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Introducción
Se considera que la respiración del suelo (emisión microbiana de CO2) es uno de los componentes principales del ciclo del carbono y su evaluación permite conocer la dinámica del mismo dentro del contexto de generación de gases efecto invernadero (GEI), aumento de las reservas de carbono edáfico y su consecuente impacto al cambio climático (Srivastava et al., 2012; Ryan et al., 2018; Pörtner et al., 2022). La emisión de CO2 es el resultado de diversos procesos biológicos como la respiración de los macro y microorganismos edáficos, de las raíces vivas de la rizosfera, además de los residuos orgánicos en descomposición (López et al., 2020). Se ha encontrado que, dentro de los principales factores que regulan los flujos de CO2 se encuentran: a) la precipitación (Hussain et al., 2011), b) la humedad edáfica, c) la temperatura ambiental (Davidson et al., 2002), d) el tipo de vegetación (Scholze et al., 2003) y e) el carbono orgánico del suelo (COS; Pardo et al., 2019); por tanto, estos factores se consideran de gran interés, ya que regulan la variación e intensidad de la respiración del suelo (Yáñez et al., 2017). En este contexto, se considera que la respiración edáfica es una de las mayores fuentes de emisiones de CO2 hacia la atmósfera (Ru et al., 2018), ya que, en un año, se emiten cerca de 220 Pg (1015 g) de CO2 por los microorganismos edáficos (Mátyás et al., 2020); parte de estas emisiones se generan por mal manejo agrícola, por desforestación, quema de biomasa o de residuos de cultivo, entre otras acciones antropogénicas (Chi et al., 2020). Por ello, los microrganismos desempeñan un papel vital como indicadores biológicos, los cuales pueden ser evaluados mediante diferentes técnicas: a) midiendo respiración de CO2; b) cuantificando la mineralización del nitrógeno; y c) determinando la biomasa microbiana (tanto su contenido en C, como de N; Bünemann et al., 2018). Estos indicadores microbiológicos se consideran muy sensibles, ya que proveen información de los cambios generados del estrés ambiental y actividades antrópicas (Pardo et al., 2019). Además, se considera que la activad microbiológica es fundamental para mantener la calidad de los suelos y aspectos primordiales en la determinación del estado de un sistema o comprender cómo la actividad humana modifica los sistemas y con ello, los ciclos biogeoquímicos (Bastida et al., 2008). Conocer el ciclo del C es necesario para entender el porqué del incremento acelerado de la concentración de CO2 en la atmósfera, así como definir las estrategias de mitigación basadas en el suelo y la vegetación (Sanz-Cobena et al., 2017). Por lo tanto, la determinación cuantitativa de las emisiones edáficas de CO2 contribuye a valorar las estrategias que minimicen estos flujos (López et al., 2020) dado que pequeños cambios en la respiración del suelo (y el consiguiente retorno del CO2 a la atmósfera) pueden afectar la dinámica global del ciclo del C (Wei et al., 2014). En este sentido la respiración basal, la biomasa microbiana (Cmin que cuantifica la cantidad global de microrganismos existentes en el suelo en promedio oscila entre el 1 y el 4 % del C orgánico edáfico Paolini, 2018), la cuantificación de grupos funcionales (Sánchez et al., 2005), o el ritmo de mineralización del C (que denota la intensidad de la actividad microbiana; Guerrero et al., 2012), permiten conocer cómo el crecimiento de la microbiología edáfica influye en la respiración, la cual es sensible a los cambios generados en periodos cortos de tiempo (Zhang et al., 2013); sin embargo, estas variables están generalmente determinadas por la calidad y cantidad de la materia orgánica del suelo (MOS, Gallardo, 2017).
En los principales sistemas de producción agrícola del occidente de México (maíz y agave tequilero) es habitual el uso continuo de agroquímicos y la escasa adición de abonos orgánicos, lo cual afecta negativamente la composición y abundancia de microorganismos edáficos (Zeng et al., 2016), modifica el ciclo de la MOS y el contenido de las poblaciones microbianas (Bünemann et al., 2018). Por lo tanto, la incorporación de residuos orgánicos (RO) crudos o compostados son una alternativa para incrementar la fertilidad de los suelos, el contenido de MOS y nutrientes, así como mejorar la agregación y estabilidad estructural edáfica (Gallardo, 2017). El bagazo se genera durante el proceso de producción del tequila, tras someter la piña o tallo del agave (Agave tequilana Weber var. Azul) a diferentes procesos de extracción de azúcares; se considera un material combustible de segunda generación y lenta mineralización, al estar constituido por biomasa lignocelulósica (43 % celulosa, 19 % hemicelulosa y 15 % lignina; Li et al. 2012) lo cual puede reducir parcialmente las emisiones de CO2 (Chávez, 2010). Por otro lado, el compostaje bioxidativo del bagazo de agave, bajo condiciones controladas de temperatura, humedad y aireación, con la participación de grupos microbianos en las distintas etapas del proceso (Abad et al., 2004), origina un material orgánico estabilizado (composta de bagazo de agave) que al incorporarse a suelos con bajos contenidos de MO, puede generar efectos positivos sobre la fertilidad edáfica integral y por lo tanto, beneficios en el crecimiento de cultivos (Zucconi et al., 1987b). Por lo anterior, los bagazos tequileros y sus derivados compostados pueden utilizarse como insumos orgánicos para mejorar el suelo, ya que su incorporación puede constituir una excelente alternativa de uso con efectos benéficos en sus propiedades físicas, químicas y biológicas; pero por otro lado, las emisiones de CO2 por la descomposición de éstos materiales en el suelo, también generan un efecto negativo en la generación de GEI y el cambio climático, hasta ahora no considerado en las evaluaciones de dichas prácticas agrícolas por la incorporación de insumos orgánicos y de materiales lignocelulósicos al suelo. Conocer el ciclo del C es necesario para entender el porqué del incremento acelerado de la concentración de CO2 en la atmósfera, así como las estrategias de mitigación basadas en el suelo y la vegetación, ya que el C es el elemento fundamental en los componentes de la naturaleza orgánica, el cual se encuentra en los océanos, la atmósfera y el suelo.
Dado que en trabajos anteriores (Acosta et al., 2023a,b) se evaluó el comportamiento de la descomposición y dinámica mineralización del C y N de estos RO, se conoce la repercusión de los bagazos de agave sobre la fertilidad edáfica al ser incorporados al suelo; sin embargo, no ha sido reportada hasta el momento la liberación de CO2 que se emiten a la atmósfera; por lo tanto, el objetivo del presente trabajo fue evaluar la dinámica de emisión del CO2 y la intensidad de mineralización de dos tipos de bagazo de agave versus sus compostas, en Regosol y Luvisol. En este contexto, la presente investigación pretende dar respuesta en la toma de decisiones respecto a la incorporar de bagazo de agave sin transformar o ya compostado al suelo; no solo considerando los efectos positivos en los parámetros de fertilidad edáfica; sino que a la vez, se pueda valorar el efecto negativo ambiental que ocasionan las emisiones de CO2 como GEI derivado de la descomposición de este tipo de materiales lignocelulósicos cuando se incorporan a suelos con diferente contenido de arcilla.
Materiales y métodos
La investigación se realizó en dos etapas, fase de campo y fase de laboratorio.
Fase de campo: En el 2019 se estableció un experimento en macetas con capacidad de 19 L con suelos de diferente textura y de acuerdo a la clasificación FAO (WRB, 2015) corresponden a Regosol (Rg) y Luvisol (Lv).
Las macetas de ambos suelos fueron distribuidas bajo un diseño experimental de bloques al azar con cinco tratamientos, dos tipos de bagazo (TBD, bagazo de difusor y TBA, bagazo de autoclave), dos compostas una por cada tipo de bagazo (TCD y TCA) y un control (T0) sin aplicación de RO; tres repeticiones para cada tratamiento, las cuales se mantuvieron bajo condiciones naturales, hasta el momento de la evaluación en la fase de laboratorio.
Se realizaron tres aplicaciones de los cuatro RO (2019, 2020 y 2021); la dosis anual aplicada fue de 92 g base seca por maceta para el suelo Regosol (Rg) y 103 g para el Luvisol (Lv), lo cual equivale a 20 ton ha-1 año-1 en función a la densidad aparente de cada suelo. Las propiedades de los suelos se muetran en la Tabla 1, mientras que las características químicas de los residuos orgánicos (RO: TBD, TBA, TCD y TCA) se presentan en la Tabla 2.
Table 2 Characteristics of the organic waste used in the experiment.
| Tratamiento | COS | NTS | R: C/N |
|---|---|---|---|
| TBD | 40.9 | 0.56 | 74.0 |
| TBA | 41.2 | 0.52 | 79.0 |
| TCD | 23.7 | 1.85 | 12.8 |
| TCA | 23.3 | 1.28 | 18.3 |
Tratamientos: TBD, Tratamiento con bagazo difusor; TBA, Tratamiento con bagazo autoclave; TCD: Tratamiento con composta de bagazo difusor; y TCA, Tratamiento con composta bagazo autoclave. COS: Carbono orgánico del suelo y NTS: Nitrógeno total del suelo.
Treatments: TBD, Treatment with diffuser bagasse; TBA, Treatment with autoclave bagasse; TCD: Treatment with diffuser bagasse compost; and TCA, Treatment with autoclave bagasse compost. COS: Soil organic cabon and NTS: Total soil nitrogen.
Fase de laboraotrio: Despues de 30 meses se realizó la experimentación de respirometría en el laboratorio de Física y Química de Suelos del Colegio de Posgraduados (Campus Montecillos, Texcoco, Estado de México), donde se cuantificó la respirometría de los dos suelos tras adiciones periódicas de RO de agave a los suelos. Se colectó una muestra compuesta por tratamiento (1 kg de suelo), la cual fué secada durante 5 d a temperatura ambiente; posteriormente el suelo se tamizó a un tamaño de partícula de 0.53. De cada muestra se tomaron tres porciones de 100 g para el ensayo de respirometría. Las muestras se llevaron a capacidad de campo por tipo de tratamiento y suelo, para el Rg los tratamientos T0, TBD, TBA, TCD y TCA con (19, 15, 16, 15 y 15 mL agua kg-1, respectivamente) en Lv T0, TBD, TBA, TCD y TCA con (18, 18, 18, 19 y 20 mL agua kg-1, respectivamente), manteniéndose así durante los 30 d del ensayo.
Evaluación de respirometría
La evaluación de la respiración aerobia se llevó a cabo durante 30 d en laboratorio (Moyano et al., 1987; Gallardo, 2017). Los 100 g de suelo de cada unidad experimental se colocaron en recipientes de plástico de 500 mL. Todos los tratamientos fueron humedecidos a su capacidad de campo en el momento de los ensayos (Tabla 3). Se utilizó el método de incubación en medio cerrado con 5 mL de NaOH 1 N (Anderson, 1984). La cuantificación de la liberación de C-CO2 se determinó a temperatura ambiente a lo largo de 30 d de incubación. El desprendimiento de CO2 se midió cada 48 horas, estimándose mediante titulación con HCL al 0.1 N en presencia de tres gotas de fenolftaleína al 1 %, se adicionaron 3.0 mL de BaCl2 al 2 %, para precipitación de los carbonatos. Se utilizaron tres blancos, para controlar la presencia de CO2 en los frascos (Anderson, 1982), con los resultados obtenidos en la evaluación de respirometríca se determinaron las siguientes variables.
Tabla 3 Emisiones de CO2 por héctarea estimadas a partir de los valores acumulados resgistrados durantes los 30 días.
Table 3 CO2 emissions per hectare estimated from the accumulated values recorded during the 30 days.
| Tratamientos | Valores acumulados | Mg ha-1 año-1 de CO2* |
|---|---|---|
| Regosol (Rg) | ||
| T0 | 548 | 12.0 |
| TBD | 1547 | 33.7 |
| TBA | 1682 | 36.6 |
| TCD | 1131 | 24.6 |
| TCA | 985 | 21.5 |
| Luvisol (Lv) | ||
| T0 | 784 | 15.2 |
| TBD | 1883 | 36.5 |
| TBA | 1480 | 28.7 |
| TCD | 898 | 17.4 |
| TCA | 970 | 18.8 |
Tratamientos: TBD, Tratamiento con bagazo difusor; TBA, Tratamiento con bagazo autoclave; TCD: Tratamiento con composta de bagazo difusor; y TCA, Tratamiento con composta bagazo autoclave.
*La estimación de las emisiones de CO2 en campo se calculó a partir del peso de una héctarea consiederando 20 cm de profundidad y la densidad para Rg y Lv (Dap 1.09 y 0.97 Mg m-3), multiplicada por el valor acumulado de las determinaciones de respiración en laboratorio.
Treatments: TBD, Treatment with diffuser bagasse; TBA, Treatment with autoclave bagasse; TCD: Treatment with diffuser bagasse compost; and TCA, Treatment with autoclave bagasse compost.
*The estimate of CO2 emissions in the field was calculated from the weight of one hectare considering 20 cm depth and the density for Rg and Lv (Dap 1.09 and 0.97 Mg m-3), multiplied by the value accumulated from laboratory respiration determinations.
La primera variable, emisión de C-CO2, se evaluó midiendo el CO2 liberado (absorbido en la solución alcalina) durante la respiración aeróbica en suelos y puede utilizarse como un índice de la intensidad de respiración (Guerrero et al., 2012; Monsalve et al., 2017) mediante la siguiente fórmula:
Dónde: R = Respiración microbiana en mg CO2; B = Volumen de ácido gastado para titular el NaOH de los blancos (mL); M = Volumen de ácido necesaria para titular el NaOH de las muestras (mL); N = Normalidad del HCl; E = Peso equivalente del CO2.
La curva acumulativa se determinó sumando todos los mg de CO2 que se produjeron cada 48 horas para cada tipo de suelo.
La segunda variable respirometría, se cuantificó considerando la evolución de la emisión del CO2 desprendido en función del tiempo, para lo cual se ajustó a un modelo potencial (Dommergues, 1968):
Dónde: Co = pérdidas acumuladas de C orgánico como CO2 en función del tiempo (expresada en mg C-CO2 g-1 de material orgánico seco a 65 °C); k = constante que corresponde a la emisión del primer día (expresada en mg C-CO2 g-1 de material orgánico seco a 65 °C); t = tiempo (d); m = constante que determina la forma de curva.
Esta evolución del Co desprendido como CO2 en función del tiempo se ajustó al modelo potencial propuesto por Dommergues (1968). Al derivar el modelo C = k*t m se obtiene la expresión:
Que corresponde a la intensidad respiratoria (Chase y Gray, 1957; Dommergues, 1968), dónde los valores de los coeficientes k*m y (m-1) representan la actividad biológica y la magnitud de la pérdida de Co en función del tiempo, respectivamente (Levi et al., 1990).
La tercera variable, tasa de mineralización del C orgánico, se calculó con base al porcentaje, considerando las cantidades acumuladas de C orgánico (desprendidas como CO2) respecto al contenido inicial de COS de las muestras edáficas (Dommergues, 1968):
Dónde: Tm= tasa de mineralización, expresada en porcentaje; C-CO2= carbono desprendido como CO2 expresado en mg C∙g-1 de material orgánico seco a 65 °C. (30 d); COS = carbono orgánico del suelo presente al inicio del experimento, expresado en mg C g-1 de material orgánico seco a 65 °C.
Análisis estadístico
Los resultados se sometieron a un análisis de varianza (ANDEVA) para determinar diferencias significativas entre los valores medios de cada tratamiento, también se realizó el test de Sahpiro-Wilks para evaluar la normalidad de los datos utilizados para saber entre que tratamientos existen diferencias significativas se aplicó la prueba de Tukey (P > 0.05) empleando el paquete estadístico Statgraphics Centurión XVII (Statgraphics, 2014). En la evaluación de la evolución del Co desprendido como CO2 en función del tiempo se ajustó al modelo potencial propuesto por Dommergues (1968) donde se generó una ecuación lineal para las curvas acumuladas del CO2 desprendido de los tratamientos; una vez obtenida la ecuación lineal se realizó una regresión lineal simple y se obtuvieron los valores de la pendiente (m) los cuales fueron positivos para todos los tratamientos, lo cual refleja el aumento en la tasa de pérdida del carbono orgánico en el transcurso de las incubaciones.
Resultados y discusión
Emisión de C-CO2 mediante incubación aerobia
Los resultados encontrados en el presente trabajo muestran que la dinámica de emisiones de CO2 es diferente, debido a la composición química de cada RO y su nivel de estabilidad ante la descomposición microbiana, independientemente de la relación C/N (TBA y TBD versus TCA y TCD); así como el tipo de suelo al que es incorporado (Regosol, Rg versus Luvisol, Lv); además dicho parámetro resultó útil para estimar si las emisiones resultan significativas respecto a los valores reportados de GEI y su impacto al cambio climático (Figura 1a y b ). En este sentido, la respiración microbiana del suelo muestra el desprendimiento de CO2 generado como resultado de la actividad de los microorganismos (García y Rivero, 2008), los cuales responden rápidamente a la incorporación de abonos orgánicos y la adición de agua durante los primeros días de las incubaciones (Blagodatskaya y Kuzyakov, 2013); por lo tanto, el aumento de las poblaciones microbianas genera un incremento en la emisión de CO2 el cual puede ser implementado como indicador de la actividad biológica del suelo (Albíter et al., 2020).
Figura 1 Desprendimiento de CO2 en suelo Regosol (a) y Luvisol (b) en 30 días de incubación. Tratamientos: To, Control; TBD, Tratamiento con bagazo difusor; TBA, Tratamiento con bagazo autoclave; TCD: Tratamiento con composta de bagazo difusor; y TCA, Tratamiento con composta bagazo autoclave. Barras verticales: Error estándar de las medias. Tukey (P < 0.05).
Figure 1 Release of CO2 in Regosol (a) and Luvisol (b) soil in 30 days of incubation. Treatments: To, Control; TBD, Treatment with diffuser bagasse; TBA, Treatment with autoclave bagasse; TCD: Treatment with diffuser bagasse compost; and TCA, Treatment with autoclave bagasse compost. Vertical bars: Standard error of the means. Tukey (P < 0.05).
Las emisiones de CO2 presentaron diferencias estadisticas significativas (P <0.05) entre suelos y entre tratamientos (Figura 1a y b); además, la dinámica de las emisiones fue diferente entre suelos, con mayores diferencias en el Rg; mientras que en Lv, fue practicamente igual el comportamiento entre tratamientos, lo que indica que suelos con mayor contenido de arcillas generan emisiones similares entre materiales; sin embargo entre tratamientos el comportamiento fue similar entre RO, excepto para el tratamiento TBD, el cual mostró picos diferentes de emisión respecto a los otros tratamientos (Figura 1a y b). En Rg fue diferenciado entre tratamientos, siendo el TBD el que presentó a los 5 d la mayor emisión (38.4 mg C-CO2 g-1 d-1) con un segundo pico a los 11 d (21.1 mg C-CO2 g-1 d-1); por otro lado, los tratamientos TBA, TCD y TCA presentaron un comportamiento similar después de los 11 d; sin embargo la mayor emisión fue a los 9 d (30.1, 37.3 y 34.9 mg C-CO2 g-1 d-1, respectivamente), con un segundo pico de emisión menor a los 11 d (6.0, 10.8 y 6.9 mg C-CO2 g-1 d-1, respectivamente); finalmente el T0 presentó los menores valores con un primer pico a los 11 d (16 mg C-CO2 g-1 d-1, con un segundo pico de emisión menor a los 19 d (10.4 mg C-CO2 g-1 d-1). Respecto al Lv, todos los tratamientos (T0, TBD, TBA, TCD, TCA), presentaron un comportamiento similar, observandose un pico de emisión mayor en el d 9 (36.7, 49.1, 49.6, 40.2 y 39.4 mg C-CO2 g-1 d-1, respectivamente) y, al igual que en Rg, el tratamiento TBD fue el que presentó los menores picos de emisiones desde 3l d 3, el d 19 y el d 23 (18.4, 19.2, 9.7 mg C-CO2 g-1 d-1).
Considerando el valor promedio final de las 15 lecturas de los 30 d, las emisiones de CO2 entre tratamientos presentaron diferencias significativas, siendo los tratamientos de bagazo (TBA y TBD) los que mostraron los mayores valores, seguido de los tratamientos con composta (TCA y TCD), finalmente el menor valor de emisión fue el control (T0) en ambos suelos (Rg y Lv). En el Rg para TBA, TBD, TCD y TCA fue de 10.4, 10.0, 7.8 y 6.5 mg C-CO2 g-1 d-1, respectivamente, mientras que el valor obtenido en T0 fue de 4.1 mg C-CO2 g-1 d-1; para el Lv TBD, TBA, TCD y TCA los valores promedio de los tratamientos fueron 13.1, 10.1, 6.3 y 6.2 mg C-CO2 g-1 d-1, respectivamente, mientras que el valor promedio del control T0 fue de sólo 5.0 mg C-CO2 g-1 d-1. Por lo anterior, la incorporación de abonos orgánicos, residuos de cosecha o agroindustriales y compostas tiene un efecto positivo en el restablecimiento de las principales propiedades edáficas físicas, químicas y biológicas (Castelo-Gutiérrez et al., 2016; Orozco et al., 2016), principalmente en el contenido de humus y COS (Kwiatkowski et al., 2020), los cuales suponen un aporte de energía y nutrientes para los microorganismos del suelo (Smith y Paul, 1990). Así, durante los primeros días de incubación se presentaron las mayores emisiones (entre los d 7 y 11), lo cual se debe a la manifestación inicial de la actividad microbiológica por la incorporación de RO ricos en fracciones lábiles como por ejemplo proteínas y azúcares, disminuyendo según transcurre el tiempo de incubación hasta instaurarse de nuevo la respiración basal (Paolini, 2018). En este sentido la incorporación de RO genera una respuesta de los microorganismos telúricos, sirviendo de indicador la actividad respiratoria de las comunidades microbianas que implican cambios en el ritmo de descomposición de la MOS, ya sea reduciéndolo o activándolo (Zhu y Cheng, 2011; Cheng et al., 2014).
Tras ese periodo, el desprendimiento de CO2 en la incubación comienza a estabilizarse tras el día 13 según el tipo de RO añadido en el experimento, lo que significa que va disminuyendo la cantidad de microorganismos de acuerdo con la emisión de CO2, (Guerrero et al., 2012). No obstante, es evidente un pequeño pico de actividad secundaria sobre el d 19, lo que significa que los microorganismos como los hongos, actinomicetos y bacterias cumplen diversas funciones, especielmente en la descomposición de los RO (Luna y Mesa et al., 2016) ya que estos se alimentan de los restos y metabolitos de los microorganismos muertos y en etapa de latencia tras la anterior manifestación microbiana (Benedicto et al., 2019), al final del mes se obtienen valores similares a los de la respiración basal.
Acumulación de las emisiones de CO2 durante los 30 días de muestreo
Las curvas muestran el comportamiento de las emisiones de C-CO2 acumuladas durante los treinta días (Figura 2a y b), muestran una dinámica diferente entre tratamientos por tipo de RO incorporado; ya que los tratamientos con bagazo (TBD y TBA) presentaron las mayores emisiones acumuladas, seguidas por las compostas (TCD y TCA); los T0 como era de esperarse, presentaron los valores mas bajos. En Rg las diferencias entre tratamientos fueron mas evidentes, los tratamientos TBD y TBA fueron los que presentaron las mayores emisones (103 y 112 mg C-CO₂ g⁻¹ d-1, respectivamente), pero con una dinámica similar, lo mismo se presentó para las compostas (TCD y TCA) con valores de 75 y 66 mg C-CO₂ g⁻¹, respectivamente, menores al 60 %, el T0 fue de 37 mg C-CO₂ g⁻¹ d-1. En Lv se presenta un comportamiento similar entre todos los tratamientos, sin embargo a partir de los 9 d los valores de las emisiones de las curvas acumuladas entre tratamientos cambia significativamente, siendo más evidente en los tratamientos con bagazo (TBD y TBA) presentando valores de emisión de 126 y 99 mg C-CO₂ g⁻¹ d-1, respectivamente, mientras que las compostas y el control (TCD, TCA y T0) permanencen estables a partir del día 9 con valores de 60, 65 y 52 mg C-CO₂ g⁻¹ d-1, respectivamente. Las diferencias anteriores se atribuyen al contenido de C presente en los diferentes RO empleados (Tabla 2), de forma particular en los tratamientos TBD y TBA, los cuales adicionan material orgánico fresco y biodisponible de rápida degradación por los microorganismos (Camacho et al., 2014) y que participan en la mineralización de compuestos tales como azúcares, proteínas y degradación de aminoácidos a compuestos más sencillos (Oviedo et al., 2017).
Figura 2 Respiración acumulada de las muestras seleccionadas a lo largo de un mes en suelos Regosol (a) y Luvisol (b). Tratamientos: To; Control; BD, Tratamiento con bagazo difusor; BA, Tratamiento con bagazo autoclave; CD: Tratamiento con composta de bagazo difusor; y CA, Tratamiento con composta bagazo autoclave.
Figure 2 Accumulated respiration of the selected samples over a month in Regosol (a) and Luvisol (b) soils. Treatments: To, Control; BD, Treatment with diffuser bagasse; BA, Treatment with autoclave bagasse; CD: Treatment with diffuser bagasse compost; and CA, Treatment with autoclave bagasse compost.
Los resultados encontrados de las emisiones acumuadas indican que durante los primeros siete días posteriores a la incorporación de RO, se presenta un periodo de estabilización y activación microbiológica, el cual es de gran importancia para la descomposición de los mismos durante los siguientes días, lo cual dependerá de la composición quimica de los RO y de su nivel de estabilidad ante la descomoposición microbiana, ya que como se pudo observar los bagazos (TBD y TBA) con valores mayores de relación C/N en comparación con las compostas (TCD y TCA); sin embargo, su descomposición fue acelerada los primeros días, lo cual se reflejó con los mayores valores de emisiones acumuladas, mientras que las compostas, al ya tener un proceso previo de descomposición y una mayor estabilidad ante los microorganismos, presentó menores valores de emisiones acumuladas, pero podrá presentar una mayor acumulación de la MOS, en este sentido Xu et al. (2019) establecen que cuanto más estable se encuentre la MOS, los flujos de CO2 y actividad microbiológica disminuirán, ya que se tendrá una menor cantidad de compuestos lábiles, lo que limita la actividad microbiana (Ayuso et al., 1996; Guerrero et al., 2012).
Los resultados encontrados son similares a los obtenidos por Barrales et al. (2015), quienes muestran que la mayor respiración de CO2 se encontró en los rastrojos de maíz sin compostar (4.2 g CO2) en comparación con la composta (1.2 g CO2), al ser el último un material prácticamente estabilizado, así mismo la relación C/N influye de manera significativa sobre el proceso de la descomposición y las emisiones de CO2, encontrando que el rastrojo de maíz presenta una relación C/N de 74.6 mientras que la composta de sólo 17.9. Lo anterior concuerda con los resultados obtenidos con los dos tratamientos TBA y TBD, que presentan relaciones C/N de 79.2 y 74.0, mientras que los dos tratamientos TCA y TCD tienen relaciones C/N de 18.2 y 12.8 (Tabla 2).
Considerando los resultados expuestos y a partir de los valores de emisiones acumuladas encontradas en el trabajo, se estimó los valores de emisiones generados por hectárea, considerando una profundidad de -20 cm y las densidades para cada suelo (Rg y Lv) resultando lo siguiente para cada tratamiento en cada suelo; en Rg los mayores valores de emisión fueron para el TBD y TBA (33.7 y 36.6 Mg ha-1 año-1 de CO2); mientras que para las compostas (TCD y TCA) fue de 24.6 y 21.5 Mg ha-1 año-1 de CO2, el T0 presentó una emisión de 12 Mg ha-1 año-1 de CO2; por otro lado, en LV los valores mayores también fueron para los TBD y TBA (36.5 y 28.7 Mg ha-1 año-1 de CO2; en las compostas (TCD y TCA) fueron de 17.4 y 18.8 Mg ha-1 año-1 de CO2, en el T0 de 15.2 Mg ha-1 año-1 de CO2 (Tabla 3). Lo anterior muestra que el impacto de las emisiones de GEI con incorporación de residuos agroindustriales a suelos con baja fertilidad, no representan un mayor impacto respecto al cambio climático por la aplicación de RO, ya que si restamos los valores de los tratamientos sin RO también emiten CO2 a valores menores, pero si se presenta; además, si consideramos lo reportado por algunos autores de emisiones de CO2 podemos comparar dichos emisiones con las estimadas en el presente trabajo; en este sentido ArchMiller y Samuelson (2016), estimaron emisiones entre 12.0 Mg de C para un rodal de 5 años con plántulas en etapa de pasto y 13.9 Mg de C en el rodal denso de 21 años. Mientras que Cruz-Sánchez et al. (2021), en rodales de masas puras encontraron mayores cantidades de emisines que fluctuaron entre 39.27 Mg ha-1 año-1 y 67.96 Mg ha-1 año-1, considerando lo anterior, podemos decir que nuestras estimaciones se encuentran dentro de lo reportado por ambos autores.
Las altas relaciones C/N en los tratamientos con bagazos ocasionan, efectos negativos fundamentalmente en las propiedades bioquímicas edáficas en comparación con los tratamientos con las compostas al presentar relaciones C/N más ajustadas (Collins et al., 1990; Gallardo, 2017; Acosta-Sotelo et al., 2023a).
Cinética de mineralización del C orgánico emitido como CO2
Los valores de la evolución del Co desprendido como CO2 en los diferentes tratamientos en Rg y Lv mostraron variación de 13.5 a 3.1 mg C-CO₂∙g⁻¹ y 15.4 a 3.8 mg C-CO₂∙g⁻¹, respectivamente (Tabla 4), lo cual puso deberse al tipo de suelo, ya que, Luvisol tuvo el mayor desprendimiento de CO2 en comparación con el Regosol, lo anterior se da por el efecto protector de las arcillas (Gili et al., 2011).
Table 4 Co values, mineralization constants (k), and their product.
| Tratamientos | Co | k | Co* k | |
| mg C-CO₂∙g⁻¹ | día-1 | mg C-CO₂∙g⁻¹ d-1 | ||
| T0 | Regosol | 3.4 | 4.5 | 15.4 |
| TBD | 12.8 | 9.1 | 117 | |
| TBA | 13.5 | 9.6 | 129 | |
| TCD | 3.1 | 8.5 | 26.2 | |
| TCA | 3.2 | 6.9 | 21.9 | |
| T0 | Luvisol | 4.8 | 5.4 | 25.6 |
| TBD | 15.4 | 13.1 | 201.2 | |
| TBA | 15.4 | 9.8 | 149.6 | |
| TCD | 3.8 | 6.4 | 24.5 | |
| TCA | 7.0 | 6.3 | 44.6 |
Tratamientos: TBD, Tratamiento con bagazo difusor; TBA, Tratamiento con bagazo autoclave; TCD: Tratamiento con composta de bagazo difusor; y TCA, Tratamiento con composta bagazo autoclave.
Treatments: TBD, Treatment with diffuser bagasse; TBA, Treatment with autoclave bagasse; TCD: Treatment with diffuser bagasse compost; and TCA, Treatment with autoclave bagasse compost.
En Rg los mayores valores se presentaron en TBA y TBD (13.5 y 12.8 mg C-CO₂∙g⁻¹, respectivamente), mientras que los menores valores se presentaron en el To y en las dos compostas TCA y TCD (3.5, 3.2 y 3.1 mg C-CO₂∙g⁻¹, respectivamente). En suelo Lv se presentó una dinámica similar, encontrando que los mayores valores se obtuvieron en TBD y TBA (con 15.4 mg C-CO₂∙g⁻¹ para ambos), y los valores más bajos se encontraron en TCA, T0 y TCD (con 7.0, 4.8 y 3.8 mg C-CO₂∙g⁻¹ respectivamente).
Con respecto a la constante de velocidad (k) para ambos suelos se presentó el mismo comportamiento, los tratamientos TBD (13.1 y 9.1 d-1 en Rg y Lv respectivamente), y TBA (9.8 y 9.6 d-1, respectivamente); así mismo, los tratamientos con las compostas TCD y TCA en ambos suelos presentaron los valores más bajos (con 8.5 y 6.9 d-1 en Rg y 6.4 d-1 en ambos tratamientos en Lv), al igual con que control T0 con (5.4 y 4.2 en Rg y Lv d-1, respectivamente).
Respecto al producto Co* k en el Rg el mayor incremento se observó en los tratamientos TBA y TBD (129 y 117 mg C-CO₂∙g⁻¹ d-1 respectivamente), seguido de los tratamientos con compostas (TCD y TCA con 26.2 y 21.9 mg C-CO₂∙g⁻¹ d-1, respectivamente), mientras que el valor más bajo se observó en el control T0 con 15.4 mg C-CO₂∙g⁻¹ d-1; dichos valores se pueden deber al tipo de RO empleado y tipo de suelo. En el Lv se presentó la misma dinámica con relación a los tratamientos, pero con valores más altos; se encontró para TBD y TBA (201 y 150 mg C-CO₂∙g⁻¹ d-1, respectivamente) y para los tratamientos TCA, T0 y TCD (44.6, 25.6 y 24.5 mg C-CO₂∙g⁻¹ d-1, respectivamente) se observaron los valores más bajos.
Por lo tanto, los resultados encontrados en Co, k y Co*k presentaron el mismo comportamiento en la mineralización de los RO en los tratamientos con incorporación de bagazos (TBD y TBA) aunado a un mayor incremento en la actividad microbiológica, en comparación con los tratamientos de compostas de esos mismos materiales ya compostados y estabilizados. De acuerdo con el modelo potencial propuesto por Dommergues (1968) los resultados obtenidos en el presente estudio son similares a lo reportado por Rakesh et al. (2021), quienes encontraron valores para Co en residuos de maíz de 25.8 a 16.6 y de 23.3 a 20.1 mg C-CO₂∙g⁻¹; estos valores son similares a los encontrados en los dos tratamientos con bagazos TBD y TBA en ambos suelos, donde se encuentran valores de 13.5 a 12.8 mg C-CO₂∙g⁻¹ en Rg y 15.4 mg C-CO₂∙g⁻¹ en Lv, encontrando que estos residuos frescos y ricos en C tuvieron el más alto potencial de mineralización (Co) en comparación con los tratamientos de compostas TCD y TCA (3.1 a 3.2 mg C-CO₂∙g⁻¹ en Rg y 3.8 a 7.0 mg C-CO₂∙g⁻¹ en Lv, respectivamente); sin embargo, estos valores de Co obtenidos no dependen específicamente del tipo de residuo o suelo, sino que se encuentran regulados por la humedad y la actividad de los microorganismos, los cuales tienen un papel primordial en la determinación de la calidad del suelo (Pathan et al., 2018). Aunado a lo anterior la humedad edáfica genera cambios en la actividad microbiana, con lo que se modifica el Co (Qi et al., 2011).
Con respecto a los valores de k Moreno et al. (2014) mencionaron que la fracción de C orgánico disuelto (COD) inicial de los RO es la que controla el proceso de descomposición y cuanto más alto son sus valores, más rápidos será la mineralización; ello se evidencia en los valores obtenidos (Tabla 4) en los tratamientos con los bagazos (oscilantes entre 13.1 a 9.1 día-1 en TBA y TBD para ambos suelos), mientras que en los tratamientos con compostas los valores fueron ligeramente menores (oscilando entre 8.5 a 6.4 d-1 en TCD y TCA para ambos suelos). Los resultados anteriores de Co y k obtenidos en los tratamientos de bagazos BD y BA concuerdan con lo reportado por Liyanage et al. (2021), quienes encontraron que los residuos de abono verde de Gliricidia presenta una descomposición más acelerada y alta en k y el Co.
Respecto a los valores de Co*k son similares a los encontrados por Nourbakhsh y Sheikh (2006), quienes obtuvieron valores en residuos de maíz de 200 mg C-CO₂∙g⁻¹ d-1 en suelos no salinos, mientras que este trabajo se obtuvieron valores de 129 a 117 C-CO₂∙g⁻¹ d-1 en Rg y 201 a 150 C-CO₂∙g⁻¹ d-1 en Lv; lo anterior demuestra que el modelo antes mencionado, es más preciso en cuanto a los cambios generados en el C orgánico de acuerdo con la calidad de los residuos empleados (Pascual et al., 1998).
Tasa de Mineralización del C-CO2 por día
Los resultados de la tasa de mineralización del C-CO2 mensual se presentan en la Figura 3 para ambos suelos. En el Rg los tratamientos TBA y TBD son los que presenta una mayor actividad microbiana (con valores de 3.1 y 2.4 mg C-CO2 g-1 d-1, respectivamente), lo que también se refleja en una mayor tasa de mineralización diaria, lo cual indica que su estabilización en el suelo dependerá de las características del RO, siendo diferente significativamente de los tratamientos TCD y TCA (1,9 y 1,4 mg C-CO2 g-1 d-1, respectivamente) que, al ser materiales más estables, sus tasas indican una menor mineralización; por otra parte, el To, al no sufrir incorporación de RO, refleja la mineralización basal con el mínimo valor (0.9 mg C-CO2 g-1 d-1).
Figura 3 Tasa de mineralización de C-CO2 mensual en suelo Regosol (R) y Luvisol (L), durante 30 d de incubación. Tratamientos: To, control; BD, Tratamiento con bagazo difusor; BA, Tratamiento con bagazo autoclave; CD: Tratamiento con composta de bagazo difusor; y CA, Tratamiento con composta bagazo autoclave. Barras verticales: Error estándar de las medias. Tukey (P < 0.05).
Figure 3 Monthly C-CO2 mineralization rate in Regosol (R) and Luvisol (L) soil, during a 30-d incubation period. Treatments: To, control; BD, Treatment with diffuser bagasse; BA, Treatment with autoclave bagasse; CD: Treatment with diffuser bagasse compost; and CA, Treatment with autoclave bagasse compost. Vertical bars: Standard error of the means. Tukey (P < 0.05).
En el Lv se presenta una tendencia similar al del Rg, ocurriendo la mayor tasa significativa de mineralización en TBD y TBA (1.8 y 1.3 mg C-CO2 g-1 d-1, respectivamente), seguido de la respiración basal To (1.0 mg C-CO2 g-1 d-1), mientras que las menores tasas de mineralización se presentaron en TCA y TCD (0.7 y 0.4 mg C-CO2 g-1 d-1, respectivamente), con lo cual se puede indicar cierto efecto depresivo de las compostas sobre la actividad microbiana (Ngo et al., 2013).
Los resultados obtenidos en la tasa de mineralización a los 30 días de incubación, concuerdan con lo mencionado por varios autores (Azeez y Van Averbeke, 2010; Mohanty et al., 2013), quienes indicaron que la relación C/N de los RO influye en la tasa de mineralización y un incremento de esta indica que existe un mayor contenido de Co disponible para la actividad de microorganismos (Rahman, 2013; Hossain et al., 2017), lo cual se reflejo en nuestros resultados con una respuesta mayormente significativa en la tasa de mineralización de los tratamientos TBD (3.1 y 1.8 mg C-CO2 g-1 d-1) y TBA (2.4 y 1.3 mg C-CO2 g-1 d-1, respectivamente para ambos suelos), presentando relaciones C/N muy altas (74 y 79, respectivamente); esto contrasta con los tratamientos de las compostas TCD y TCA (1.9 y 1.4 mg C-CO2 g-1 d-1 en Rg y 0.7 y 0.4 mg C-CO2 g-1 d-1 en Lv, respectivamente) con bajas relaciones C/N (12,8 y 18,3 respectivamente; Tabla 2). Estos resultados son similares a los reportados por Hossain et al. (2017), quienes adicionaron abonos orgánicos de carbonilla (“biochar”) de paja de arroz y vermicomposta encontrando valores en la tasa de mineralización de 3.0 y 4.6 mg C-CO2 g-1 d-1; lo anterior demuestra que una relación C/N baja genera una disminución en la tasa de descomposición de los RO (Ferrera y Alarcón, 2001).
Los resultados encontrados en los tratamientos con incorporación de bagazo TBD y TBA difieren con los reportados por Datta et al. (2019), quienes observaron una mayor tasa de mineralización de los RO con la incorporación de varias combinaciones de RO de frijol mungo con arroz, trigo o maíz, lo cual lo atribuyeron a un mayor contenido de N (1.30 a 0.62 mg N g-1) y una menor relación C/N (41 a 57), lo cual coincide con lo reportado por varios autores (Ambus y Jensen, 1997; Giacomini et al., 2007) que indicaron que una relación más estrecha entre el suelo y los RO incorporados facilita una mayor tasa de mineralización de los RO, cabe mencionar que el contenido de humedad y temperatura modifican dicha mineralización (Awad et al., 2012), aunque en esta experimentación esas variables son similares en todas las muestras.
Conclusiones
Las emisiones de CO2 por la incorporación de residuos organicos agroindustriales (bagazo y composta de bagazo tequilero) a un Regosol y un Luvisol, (valor mayor estimado 35 Mg ha-1 año-1 de CO2 y valor menor estimado 15 Mg ha-1 año-1 de CO2), las cuales no representan valores fuera de los rangos reportados y su impacto al cambio climático no resulta mayor a lo que se emite de manera natural en ecosistemas agrícolas y forestales dentro del ciclo normal del carbono.
La dinamica de las emisiones de CO2 fue diferente entre suelos y entre tratamientos, sobre todo dentro de los primeros 20 d de evaluación de la respiración, siendo el Regosol el que mostró mayores diferencias entre los tratamientos. El TBD fue el que presentó mayores diferencias de emisiones en ambos suelos.
El comportamiento de las emisiones acumuladas, permitió agrupar los tratamientos por tipo de RO, los dos bagazos TBD y TBA en ambos suelos fueron los que presentaron los valores mayores de emisiones acumuladas, seguidos de las compostas TCD y TCA; finalmente los tratamientos T0 como era de esperarse, presentaron las menores emisiones. En Luvisol, las compostas y el control a partir del día 9 presentaron estabilidad en emisiones. En Regosol, se diferenciaron a partir del día 11 y se agruparon por bagazos, compostas y control.
Los valores encontrados de la evolución de emisión de CO2 desprendido en función del tiempo (Co, k y Co*k), así como la tasa de mineralización, permitieron agrupar la dinámica en la mineralización de los RO por tipo de materiales; los bagazos presentaron valores mayores, mientras que en las compostas fueron menores, independientemente del tipo de suelo para ambos grupos.
La incorporación de RO de tipo bagazos, es una opción para incrementar la actividad microbiana edáfica, pero con mayor emisión de GEI; mientras que los RO de compostas generan un incremento en la captura de COS y, por ende, mayor almacén de C y una menor emisión de CO2.
