acumulada durante años pone de manifiesto
que los composts urbanos, si están suficientemente estabilizados, presentan una
composición fisico-química adecuada y son debidamente utilizados, pueden
proporcionar ventaj as agronómicas interesantes.
1.7. RESIDUOS DE PAPELERA
La materia prima empleada en la fabricación de la pasta de papel es la madera y,
básicamente, la obtención del papel implica la rotura mecánica o química de la fibra de
11
)
') ) ) )
)
)
') ) ) )
) ) ) ) ) ) ) ) ) )
)
)
)
)
) ) ) ) )
) ) )
) )
) )
) ) )
) ) ) )
)
l flJlroducción
el proceso para potenciar la actividad microbiana, aumentar la floculación y agilizar la
eliminación de las partículas suspendidas (Norrie y Fierro, 1998).
La reducción de los residuos es una de las metas actuales de la industria de pasta
de papel, la cual ha experimentado cambios notables durante la pasada década ya que
cada vez se ve más afectada por la legislación medioambiental. La UE es el quinto
productor de pasta de papel en el mundo después de USA, Canadá, Japón y Suecia,
concentrándose su producción en el Reino Unido, Bélgica e Italia (unas 600.000 Tm
año- I) España y Portugal (alrededor de 1,5 millones de Tm año- I
) y Alemania y Francia
(sobre 2 millones de Tm año- I).
Durante los años 60 Y 70, la práctica más común para solventar el problema de
vertido de los lodos fue su enterramiento en vertederos, pero la escasa capacidad de los
vertederos y el aumento constante de residuos, causó problemas medioambientales. Otra
forma de eliminarlos es mediante incineración, pero este proceso también conlleva toda
una problemática contaminante adicional, ya discutida en el apartado destinado a
residuos sólidos urbanos.
Por todo ello, la adición directa a los suelos (materia prima sin tratar) o después de
algún proceso (compostaje), parece ser una alternativa interesante desde el punto de
vista medioambiental al vertido de los lodos, a la vez que se aprovechan como fuente de
materia orgánica.
Se han realizado numerosos estudios sobre las ventaj as de la utilización de los
lodos de papelera como enmendantes de suelos (Aitken el al., 1995; Phillips, el al.,
1997). Trabajos realizados en campo e invernadero con especies arbóreas, cultivos
agrícolas y cultivos hortícolas han puesto de manifiesto que la adición de los lodos de
papelera incrementan los contenidos de materia orgánica del suelo con todos los
beneficios que esto conlleva: incremento del rendimiento de los cultivos (Henry, 1991;
Cabral y Vasconcenlos, 1993a; Phillips el al., 1997), mejora de las propiedades fisicas
del suelo (Zhang el al., 1993; Tripepi el al., 1996), aumento de la capacidad tampón en
suelos ácidos (Cabral y Vasconcelos, 1993a, 1993b; Feagley el al., 1994; Carneiro y
Santos, 1995; Nunes, 1996) y suministro de nutrientes (lodos secundarios y
combinados). Recientemente, ha sido destacada su idoneidad para controlar el lixiviado
de nitratos en zonas vulnerables (Vinten el al., 1998).
13
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
) )
)
)
)
)
)
> ) , > )
)
) , > ~ ~
~
> ~
> ~
> )
)
)
> > ~
~ )
~
~
~ )
)
~
• ~
• • ~
• • )
ll. Objetivos
11. OBJETIVOS
El objetivo fundamental de este trabajo es estudiar la capacidad de tres residuos
orgánicos (compost de alpechín, compost de residuos sólidos urbanos y residuo de
papelera) para aumentar y mantener la fertilidad química y bioquímica de dos suelos
representativos de la Comarca Costa de Ruelva.
Se han perseguido los siguientes objetivos específicos:
1. - Caracterizar los productos orgánicos utilizados.
2.- Estudiar la descomposición de estos residuos en el tiempo, examinando
su evolución en los suelos bajo condiciones controladas en el laboratorio.
3.-Evaluar en los suelos la incidencia que los residuos ejercen sobre el pR,
la mineralización del N orgánico y el contenido de metales pesados.
4.- Determinar la influencia de los residuos sobre la evolución de la materia
orgánica y sus fracciones y la evolución de las actividades enzimáticas que
intervienen en los ciclos de los principales elementos del suelo (C,N,P).
15
)
)
) )
)
)
)
)
)
) )
) ) )
) ) ) )
) )
) ) ) ) ) ) ) )
) )
) )
) )
) ) ) ) ) ) )
)
)
) ) ) ) ) )
) ) ) )
) ) ) ) )
)
Jl/. Materiales y métodos
lB. MATERIALES Y MÉTODOS
111. 1. DISEÑO EXPERIMENTAL
Para llevar a cabo los experimentos de incubación en el laboratorio se tomó
suficiente cantidad de los 20 primeros cm de los suelos, en distintos puntos de zonas no
fertili zadas de la parcela. Los suelos se dejaron secar al aire, se molieron y se tamizaron
hasta 2 mm y se conservaron en un lugar seco hasta que se mezclaron con los residuos
para iniciar la incubación.
Para la incubación, se mezcló y homogeneizó, en un recipiente de 1,5 1 de
capacidad, 1 kg de suelo con 20 g de producto orgánico, lo que equivale a 50 Tm ha'l.
Con cada suelo se establecieron cuatro tratamientos, uno con cada producto orgánico,
además de un control sin la adición de materia orgánica. El experimento se llevó a cabo
en un diseño de bloques al azar, con tres replicados por tratamiento y suelo.
Las muestras se humedecieron hasta el 70% de la capacidad de campo, añadiendo
agua destilada y se dejaron en una cámara de ambiente controlado a una temperatura
constante de 28°C y en la oscuridad. Durante el período de incubación se mantuvo esa
humedad inicial en las muestras reponiendo periódicamente las pérdidas de agua por
evaporación.
A las O, 1, 2, 4, 6, 9, 16,24, 32 Y 40, semanas del comienzo del experimento se
tomaron muestras de suelo, a las que una vez homogeneizadas se les determinó el
contenido de humedad. Una parte de dichas muestras se reservó a 4°C, para las
determinaciones bioquímicas, y el resto se destinó a los restantes análisis,
manteniéndolas en bolsas con cierre hermético y preservadas de la luz.
III.2 CARACTERIZACIÓN DE LOS MATERIALES
111.2.1. Características analíticas de los suelos
El experimiento de incubación se han realizado con dos tipos de suelos muy
representativos de las zonas fresera y hortícola de Huelva. El de la primera zona (Suelo
A) es un Typic Endoaquept (Soil Survey Staff, 1996) arenoso, localizado en una
17
)
') ') ') ') ') ')
)
')
') ')
') ) ) )
') ') ') ') ') ')
') ) ') ) ')
) )
)
) )
)
)
) ) ) ) ) ) ) ) ) )
)
)
) ) )
)
/11. Materiales y métodos
En cuanto al contenido de metales totales, los valores en ambos suelos no superan
en ningún caso los valores típicos de los suelos no contaminados, encontrándose muy
por debajo de los límites establecidos para suelos a los que se pueden aplicar lodos de
depuradora (Tabla m.2)
Tabla 111.2 Concentraciones típicas de metales totales en suelos no contaminados
(Kabata-Pendias y Adriano, 1995)" y Valores límites de concentración de metales
pesados en suelos a los que se pueden aplicar lodos de depuradora (BOE nO 262,
1990)·.
Elemellto
en (mg kg-') Zn (mg kg-') Ni (mg kg-') Pb (mg kg-') er (mg kg-') ed (mg kg-')
Concentraciones típicas en suelos no contallÚnados2
20 80 25 50 50
0,5
Valores límites en suelos con aplicación de lodos de depuradorab
.I'H<7 50
150 30 50
100 1
.l'.H>7 210 450 112 300
50 3
111.2.2 Características analíticas de los productos orgánicos
Se han empleado tres tipos de productos orgánicos: 1) un compost de lodos de
alpechín, CA; 2) un compost de residuos sólidos urbanos, CRSU y 3) un residuo de
papelera, RP.
El compost de alpechín es un producto, comercializado bajo el nombre de
FERTIORMONT® y fue suministrado por Fertilizantes Orgánicos Montaña S.A. de
Gilena. Está preparado mediante el co-compostaje de una mezcla de lodos de balsas de
evaporación de alpechín (50%) y de restos vegetales diversos (orujo de aceituna y uva,
pulpa de girasol, restos de poda de olivos, borra de algodón, restos vegetales de cereales
y leguminosas, etc.). El compost de residuos sólidos urbanos fue suministrado por
ENSIDESA y procede de la Planta de Reciclaje de Residuos Sólidos Urbanos de
Villarrasa (Huelva), la cual utiliza un sistema abierto de pilas volteadas con aire forzado
para el compostaje. El residuo de papelera es un producto sin compostar procedente de
la empresa ENCE, S.A. de la industria papelera de San Juan del Puerto (Huelva). Las
características principales de cada uno de ellos se muestran en la Tabla m.3.
19
)
') ') ') ') ') ) ')
') ') ') )
)
) ) )
') ') ') ') ')
¡)
.)
.)
.)
.)
.) ) .)
J
) .) ) .) .) .)
.)
.)
.)
JI/. Materiales y métodos
En general, todas las características medidas en el compost de alpechín, se
encontraron dentro de los intervalos normales establecidos por otros autores para este
producto (Martín-Olmedo, 1996; Cabrera et al., 1997). De la composición química del
compost de alpechín, se deduce que se trata de un producto razonablemente ríco en C
orgánico, aunque moderado de N y con un contenido alto de Ca, aspecto importante para
su aplicación en suelos ligeramente ácidos con predominio de arena. Por otro lado, se
puede constatar que se trata de un producto estabilizado con una relación CIN óptima.
Lo más destacable es el alto contenido en algunos metales, aunque todos ellos muy por
debajo de los límites máximos permitidos por la legislación española: Cd, 10 mg kg'!;
Cu, 450 mg kg'!; Cr, 400 mg kg"!; Ni, 120 mg kg'!; Pb, 300 mg kg'! ; Zn, 1100 mg kg'!
(BOE n° 131, 28/5/1998).
El compost de residuos sólidos urbanos utilizado Es un producto muy rico en C
orgánico y presenta, concentraciones de N-Kjeldahl superiores a la mínima de 10 g kg'!
de N exigida por la legislación española para composts (BOE n° 146, 19/06/91;
Trasierra, 1997). El valor de la relación CIN está cercano al óptimo de 20 indicado por
Nogales et al. (1982). Los contenidos medios de P20S, K20, Ca y Mg son lo
suficientemente elevados como para suponer aportes considerables de estos nutrientes
cuando se aplican a los suelos. A todos estos aspectos positivos hay que añadir que, los
contenidos de metales pesados están muy por debajo de los máximos permitidos por la
legislación española (BOE n° 13 1, 1998).
El residuo de papelera utilizado, posee un alto contenido de C orgánico, pero muy
bajo contenido de N-Kjeldahl, lo que origina valores muy altos de la relación CIN. Esta
es una circunstancia negativa desde un punto de vista agrícola, porque su aplicación al
suelo podría provocar imnovilización de N por parte de los microorganismos del mismo.
En cuanto a los demás nutrientes, cabe destacar el bajo contenido K20; el elevado
contenido de Mg, así como los contenidos altos de P20 S Y Ca. En general, ha presentado
valores altos de metales pesados, que en el caso del Cu y el Zn superan los máximos
permitidos por la legislación española (BOE n° 131, 28/5/1998).
En cuanto a las actividades enzimáticas, de los tres productos aplicados, los
valores más altos de actividades enzimáticas han correspondido al CA y los más bajos al
RP.
21
J ') ')
) ) ) ')
)
)
)
) )
) ) ) )
)
.) ) ) ) ) ) .) .) .) )
JI/. Materiales y métodos
Determillacióll del carbollo de los ácidos ll/ímicos (AH)
Su determinación se realizó según los Métodos Oficiales del Ministerio de
Agricultura (1986), en una alicuota del EHT que se llevó hasta pH = 1 con ácido
sulfúrico concentrado. El precipitado de ácidos húmicos se lavó con sulfúrico O,OOIN,
se disolvió en hidróxido sódico 0,5 N. En una alicuota de este extracto, llevada a
sequedad, se valoró el C orgánico oxidable mediante el método de Walkley y Black
(1934). El contenido de C de los ácidos húmicos se expresó en g kg- I de C en muestra
seca.
Determillacióll de la materia orgállica lábil
La extracción de la materia orgánica lábil del suelo se hizo con agua destilada en
la relación 1: 10. En este extracto se determinó: carbono hidrosoluble, carbohidrato s y
compuestos fenólicos.
Carbollo hidrosoluble
Se determinó tratando con K2Cr207 2 N en presencia de H2S04 a 100°C durante 1
hora una alícuota del extracto acuoso. Las medidas de C hidrosoluble se realizaron por
espectrofotometría a 590 nm frente a una recta de calibrado compuesta por las medidas
de absorbancia de muestras con concentraciones conocidas de glucosa tratadas de igual
forma que el extracto acuoso (García et al., 1990).
Carbohidratos solubles
Los carbohidrato s en el extracto acuoso se determinaron por el método de Brink et
al. (1960), tratando una alícuota con el reactivo de antrona (0,2% en ácido sulfúrico
concentrado), agitando y calentando durante 10 minutos en baño María. Al extracto frío
se le midió la absorbancia a 630 nm y se comparó con los valores de muestras de
glucosa con concentraciones conocidas, tratadas de igual forma que el extracto de suelo.
Compuestos (ellólicos
Se determinaron según el método de Folin modificado (Kuwatsuka y Shindo,
1973), tratando una alícuota de extracto acuoso, a temperatura ambiente durante 30
minutos, con carbonato sódico al 3% y sulfato de cobre al 0,06%, y posterior adición de
reactivo Folin diluido 1:4 con agua destilada. A la disolución resultante se le midió la
absorbancia a 578 nm y se comparó con los valores de muestras de ácido p-cumárico
con concentraciones conocidas, tratadas de igual forma que el extracto de suelo.
23
J ) ) ) ) , ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) )
) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) )
fll. Materiales y métodos
Determinación de fósforo disponible
El fósforo disponible se determinó por el método de Olsen et al. (1954),
extrayendo el P con una disolución 0,1 N de NaHC03 a pH 8,5, (relación suelo:agua
1 :20) en presencia de carbón activo. En el extracto neutralizado se determinó el fósforo
por colorimetria por el método de Murphy y Riley (1962). Los resultados se expresaron
en mg kg·\ de P-P04 sobre peso seco de suelo.
Determinación de metales disponibles con DTPA
Se siguió el procedimiento de Lindsay y Norvell (1973): extracción durante 2
horas con ácido dietilentriaminopenta-acético (DTPA) 0,005 M, CaCIz 0,01 M Y
trietanolamina 0,1 M a pH 7,30. En los extractos se determinaron los metales pesados
por espectrofotometria de emisión de plasma en un Espectrómetro Thermo Jarrell Ash,
modelo IRIS Advantage, frente a curvas patrón adecuadas al intervalo de concentración
de cada elemento. Los resultados se expresaron en mg kg-\ de metal sobre suelo seco.
Parámetros bioquímicos en suelos
Actividad deshidrogenasa
Se determinó según el método de García el al. (1993), basado en la incubación de
una muestra de suelo húmedo durante 20 horas en oscuridad en presencia de una
disolución de cloruro de 2-p-iodofenil-3-p-nitrofenol 5-fenil tetrazolio (INT) al 0,4 %.
Al final de la incubación el suelo se extrajo con metanol agitando vigorosamente
durante un minuto. Paralelamente, se preparó unos controles sin INT.
La absorbancia del extracto se leyó en espectrofotómetro a 490 nm frente a una
recta patrón preparada con distintas concentraciones de INTF (iodonitrofenil
formazano). Los resultados se expresaron en mg kg·\ h-\ de INTF en suelo seco.
Actividad fosfatasa
Se determinó según el método de Tabatabai (1994) basado en la incubación de una
muestra de suelo en presencia de tampón maleato 1,1 M (pH 6,5) Y de una disolución de
paranitrofenil fosfato (pNPF) 0,115 M, durante una hora y media a 37°C. Después de
enfriar, la muestra se extrae con una disolución de cloruro cálcico 0,5 M y. de hidróxido
sódico y se separa el sobrenadante por centrifugación.
25
)
) ) ) )
) )
)
) ) ) )
) ) ) ) ) ) )
) ) ) ) )
) ) ) ) ) ) ) ) )
) ) } ) ) ) )
) ) ) ) )
) ) )
) ) ) ) }
)
111. Materiales y métodos
111.3.2. Determinaciones analíticas
El análisis de los productos orgánicos objeto del presente estudio se efectuó
siguiendo los Métodos Oficiales de Análisis del Ministerio de Agricultura (1986) para
productos orgánicos y fertilizantes.
DetermillaciólI de la Humedad o materia seca
La determinación de la humedad se realizó por gravimetria, secando las muestras
a 105°C hasta peso constante (Ministerio de Agricultura, 1986). El resultado se expresó
sobre peso total húmedo de muestra. En el caso del RSU la materia seca se refirió al
peso antes de la separación de inertes.
DetermillaciólI del pH y de la COllductividad eléctrica
El pH Y la CE se determinaron en el sobrenadante líquido del extracto 1:5 p/v,
después de agitar la mezcla durante 30 minutos, centrifugando en caso de ser necesario
(Ministerio de Agricultura, 1986).
DetermillaciólI de la Materia orgállica total (MO)
La MO total se determinó por la pérdida de peso de las muestras calcinadas en
cápsula de porcelana a 550°C hasta cenizas blancas (Ministerio de Agricultura, 1986).
El contenido de Carbono total (e) se calculó mediante la siguiente expresión (Iglesias
Jiménez y Pérez García, 1992):
C=MO 1,84
en la que los valores de MO ye se expresan en g kg·1 del producto seco inicial.
DetermillaciólI de la relaciólI CIN
El valor de la relación e/N se obtuvo a partir de los valores de e y N expresados
como g ki1 sobre materia seca.
DetermillaciólI de Na, K. Ca. Mg. P, S. microllutrielltes v metales pesados
Para la determinación de estos elementos, las muestra se atacaron con agua regia,
Hel:HN03 (3: 1) en un horno microondas MILESTONE modelo Ethos 900.
Las concentraciones de los distintos nutrientes en el extracto filtrado y diluido se
midieron por espectrofotometria de emisión de plasma Iep-OES Espectrómetro Thermo
Jarrel Ash, modelo IRIS Advantage.
27
}
) } ) )
) ) )
) ) ) ) )
) ) } ) ) ) ) ) ) ) ) )
) ) )
> ) ) ) )
) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ")
;> ) ) ) ) )
IV. ResulJados y discusión
IV. RESULTADOS Y DISCUSIÓN
IV.l. EVOLUCIÓN DEL pH
El valor del pH de un suelo es determinante, ya que influye en los procesos que en
él tienen lugar, afectando en muchas ocasiones a la disponibilidad de los elementos
necesarios para la nutrición de las plantas.
La evolución del pH en los suelos durante el período de incubación se muestra en
la Figura IV.I , en la que se observa que a las cuatro semanas de incubación el valor de
pH de todos los tratamientos experimentó un notable aumento. A este aumento ha
podido contribuir una serie de procesos que se ha visto favorecidos por las condiciones
del experimento: humectación, temperatura, confmamiento. Así por ejemplo, el proceso
de solubilización del carbonato cálcico de los suelos produce aumentos de la
concentración de Ca en la disolución del suelo y del pH. Asimismo, los procesos de
estabilización, mineralización y humificación de la materia orgánica (autóctona o
añadida) producen aumentos del complejo de cambio, del poder tamponante del suelo y
de la concentración de amonio que se traducen en aumentos del pH (Brady, 1990).
A partir la cuarta semana, los valores de pH de los suelos se mantuvieron
prácticamente constantes hasta el fmal de la incubación.
La aplicación de los tres productos orgánicos causó aumentos importantes de pH
en los suelos respecto al control, desde el inicio de la incubación. Dichos aumentos
fueron más notables en el suelo A, más arenoso y, por tanto, menos tamponado. En este
suelo los mayores aumentos se observaron en los tratamientos CA y el RP, ya que estos
productos presentan una elevada concentración de calcio y, por lo tanto, valores de pH
altos (Tabla HI.3).
Estos resultados están de acuerdo con lo observado por muchos autores, según los
cuales la aplicación de residuos orgánicos a los suelos provoca aumentos del pH en de
suelos ácidos o con poca capacidad tampón (Hemando el al., 1989b; He et al., 1992;
Cavallaro el al. , 1993), corno es el caso de los suelos de estudio. Sin embargo, en suelos
alcalinos con altos contenidos de CaC03, los cambios de pH son insignificantes o ni
siquiera llegan a producirse (Mc Connell, 1993; Madejón el al., 200Ia).
29
IV. Resultados y discusión
La incubación de suelos en laboratorio, es uno de los métodos más utilizados para
determinar el nitrógeno disponible proveniente de la mineralización del N orgánico
presente en el suelo (Jarvis et al., 1996). El estudio de la evolución del N del suelo en
los experimentos de incubación del presente trabajo se ha llevado a cabo determinando,
periódicamente a lo largo del ensayo, el contenido de N-NO}' y de N-NH/ solubles.
Los resultados obtenidos en el suelo A y B se muestran en las Figuras VI.2 y VI.3
respectivamente. En ellas se observa que la concentración de amonio disminuye durante
la incubación, tendiendo a cero a partir de la novena semana de incubación, mientras
que la de nitrato aumenta constantemente durante todo el experimento.
SUELO A
35 80
60 ~ • • 30 C CA / --__ 25
~
'Ji 20 .,."" ..:.=
"" "" 40 e 15 e ~ ~
;z: lO __ N-NO,' Z 20 II . 5
-o- N-NB:
o
~ -o- N-NB,
o ~-o---o--o , " ,! ,
o 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40 o 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40
Semanas de incubación Semanas de incubación
120 50
lOO CRSU 40 I RP
_~ 80 ~
'"" .,."" 30 ..:.= ..:.= "" 60 "" e e 20 ~ 40 ~
Z __ N-NO,' Z
10 lV __ N-NO,'
20 -o- N-NU: -o- N-NB:
O r O
O 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40 O 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40
Semanas de incubación Semanas de incubación
Figura VI.2. Evolución del contenido de N-N03' y N-NH/ en el suelo A durante la
incubación para cada tratamiento aplicado.
31
) ) ) )
) ) )
) ) ) ) ) )
) )
") )
)
Figura IV.4. Evolución del N mineralizado y del N mineralizado (corregido por el
valor del tratamiento control) en el suelo A durante la incubación. Las barras
verticales indican el error estándar, ES.
El suelo A tratado con CA, presentó una ligera inmovilización de N durante la
primera semana. Estos fenómenos de inmovilización de N se han observado
frecuentemente al aplicar productos compostados, incluso con relaciones CIN en
principio favorables (Sims, 1990). Después de esta inmovilización inicial, se observó un
aumento del contenido de N inorgánico disuelto hasta llegar a la estabilización
aproximadamente a las 24 semanas de incubación.
33
) , ) ) )
) ) ) ) )
) )
) )
) ) ) )
)
) , )
) ) ) ) ) ) ) )
) ) ) ) ) )
)
) ) )
:> ) ) )
)
) )
) ) ) ) ) ) ) ) )
IV. Resultados y discusión
incubación, los valores de N inorgánico disuelto en los suelos tratados con CRSU
fueron inferiores a los observados en los tratados con CA.
Por último, el tratamiento con RP en el suelo B, fue el que presentó un mayor
tiempo de inmovilización de N, que se mantuvo, aproximadamente, hasta la semana 18
de incubación. Después de este largo período de inmovilización, la tasa de
mineralización de N fue positiva aunque muy baja hasta el final de la incubación.
Nitrógeno mineralizado
180
1 160 ---.- C
"'.: 140 - I!.- CA 1 -- CRSU
en -T- RP a 120 ,-.
~ 100 f 1 I 1 1 Z 80
+ +=~ 60 r Ih ~ 40
~ 20
O O 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40
Semanas de incubación
Nitrógeno milleralizado para cada tratamiento 80
.,. 60
-1:.- CA en __ CRSU ... en -T- RP a 40 ,-. M o
Z 20 o
+~ ~~ O I
~ -20 f ~ -40
O 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40 Semanas de incubación
Figura IV.5. Evolución del N mineralizado y del N mineralizado (corregido por el
valor del tratamiento control) en el suelo B durante la incubación. Las barras
verticales indican el error estándar, ES.
35
) ') ') ') ') ) )
") ') ')
') ')
') ') .)
) ) ')
) ') ) J ) ) ')
) ) ) ) ') ) ) )
J ) )
) ) )
) )
) ) ) ) ) )
IV, Resultados y discusión
o inmovilizadas por la biomasa microbiana, y por lo tanto se encuentra más disponible
que las de los residuos compostados, en los cuales quedan protegidas por una materia
orgánica más estabilizada (James y Aschmann, 1992).
200 r, ~,---.--~---.--~--.---.---~--.---.--.-,
180
160
-~ 140 ' 101)
..:.: 120 101)
..§, 100
"" '" :a ~
80
60
40
20
---.- C -J>- CA SUELO A ---- CRSU ---.- RP
II 1 1 1 1 1 1 ~: : :--- T~
O~--~--~~~~--~--~~--~--~--~
o 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40 200~---.--~---.--~--.---.---~--.---.--.-,
180
160
~ 140 "'101)
..:.: 120 101)
e 100 ~
e- 80 :a ~ 60
40
20
SUELOB
r1I I 1 1 1 1 r ~ ; ~ ¡ ¡
O~~~~~~~~~--~~~~~~L-~~~~
O 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40
Semanas de incubación
Figura VI.7. Evolución de P-disponible de los suelos durante el período de
iucubación. Las barras verticales indican el error estándar, ES.
IV.4. EVOLUCIÓN DE LOS METALES PESADOS DISPONIBLES
Según Kabata-Pendias y Adriano (1995), la utilización agricola de residuos es una
de las cinco formas más importantes de incorporación de metales a los suelos. Muchos
autores (Giusquiani el al. , 1995; Businelli el al., 1996; Pinamonti el al., 1997b, entre
otros) han observado que la aplicación de residuos orgánicos a los suelos puede
37
) ) ) ) ) ) )
) )
) )
) )
) ) } ) ) )
) ) ) "} ) )
) ) :)
) )
) ) ) ) )
J ) ) )
)
.) )
J ) ) ) ) ) ) ) .)
IV. Resultados y discusiólI
SUELO A
40
Mn
., 30 r III 1 Ji .~:': --------' bIl 20 ~ Ei
1 1 ...... .,
lO
¡;-¡ o- g-=-i O ~~~~~~~~~~~~~
30 Zn 1
I nI "'Ji 20
bIl Ei 10 - • • • O I ~ ó ó o
15rr-.-.--.-'-.-~-r-.-.~,
_ 10
j¡ ~ lr1 bIl Ei 5
0"=
I
• ó
Cu
I
!
1
• o
III
~
In --""" nI ~
-~
SUELOB
1
i
1
• ó
I
• ó
Mn
I 1
" o
Zn
I 1 'Y" ...
~ !
Cu
r 1 .. • z ó
O 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40 O 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40
Semanas de incubación Semanas de incubación
-- C -1>- CA --- CRSU ---..- RP
Figura IV.9. Evolución de los contenidos de Mn, Zn y eu disponibles extraidos con
DTPA de los suelos durante el periodo de incubación. Las barras verticales indican
el error estándar, ES.
Después de una semana de incubación las concentraciones de metales disponibles
experimentaron un aumento relacionado con las correspondientes concentraciones de
metales disponibles en los residuos. La magnitud de los aumentos es distinta en cada
uno de los suelos y dependiente de las concentraciones de metales disponibles en los
39
)
) ') ') ') , )
') ")
)
)
) )
J
O)
) ) )
)
)
J ) ) )
) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) )
IV. Resultados y discusión
IV.5.l. Carbono orgánico total
El carbono orgánico total comprende todos aquellos compuestos orgánicos
susceptibles de ser oxidados en los diferentes procesos que tienen lugar en el suelo. Por
esta razón, se puede decir que engloba todas aquellas fracciones que se estudiarán más
adelante y, de esta manera, que sus variaciones pueden informar de las transformaciones
experimentadas por el carbono que se añade con los residuos (mineralización,
inmovilización, humificación, etc.).
En la Figura IV.IO queda reflejado que la aplicación de los tres productos produjo
en ambos suelos un lógico aumento del contenido de C orgánico total respecto a los
suelos control. En dicha figura puede observarse también que, como consecuencia del
proceso de mineralización de la materia orgánica, el contenido de C orgánico total de
los suelos de todos los tratamientos disminuyó durante la incubación. Al final del
periodo de incubación, los valores de C orgánico total en los suelos tratados con los
residuos, fueron significativamente más altos que los encontrados en los suelos control.
Este hecho implica un aumento importante de la calidad de los suelos, especialmente de
los que tienen un contenido muy bajo de materia orgánica, como son los del presente
estudio.
El porcentaje de materia orgánica mineralizada en el tratamiento control de ambos
suelos fue muy similar (25,7 y 24,8% de la materia orgánica en los suelos A y B
respectivamente). También fue similar la mineralización en los suelos tratados con CA
(23,3 Y 25,8% de la materia orgánica en los suelos A y B respectivamente). Sin
embargo, en el caso de los suelos tratados con CRSU y RP, se observó una mayor
mineralización de la materia orgánica en el suelo A que en el B (en los tratamientos con
CRSU, 37,9 y 28,6% de la materia orgánica en el suelo A y B respectivamente yen el
tratamiento con RP, 45,4 Y 30,4% de la materia orgánica en el suelo A y B
respectivamente).
El distinto comportamiento de los productos añadidos, está relacionado con las
características propias de cada uno de ellos. Así, la mayor tasa de mineralización
observada en los suelos tratados con RP, se debe a que es un residuo fresco que contiene
altos contenidos de fracciones fácilmente degradables de C (pascual el al. , 1997). En
cambio CA y CRSU son materiales compostados, por lo que se trata de productos con
bajos contenidos en carbono biodegradable, en los que predomina, en cambio, las
41
)
) ) ) )
) ) ) )
) ) ) ) ) ) ) ) ) )
J ) ) ) )
) )
') ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) )
) ) ) ) ) )
) ) ) )
)
IV. Resultados y discusióll
la biomasa microbiana del suelo es generalmente más activa en los primeros que en los
segundos (Franzluebbers el al., 1996). Una posible explicación es la formación de
complejos organo-minerales que son más resistentes a la degradación biológica
(Franzluebbers el al., 1996).
IV.S.2. Sustancias húmicas
El estudio de las sustancias húmicas, se llevó a cabo mediante determinaciones de
C en el extracto húmico total (CEHT) y C en los ácidos húmicos (CAH). Dichas
determinaciones se realizaron en tres momentos durante el experimento: inicial, a las 24
y 40 semanas (Tabla IV.2).
Tabla IV.2. Evolución del carbono del extracto húmico total (CEHT) y del carbono
de los ácidos húmicos (CAH) durante el periodo de incubación (g kg-I).
SUELO A SUELOB Semanas de incubación Semanas de incubación
Tratam. O 24 40 O 24 48 C 1,53 a 1,83 a 1,83 a 1,20 a 1,36 a 1,34 a
CEHT CA 3, 14 b 3,39 e 3,54 e 3,29 e 3,22 b 3,06 be CRSU 3,58 b 3,32 e 3,30 e 2,58 be 2,92 b 3,24 e RP 1,82 a 2,58 b 2,52 b 1,86 ab 2,06 a 2,47 b
C 0,22 a 0,59 a 0.59 a 0,15 a 0,44 a 0,46 a
CAH CA 1,20 b 1,61 b 1,66 b 1,62 b 1,68 b 1,75 b CRSU 1,93 e 1,75 b 1,71 b 1,28 b 1,35 b 1,37 b RP 0,41 b 0,87 a 0,83 a 0,27 a 0,69 a 0,83 a
Valores en cada columna seguidos de la misma letra no difieren significativamente (P<O.05).
Tras la aplicación de CA, CRSU y RP se observó un aumento de la concentración
de CEHT y CAH de los suelos, aunque las diferencias con los controles no siempre
fueron significativas en los tratamientos con RP. Durante la incubación los valores de
CEHT y CAH permanecieron aproximadamente constantes o aumentaron ligeramente
en los tratamientos CA y CRSU, y tendieron a aumentar en los suelos Control y en los
tratados con RP.
Al final de la incubación los tres productos aplicados aumentaron los contenidos
de CEHT y de CAH de los suelos; aunque los aumentos de CAH debidos al RP no
fueron significativos estadísticamente.
43
> , ,
, ,
, > , , , , , , , , , , ,
IV. Resultados y discusión
Tabla IV.3. Evolución del carbono hidrosoluble durante 40 semanas de incubación
(mg kg-! de C).
Semanas de incubación Trata. O 1 2 4 9 16 24 32 40
SUELO A C 190 a 143 a 88,5 a 107 a 66,6 a 83,0 a 32,7 a 31,4 a 54,3 a CA 447 b 440 b 343 b 314 c 164 e 154 b 150 b 212 b 97,6 a CRSU 391 b 214 a 158 a 193 b 128 be 78,0 a 75,9 a 103 a 75,5 a RP 401 b 192 a 189 a 120 ab 83,1 ab 104 a 58,3 a 60,4 a 61 ,8 a
SUELOB C 154 a 276 a 218 a 221 a 127 a 142 a 105 a 200 a 47,9 a CA 435 b 434 b 426 b 586 b 325 b 401 b 292 b 203 a 149 be CRSU 479 b 365 ab 345 b 392 a 196 a 212 a 135 a 105 a 182 e RP 273 a 250 a 215 a 245 a 122 a 119 a 297 b 70,1 a 83,3 ab Valores en cada columna seguidos de la misma letra no difieren significativamente (P<0.05)
Carbollidratos solubles
La evolución de los carbohidratos solubles durante el experimento de incubación
está reflejada en la Tabla IV.4.
Tabla IV.4. Evolución de los carbohidratos solubles durante 40 semanas de
incubación (mg kg-! de C).
Semanas de incubación Tratam. O 1 2 4 9 16 24 40
SUELO A C 18,6 a 17,8 a 24,4 a 5,68 a 6,13 a 18,8 ab 12,6 a 9,01 a CA 23,2 a 19,9 a 32,6 a 20,0 d 29,6 b 29,0 b 25 ,1 b 25,5 e CRSU 33,4 a 43 ,8 b 23 ,4 a 8,70 b 11,6 a 13,6 a 16,6 a 16,3 b RP 36,5 a 51 ,8 b 24,9 a 17,0 e 8,68 a 15,0 a 10,5 a 10,1 ab
SUELOB C 15,6 a 34,5 a 15,7 a 5,94 a 22,9 ab 19,8 a 12,1 a 11 ,4 a CA 18,4 a 24,2 a 33,3 a 20,3 e 32,1 b 26,6 a 20,6 b 16,8 a CRSU 60,9 b 44,3 a 20,6 a 8,83 a 30,5 b 27,3 a 25,6 b 22,9 b RP 20,5 a 25 ,4 a 20,8 a 16,9 b 13,7 a 31,1 a 25 ,1 b 25 ,6 b Valores en cada columna seguidos de la misma letra no difieren significativamente (P<0.05).
Durante las primeras semanas de incubación se produjo un aumento del contenido
de carbohidrato s solubles en los suelos, seguido de un descenso muy marcado,
aproximadamente hasta la cuarta semana de incubación. Esta disminución del contenido
45
)
) ) ) ) ) ) ) ") )
)
) ) ) ) ) )
)
) ) ') )
)
) ) ) ) ) )
) ) )
:>
) ) )
) } ") ) } ) ) } ) )
J }
IV. Resultados y discusión
En todos los tratamientos y en ambos suelos se observó que el contenido de
compuestos fenólicos decreció con el tiempo hasta hacerse cero a las 16 semanas de
incubación. La degradación de los polifenoles fue evidente desde la primera semana,
puesto que son una reserva metabólica muy disponible para los microorganismos
(Sánchez-Monedero el al., 1999).
IV.6. EVOLUCIÓN DE LAS ACTIVIDADES ENZIMÁTICAS
En este experimento se han determinado las actividades de dos grandes grupos de
enzimas 1) las oxido-reductasas, representadas por la deshidrogenasa, y 2) las
hidrolasas, en las que se incluyen la fosfatasa, ~-glucosidasa, ureasa y proteasa. Las
primeras están relacionadas con la actividad metabólica global de los microorganismos
una vez incorporados los residuos al suelo y las segundas con los procesos que tienen
lugar sobre el ciclo del nitrógeno (ureas a, proteasa), fósforo (fosfatasa) y carbono (~
glucosidasa).
IV.6.1. Actividad deshidrogenasa
Se considera que la deshidrogenasa se produce de manera intracelular y que está
asociada a procesos respiratorios de los microorganismos; por ello, se estima que es más
dependiente del estado metabólico y de la actividad biológica general que cualquiera de
las demás enzimas presentes en el suelo. Por esta razón ha sido utilizada como un índice
de fertilidad (Skujins, 1976) o como indicador de la actividad microbiana de los suelos
(Trevors, 1984). Dada la relación directa existente entre la actividad deshidrogenasa y la
actividad microbiana asociada a la degradación inicial de la materia orgánica (Bolton el
al., 1985), su medida podrá informar de la evolución de la actividad metabólica del
suelo al incorporar fracciones orgánicas lábiles con los residuos orgánicos.
En la Figura IV.11 se muestra la evolución de la actividad deshidrogenasa durante
la incubación. En ambos suelos, la actividad deshidrogenasa aumentó de forma
significativa tras la adición de enmiendas orgánicas, indicando la activación de los
microorganismos del suelo (Dick, 1994; Masciandaro el al., 1997). En general, el
aumento inicial observado fue superior en el suelo B.
47
)
) )
) )
) "')
) ") "')
) ) ) )
) .. " .. .. ~ " é' ".'-"
) ) ) ) "}
) )
") )
::> )
::> ;)
::> )
)
) )
J
) ) ) ) ;) ) ) ;) ) ;) )
;) ) ) J )
IV. Resultados y discusión
enmendados con residuos orgánicos es más probablemente debido a la estimulación de
la actividad microbiana que a la directa adición de enzimas de las fuentes orgánicas.
A partir de las nueve semanas hasta el final de la incubación, la actividad
deshidrogenesa disminuyó, siendo el decrecimiento más pronunciado en el suelo B.
Probablemente en el suelo B, con mayor contenido en arcilla que el suelo A, se adsorbe
mayor cantidad de la enzima, por lo que disminuye la capacidad catalítica de la misma
(Ladd el al, 1996).
En las últimas semanas de incubación la actividad deshidrogenasa tendió a
estabilizarse. Según Beloso el al. (1993) y Pascual el al. (1997b), este período de
estabilización es el ideal para realizar estudios de regeneración de suelo por adición de
enmendantes orgánicos.
Los valores de la actividad deshidrogenasa a las 40 semanas de incubación fueron
menores en el suelo B que en el A, mostrando que el efecto a largo plazo de los
enmendantes orgánicos es menor en el suelo con mayor contenido de arcilla.
VI.3.6.2. Actividad fosfatasa
La fosfatasa juega un papel esencial en la mineralización del fósforo orgánico en
el suelo y la disponibilidad del fósforo para los cultivos depende en gran parte de esta
mineralización.
En la Figura IV.12. se observa la evolución de la actividad fosfatasa durante el
período de incubación.
La aplicación de CRSU causó en ambos suelos un gran aumento de la actividad
fosfatasa en las dos primeras semanas de incubación. Los valores de la actividad
fosfatasa fueron más altos en el suelo B debido a la actividad inicial del suelo, como
puede observarse en la actividad inicial del suelo control. Después de las primeras
semanas, la actividad fosfatasa disminuyó drásticamente en ambos suelos tratados con
CRSU; y al final del experimento, los valores de esta actividad encontrados en los
suelos tratados con CRSU fueron comparables a los del tratamiento control. Estos
resultados muestran que la aplicación de productos orgánicos tiene un efecto temporal
en la actividad fosfatasa de los suelos sin cultivo. La mayoría de investigaciones
realizadas sobre esta actividad atribuyen un origen microbiano a la fosfatasa del suelo,
aunque en muchas ocasiones su actividad es sólo temporal y se pierde con rapidez (Dick
49
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
) , I )
» I » )
» I )
I » » > ) )
)
) )
) )
) ) )
)
)
) ) }
) ) ) ) )
)
) ) ) )
)
IV. Resultados y discusió"
Existen varias causas que pueden explicar la inhibición de la actividad fosfatasa
de los suelos enmendados con materia orgánica. Una de las principales causas de la
inhibición en los suelos tratados con RP, podría ser el alto contenido de P disponible en
los suelos tratados con este residuo (Figura IV.7). Chunderova y Zubeta (1969)
mostraron como en suelos fertilizados con grandes cantidades de fósforo, la actividad
fosfatasa era claramente inhibida. Otra de las causas de la inhibición de esta enzima es
el aporte de P disponible asociado a la materia orgánica aplicada (Nannipieri el al.,
1979; Tabatabai, 1982; Amador el al., 1997), que en el caso del RP es alta (Tabla III. 3).
Asimismo, la presencia de metales pesados también puede ser una de las causas
que contribuye a la inhibición de la actividad fosfatasa (Tyler, 1974; Juma y Tabatabai,
1977; Dick y Tabatabai, 1993), ya que RP tiene un elevado contenido de esos metales
(Tabla HI.3). Como se comentó anteriormente (Apartado IVA) la adición de RP
aumentó la concentración de algunos de estos metales - especialmente Mn, Zn y Cu - en
los suelos (Figura IV.9).
IV.6.3. Actividad ~-glucosidasa
La enzima ~-glucosidasa está involucrada en el desarrollo del ciclo del carbono en
los suelos puesto que, se encarga de catalizar las reacciones de hidrólisis de finales de
cadenas no reducibles de ~-D-glucósidos para formar ~-glucosa. La actividad de esta
enzima, por tanto, refleja el estado de la materia orgánica en el suelo y de todos los
procesos que tienen lugar en ella, desde la mineralización hasta la humificación (García
el al., 1994b).
La actividad de esta enzima depende de factores tales como el cultivo de suelos
(Nannipieri el al., 1996), manejo de enmiendas (Dick, 1994), contenido en C-orgánico
(García el al., 1997), pH del medio (Deng y Tabatabai, 1996b) y presencia de sustancias
tóxicas (Nannipieri, 1994).
En la Figura IV.13 se observa la evolución de esta enzima en los suelos a 10 largo
del experimento de incubación.
La actividad ~-glucosidasa en el suelo siguió un comportamiento similar al de la
deshidrogenasa durante la incubación. Se observó en ambos suelos un aumento tras la
adición de los productos, 10 cual puede estar relacionado con la existencia en los suelos
51
)
) ) )
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
)
) ) )
)
• )
• •
IV. Resultados y discusión
IV.6.4. Actividad ureas a
La enzima ureasa cataliza la reacción de hidrólisis de la urea a amonio y dióxido
de carbono, y se encuentra presente en plantas superiores y en microorganismos
(particularmente bacterias).
La Figura IV.14. muestra la evolución de la actividad ureasa durante la
incubación.
180
160
_~ 140 :.= - 120 ' bI)
..:.: bI) 100 g
+ ~
~ 60
80
, Z 40
I --C - "'- CA
SUELO A
-- CRSV --+- RP
20 u ~ __ j O f L~ · , .:--:--~ · • •
180
160
-~ 140 :.= "'bI) 120 ..:.: llOO
+ 80 .".
~ 60 , Z 40
O 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40
SUELOB
2:t+! ). ~ • • • o 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40
Semanas de incubación
Figura IV.14. Evolución de la actividad ureasa durante el periodn de incubación.
Las barras verticales indican el error estándar, ES.
En ambos suelos se observó un aumento de la actividad ureasa en los suelos
enmendados, respecto a los controles, al inicio de la incubación (primeras cuatro
semanas de incubación). Este incremento está motivado por la presencia de mayor
53
) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) } ) )
) ) ) ) ) ) ) ) )
) ) ) )
) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) )
)
IV. Resultados y discusión
De todas las enzimas estudiadas en el presente ensayo, fue la BAA-proteasa la que
mantuvo más tiempo su actividad durante la incubación. Perucci (1990) y Serra
Wittling el al. (1995); observaron que la actividad de esta enzima continuaba
aumentando en suelos tratados con residuos sólidos urbanos, incluso después de varios
meses de incubación.
-~ :.: !J.: l
60
50
40
30 + =~ Z 20
i. lO
1
---*- C
I - l:. - CA
--- CRSU ---.-- RP
I
SUELO A
% I
o I ~
60
_~ 50
:.: !J.: 40
bIl g 30
+ ~
~ 20
i. lO
O 4
1 8 12 16 20 24 28 32 36 40
SUELOB
I
1
% I
O ' O 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40
Semanas de incubación
Figura IV.1S. Evolución de la actividad proteasa-BAA durante el periodo de
incubación. Las barras verticales indican el error estándar, ES.
55
)
) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) )
) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) )
> )
:> ) ) )
V. COllclusiones
v. CONCLUSIONES
La aplicación de los residuos orgánicos a los suelos causó un aumento del pH de
los mismos, especialmente durante las cuatro primeras semanas de incubación. Este
aumento resultó más significativo en el caso del suelo arenoso, con una menor
capacidad tampón.
El N-orgánico aportado con la adición de los residuos orgánicos al suelo, tendió a
mineralizarse hacia formas inorgánicas durante el tiempo de incubación. Para todos los
tratamientos y en ambos suelos, se observaron períodos de imnovilización de N durante
las primeras semanas de incubación, siendo estos períodos más prolongados en el suelo
con mayor contenido en arcilla. De los tres productos aplicados, cabe destacar el largo
período de imnovilización de N en los suelos tratados con RP, debido a la alta relación
C/N de este producto. Sin duda, la utilización de RP puede producir serios riesgos de
"hambre de nitrógeno" para las plantas, y su aplicación debería realizarse con suficiente
antelación a la siembra y/o ser suplementado con fertilizantes minerales nitrogenados.
La evolución del P disponible durante la incubación, indicó que la aplicación de
los residuos orgánicos aumentó la disponibilidad de P en los suelos, siendo este
aumento mucho más notable en los suelos tratados con RP.
Los productos CA y CRSU, aumentaron ligeramente los contenidos de metales
pesados en los suelos, sin embargo, estos aumentos no suponen un riesgo desde el punto
de vista de la contaminación por acumulación de metales pesados. Por el contrario, el
RP causó aumentos más importantes de Mn, Zn, Cu, Co y Cd, por lo que la aplicación
de este producto, cuyo contenido en metales pesados supera los límites establecidos por
la legislación, ha de realizarse con precaución y requiere un estudio de la movilización
de estos metales en el suelo.
La aplicación de los residuos orgánicos aumentó de forma significativa los
contenidos de carbono orgánico total en el suelo. Durante la incubación, parte de la
materia orgánica sufrió un proceso de mineralización que fue más acusado en el suelo
arenoso. Al final de la incubación, los suelos emnendados mantuvieron contenidos de
materia orgánica superiores a los de los controles, aspecto de gran importancia para la
57
)
)
)
)
)
)
) , ) ) ) , )
)
)
)
)
)
)
) , )
)
> )
) , , , • , • > , , , • » »
• ) , • • , • » , • )
• • , • • • • • •
VI. Bibliografía
VI. BIBLIOGRAFÍA
Addiscott, T.M., Whitmore, A.P, Powlson, D.S., 1991. "Farming, fertilizers and the
nitrate problem". CAB. International. Wallingford. UK.
Adriano, D.C., 1986. Trace Elements in the Terrestrial Environrnent; Springer-Verlag,
New York, USA.
Aitken M.N., Lewis, J.G., Evans, B. 1995. Effects on soil fertility from applying paper
mili sludge to agriculturalland. Soil Use Manage. 11, 152-153.
Amador, J.A., Glucksman, A.M., Lyons, J.B., Gorres, J.H., 1997. Spatial
distribution of soil phosphatase activity within a riparian fores!. Soil Sci. 162 (11),
808-825.
Amirante, P., 1990. Tecnologías e instalaciones para la depuración por medio de
procesos físicos de concentración y ósmosis. "Reunión Internacional sobre
tratamiento de alpechines ". Córdoba.
Azam, F., Simmons, F.W., Mulvaney, R.L., 1993. Mineralization of N from plant
residues and its interaction with native soil N. Soil Biol. Biochem. 25 (12), 1787-
1792.
Banwart, W.L., Tabatabai, M.A., Bremner, J.M., 1972. Deterrnination annnonium in
soil extracts and water samples by an arnmonia electrode. Cornmnn. Soil Sci. Plant
Anal. 3, 449-458.
Beloso, M.C., Villar, M.C., Cabaneiro, A., Carballas, M., González-Prieto, S.S.,
Carballas, T., 1993. Carbon and nitrogen mineralization in an acid soil fertilised
with composted urban refuses. Bioresour. Technol. 45, 123-129.
Benítez Camacho, c., Gil Torres, J., González Fernández, J.L., 2000. Influencia de
la humedad en la evolución de parámetros químicos de nn suelo tras la adición de
alperujo. Edafología. 7, 215-220.
Bernal, MP., Roig, A., Lax, A., Navarro, A.F., 1992. Effects ofthe application ofpig
slurry on sorne physico-chemical and physical properties of Calcareous soils.
Bioresource Technology. 42, 233-239.
BOE nO 131 de 2/06/98. Orden Ministerial de 28 de Mayo de 1998 sobre fertilizantes y
afines. p. 18069.
BOE n° 146 de 19/06/91. Orden Ministerial de 14 de Jnnio de 1991 sobre fertilizantes y
afines. p. 20142.
BOE n° 262 de 1/11/90.
59
)
) ) )
) )
) ) )
) ) )
)
) ) ) ) ) ) )
) )
) )
) ) ) )
J ) ) ) )
J .)
)
J J .) j
VI. Bibliografia
Carneiro, J.P., Santos, J.Q., 1995. Simultaneous use of pulp-mill sludge and poultry
manure on rye-grass (Lolium moltiflorum Lam.). En: "Fertilizers and environment".
(Ed. Rodrigues Barrueco, C.). Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, pp. 317-329.
Cavallaro, N., Padilla, N., Villarrubia, J., 1993. Sewage sludge effects on chemical
properties of acid soils. Soil Sci. 156 (2), 63-70.
Cegarra, J., Paredes, C., Roig, A., Bernal, M.P., García, D., 1995. Use of olive mill
wastewater compost for crop production. Intern. Congress "Olive Oil Processes and
By-products Recycling". Granada, Libro de Abstracts, 30.
Chunderova, A.I., Zubeta, T., 1969. Phosphatase activity in dernopodzolic soils.
Pochvovendenie 11 , 47-53. (Soils Fert. 33: 2092).
Costa, F., García, C., Hernández, T., Polo, A., 1991. Residuos orgáoicos urbanos.
Manejo y utilización. Caja Murcia.
Cuadros García, S., 1989. Utilización agrícola de los residuos líquidos. En: "Residuos
Urbanos y Medio Ambiente". (Eds. Herráez, J., López, J., Rubio, L.. Fernáodez,
M.E.). Ediciones Universidad Autónoma de Madrid, Madrid, pp. 207-222.
De Bertoldi, M., Vallini, G., Pera, A., 1985. Tecbnological aspects of composting
including modelling and microbiology. En "Composting 01 Agricultural and other
wastes ". (Ed. JKR Gasser). Elsevier Applied Science Publishers. Bruselas. Bélgica,
pp. 27-40.
De Burgos, I.M., 1996. Evaluación agronómica del compost urbano procedente de la
planta de compostaje de Villarrasa (Huelva). Efectos sobre la germinación,
Emergencia, desarrollo y estado nutricional de Lolium c.v. Tewera. Proyecto Fin de
Carnera. E.U.I.T.A. Cortijo de Cuarto. Sevilla.
Deng, S.P., Tabatabai, M.A., 1996a. Effect of tillage and residues management on
enzyme activities in soils. I Amidohydrolases. Bio!. Ferti!. Soils 22 (3), 202-207.
Deng, S.P., Tabatabai, M.A., 1996b. Effect of tillage and residues management on
enzyme activities in soils. Ir Glycosidases. Bio!. Ferti!. Soils 22 (3), 208-213.
Díaz-Burgos, M.A., Ceccanti, B., Polo, A., 1993. Monitoring biochemical activity
during sewage sludge composting. Bio!. Ferti!. Soils. 16, 145-150.
Dick, R.P., 1994. Soil enzyme activities as indicators ofsoil quality. Soil Sci. Soco Am.
35, 107-124.
Dick, W.A., Tabatabai, M.A., 1993. Significance and potential uses of soil enzymes.
En: "Soil Microbial Ecology". Ed. Blaine, F. Marcel Dekker. New York, EEUU.
FAO, 1996. FAO Forestry paper. Vo1.129, pp. 1-76.
61
) ) ) ) )
) ) ) )
) ) ) ) ) ) ) ) )
:> )
:> :> ') ) ') )
:> :> }
:> :> :> } )
:>
) ) ) )
) ) ) ) ) ) ) ) ) ) }
) } ) )
VI. Bibliografía
García, C., Hernández, T., Costa, F. and Ceccanti, B., 1994a. Biochemical
parameters in soils regenerated by the addition of organic wastes. Waste Manage.
Res. 12,457-466.
García, C., Hernández, T., Costa, F., 1994b. Microbial activity in soils under
mediterranean environmental conditions. Soil Bio!. Biochem. 26, 1185-1191.
García, c., Roldán, A., Hernández, T., 1997. Changes in microbial activity after
abandonment of cultivation in a semiarid mediterranean environment. J. Environ.
Qua!., 26, 285-291.
Giusquiani, P.L., Pagliai, M., Gigliotti, G., Businelli, D., Benetti, A., 1995. Urban
waste composts: effects on physical, chemical and biochemical soil properties. J.
Environ. Qua!. 24,175-182.
González, M.D., Moreno, E., Quevedo, J., Ramos, A., 1990. Studies on antibacterial
activity of wastewater from olive oil milis (alpechín): inhibitory activity of phenolic
and fatty acids. Chemosphere, 20, 423-432.
González Fernández, J.L., Bellido Sempere, E., Rniz Martínez, J.L., Benítez
Camacho, c., 1994. Una alternativa agrícola al problema ecológico de los
alpechines. Actas III Congreso Internacional de Química de la ANQUE, Tenerife
Vol n, pp. 243-249.
González-Vila, F., Verdejo, T., Martín, F., 1992. Characterization of wastes from
olive and sugarbeet processing industries and effects of their application upon the
organic fraction of agriculture soils. J. Environ. Ana!. Chem. 46, 213-222.
He, X-T., Traina, S.J., Logan, T., l 992.Chemical properties ofmunicipal solid waste
compost. J. Environ. Qua!. 21, 318-329.
Henry, C.L., 1991. Nitrogen dynamics of pulp and paper sludge amendment to forest
soils. Soi!. Sci. Tech. 24, 417-425.
. Hernando, S., Lobo, M.C., Polo, A., 1989b. Effect of the application of a municipal
refuse compost on the physical and chemical properties of a soi!. The Sci. Total
Environ. 81/82, 589-596.
Iglesias Jiménez, E., Pérez García, V., 1992. Relashionships between organic carbon
and total organic matter in municipal solid wastes and city refuse composts.
Bioresource Techno!. 41, 265-272.
James, B.R., Aschmann, S.G., 1992. Soluble phosphorus in a forest soil Ap horizon
amended with municipal wastewater sludge or compost. Commun. Soil Sci. Plant.
Ana!. 23, 861-875.
63
) ) ) ) ) ) )
) ) ) ) )
)
) ) ) ) ) ) )
:>
)
) ) ) )
:>
) ) ) ) ) ) ) )
)
) ) ) ) ) ) )
) ) ) ) ) ) )
)
VI. Bibliografía
Lindsay, W.L., Norvell, W.A., 1978. Development of a DTPA soil test for zinc, iron,
manganese and copper. Soil Sci. Soco Am. J. 42, 421-428.
López, R., Cabrera, F., 1993. La situación del tratamiento de alpechines en España.
Boletín Agropecuario. Fundación La Caixa 30,30-35.
López, R., Cabrera, F., Murillo, J.M., Fernández, M., Sánehez, M.C., 1993. El
compost de alpechín como fertilizante orgánico: Efectos sobre el Ryegrass (cv
Barwoltra) en un ensayo en invernadero. IX Congo Nac. Quim. ANQUE, Sevilla. Vol
2, 181-188.
Madejón, E., 1996. Aprovechamiento agronómico de composts de vinaza: efectos en
suelos, cultivos yaguas de drenaje. Tesis Doctoral. Universidad de Sevilla.
Madejón, E., Galli, E., Tomati, U., 1998. Composting of wastes produced by low
water consuming olive mili technology. Agrochímica. 52 (3-4), 135-146.
Madejón, E., López, R., Murillo, J.M., Cabrera, F., 2001a. Agricultural use ofthree
(sugar-beet) vinasse composts: effect on crops and chemical properties of a Cambisol
soil in the Guadalquivir river valley (SW Spain). Agric. Ecosyst. Environ. 84, 55-65 .
Madejón, E., Burgos, P., Murillo, J.M., Cabrera, F., 2001b. Phytotoxicity ofOrganic
Amendments on Activities of Select Soil Enzymes. Commun. Soil Sci. Plant. Anal.
(en prensa).
Martens, D.A., Johanson, J.B., Frankenberger, W.T., 1992. Production and
persistence of soil enzyme with repeated addition of organic residues. Soil Sci. 153,
53-61.
Martínez Nieto, L., Garrido Hoyos S.E., 1994. El alpechín, un problema
medioambiental en vías de solución (l). Química e Industria, 41,755-765.
Martín-Olmedo, P., 1996. Uso agronómico de un compost de alpechín y una vinaza
concentrada de melaza de remolacha: efecto a corto y medio plazo. Tesis Doctoral.
Universidad de Sevilla.
Maseiandaro, G., Ceeeanti, B., García, C., 1997. Changes in soil biochemical and
cracking properties induced by "living mulch systems". Can. J. Soil Sci. 77, 579-587.
Mbagwu, J.S.C., 1992. Improving the production of a degraded ultisol in Nigeria with
organic and inorganic amendments. Changes in physical. Bioresource Technol. 42,
167-175.
Me Connell, D.B., Shirapour, A., Smith, W.H., 1993. Compost application improves
soil properties. Biocycle 34, 61-63.
Metzger, L., Ya ron, B., 1987. Influences of sludge organic matter on soil physical
properties. Adv. Soil Sci., 7,141-163.
65
) ) ) ) ) ) ) ) )
) ) ) )
, )
)
)
) )
) ) ) )
:>
)
) ) )
) ) ) ) ) ) ) )
:> ) ) )
VI. Bibliografia
Pascual, J.A., 1995. Efectividad de residuos orgánicos urbanos en la mejora de la
calidad de suelos áridos: aspectos biológicos y bioquímicos. Tesis Doctoral.
Universidad de Murcia.
Pascual, J.A., Ayuso, M., García, C., Hernández, T., 1997a. Characterization of
urban wastes according to fertility and phytotoxicity parameters. Waste Manage Res.
15,103-112.
Pascual, J.A., García, C., Hernández, T., Ayuso, M., 1997b. Changes in the
microbial activity of an arid soil amended with urban organic wastes. Biol. Fertil.
Soils. 24, 429-434.
Pérez, J., De la Rubia, T., Moreno, J., Martínez, J., 1992. Phenolic content and
antibacterial activity of olive waste waters. Environ. Toxicol Chem. 11,489-495.
Pérez, J.D., Esteban, E., Gómez, M., Gallardo-Lara, F., 1986. Effects ofwastewaters
from olive processing on seed germination and early plant growth of different
vegetable species. J. Environ. Sci. Health B, 21, 349-357.
Perucci, P., 1990. Effect ofthe addition ofmunicipal solid-waste compost on microbial
biomass and enzyme activities in soil. Biol. Fertil. Soils. 10,221-226.
Phillips,V.R., Kirkpatrick, N., Scotford, I.M., White, R.P., Burton, R.G.O., 1997.
The use of paper-mill sludges on agriculturalland. Bioresource Technol. 60, 73-80.
Pinamonti, F., Stringari, G., Gasperi, F., Zirzi, G., 1997b. The use of compost: its
effects on heavy metallevels in soil and plants. Resour. Conservo Recy. 21, 129-143.
Pocknee, S., Summer, M.E., 1997. Cation and nitro gen contents of organic matter
determine its soilliming potential. Soil Sci. Soco Am. J. 61 (1), 86-92.
Polo, A., 1989. Aprovechamiento agrícola de los residuos sólidos urbanos: compostaje
y grado de madurez del compost. En: "Residuos Urbanos y Medio Ambiente (Eds: 1.
Herráez; J. López; L. Rubio, ME. Femández). Ediciones Universidad Autónoma de
Madrid, Madrid, pp. 229-243.
Porta, J., López-Acevedo, M., Roquero., C. 1999. Edafología para la agricultura y el
Medio Ambiente. Ediciones Mundi Prensa, Madrid.
Ramos-Cormenzana, A., 1986. Physical, chemical, microbiological and biochemical
characteristics of vegetation water. Proc. Int. Symp. on Olive by-Products
Valorization. FAO, UNDP, Sevilla, pp. 518-525.
Sainz, H., Benítez, E., Melgar, R., Alvárez, R., Gómez, H., Nogales, R. 2000.
Biotransformación y transformación agrícola de subproductos del olivar, orujos
secos y extractados mediante compostaje. Edafología. 7, 103-111.
67
)
) ) ) ) ) ) ) ) ) ) )
)
) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) , ) ;) ) )
:> ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) ) )
VI. Bibliografia
Smith, J.L., Papendick, R.I., Bezdicek, D.F., Lynch, J.M., 1993. Soil organic matter
dynamics and crop residue management. En: "Soil Microbial Ecology ". Ed. Metting,
F.B. Applications in agricultural and environmental management. Marcel Dekker,
New York, pp 65-94.
Soil Survey Staff, 1996. Keys to Soil Taxonomy. US Department of Agriculture, Soil
Conservation Service, Washington, DC.
Sorensen, L.H., 1975. The influence of clay on the rate of decay of amino acid
metabolites synthesized in soils during decomposition of cellulose. Soil Biol.
Biochem. 7, 171-177.
Stratton, M.L., Rechcigl, J.E., 1998. Organic mulches, wood products, and composts
as soil amendments and conditioners. En: "Handbook of soil conditioners.
Substances that enhance the physical properties of soil". (Eds. Wallace, A, Terry,
R.E.). Marcel Dekker, Inc. New York, pp. 43-95.
Tabatabai, M.A., 1982. Soil enzymes. En: "Methods of soil analysis part 2. Chemical
and microbiological properties". Eds. Page, AL. Miller, R.H. , Keeney, D.R.
Madison, Wisconsin. American Society of Agronomy, pp. 903-945.
Tabatabai, M.A., 1994. Soil enzymes. En: "Mehods of Soil Analysis. Part 2".
Microbiological and Biochemical Properties. Eds. Mickelson, S.H, Bigham, J.M.
Madison.
Tomati, U., Galli, E., 1992. The fertilizing value of waste waters from the olive
processing industry. En: "Humus, its structure and Role in Agriculture and
Environment" (Ed. Kubat, J.), EIsevier Sci. Pub., London, pp. 117-126.
Tomati, U., Galli, E., Pasetti L., VoIterra, E., 1995. Bioremediation of olive-mill
waste waters by composting. Waste Manage. Res. 13, 509-518.
Trasierra, M.J., 1997. Aplicación del compost de RSU en cultivos hortícolas en
invernadero. Proyecto Fin de Carrera. EUIT A Cortijo de Cuarto. Sevilla.
Trevors, J.T., 1984. Effect of substrate concentration, inorganic nitro gen, O2
concentration, temperature and pH on dehydrogenase activity in soil. Plant Soil, 77,
285-293.
Tripepi, R.R., George, M.W., Campbell, A.G., Shafii, B., 1996. Evaluating pulp and
paper sludge as a substitute for peat moss in container media. J. Environ. Hortic. 14,
91-96.
Tyler, G., 1974. Heavy metal pollution and enzymatic activity. Plant and Soil. 41, 303-
310.
69
( (
e e ( (
e e e e ( ( (
e e (
e e (
e e e e e e e e e e e e e e e e e e e e e e e e c. e c. e e e c. c. c. e e (. (. (.
e e
