Los resultados se analizaron mediante análisis de varianza (ANOVA), previa comprobación de homogeneidad (prueba de Bartlett) y de normalidad (prueba de Shapiro-Wilk). En caso de no cumplirse la homogeneidad de varianza, las variables se trasformaron para su análisis estadístico (Kuehl 1994). Las transformaciones utilizadas fueron ln x, 1/x, donde x corresponde a la variable independiente. Las medias se analizaron mediante la prueba de Tukey (HSD), con nivel de significancia p < 0.05 (Zar 1999). Se utilizó el programa Statistics (v. 1.0, 2000).

La actividad microbiana está directamente relacionada con la descomposición de residuos orgánicos (Sylvia et al. 2005), y puede ser cuantificada en forma indirecta a través de la producción de CO₂ (Alef 1995, Torri et al. 2018). En la figura 1 se muestra la evolución del C-CO₂ en el Hapludol éntico para cada uno de los tratamientos.

Fig. 1
(a) Respiración media en cada una de las fechas de muestreo; (b) respiración acumulada a lo largo del periodo de incubación en todos los tratamientos.

El biosólido puro (tratamiento B) presentó una elevada producción de C-CO₂, que alcanzó un máximo en el día 6 y un mínimo en el día 21, con posterior pulso de emisión de C-CO₂ en el día 40 (Fig. 1a). La elevada proporción de C-CO₂ media diaria y acumulada observada en B comparado con el resto de los tratamientos (Fig. 1a, b) es el resultado de la elevada actividad metabólica de los microorganismos propios de los biosólidos, maximizados por las condiciones de humedad de las muestras y la elevada disponibilidad de nutrientes (Pourcher et al. 2007, Oliveira et al. 2019).

La incorporación de biosólidos en los suelos disminuyó significativamente la producción de C-CO₂ respecto a B (Fig. 1a, b). En la figura 2 se observa en mayor escala la tasa de respiración diaria (Fig. 2a) y acumulada (Fig. 2b) en los tratamientos con suelo y zeolitas. Dicha disminución está asociada con la reducción en la población de los microorganismos originalmente presentes en los biosólidos. Los microorganismos entéricos generalmente no se encuentran adaptados a la supervivencia en medios naturales, y en el sistema edáfico se encuentran sujetos a variables como contenido de humedad, temperatura, luz solar, organismos competitivos, nutrientes y tipo de suelo (McLain et al. 2017). El tiempo de decaimiento puede fluctuar entre cuatro y 56 días (Schwarz et al. 2014), y se encuentra relacionado con la actividad biológica de los microorganismos autóctonos edáficos, la cual se ve incrementada por la mayor disponibilidad de nutrientes en los suelos enmendados con biosólidos y por el aumento en la humedad del medio, como consecuencia del mayor contenido de materia orgánica. Estos factores originan un efecto antagónico sobre los microorganismos introducidos en el suelo a través de los biosólidos (Sidhu et al. 2001).

Fig. 2
(a) Respiración media en cada una de las fechas de muestreo para todos los tratamientos exceptuando el tratamiento biosólido puro; (b) respiración acumulada durante la incubación para todos los tratamientos exceptuando el tratamiento biosólido puro.

En comparación con el suelo testigo, la incorporación de biosólidos en los suelos incrementó significativamente (Tukey, p < 0.05) la respiración y la producción acumulada de C-CO₂ desde el inicio del ensayo. En general, los suelos con bajo contenido de materia orgánica, como es el caso del suelo estudiado (Cuadro I), presentan un incremento en la tasa de respiración frente a la adición de biosólidos (de Andrés et al. 2012, Torri y Cabrera 2017). Otros autores observaron que la aplicación de enmiendas orgánicas aumenta también la diversidad microbiana (Girvan et al. 2004, Grayston et al. 2004) y la densidad bacteriana (van Bruggen y Semenov 2000). Sin embargo, otros trabajos revelaron disminución en la tasa de respiración como consecuencia de la presencia de EPT en los biosólidos (Das y Dkhar 2012).

La aplicación conjunta de biosólidos y zeolitas no alteró la producción de CO₂ en comparación con el tratamiento SB. En los tratamientos SB y SBZ, la producción de C-CO₂ se incrementó desde el inicio del ensayo (día 0), enfatizando la ausencia de una fase lag o de mínima producción de CO₂ que se origina en ciertos suelos por adaptación de los microorganismos a las nuevas condiciones edáficas. En ambos tratamientos, la producción de C-CO₂ fue máxima entre los días 0 y 11. En dicho periodo, la cantidad emitida de C-CO₂ siguió el orden de significancia SB ≥ SBZ > S ≈ SZ ≥ Z (Fig. 2a). A partir de día 11, la respiración media en los suelos enmendados con biosólidos (SB, SBZ) fluctuó, hasta llegar a un mínimo en el día 84.

En los tratamientos S y SZ, la liberación de C-CO₂ correspondió a la mineralización de las fracciones orgánicas lábiles del suelo, con la consecuente producción de energía y liberación de nutrientes para el crecimiento de los microorganismos. No se observaron diferencias significativas entre ambos tratamientos. La naturaleza mineral de las zeolitas explica su baja tasa de producción de C-CO₂.

En las figuras 1b y 2b se muestra la evolución del C-CO₂ acumulado. En los tratamientos B, SB y SBZ se observó una primera fase de mayor pendiente originada por una mayor tasa de liberación de carbono, seguida de una segunda fase de menor pendiente. Estos resultados pueden explicarse en función de la biodegradabilidad de la fracción orgánica proveniente de los biosólidos. Posteriormente, y a medida que se reduce la labilidad de la materia orgánica de la enmienda, la tasa de respiración de microorganismos disminuye. En SB y SBZ no se descarta la presencia de ciertos microorganismos provenientes de los biosólidos capaces de sobrevivir en el medio edáfico (Kao et al. 2006). No se observaron diferencias significativas en la respiración acumulada entre los tratamientos SBZ y SB, ni entre SZ y S (Fig. 2b). Estos resultados sugieren que la incorporación de zeolitas no originó una mejora en las condiciones edáficas para la actividad microbiana respecto al suelo testigo, en contraposición con lo observado por Kozlov et al. (2019).

Al final del ensayo se observó un descenso del pH en el suelo testigo respecto a su valor inicial (Cuadro II). Estos resultados están relacionados con la mineralización de la materia orgánica nativa del suelo (que origina la formación de ácidos orgánicos de baja masa molar), a la liberación de amonio (que contribuye al descenso del pH edáfico por posteriores procesos de nitrificación [Singh et al. 2012]) y a la baja capacidad de amortiguamiento (buffer) del suelo (Cuadro I).

CUADRO II
VALORES DE pH, CE, CARBONO OXIDABLE Y FÓSFORO DISPONIBLE EN CADA TRATAMIENTO.

*Letras distintas indican diferencias significativas entre tratamientos (Tukey, p < 0.05).

El pH del tratamiento SB no difirió significativamente respecto a S. Se hubiese esperado que SB presentara mayor alcalinidad debido a la elevada concentración de Ca incorporada a través de los biosólidos (Torri y Lavado 2002). La intensa actividad microbiana observada pudo haber incrementado la acidez debido a la mineralización de la materia orgánica (Singh et al. 2012), disminuyendo el efecto encalante originado por la liberación de Ca.

El tratamiento Z presentó valores de pH significativamente más elevados que S (Tukey, p < 0.05). Las zeolitas presentan en su composición metales de los grupos 1 y 2 (Na, K, Ca y Mg), los cuales son fácilmente intercambiados por otros iones presentes en la solución del suelo que le confieren pH alcalino. De esta manera, la incorporación de zeolitas en los suelos (SZ y SBZ) originó un incremento significativo de pH en comparación con los respectivos tratamientos sin zeolitas (S y SB) debido al intercambio de esos iones con H⁺ presentes en la solución del suelo (Edwards et al. 1999).

El cambio de pH en los suelos puede alterar las poblaciones microbianas (Liu et al. 2018). En un trabajo anterior, se observó que condiciones alcalinas pueden incrementar la tasa de descomposición de la materia orgánica (Torri et al. 2003), mientras que condiciones ácidas pueden reducirla (Bernal et al. 1998). En este ensayo no se observó que el pH afectara la tasa de respiración microbiana (Fig. 2). Sin embargo, el pH del suelo está relacionado con la biodisponibilidad de macro y micronutrientes vegetales, siendo pH = 5.5-6.5 el rango de mayor disponibilidad. En ese sentido, en los tratamientos SB y SBZ no se afectaría la disponibilidad de nutrientes; no obstante, la incorporación de zeolitas al suelo (tratamiento SZ) originó que el pH ascendiera hasta 7.7 (a pH ≥ 6.5 comienzan a precipitarse fosfatos cálcicos, compuestos de hierro, manganeso, cobre y cinc, pudiendo originar condiciones de deficiencia de nutrientes para las especies vegetales [Torri et al. 2011]). Estos resultados indican que la dosis de 30 % (P/P) de zeolitas podría originar deficiencia de algún nutriente al ser incorporada en un suelo de textura arenosa.

Todos los tratamientos presentaron valores de CE significativamente mayores a S (Tukey, p < 0.05). El tratamiento con zeolitas puras (Z) presentó los valores más elevados de CE (4850 ± 20.4 µS/cm, Cuadro II). Estos resultados están relacionados con la elevada proporción de Na y K intercambiables presentes en dicho mineral (Palmer y Gunter 2000). Estos cationes se encuentran débilmente adsorbidos y pueden ser fácilmente desplazados o sustituidos por otros en función del potencial iónico (Schulthess et al. 2011). Consecuentemente, la incorporación de zeolitas en los suelos incrementó significativamente los valores de CE en SZ con relación a S.

La incorporación de biosólidos (SB) incrementó significativamente la CE respecto a S (Cuadro II). Estos resultados están relacionados con la liberación de cationes en la solución del suelo debido a la mineralización de la materia orgánica del biosólido (Torri et al. 2009). No se observaron diferencias significativas entre los tratamientos SZ y SB, lo cual indica que, en las dosis aplicadas, el aporte de electrolitos al suelo por parte de ambas enmiendas fue similar. La incorporación conjunta de biosólidos y zeolitas al suelo (SBZ) incrementó significativamente la CE con relación a SB y SZ. Dicho incremento fue superior al correspondiente al aporte individual de cada enmienda, lo cual indica un efecto sinérgico en cuanto al aporte de sales. Este resultado no coincide con lo observado por otros autores, que determinaron valores de CE significativamente inferiores en compost de biosólidos adicionados con 20 % de clinoptilolita con relación al compost elaborado con biosólido puro (Stylianou et al. 2008). El valor tan elevado de CE observado en SBZ en comparación con S podría dificultar la implantación de especies vegetales sensibles por efecto osmótico, convirtiéndose en una potencial limitante.

Al finalizar el ensayo, la concentración de C oxidable siguió el orden de significancia SB ≥ SBZ ≥ SZ ≥ S (Tukey, p < 0.05; Cuadro II). La reserva de carbono lábil en los tratamientos SB y SBZ fue significativamente mayor (Tukey, p < 0.05) que el correspondiente al suelo testigo. No se observaron diferencias significativas en los valores de carbono oxidable entre SB y SBZ, en concordancia con los datos de respiración analizados previamente. Sin embargo, estos resultados no coinciden con los reportados por Stylianou et al. (2008), quienes observaron que el compostaje de biosólidos con 20 % de zeolitas disminuyó significativamente el porcentaje de carbono oxidable como consecuencia del incremento en la porosidad del sustrato (Zorpas et al. 2000). Villaseñor et al. (2011) también reportaron disminuciones significativas en el contenido de carbono oxidable al compostar biosólidos con un 25 % de zeolitas. En este trabajo, la incorporación de zeolitas produjo una disminución en el contenido de C oxidable en SBZ respecto a SB, posiblemente por mejorar las condiciones de oxigenación y retención de humedad (Soudejani et al. 2019), y un aumento en SZ respecto de S al incrementar la capacidad de retención hídrica del suelo arenoso, de acuerdo con lo observado por Stylianou et al. (2008). Sin embargo, dichas variaciones no llegaron a ser significativas.

El contenido total de P en el biosólido fue de 7200 mg/kg, dentro del rango informado por Torri et al. (2017). Al finalizar el periodo de incubación el contenido de P disponible en el tratamiento con biosólido puro (B) fue de 94.98 mg/kg, que representa 1.32 % del P total presente en el biosólido (Cuadro II). Esta baja proporción de P disponible posiblemente se deba a la presencia de óxidos de Fe y Mn presentes en la matriz inorgánica de los biosólidos, que favorece la adsorción y retención de P en formas de baja disponibilidad (Torri 2010).

La incorporación de biosólidos en las muestras de suelo incrementó significativamente (Tukey, p < 0.05) la disponibilidad de P en todos los tratamientos (Cuadro II). El tratamiento SB presentó la mayor disponibilidad, con un incremento de 368 % respecto a S. Sin embargo, la incorporación conjunta de biosólidos y zeolitas (SBZ) originó un incremento de menor magnitud con relación a S, significativamente inferior a SB. Dicho incremento fue de 251 % respecto de S (Cuadro II).

Se han propuesto dos mecanismos para explicar la disminución de P originada por la presencia de zeolitas. A pH < 7, la adsorción es el proceso dominante, en tanto que a mayores valores de pH las condiciones son favorables para la formación de fosfatos insolubles (Song et al. 2002, Lu et al. 2009, Antunes et al. 2018, Novikova et al. 2019). En el tratamiento SBZ el pH fu de 6.43, con lo cual es probable que ambos procesos hayan contribuido a la retención de P. Los iones calcio que ingresan a la solución del suelo como resultado del intercambio iónico en la zeolita, se combinan con los aniones fosfato, formando sales poco solubles que se precipitan. Dicha precipitación puede ocurrir incluso dentro de la matriz de la zeolita, de acuerdo con lo observado por Novikova et al. (2019). Por otro lado, la adsorción de iones fosfato sobre zeolitas es eficiente y altamente selectiva para este anión (Chitrakar et al. 2006, Nguyen et al. 2014). Se trata de un proceso rápido que generalmente alcanza el equilibrio al cabo de unas pocas horas de contacto (Gérard 2016). Teniendo en cuenta que el pH registrado en SBZ al final del ensayo fue ligeramente inferior a 7, es probable que el proceso de adsorción sobre las zeolitas haya contribuido a disminuir la disponibilidad de P en dicho tratamiento, en concordancia con los resultados observados por Shepherd et al. (2016).

El agregado de zeolitas a muestras de suelo (SZ) no originó diferencias significativas (Tukey, p < 0.05) en la disponibilidad de P en comparación con S. Si bien la incorporación de zeolitas incrementó el pH al final del ensayo por encima de 7, la baja disponibilidad de P en S no permitió que se manifestaran diferencias significativas entre ambos tratamientos.

Cabe destacar que la estructura porosa de las zeolitas permite que el P retenido en los suelos enmendados sea liberado posteriormente en forma lenta, pudiendo ser absorbido por las especies vegetales (Mikhak et al. 2017), lo cual minimiza impactos ambientales. Cabe destacar que, en la mayoría de las legislaciones, las tasas de aplicación anual de biosólidos están determinadas por el requerimiento de N de los cultivos. Como las cantidades de P aplicadas a través de los biosólidos a menudo exceden la tasa de absorción de los cultivos, más del 95 % del P permanece en los suelos (Corrêa 2004). Si bien este exceso de P en los suelos no es perjudicial para las plantas, según la tecnología de aplicación de los biosólidos, existe el riesgo de movilización de P particulado o soluble por escorrentía. El problema surge cuando las aguas de escorrentía presentan contenidos ambientalmente inaceptables de P disuelto y se movilizan hacia cuerpos de agua superficiales (Maguire et al. 2005). Los resultados obtenidos en este trabajo sugieren que la aplicación conjunta de zeolitas con biosólidos podría minimizar estos procesos. No obstante, se requiere de mayor investigación para confirmarlo.

*Autora para correspondencia: torri@agro.uba.ar