Introducción

El suelo es un sistema dinámico que desarrolla múltiples interacciones en la pedosfera. En las últimas décadas, el crecimiento de la población humana ha ocasionado cambios significativos en la calidad de los suelos a través de los desechos y contaminantes generados. Desde la Revolución Industrial y la Revolución Verde se han introducido diversas sustancias tóxicas a los ecosistemas (como metales pesados, compuestos orgánicos persistentes, gases efecto invernadero, plaguicidas), que se han acumulado en el aire, el agua, el sedimento, el suelo, la biota, e incluso, el hombre. Recientemente en México y el resto del mundo, ha crecido el desarrollo de biotecnologías tendientes a sanear los recursos naturales para revertir los daños ocasionados por el deterioro ambiental. En particular, algunas tecnologías verdes se están utilizando actualmente para el suelo, entre ellas, las enmiendas orgánicas (residuos de origen animal o vegetal, compostas, lodos orgánicos) que permiten mejorar de manera eficaz y económica las características del suelo, creando un medio adecuado para el crecimiento de los cultivos (^{Elvira et al., 1997}; ^{Delgado et al., 2004}; ^{Tognetti et al., 2007}; ^{Achiba et al., 2009}; ^{Asensio et al., 2013}; ^{Huang et al., 2016}). Una alternativa con creciente auge ha sido el uso de residuos orgánicos, con participación en el bioproceso de lombrices, para obtener productos con valor agronómico alto y mejorías en la calidad nutrimental del suelo (lombricomposta o vermicomposta (^{Edwards y Fletcher, 1988}; ^{Edwards y Bater, 1992}; ^{Atiyeh et al., 2002}; ^{Shipitalo y Le, 2004}; ^{Aira y Domínguez, 2009}; ^{Lazcano y Domínguez, 2011}; ^{Ali et al., 2015}). Según ^{Domínguez (2004)}, el vermicomposteo es un proceso de descomposición que implica la interacción entre lombrices y microorganismos, las primeras son vectores cruciales que fragmentan y acondicionan el sustrato e incrementan la superficie para la actividad microbiológica. Además, el vermicomposteo es una estrategia que permite aumentar la materia orgánica de los suelos, aportar los nutrimentos para los cultivos, mejorar la estructura del sistema edáfico, su estabilidad y porosidad, y elevar la capacidad de intercambio catiónico, entre otros.

Las actividades económicas primarias son de gran importancia para el estado de Guanajuato, con un porcentaje de aportación al producto interno bruto estatal de 3.47% (^{INEGI, 2014}). Dentro de ellas, se destacan las actividades agropecuarias alcanzando en ciertos productos agrícolas y pecuarios los primeros lugares de producción a nivel nacional (fresa, cebada, brócoli, lechuga, leche de ganado caprino). Sin embargo, estas actividades han ocasionado deterioros físicos y químicos de la cubierta edáfica, causados principalmente por la disminución de la fertilidad, el uso de agroquímicos y la compactación (^{SEMARNAT, 2012}). Otra preocupación a escala nacional y estatal, tanto para autoridades como productores, es el gran volumen de estiércoles generados y el manejo inapropiado que se le da a estos materiales. Muchos de ellos son manipulados sin conocer sus propiedades físicas y químicas, o son aplicados en extensiones de tierra muy pequeñas. Es por ello que el objetivo de este trabajo fue efectuar las determinaciones físicas, químicas y actividad de la enzima deshidrogenasa en un suelo testigo pobre en nutrientes luego del tratamiento con dos lombricompostas de lodos de biodigestores (estiércol bovino y residuos de hortalizas y frutas) a fin de evaluar si se mejoran las condiciones de fertilidad del suelo y aumenta su capacidad de uso para las actividades agrícolas.

Materiales y métodos

Análisis de laboratorio

Las determinaciones analíticas se efectuaron en las instalaciones de la DICIVA. Para las determinaciones de las características físicas y químicas de los suelos se siguieron los métodos reportados en la norma oficial mexicana NOM-021-SEMARNAT-2000 y para las lombricompostas, la norma NMX-FF-109-SCFI-2007. El contenido de humedad del suelo y de las lombricompostas se determinó mediante el método gravimétrico (temperatura 105 °C por 24 horas). Para cuantificar las proporciones porcentuales de arena, limo y arcilla en las muestras de suelo se utilizó el método del hidrómetro (^{Bouyoucos, 1962}). Previo al análisis granulométrico, se procedió a la destrucción de materia orgánica con peróxido de hidrógeno a 30% y, en segundo lugar, se añadieron agentes dispersantes para individualizar las partículas de arcilla. Para la determinación de la densidad aparente, se siguió el método de la probeta y para la densidad real se siguió el método del Picnómetro. La porosidad total de las muestras de suelo y lombricomposta se calculó mediante la siguiente ecuación:

Para la determinación del pH se empleó el método potenciométrico medido en agua como en una solución de cloruro de potasio 1M (relación 1:2), con un potenciómetro Fisher Scientific AB15, previamente calibrado con soluciones reguladoras a pH 4, 7 y 10. Para la cuantificación de los contenidos de materia orgánica se utilizaron dos técnicas a fin de efectuar comparaciones entre ambas:

La determinación de N total se realizó siguiendo el método Micro-Kjeldahl (^{Ma y Zuazaga, 1942}). Este método se basa en el calentamiento de la muestra con ácido sulfúrico concentrado y posterior destilación con hidróxido de sodio recogiendo el destilado en ácido bórico y titulando con ácido sulfúrico al 0.25 N.

La actividad enzimática se estimó según ^{Casida et al. (1964)}, cuantificando por colorimetría la presencia de la enzima deshidrogenasa en el suelo y lombricompostas, llevando a cabo las determinaciones en el laboratorio de Edafología del Centro de Geociencias-UNAM. El método se basa en el uso de una sal soluble, cloruro de 2, 3, 5-trifeniltetrazolium como aceptor terminal de electrones. Después de incubar las muestras de suelo 24 h a 37 °C, esta sal se reduce formando trifeniltetrazoliumformazan (TFF) de color rojo. Una vez extraído el TFF con acetona, su concentración fue cuantificada por colorimetría mediante el uso de un espectrofotómetro UV-VIS Thermo Scientific, modelo Genesis 10S (Madison, USA), leyendo la absorbancia a 485 nm.

Resultados y discusión

Los análisis estadísticos mostraron diferencias significativas entre los porcentajes de humedad del suelo T y las lombricompostas LBE y LBH (Tabla 1) aunque los suelos enmendados SLE y SLH mostraron un comportamiento similar.

Estos suelos manifestaron un ascenso del contenido de humedad respecto al testigo del orden de 5.57 a 8.04%, respectivamente, indicando que los abonos resultarían con potencial para mejorar el contenido de humedad del suelo. Hay que tener en cuenta que el sitio bajo estudio estuvo sujeto a una alta tasa de evaporación durante el periodo de interacción lombricomposta-suelo (verano y otoño boreal: 1200 mm anuales, año 2014; Fundación Guanajuato Produce), lo que implica grandes pérdidas de agua desde los poros del cuerpo edáfico. Asimismo, los suelos con lombricompostas adquirieron una superficie específica más alta (^{Padmavathiamma et al., 2008}), lo que favorece la pérdida de agua desde estos sustratos integrados. En cuanto a las composiciones granulométricas, la muestra T evidenció una clase textural correspondiente a arcilla (Tabla 1), con porcentajes de arcilla de 62.80%, limo de 25.00% y arena de 12.20%. De la misma manera, las muestras SLE y SLH mostraron clases arcilla (arcilla: 58.80 y 56.80%, respectivamente). De acuerdo con la norma mexicana de suelos, los valores de densidad real obtenidos indicaron la presencia de minerales de arcilla como minerales principales en los suelos, sin cambios estadísticamente significativos entre T, SLE y SLH (Tabla 1). Simultáneamente, la densidad real mostró correlaciones positivas con las fracciones arena, limo y arcilla de los suelos (Tabla 2), lo que indicaría que los componentes inorgánicos de los suelos en las distintas granulometrías condicionan los valores de densidad real.

Las enmiendas orgánicas presentaron valores menores de densidad aparente en comparación con los suelos (Tabla 1), concordando con los valores de referencia reportados en la norma mexicana de humus de lombriz (< a 1.00 g cm^-3). La densidad aparente no mostró diferencias significativas entre el suelo testigo y los suelos con adiciones orgánicas (Tabla 1). Resultados similares fueron reportados por ^{Olivares et al. (2012)}. Este hecho probablemente se deba a que el tiempo de interacción suelo-enmienda no haya sido suficiente para lograr cambios rápidos en esta propiedad del suelo (^{Del Pino et al., 2008}). Según la norma mexicana, los valores de densidad aparente obtenidos indicaron suelos minerales con predominio de textura arcillosa. Esto se evidencia en la matriz de correlación (Tabla 2) donde la densidad aparente se relacionó positivamente con la fracción arcilla de los suelos, lo cual permite interpretarlos como sistemas edáficos con altas porosidades. En este sentido, la muestra T mostró una porosidad total de 48.92% aumentando la porosidad luego de los tratamientos orgánicos, 0.65% para SLE y 4.15% para SLH. ^{Bottinelli et al. (2010)} reportaron que los valores más altos de porosidad total de los suelos abonados pueden explicarse por el desarrollo de una macro y micro-porosidad mayor debido al trabajo propio de las lombrices desencadenando simultáneamente una alta actividad microbiana. Como se observa en la matriz de correlación de la Tabla 2, la porosidad total se correlacionó positivamente con la humedad y mostró una correlación negativa con la densidad aparente, sugiriendo que los suelos con mayor espacio poroso presentan una mayor retención de agua en concordancia con una menor compactación.

La disponibilidad y movilidad de los iones asimilables en los suelos y las lombricompostas se manifiesta por los valores obtenidos de pH en las muestras analizadas (acidez activa e intercambiable; ^{Porta et al., 2010}; Tabla 3 y Figura 1).

Figura 1 Valores de pH medidos en H₂O y KCl en los suelos y lombricompostas. Se muestra la diferencia entre las dos determinaciones de pH. Abreviaturas: T-SLH, como en la Tabla 1  

Comparando las dos lombricompostas, LBH presentó un pH fuertemente alcalino superando ligeramente el valor máximo recomendado por la norma mexicana (5.50 a 8.50) mientras que LBE registró un pH medianamente alcalino (Tabla 3). Otros autores, como ^{Durán y Henríquez (2007)}, reportaron valores de pH alcalinos (8.30) para compostas que utilizaron como camas desechos domésticos (materiales verdes). Como fuera propuesto por ^{Edwards y Bohlen (1996)}, los valores altos de pH en los vermicompost podrían relacionarse con la secreción de carbonato de calcio amorfo en los procesos digestivos de las lombrices transformando paulatinamente al humus en un sustrato más alcalino. Para los suelos, la clase de pH obtenido (T: neutro, SLE y SLH: medianamente alcalino) resultó adecuado para lograr una buena disponibilidad de macroelementos, evitando problemas de deficiencias nutrimentales. Al aplicar los tratamientos orgánicos, los suelos SLE y SLH disminuyeron el pH respecto a sus respectivos abonos debido probablemente a la producción de ácidos orgánicos a partir de las reacciones metabólicas de los microorganismos o a la producción de ácidos fúlvicos y húmicos durante la descomposición (^{Atiyeh et al., 2000}). Por otro lado, los valores de pH medidos con KCl resultaron entre 1.12 (SLH) a 1.54 (T) unidades de pH más bajo que el medido en agua para los mismos suelos (Figura 1). Estos resultados indican que la disolución salina desplazó fácilmente de los sitios de intercambio a los iones H⁺, lo que sugeriría una alta capacidad de intercambio catiónico para SLE y SLH. Para el caso particular de la enmienda LBE, se registró una diferencia negativa entre los valores de pH con H₂O y KCl (-0.36; Figura 1). Esto último podría explicarse por una saturación de los sitios de intercambio con K⁺ en este sistema de composteo. ^{Garg et al. (2006)} reportaron incrementos significativos en los cationes intercambiables en vermicompostas debido a una conversión de los nutrientes a formas asimilables por las plantas o cultivos durante el pasaje a través del intestino de las lombrices.

Otros autores, como ^{Salazar et al. (2010)}, concluyeron que si bien la aplicación de estiércol favorece la fertilización del suelo existe el riesgo de aumento en algunos iones que pueden resultar en concentraciones tóxicas para los cultivos. Además, hay que tener en cuenta que el área de muestreo del suelo T se caracteriza por rocas principalmente de naturaleza alcalina (basaltos y andesitas Terciarias y Cuaternarias, calizas Cretácicas y travertinos Terciarios (^{Nieto et al., 2012}), lo que podría saturar los sitios de intercambio con bases solubles.

En cuanto a los dos métodos utilizados para conocer el contenido orgánico de los suelos y las lombricompostas, los resultados de materia orgánica obtenidos por combustión húmeda (Walkley y Black) mostraron cambios estadísticamente significativos entre los abonos y los suelos mientras que con la técnica por calcinación (PPI) las variaciones fueron altamente diferentes entre cada uno de los materiales analizados (Tablas 2 y 3), (Figura 2). Sin embargo, la correlación entre los dos parámetros resultó positiva con un R² de 0.98 (Tabla 2), (Figura 2). Con ambas técnicas, los contenidos de materia orgánica determinados en las lombricompostas se encontraron dentro del rango óptimo referenciado en la norma mexicana (20 a 50%). Con base en los valores registrados de materia orgánica por Walkley y Black, la enmienda LBE mostró una concentración superior en aproximadamente 10% comparado con LBH. Según lo propuesto por ^{Rodríguez et al. (2009)}, los estiércoles maduros pueden convertirse en materiales muy humificados con contenidos más altos en ácidos húmicos que las compostas de residuos hortícolas (Contenido total: 19.6% estiércol bovino y 16.9% residuos de frutas). Sin embargo, si se comparan los contenidos de materia orgánica determinados para los suelos (Figura 4), SLH aumentó un 90.51% respecto al suelo testigo y SLE un 47.08%, sugiriendo que el suelo tratado con lombricomposta de hortalizas y frutas es un sustrato que estimula una actividad microbiana mayor logrando una óptima disponibilidad de nutrientes para los microorganismos (^{Domínguez y Pérez, 2011}).

Figura 2 Pérdida por ignición (PPI), materia orgánica por el método Walkley y Black (MO_WyB) y N total de los suelos y lombricompostas. Abreviaturas: T-SLH, como en la Tabla 1  

Respecto al comportamiento estadístico del N total en las enmiendas y suelos, las dos vermicompostas presentaron diferencias significativas entre sí además de cambios entre el suelo SLH y los suelos T y SLE (Tabla 3). La enmienda LBE registró una concentración de N total más alta que LBH (Tabla 3), encontrándose ambos valores en el rango óptimo para estos materiales según la norma mexicana. Comparando los porcentajes obtenidos para los suelos con la norma de referencia, la muestra T exhibió una concentración de N total muy baja (0.06%; ver Tabla 3). Al aplicar los abonos orgánicos, SLH presentó un incremento respecto al testigo de 300% mientras que SLE aumentó 100%. Existe evidencia estadística que el N total exhibió una interdependencia con la materia orgánica por ambas técnicas analíticas (Tabla 2), (Figura 2). En cuanto a la relación C/N, esta resultó tres veces más alta en la muestra T (33) que el valor recomendable para los suelos de uso agrícola (C/N= 10), (^{Porta et al., 2010}), debido indudablemente al bajo contenido de N total de este suelo (Tabla 3). Las lombricompostas presentaron relaciones C/N dentro del rango óptimo especificado por la norma mexicana (≤ a 20), indicando un equilibrio óptimo entre mineralización y humificación de la materia orgánica (^{Porta et al., 2003}), (Tabla 3). Según ^{Pathma y Sakthivel (2012)}, el vermicomposteo del estiércol maduro usando lombriz E. foetida favorece la nitrificación, resultando en una conversión rápida de amonio a nitratos. Al adicionarle las enmiendas orgánicas a los suelos, SLE no mostró ninguna variación continuando con una C/N de 20 a diferencia de SLH que disminuyó la C/N hasta 13 (Tablas 2 y 3). El valor más alto de la relación C/N para SLE indicaría un proceso de descomposición lento que requiere de N adicional para acelerar el proceso de desintegración de la materia orgánica (^{Santamaría et al., 2001}). Por su parte, la relación C/N menor del suelo SLH sugeriría un contenido de material orgánico más fácilmente biodegradable al contrario del estiércol que podría contener altas cantidades de fibra permanente o fracción recalcitrante provenientes de la dieta del ganado bovino (i.e., lignina), (^{Durán y Henríquez, 2007}; ^{López et al., 2013}).

Como se reportó por ^{Caldwell (2005)}, la actividad de las enzimas del suelo es la expresión directa de la comunidad microbiana a los requerimientos metabólicos y a la disponibilidad de los nutrientes. Para las distintas muestras de suelo y tratamientos orgánicos, la enzima deshidrogenasa se manifestó en el siguiente orden: LBE > LBH > SLH > SLE > T, mostrando diferencias significativas entre cada una de las muestras (Tabla 3). Al igual que fuera señalado por ^{Masciandaro et al. (2000)}, se encontró una correlación positiva entre la actividad de la enzima deshidrogenasa y los contenidos de materia orgánica y N total (Tabla 2). Coincidiendo con ^{Acosta et al. (2012)}, estos resultados indican que la incorporación de los residuos orgánicos al suelo contribuyó a aumentar la materia orgánica de los mismos y estimuló la actividad de la biomasa microbiana. La mayor actividad enzimática la tuvo LBE (886.47 µg TFF g^-1) en comparación con LBH (394.10 µg TFF g^-1), lo cual sugeriría una mayor actividad biológica para este sustrato orgánico. Sin embargo, al adicionarle la enmienda proveniente de estiércol al suelo, SLE disminuyó la actividad de la enzima deshidrogenasa. Esto podría explicarse por la relación C/N alta de este suelo (20), lo que implicaría una inmovilización del nitrógeno generando una competencia por este elemento entre los microorganismos y por ende, haciendo disminuir su bioactividad. Por el contrario, el valor más alto de la enzima para SLH (Tabla 3) sugiere un suelo rico en materia orgánica, nutrientes y bien estabilizado, lo que le hace aumentar la actividad metabólica de los microorganismos (^{Tognetti et al., 2005}). Siguiendo los criterios de ^{Acosta y Paolini (2005)}, la adición de residuos orgánicos pudo haber activado también la biomasa microbiana autóctona del suelo, permitiendo lograr un equilibrio óptimo entre los procesos de mineralización y humificación.

Conclusiones

Las propiedades físicas y químicas determinadas en los suelos y lombricompostas mostraron gran variabilidad, con diferencias estadísticas mayores en las propiedades químicas. En general, se observó que las propiedades físicas resultaron más difíciles de cambiar o corregir (diez semanas en este estudio), particularmente el contenido de humedad y la densidad aparente, lo que se considera que para evidenciar mayores variaciones debe transcurrir un tiempo de interacción más extenso del sistema lombricomposta-suelo.

La lombricomposta de efluentes de biodigestor alimentado con residuos de hortalizas y frutas fue la mejor opción para mejorar las caracteristicas físicas, químicas y la actividad enzimatica deshidrogenasa del suelo, debido a que este alcanzó una relación C/N más equilibrada y mostró concentraciones más altas de materia orgánica y N total, en comparación con el suelo tratado con la lombricomposta de biodigestor a base de estiércol bovino.

Asimismo, la lombricomposta elaborada a partir de residuos de hortalizas y frutas es una opción con capacidad de mineralización y humificación en un periodo de tiempo menor respecto al estiércol. Por el contrario, la lombricomposta a base de estiércol retardaría el tiempo de degradación y liberación de nutrientes al suelo por su contenido mayor de materiales recalcitrantes lo que podría resultar en una alternativa viable como abono por su efecto residual a largo plazo.