INTRODUCCIÓN

En la actualidad existe preocupación por el cambio climático debido a la alta producción y acumulación de gases de efecto invernadero (GEI) de origen antropogénico y las consecuencias que éstos traen sobre las condiciones medio ambientales, la población y los ecosistemas. El incremento en la demanda de productos de origen animal ha impulsado el crecimiento de la ganadería, y con ello de las emisiones de GEI derivadas de esta actividad económica, que según el IPCC2 (2019) corresponden al 12% de las emisiones antropogénicas anuales. Los principales GEI responsables del incremento de la temperatura global son el óxido nitroso (N₂O), el metano (CH₄) y el dióxido de carbono (CO₂), donde los dos primeros presentan un potencial de calentamiento, en un horizonte de 100 años, 298 y 25 veces mayor que el CO₂, respectivamente. El N₂O de los sistemas ganaderos representa, aproximadamente, el 22% de las emisiones antropogénicas globales de N₂O (^{Taghizadeh-Toosi et al., 2011}). Respecto a las emisiones globales de N₂O derivadas de la agricultura, entre un 30 y 50% se originan desde los desechos animales. Las emisiones de CH₄ de los mismos sistemas, incluyendo la fermentación entérica y el manejo de las excretas, alcanzan el 46% de todos los GEI agrícolas a nivel global (^{Rivera et al., 2019}).

Las deyecciones de los animales producen cantidades importantes de estiércoles y purines, cuya gestión y manejo se complica en las explotaciones cuando estas superan una determinada dimensión. Esto trae consigo la aparición de la denominada contaminación difusa, que se produce como consecuencia del aporte continuado de nutrientes sobre las tierras de uso agrario (^{Álvarez y Díaz, 2000}). El estiércol generado en los sistemas ganaderos puede provocar impactos ambientales negativos debido a la emisión de gases contaminantes hacia la atmósfera, y la acumulación de micro y macronutrientes en el suelo y en los cuerpos hídricos superficiales. En Estados Unidos hay legislaciones específicas para el manejo y el depósito de excretas animales que impacten cuerpos de agua, suelo y atmósfera. En Argentina, Chile, Colombia y México, la regulación y vigilancia gubernamental sobre el uso y manejo de excretas animales es escasa y confusa, restando importancia a las emisiones a la atmósfera y el suelo. La producción de GEI desde las excretas animales está determinada por su composición química y por la humedad y temperatura del suelo, factores que a su vez son alterados por las condiciones climáticas, la vegetación y las propiedades químicas y físicas del suelo. La tasa de excreción de nitrógeno (N) de los animales varía en función de la composición de la dieta y de las prácticas de manejo del pastoreo que se implementen en el sistema ganadero.

La lechería especializada es una actividad económica importante en el norte del departamento de Antioquia (Colombia). Los sistemas productivos basan la alimentación animal en el pasto Kikuyo (Cenchrus clandestinus, Hochst. ex Chiov), que se caracteriza por su alto contenido de proteína cruda (PC) y un bajo contenido de carbohidratos no estructurales (CNE) y energía, lo que genera una baja eficiencia en el uso del N dietario, y su excreción a través de las heces y orina. De acuerdo con ^{Ward et al. (2016}) en los sistemas de pastoreo intensivos alrededor del 20% de la superficie queda cubierta de orina y el 5% con heces, respectivamente. En la mayoría de los casos, la excreción de nutrientes por parte del animal supera las necesidades de las plantas. Para el norte de Antioquia, la excreción de N fluctúa entre 523 y 1130 kg/ha/año (^{Jaimes y Correa, 2016}), dependiendo de la carga animal; mientras que la demanda de N de los principales recursos forrajeros de la zona corresponde a 500 kg/ha/año. Esto contribuye con la lixiviación de nutrientes y la producción de CH₄, CO₂ y, principalmente, de N₂O.

El IPCC1 (2006) propuso un factor de emisión de N_N₂O correspondiente al 2% del N excretado, ya sea en forma de heces u orina. Con el refinamiento de las directrices del ^{IPCC2 (2019)}, el factor disminuyó a 0.19-0.45% (0.0019-0.0045 kg de N-N₂O/kg N), en función del tipo de excreta y la condición climática. No obstante, el contenido de N de las heces y de la orina está en diferentes formas químicas, y esta característica no se refleja en el factor de emisión propuesto por el ^{IPCC2 (2019)}. Por tanto, ^{van der Weerden et al., (2011}) recomiendan generar un factor de emisión por cada tipo de excreta. La forma orgánica en la que se encuentra el N en las heces solo puede ser aprovechada por los microorganismos después del proceso de mineralización, una vez convertida en amonio (NH₄ ⁺), que corresponde a su forma inorgánica. Después del proceso de mineralización, el N de las excretas puede perderse por volatilización de amoniaco (NH₃), lixiviación de los nitratos (NO₃ ^-) y en forma de gases (N₂O, óxido nítrico -NO- y dinitrógeno -N₂-) generados por los procesos de nitrificación y desnitrificación. En el caso de la urea presente en la orina, ésta puede hidrolizarse rápidamente a NH₄ ⁺.

En la literatura un buen número de trabajos reportan la producción de GEI a partir desde las excretas bovinas depositadas en el suelo, sin embargo, estos se desarrollaron en condiciones ambientales diferentes a las que caracterizan la zona norte del departamento de Antioquia. Por tanto, el objetivo de este trabajo fue determinar la emisión de GEI (N₂O, CH₄, CO_2, y CO₂ equivalente-CO₂eq-) en función de la dosis de N aplicada al suelo desde las excretas bovinas y, generar los respectivos factores de emisión.

METODOLOGÍA

El Comité de Ética para la Experimentación con Animales (CEEA) de la Universidad de Antioquia (Medellín-Colombia), aprobó todos los procedimientos y metodologías que involucran el uso de animales para la experimentación conforme consta en el acta 102 del 23 de mayo de 2016.

Localización y manejo del área experimental

El estudio se realizó en la hacienda La Montaña, propiedad de la Universidad de Antioquia, la cual se encuentra localizada en el municipio de San Pedro de los Milagros (Antioquia-Colombia) a 2475 msnm y presenta una temperatura promedio de 14ºC, una humedad relativa del 79.7% y una precipitación media anual de 2500 mm, correspondiendo a una formación ecológica de bosque muy húmedo montano bajo (bmh-MB). Los suelos de esta región se desarrollaron a partir de rocas metamórficas y depósitos de rocas volcánicas, correspondiendo a las características de los suelos del tipo andosol.

El experimento se llevó a cabo en una área de 300 m², con cobertura vegetal de pasto Kikuyo (Cenchrus clandestinus, Hochst. ex Chiov), la cual no fue fertilizada, ni pastoreada por un periodo mayor a un año, para evitar la entrada de N externo a la pradera previo al inicio del experimento. Debido a la topografía ligeramente inclinada del terreno, el área experimental fue dividida en dos partes de igual tamaño que constituyeron los bloques experimentales, parte alta (Bloque 1) y parte baja (Bloque 2). Para garantizar un crecimiento homogéneo de la pastura, dos cortes de uniformización (a 10 cm de la superficie del suelo) fueron realizados. El intervalo de corte fue de 42 días y 3 días después del segundo corte se procedió a instalar las cámaras estáticas.

Colecta de heces y orina

La colecta de heces y orina se realizó 12 horas antes de su aplicación al suelo. Para tal efecto se emplearon tres vacas adultas de la raza Holstein, con una producción media de 23 kg de leche, que consumían una dieta constituida por 70% de pasto Kikuyo (Cenchrus clandestinus) y 30% concentrado, aproximadamente. La composición química de la dieta consumida por los animales se describe en la Tabla 1. Las excretas (heces y orina) fueron acumuladas en contenedores plásticos independientes por cada animal y posteriormente, se obtuvo una muestra compuesta con la participación de las excretas de los tres animales, en igual proporción. Una vez realizada la homogenización de las muestras, se tomaron 500 g de heces y 500 ml de orina, que fueron refrigerados para su posterior análisis químico. A la muestra de orina se le adicionó ácido sulfúrico 98% hasta alcanzar un pH de 2.5, con el fin de evitar la pérdida de N. De la muestra compuesta de heces y orina, previamente homogenizada, también se obtuvo la cantidad de excretas que fue aplicada al interior de cada cámara estática de acuerdo con los tratamientos experimentales.

Tabla 1: Composición química del pasto Kikuyo (Cenchrus clandestinus) y del suplemento concentrado, valores expresados como porcentaje de la materia seca (MS) 

Tratamientos experimentales

Para evaluar el efecto de la dosis de N proveniente de las excretas de vacunos sobre las emisiones de GEI del suelo se evaluaron los siguientes tratamientos: Control, sin aplicación de heces y orina al suelo; Heces 1 kg (H1), correspondiente a la aplicación de 1 kg de heces frescas al suelo; Heces 2 kg (H2), correspondiente a la aplicación de 2 kg de heces frescas al suelo; Orina 1 L (O1), correspondiente a la aplicación de 1 L de orina al suelo; Orina 2 L (O2), correspondiente a la aplicación de 2 L de orina al suelo. El contenido N de las heces (3%, en base seca) y de la orina (0.6%, en base fresca) se determinó por el método Kjeldalh. El contenido de materia seca de las heces (10.7%) se determinó por gravimetría. La dosis de N aplicada al suelo en cada tratamiento correspondió al producto entre la cantidad de excreta aplicada y su respectiva concentración de N. Cada cámara ocupó un área de 0.057 m² y la aplicación de cada tratamiento se realizó evitando el contacto con sus paredes. Los tratamientos control, H1, H2, O1 y O2 resultaron, por lo tanto, en la aplicación de 0, 56.11, 112.23, 104.90 y 209.80 g N/m², respectivamente.

Cámaras estáticas

Para cuantificar las emisiones de GEI se emplearon cámaras estáticas de flujo cerrado. Las cámaras fueron de PVC, cilíndricas, de 27 cm de diámetro y 63 cm de altura (44 cm para la base y 19 cm para la tapa). La base de cada cámara fue insertada a 12 cm de profundidad desde la superficie del suelo, cubriendo un área de 0.057 m². La altura interna de cada cámara fue medida para establecer el volumen interno, que resultó en un valor medio de 29.65 litros.

En total se emplearon 20 cámaras estáticas, cuatro cámaras por tratamiento, ubicadas en parcelas de 3 m², separadas 1 m entre sí, para garantizar independencia entre tratamientos y mediciones. Los tratamientos fueron aleatoriamente distribuidos en todo el terreno. Durante los días de medición, la base y la tapa de cada cámara se ajustaron a través del uso de un caucho amoldado en su circunferencia, con el fin de sellar y evitar el escape de los gases. Posteriormente se realizó la aislación térmica de las cámaras, cubriendo la base y la tapa, con una membrana (espuma de polietileno aluminizada) de 5 mm de espesor. La parte superior de la tapa de la cámara contó con dos orificios sellados con tapones de goma, uno de los cuales permitió obtener las muestras de gas desde el interior de la cámara, mientras que el otro permitió insertar un termómetro digital para registrar la temperatura interna. Un ventilador alimentado con una batería de 9 voltios fue ajustado en la cara interna de cada tapa para la homogenización de los gases al momento del muestreo.

Periodo de medición y toma de muestras

El estudio tuvo una duración de 39 días, durante los cuales se realizaron mediciones los días 1, 2, 3, 4, 9, 11, 18, 25, 31 y 39, contabilizados a partir del día de aplicación de los tratamientos. Cada día, la captura de información y la toma de muestras de gas se realizó a los 0, 30 y 60 minutos después de iniciar las mediciones (10:00 horas). El día 1, los tratamientos fueron aplicados en las cámaras inmediatamente antes de la primera medición. Después de tapar cada cámara, el ventilador se encendió por 2 minutos para lograr la homogenización de los gases en su interior, tiempo tras el cual se realizó el muestreo correspondiente (tiempo 0). Las muestras de gas fueron colectadas en jeringas de polipropileno de 20 ml, que fueron acopladas a una válvula de 3 vías. Cada muestra colectada fue inmediatamente transferida a un vial de vidrio (15 ml) al vacío y provisto de septa de caucho para su posterior análisis por cromatografía gaseosa. Simultáneamente, se registró la temperatura interna de la cámara y la temperatura del suelo. El cierre de las cámaras y la toma de muestra se realizó de forma individual hasta completar las 20 cámaras. Los anteriores procedimientos, exceptuando el cierre de las cámaras, se repitieron al minuto 30 y 60. Los datos de precipitación, temperatura ambiental y humedad relativa fueron registrados durante todo el periodo experimental por medio de la estación meteorológica ubicada en el local experimental (Davis Instruments®, model 6162).

Análisis de suelo

Al inicio del estudio, antes de aplicación de los tratamientos, se colectaron muestras de suelo a una profundidad de 10 cm para realizar la caracterización del sitio. Se analizó textura con la técnica de Bouyoucos, pH, materia orgánica, P, Ca, Mg, K, capacidad de Intercambio Catiónico y densidad aparente. En el área de la parcela donde estaba ubicada la cámara estática, cada día de medición se tomó una muestra de suelo, a 15 cm de distancia de la cámara y a 15 cm de profundidad, para determinar su contenido de NO₃, NH₄ ⁺ y establecer la densidad aparente, densidad real y el espacio poroso lleno de agua (EPLA).

Análisis de gases

Las concentraciones de CO₂, CH₄ y N₂O en las muestras de gas fueron determinadas en el laboratorio del CIAT (Centro Internacional de Agricultura Tropical). La cuantificación de CO₂, CH₄ y N₂O se realizó con un cromatógrafo de gases GC-2014 (Shimadzu, Tokio, Japón), equipado con un detector de ionización de llama (FID) y un detector de captura de electrones (ECD).

Flujo de gases

Los flujos de carbono (C) del CO₂ (C_CO₂) y CH₄ (C_CH₄) y del N del N₂O (N_N₂O) fueron calculados a través de la ecuación propuesta por ^{De Klein et al. (2003}):

(1)

Donde (c/(t corresponde al cambio en la concentración de los gases ((L/L) a través del tiempo de muestreo (h), obtenido a través de regresión lineal; M es la masa (g/mol) del C o N presente en cada mol de CO₂ y CH₄ o N₂O; Vm es el volumen molar del gas a la temperatura de muestreo (L/mol); V es el volumen de la cámara (m³) y A es el área de la cámara (m²).

El flujo de CO₂eq fue calculado sumando el producto entre la cantidad de cada uno de los gases de efecto invernadero y su respectivo potencial de calentamiento global respecto al CO₂, que para el N₂O y CH₄ fue 298 y 25 veces, respectivamente (^{IPCC2, 2019}). La emisión acumulada de los gases (N_N₂O, C_CO₂, C_CH₄ y CO₂eq) durante los 39 días de experimentación se calculó a través de la determinación del área bajo la curva, correspondiente a la sumatoria de Riemann. El factor de emisión (FE) para N₂O fue expresado como el N emitido en forma de N₂O como porcentaje del N aplicado (^{Krol et al., 2016}):

(2)

Donde N₂O_N (tratamiento) es la emisión acumulada de N en forma de N₂O (mg /m²) derivada de la aplicación de heces u orina, N₂O_N (control) es la emisión acumulada de N en forma de N₂O (mg /m²) en el tratamiento control (sin la aplicación de nitrógeno) y N aplicado, corresponde al nitrógeno aplicado con las heces o la orina (mg/m²). El FE de CH₄ se expresó en kg de C_CH₄/animal/año. Para tal efecto, la producción fecal diaria de cada animal se estimó considerando un consumo de 20 kg de materia seca/animal/día y una digestibilidad del 69.1% para dietas basadas en pasto Kikuyo y suplemento concentrado. El área de pastoreo requerida por cada animal se calculó con base en una capacidad de carga de 3.16 unidad gran ganado y un peso vivo de 606 kg. La producción fecal estimada se corrigió por el contenido de materia seca del presente trabajo (10.7%) y se extrapoló a 1 m², asumiendo que el 5% del área ocupada por el animal queda cubierta con heces. Los flujos acumulados de C_CH₄ para H1 y H2, corregidos por el respectivo flujo acumulado del tratamiento control, fueron extrapolados al valor de producción fecal estimada por m², para hallar los kg de C_CH₄/animal/año.

Análisis estadístico

El efecto de la cantidad de N aplicado sobre las emisiones de GEI en el suelo se determinó a través de un diseño de medidas repetidas en el tiempo, utilizando un modelo lineal mixto. El análisis de realizó con el paquete lme4 del software R-project. La comparación de medias se realizó a través de la prueba de Tukey, empleando un nivel de significancia del 5%. Para las variables EPLA, humedad del suelo, concentración de NO₃ ^- y de NH₄ ⁺ se realizó un análisis descriptivo.

RESULTADOS

El análisis fisicoquímico del suelo del local experimental se describe en la Tabla 2. Se trata de un suelo arenoso, ácido, con un pH inferior a 6. La relación Ca:Mg fue superior a 5, indicando una ligera deficiencia de Mg, adecuada relación Mg/K (10.8) y un alto contenido de materia orgánica.

Tabla 2: Resultados del análisis fisicoquímico del suelo de acuerdo con factor de bloqueo del terreno 

Los primeros 15 días del periodo experimental se caracterizaron por presentar bajos niveles de precipitación (<5 mm). Entre los días 16 y 39 una mayor incidencia de lluvias fue registrada con precipitaciones que promediaron los 9 mm. El EPLA registró un comportamiento creciente al inicio del trabajo y luego un ligero descenso. La primera semana de medición registró una media de 27.5%, entre la segunda y cuarta semana de 37.4% y las últimas dos semanas de 34.6%. La temperatura ambiental fluctuó entre 14.1 y 20°C y la humedad relativa osciló entre 72.6 y 96% (Figura 1).

Fig. 1: Condiciones medioambientales y comportamiento del espacio poroso lleno de agua (EPLA) en el suelo durante el periodo experimental 

En la Figura 2 pueden observarse los valores humedad, concentración de NH₄ ⁺ y NO₃ ^- en el suelo para los diferentes tratamientos. La humedad del suelo (%) disminuyó con el avance del experimento para todos los tratamientos. La concentración de NH₄ ⁺ (mg/kg) fue superior al inicio del trabajo, presentando valores máximos hasta el día 4 de medición para los tratamientos control (129.5 mg/kg), con aplicación de heces (121 mg/kg, promedio H1 y H2) y de orina (127 mg/kg, promedio O1 y O2). El caso contrario pasó con la concentración de NO₃ ^- (mg/kg), donde sus niveles fueron bajos al inicio del estudio e incrementaron a partir del día 4 de medición para todos los tratamientos.

Fig. 2: Dinámica del porcentaje de humedad, concentración de amonio (NH4⁺) y nitratos (NO3^-) en el suelo a través del tiempo para los tratamientos control y con aplicación de 1 y 2 kg de heces frescas (H1, H2) y 1 y 2 L de orina (O1 y O2) 

Flujo de gases de efecto invernadero

En las Tablas 3 y 4 se presentan los flujos de N_N₂O, C_CH₄, C_CO₂ y CO₂eq para los tratamientos control y con aplicación de orina y heces, respectivamente. Al analizar los flujos de N_N₂O para la orina (Tabla 3), diferencias significativas entre tratamientos fueron registradas el día 1 y entre los días 18 y 31 de medición. En el caso de las heces (Tabla 4), la aplicación de 2 kg incrementó la emisión de N_N₂O entre los días 18 y 31 de medición (p<0.01)

La emisión de C_CH₄ no fue influenciada por la aplicación de orina al suelo (Tabla 3). Sin embargo, cuando se aplicaron heces frescas al suelo, los flujos de este gas se incrementaron significativamente entre los días 1 y 11 de medición (Tabla 4). La cantidad de C_CO₂ emitido aumentó (p<0.01) en la primera semana de medición en los tratamientos que recibieron orina (Tabla 3). Ese mismo efecto fue observado con la aplicación de heces, sin embargo el incremento en el flujo de este gas se mantuvo hasta el día 31 de medición (Tabla 4). El CO₂eq es una sumatoria que expresa en términos de CO₂ la emisión de GEI (CO₂, CH₄ y N₂O) originada por la aplicación de los tratamientos. Como puede ser verificado en las Tablas 2 y 3, la aplicación de heces y orina al suelo incrementó las emisiones de CO₂eq (p<0.01).

La representación gráfica de los flujos de emisión se observa en la Figura 3. El flujo de N_N₂O fue marcadamente superior para la orina y cuantitativamente los flujos son mayores al final del experimento, a partir del día 11. El flujo de C-CH₄ fue superior con la aplicación de heces, principalmente al inicio del experimento, registrando una marcada reducción a partir del día 11. Finalmente, el flujo de C-CO₂ fue más estable a través del tiempo para las heces, en tanto que, en los tratamientos con aplicación de orina, fue mayor durante la primera semana de medición.

Tabla 3: Emisión de N-N₂O, C-CH₄, C-CO₂ y CO₂eq (mg/m²/h) para los tratamientos control (CTR) y con aplicación de 1 y 2 L de orina (O1 y O2) 

Tabla 4: Emisión de N_N₂O, C_CH₄ y C_CO₂ y CO₂eq (mg/m²/h) para los tratamientos control (CTR) y con aplicación de 1 y 2 kg de heces frescas (H1 y H2) 

Fig. 3: Flujos medios de N-N₂O, C-CH₄ y C-CO₂ (mg/m²/h) a través del tiempo para los tratamientos control y con aplicación de 1 y 2 kg de heces frescas (H1, H2) y 1 y 2 L de orina (O1 y O2) 

El flujo acumulado y los factores de emisión de los GEI se presentan en la Tabla 5. El flujo acumulado de N_N₂O registrado en el tratamiento O2 fue 17.6% mayor que el encontrado en el tratamiento O1 (2694.6 vs. 2291.2 mg/m²). En el caso de las heces, el tratamiento H2 duplicó el N_N₂O acumulado respecto al tratamiento H1 (486.9 vs. 242.6 mg N-N₂O/m²). Los flujos acumulados de C_CH₄ fueron mayores en las heces que en la orina. La emisión acumulada fue inferior cuando se aplicó el tratamiento O1 vs. O2, 16.7 vs. 25.3 mg/m², respectivamente. La cantidad de C-CH₄ acumulado fue proporcional a la cantidad de heces aplicadas al suelo con valores de 1897.3 y 4062.4 mg/m2 para H1 y H2, respectivamente (Tabla 5). La cantidad de C_CO₂ acumulado emitido fue mayor para las heces (711328.8 mg/m², promedio H1 y H2) que para la orina (536887.2 mg/m², promedio O1 y O2). Contrariamente, cuando la emisión acumulada se compara en términos de CO₂eq, es la aplicación de orina la que emite una mayor cuantía de GEI que las heces (3076.6 vs. 2845 g/m²).

El factor de emisión de N_N₂O fue superior para la orina, en tanto que el factor de emisión para C_CH₄ sólo se presenta para las heces. Cuando se comparan los dos niveles de aplicación de orina, el factor de emisión de N_N₂O fue mayor para el tratamiento de O1 vs. O2, 2.10 vs. 1.24% del N aplicado. En relación con la aplicación de heces, el factor de emisión de N-N₂O aumentó con la cantidad de excreta depositada en el suelo, 0.28 y 0.36% del N aplicado para H1 y H2, respectivamente. El mismo comportamiento se presentó para el factor de emisión de C_CH₄, cuyos valores para los tratamientos H1 y H2 fueron 0.19 y 0.40 kg/animal/año.

Tabla 5: Flujos acumulados de N_N₂O, C_CH₄, C_CO₂ y CO₂eq y factores de emisión de N_N₂O y C_CH₄ para los tratamientos control (CTR) y con aplicación de 1 y 2 kg de heces frescas (H1, H2) y 1 y 2 L de orina (O1 y O2) 

DISCUSIÓN

De acuerdo con ^{Wattiaux et al. (2019}), las prácticas de gestión del suelo pueden influir en su contenido de materia orgánica, determinando a su vez la capacidad de retención de agua, el pH, la disponibilidad de nutrientes y la fertilidad general, elementos que son los impulsores de las emisiones de GEI de los suelos agrícolas. Junto a estos parámetros es necesario considerar factores climáticos como la temperatura, la pluviometría y la humedad relativa, puesto que ellos condicionan la actividad microbiológica en el suelo en función de la disponibilidad de oxígeno.

Los parámetros químicos del suelo en la zona de estudio (Tabla 2) se encuentran dentro de los valores reportados por ^{Medina et al. (2019}) en fincas lecheras del municipio de San Pedro de los Milagros (Antioquia-Colombia). Estos autores reportaron valores mínimo y máximo de pH y materia orgánica de 4.35-6.22 y 5.65-29.8%, respectivamente, permitiendo concluir que se trata de suelos con valores de pH de fuerte a moderadamente ácidos y contenidos de materia orgánica de medios a altos. De acuerdo con ^{Hénault et al. (2019}), el último paso del proceso de desnitrificación, correspondiente a la reducción de N₂O a N₂, es la única vía para la eliminación o mitigación de las emisiones de N₂O y, la capacidad del suelo para reducir el N₂O está determinada por sus propiedades biogeoquímicas, es decir, el pH y el contenido de carbono orgánico. Al respecto, ^{Wattiaux et al. (2019}) indicaron que mayores valores de materia orgánica reducen la tasa de emisión de N₂O y la relación N₂O:N₂, mientras que menores valores de pH generan el efecto contrario. Suelos con pH<6.4 tienen muy baja capacidad para reducir N₂O, mientras que suelos con pH>6.8 son capaces de reducir N₂O eficientemente (Hénault et al., 2019). Respecto a la metanogénesis, los valores del pH de la zona de estudio se encuentran dentro del rango óptimo (pH de 4-7) para este proceso (^{Dalal y Allen, 2008}). Estos elementos y los resultados del análisis químico del suelo en la zona de estudio permiten concluir que el pH fue un factor determinante en las emisiones de N₂O y CH₄.

La textura, como una propiedad física del suelo, también determina las emisiones de GEI (^{Saggar et al., 2004}) por su efecto sobre el contenido de humedad. La humedad condiciona la actividad microbiana y el contenido de oxígeno, por tanto, las emisiones de N₂O. La conversión de NH₄ ⁺ a nitrito (NO₂ ^-) y luego a NO₃ ^- en presencia de oxígeno (nitrificación), así como el proceso microbiano inverso, consistente en la conversión de NO₃ ^- a NO₂ ^- y N₂ bajo estrictas condiciones anaeróbicas (denitrificación) son las principales fuentes de N₂O en entornos gestionados y naturales (^{Hénault et al., 2019}). Teniendo presente que la presencia de agua en el suelo está inversamente relacionada con el contenido de oxígeno, la emisión de N₂O depende del EPLA. ^{Wattiaux et al. (2019}) indicaron que la emisión de N₂O es casi nula en suelos secos (EPLA menor al 30%); que la liberación aumenta a medida que la humedad desplaza al oxígeno (hasta que el EPLA alcanza aproximadamente el 60%) y, que cuando el nivel de saturación de agua es casi completo, las condiciones anaeróbicas prevalecen y las emisiones de N₂O se reducen, con aumento de las emisiones de N₂ como resultado de la desnitrificación.

Un suelo arenoso, como el que caracteriza el presente estudio (Tabla 2), presenta menor capacidad de retención de agua por el mayor tamaño de sus partículas. El contenido medio de humedad para todos los tratamientos durante el estudio fue 59.09 ( 0.97%, con un ligero descenso durante el transcurso del experimento (Figura 2). El EPLA, de otra parte, incrementó con el avance del experimento, presentando un valor medio de 27.5% durante los primeros cuatro días de medición y de 35.1% entre los días 9 y 39 (Figura 1). El comportamiento creciente en el EPLA no se debió entonces a un aumentó en el contenido de humedad del suelo sino a una reducción en su porosidad, que registró valores medios de 79.8% los primeros cuatro días de medición y de 75.8% entre los días 9 y 39. La causa de esta reducción pudo ser la obstrucción de los poros con partículas desprendidas de los agregados de suelo bajo el impacto de las gotas de lluvia, teniendo presente el comportamiento creciente de las precipitaciones a partir de la segunda semana del trabajo experimental (Figura 1). En el presente trabajo, el comportamiento creciente en el EPLA, que alcanza su mayor nivel entre los días 11 y 18, explica la mayor emisión de N-N₂O a partir del día 11, especialmente en los tratamientos con aplicación de orina (Figura 3). Considerando la capacidad de conservación de agua que tienen las zonas bajas de un terreno respecto las zonas más altas, es de esperar un aumento de las emisiones de GEI en las primeras, no obstante, en el presente estudio el efecto del bloque (topografía) no fue significativo. El EPLA no reflejó fielmente el patrón de lluvias, descendiendo entre los días 18 y 31 (Figura 1), lo que quizás obedezca a cambios en el contenido de agua del suelo causados por la evapotranspiración o el drenaje entre los eventos de lluvia y los muestreos de suelo.

Además de los factores ambientales, la emisión de N₂O también está influenciada por la cantidad de excretas, su concentración de N y las formas en que este elemento está presente (Mazzeto et al., 2014). Cada tipo de excreta (orina y heces) presenta diferentes formas de N. Más del 70% del N urinario está presente en forma de urea, por lo tanto, es fácilmente hidrolizado por la enzima ureasa y convertido en NH₄+ y N₂O. En las heces, la mayoría del N está presente en formas de NH₂ orgánicas, que provienen del alimento indigestible, productos metabólicos de la digestión y células bacterianas, por lo tanto, está menos disponible para la hidrólisis (^{Sordi et al., 2014}). A pesar de las diferencias en las dosis de N que caracterizaron cada tratamiento (56.11, 112.23, 104.9 y 209.8 g N/m² para H1, H2, O1 y O2), no se observaron diferencias marcadas en la concentración de NH₄ ⁺ durante los primeros cuatro días del estudio (Figura 2). En el caso de las heces, el promedio de H2 para este período fue ligeramente superior a H1 (120.25 vs. 105.25 mg/kg, respectivamente), pero en el caso de la orina, O1 y O2 fueron muy similares entre sí (115.87 y 115.75 mg/kg, correspondientemente). Igualmente, H2 presentó una ligera superioridad en la concentración de NH₄ ⁺ respecto O2, cuando éste último tratamiento fue el de mayor dosificación de N. Sordi et al. (2014) reportaron que la mayor concentración de NH₄ ⁺ se presentó un día después de la aplicación de orina y 10-14 días después de la aplicación de las heces. En nuestro trabajo, las concentraciones alcanzaron su punto máximo al día 4 para H2, O1 y O2 y, al día 2 para H1. Además, estos autores también encontraron diferencias en los valores máximos para cada tipo de excreta, entre 200-250 mg/kg para la orina y entre 100-200 mg/kg para las heces. En nuestro trabajo, la concentración máxima en los tratamientos con orina promedió 127 mg/kg (promedio para O1 y O2) y fue muy similar al promedio de H1 y H2, correspondiente a 128,3 mg/kg. Esos resultados permiten concluir que la mayor susceptibilidad a la hidrólisis del N urinario respecto el N fecal no se observó en este trabajo, lo que posiblemente obedezca a la composición química de las heces excretadas, que a su vez es un reflejo de las características de la dieta. En general, el pasto Kikuyo (Cenchrus clandestinus) que consume el ganado lechero se caracteriza por presentar alta concentración de PC (20.5%) y proteína degradable (mayor del 80%), pero bajo contenido de CNE (13.4%), lo que podría ser parcialmente responsable de la baja eficiencia en el uso del N y la excreción de formas nitrogenadas más fácilmente hidrolizables al ambiente (^{Correa et al., 2012}).

En el momento en que las concentraciones de NH₄ ⁺ descendieron, se da un aumento en las concentraciones de NO₃ ^-, efecto relacionado con el siguiente proceso de nitrificación (Figura 2). Los tratamientos con mayor dosificación de N (H2 y O2) presentaron una concentración de NO₃ ^- muy similar a los tratamientos con menor dosificación (H1 y O1). Entre los días 9 y 39 de medición, los tratamientos H2 y O2 presentaron valores medios de NO₃ ^- de 10.95 y 10.25 mg/kg, respectivamente; mientras que H1 y O1 de 10.75 y 9.25 mg/kg, correspondientemente. Posiblemente, los tratamientos con mayores dosis de N resultaron en superior volatilización de NH₄ ⁺ a la atmósfera, transporte hacia aguas superficiales en el agua de escorrentía o, filtración (lixiviación) hacia aguas subterráneas en forma de NO₃ ^-, igualando la concentración de este compuesto en el suelo con los tratamientos de menor aplicación de N (^{Rotz, 2004}). Estas pérdidas, sumadas a la fijación microbiana de N, también pueden explicar la menor concentración de NO₃ ^- respecto el NH₄ ⁺.

La ausencia de diferencia entre los tratamientos con orina y heces en variables como la concentración de NH₄ ⁺, NO₃ ^- y los días transcurridos entre la aplicación al suelo y la mayor concentración de estos compuestos, también puede obedecer a la menor consistencia fecal. En los sistemas especializados en producción de leche, el pasto Kikuyo es la gramínea predominante y se caracteriza por presentar bajos contenidos de materia seca (17.3%) (^{Correa et al., 2012}). Adicionalmente, los animales son suplementados con alimentos concentrados, de elevada concentración de proteína y carbohidratos no fibrosos, cuya degradación y fermentación conduce al aumento de la osmolaridad ruminal, al ingreso de agua al rumen y con ello a la excreción de heces con mayor contenido de humedad. La menor consistencia fecal no favorece la retención de N dentro del material excretado, con lo cual más N puede ingresar al suelo después de su aplicación. En la práctica, todo el N de la orina ingresa al suelo después de la aplicación de este material al suelo.

En ninguno de los días de medición se registró diferencia estadística en el flujo de gases de efecto invernadero (N_N₂O, C_CH₄ y C_CO₂) y en el flujo de CO₂eq entre los tratamientos con aplicación de orina (O1 y O2) (Tabla 3). No obstante, el tratamiento con mayor aplicación de N (O2) si registró mayor flujo acumulado de N_N₂O, C_CH₄ y CO₂eq respecto O1 (superioridad del 17,6; 51,5 y 5,9%, respectivamente) (Tabla 5). La menor diferencia porcentual en el flujo de CO₂eq obedeció al menor potencial de calentamiento del CH₄ respecto el N₂O y a que el flujo de C_CO₂ fue ligeramente superior para O1 (superioridad del 2%). Si bien no se registraron diferencias estadísticas entre los tratamientos O1 y O2 para el flujo de N_N₂O (Tabla 3), si se observa un comportamiento creciente desde el día 11, con valores máximos al día 25 (Figura 3). ^{Sordi et al. (2014}) reportan la ocurrencia de picos de N₂O después de las lluvias y ello puede explicar la dinámica registrada, teniendo presente el aumento en la precipitación desde el día 15 (Figura 1). Con las lluvias se aumenta la cantidad de material de fácil descomposición, se renueva la mineralización y se reactivan los microorganismos. De acuerdo con ^{Smith et al. (2003}), el aumento de las lluvias y del EPLA es favorable para las bacterias desnitrificantes, convirtiendo el NO₃ ^- en N₂O. Igualmente, en los tratamientos con orina se destacan las emisiones de N_N₂O del primer día de medición, justo después de su aplicación (Tabla 3, Figura 3). La formación N_N₂O en ese punto se debe a emisión indirecta a partir de la volatilización de amoniaco (N_NH₃) (^{Wattiaux et al., 2019}), teniendo presente que el proceso de nitrificación se completa hasta después de una semana.

En el caso de las heces, el flujo de los gases fue estadísticamente superior para H2 vs. H1, diferencias que se evidenciaron al principio del trabajo, hasta 9-11 días después de su aplicación, para C_CH₄, C_CO₂ y CO₂eq, y al final del trabajo para N_N₂O (Tabla 4). Esta situación generó superior flujo acumulado de N_N₂O, C_CH₄, C_CO₂ y CO₂eq para H2 respecto H1, del orden de 100.7, 141.1, 15.8 y 34.4%, respectivamente (Tabla 5). Que las diferencias en las emisiones de C_CO₂, C_CH₄ y CO₂eq sean las primeras en registrarse obedece a que la hidrólisis de la urea y la fermentación de la materia orgánica son procesos bioquímicos que generan CO₂ y CH₄ y que anteceden la nitrificación y desnitrificación, principales fuentes de N₂O.

En general, el tratamiento control presentó diferencias estadísticas con los tratamientos que aplicaron heces, principalmente, y en menor medida con aquellos que aplicaron orina (Tabla 3 y 4). Esto era de esperarse por la ausencia de sustrato (excretas) para llevar a cabo los procesos bioquímicos involucrados en la emisión de GEI. En los tratamientos con aplicación de orina, las diferencias con el tratamiento control al inicio del trabajo, en la primera semana de medición, se registraron en el flujo de C_CO₂, pero al final del trabajo, entre 18 y 31 después de su disposición, en el flujo de N_N₂O (Tabla 3). En los tratamientos con uso de heces, las diferencias con el tratamiento control al inicio del trabajo, hasta el día 11 después de su aplicación, se presentaron en el flujo de C_CH₄ y C_CO₂, mientras que al final del trabajo, entre los 18 y 39 días de su aplicación, en el flujo de C_CO₂ (Tabla 4). Lo anterior permite concluir que las diferencias en el flujo de C_CO₂ entre el tratamiento control y los tratamientos con aplicación de excretas son las más preponderantes en el trabajo y las más constantes en el tiempo. Ello obedece a la rápida hidrólisis de la urea en el caso de la orina y al proceso de mineralización de la materia orgánica presente en las heces, que resulta en un efecto promotor de la biomasa microbiana y, con ello, de la liberación de CO₂ a la atmósfera (^{Del Pino et al., 2008}).

Flujos de N-N₂O

Si bien, la concentración de NH₄ ⁺ y NO₃ ^- fue muy semejante entre los tratamientos con aplicación de heces y orina (Figura 2), si se registraron diferencias en la emisión acumulada y en el factor de emisión de N_N₂O entre ambos tipos de excreta, siendo superior en los tratamientos con aplicación de orina (Tabla 5). La emisión de N₂O inicia con la hidrólisis de la urea presente en la orina, y con la degradación de los componentes nitrogenados orgánicos presentes en las heces. El NH₄ ⁺ resultante de estos procesos puede, en condiciones anaeróbicas, ser empleado para el crecimiento microbiano o en reacciones de nitrificación. La menor emisión de N_N₂O en los tratamientos con aplicación de heces posiblemente obedezca a la mayor disponibilidad de carbono orgánico en ellas, que, siendo una fuente de energía, favorece la inmovilización del N para la síntesis de aminoácidos y proteína microbiana. Además, la mayor disponibilidad de carbono para la actividad microbiana conduce al agotamiento del oxígeno y promueve la reducción de N₂O en N₂ (^{Yamulki et al., 1998}), con lo cual las emisiones de N₂O también disminuyen. Al igual que en el presente estudio, otros autores (Yamulki et al., 1998; ^{van der Weerden et al., 2011}) también han reportado menores factores de emisión para las heces, lo que denota la importancia de estudiar los dos tipos de excreta individualmente cuando se pretende construir modelos de predicción de GEI o documentos que orienten la obtención de inventarios de los respectivos gases.

Conforme ^{Wattiaux et al. (2019}), una relación C:N superior a 30 disminuye las emisiones de N₂O, mientras que relaciones C:N menores a 11 generan el efecto contrario. ^{Del Pino et al. (2008}), de otra parte, señalan que estiércoles con relaciones C:N menores de 13 generan una alta mineralización neta de N, mientras que estiércoles con relaciones mayores de 15 provocan la inmovilización neta del N mineral. En el presente trabajo no se estableció la relación C:N en las excretas aplicadas, no obstante, Del Pino et al. (2008) reportaron una relación de 17,5 para estiércol de vaca cuya concentración de N fue 2,18%. En nuestro trabajo la concentración de N en las heces fue superior (3%), lo que posiblemente resulte en menor relación C:N, promoviendo las emisiones de N_N₂O.

La mayor emisión en los tratamientos con aplicación de orina vs. heces (Tabla 5) también puede obedecer a que la mayoría del N de la orina se encuentra en forma de urea y, por lo tanto, está más expuesto para la liberación al ambiente en su forma gaseosa (N_N₂O o N₂; ^{Haynes y Williams, 1993}). En las heces, gran parte del N se encuentra protegido por material orgánico y se genera una capa costrosa que disminuye la cuantía y la velocidad de liberación de N_N₂O (^{van der Weerden et al., 2011}).

Cuando se analiza cada excreta individualmente, se observa que la emisión acumulada y el factor de emisión de N_N₂O para las heces fue proporcional a la dosis de N aplicada. En los tratamientos con orina, la emisión acumulada fue ligeramente superior para O2, pero el factor de emisión fue mayor para O1 (Tabla 5). El mayor peso de las excretas en H2, posiblemente propició mayor conservación de agua en su interior, generando condiciones más favorables para la producción de N₂O (^{Mazzetto et al., 2014}; ^{Sordi et al., 2014}). En el caso de la orina, el mayor volumen en el tratamiento O2, sumado a la estructura arenosa en la zona de estudio (Tabla 2), pudo favorecer su filtración a través de los macroporos del suelo, con el N ureico alcanzando mayor profundidad (^{Haynes y Williams, 1993}), reduciendo con ello la disponibilidad de N para la producción de N₂O en la capa superior, su flujo atmosférico y el factor de emisión respecto O1, situación que ha sido expuesta en la literatura (Sordi et al., 2014; ^{Cardoso et al., 2018}; ^{Hoeft et al., 2012}). Las diferencias estadísticas entre el tratamiento control y los tratamientos con aplicación de excretas se registraron al final del trabajo, entre los 18 y 31 días de medición (Tabla 3 y 4), lo que permite concluir que las emisiones de N₂O son las últimas en registrarse respecto las emisiones de CH₄ y CO₂, como previamente descrito.

Flujos de C_CH₄

La descomposición del material orgánico en un ambiente anaeróbico determina la producción de C_CH₄. De la Figura 3 se concluye que la aplicación de heces al suelo conduce principalmente a la emisión de C_CH₄ y, en menor medida, a la producción de N_N₂O; situación contraria se observa con la aplicación de orina, donde la emisión de C_CH₄ no fue relevante y, por tanto, no será objetivo de discusión. De acuerdo con ^{Wattiaux et al. (2019}), es común observar una relación inversa entre las emisiones de CH₄ y N₂O, con condiciones anaeróbicas favoreciendo la producción del primer gas y, aeróbicas favoreciendo la producción del último. Los resultados obtenidos en este trabajo confirman ese concepto, toda vez que, en los tratamientos con heces, la emisión de C_CH₄ fue superior los primeros 11 días después de su aplicación, momento en el que disminuyó para dar lugar al ligero incremento en la emisión de N_N₂O (Tabla 4, Figura 3). El contacto de las heces frescas con el aire y su exposición a la temperatura ambiental conllevó a la formación de una capa costrosa, que presumiblemente se asoció con la reducción en las emisiones de C_CH₄ y el aumento en las emisiones de N-N₂O. Esto es, el microambiente aeróbico de la costra aireada favoreció el crecimiento de poblaciones bacterianas capaces de nitrificar y desnitrificar, que, en conjunto, son las reacciones responsables de la formación de NO₃ ^-, N₂O y N₂.

Hasta el día 9 después de su aplicación, los flujos de C_CH₄ fueron estadísticamente superiores para H2 vs. H1, tratamientos que también difirieron del tratamiento control (Tabla 4). Esto refleja que la cantidad de excretas influye directamente sobre la emisión de C_CH₄ por diferencias en la cantidad de material orgánico (carbohidratos) fermentable y de humedad, condiciones que favorecen la anaerobiosis y la proliferación de bacterias metanotróficas presentes en las heces (^{Saggar et al., 2004}). ^{Cardoso et al. (2018}) reportaron que la aplicación de mayor cantidad de heces aumentó los flujos de C_CH₄ durante los primeros cuatro días de medición, confirmando los hallazgos del presente experimento respecto la inmediatez de la emisión y el efecto de la cantidad de excreta aplicada. El día 18 posterior a la aplicación, los flujos de C_CH₄ de los tratamientos H1 y H2 llegaron a niveles basales, igualando al tratamiento control (Tabla 4, Figura 3), lo cual fundamentalmente obedeció al agotamiento del sustrato fermentable, fuente de carbono soluble para los microorganismos.

Las características de la base forrajera determinaron en gran medida la emisión; en nuestro caso, el bajo contenido de materia seca del pasto Kikuyo promovió la excreción de heces con mayor contenido de humedad (89.3%), favoreciendo las condiciones anaeróbicas y la metanogénesis. ^{Yamulki et al. (1999}) indicaron que el flujo de CH₄ también puede variar en función de factores meteorológicos como la temperatura y la precipitación. En nuestro estudio, la menor presencia de lluvias durante los primeros 15 días experimentales (Figura 1) no representó un factor adicional para estimular las condiciones anaeróbicas y la actividad microbiana dentro de las heces.

Flujos de C_CO₂

Las emisiones de C_CO₂ desde la orina derivan de la hidrólisis de la urea, mientras que, en las heces del proceso de mineralización. Ello explica porque las diferencias estadísticas entre el tratamiento control y los que aplicaron orina se registran al inicio del trabajo (Tabla 3) y, entre el tratamiento control y los que aplicaron heces durante todo el experimento (Tabla 4). La urea presente en la orina es hidrolizada dentro de las primeras 24 horas por la enzima ureasa para formar (NH₄)₂CO₃ y, posteriormente, CO₂. La rápida emisión de C_CO₂ que se observa con la aplicación de orina también fue reportada por ^{Rivera et al. (2019}), quienes al principio del estudio obtuvieron flujos máximos de 2500 mg C_CO₂/m²/h, que disminuyeron gradualmente hasta volverse constantes. Contrariamente, la emisión desde las heces se conservó en el tiempo y no alcanzó niveles basales, que igualaran al tratamiento control, porque el proceso de mineralización es lento. En el trabajo de ^{Del Pino et al. (2008}), las tasas de respiración de CO₂ en un suelo con agregado de estiércol de vaca fueron significativamente mayores que el tratamiento testigo, sin aplicación de estiércol, durante todo el experimento (80 días), lo que confirma los hallazgos del presente trabajo. Igualmente, ^{Cai et al. (2017}) indicaron que las heces son fuente de emisión de CO₂, siempre y cuando las condiciones sean favorables para la actividad microbiana.

Al igual que sucedió con el C_CH₄, la cantidad de heces determinó la emisión de C_CO₂ (Tabla 4), resultado de las diferencias en el contenido de agua, materia orgánica y microrganismos presentes. En relación con el tratamiento control debe tenerse presente que los suelos generan C_CO₂, bien sea por la respiración heterotrófica del mismo suelo o por la respiración autótrofa de la vegetación. En relación con este último punto, con el avance del experimento se va registrando crecimiento de forraje dentro de la cámara, lo que genera un aumento en el flujo de C_CO₂ porque la respiración de las plantas es un proceso continuo. Además, la presencia de cámaras no transparentes, pudo reducir el proceso de fotosíntesis, no la respiración de las plantas, lo que proporcionalmente aumenta la expulsión de CO₂ y no su captación.

Flujos de CO₂eq

Con los dos tipos de excretas, las mayores dosis de N incrementaron la emisión acumulada de CO₂eq, pero la emisión de H2 fue 34.4% superior a la de H1, mientras que la emisión de O2 sólo superó en 5.9% la de O1 (Tabla 5). Cuando se realiza el análisis conjunto, la emisión acumulada de CO₂eq registró el siguiente orden descendente H2>O2>O1>H1, sin presentar relación directa con la dosis de N aplicada, que a su vez registró el siguiente orden descendente: O2>H2>O1>H1. Se destaca entonces, que mientras que la dosis de N para O2 superó en 86,9% la dosis de H2, la emisión de CO₂eq fue superior para este último tratamiento en 3,1%. Igualmente, mientras la dosis de N para O1 superó en 86,9% la dosis de H1, la emisión de CO₂eq para O1 sólo superó en 23% la de H1. Esto permite concluir que la aplicación de heces, más que la aplicación de orina, proporcionalmente a la dosis de N aplicada, conlleva a la mayor producción de CO₂eq, generando un efecto más contaminante en cuando a la emisión de GEI se refiere. Otra prueba de ello es que mientras las dosis de N para H2 y O2 duplican las de H1 y O1, las emisiones acumuladas de N_N₂O, C_CH₄ y C_CO₂ registraron un aumento aproximado del 100, 141 y 16%, respectivamente para H2 vs. H1, mientras que al comparar O2 vs. O1, el incremento en el flujo acumulado para los tres gases fue menor, a saber, 17, 52 y 2%, correspondientemente.

A pesar de que las emisiones acumuladas de N_N₂O, gas con mayor potencial de calentamiento, fueron mayores para O2; las mayores emisiones de C_CH₄ y C_CO₂ para H2 vs. O2 conllevaron a un mayor flujo acumulado de CO₂eq para H2 (Tabla 5). En el caso de los tratamientos O1 y H1, la menor diferencia en la emisión acumulada de CO₂eq entre ambos tratamientos a favor de O1, respecto la diferencia en la dosis de N aplicada, también obedece a la superior emisión de C_CH₄ y C_CO₂ para H1 vs. O1, si bien O1 presentó mayor emisión de N_N₂O. Esto permite concluir que las emisiones de CH₄ y CO₂ determinan en gran medida el flujo de CO₂eq, por lo que los estudios que evalúen las emisiones de GEI desde la aplicación de excretas deben propender por cuantificar la emisión de estos dos gases y no sólo concentrarse en N₂O.

Factores de emisión de gases de efecto invernadero

Los resultados para el factor de emisión de N_N₂O en los tratamientos con aplicación de orina (Tabla 5) se encuentran dentro del rango informado por ^{Oenema et al. (1997}) (0.1 a 3.8%) y ^{De Klein et al. (2003}) (0.3 a 2.5%) en suelos de Nueva Zelanda.

En el trabajo de ^{Sordi et al. (2014}), al igual que en el presente estudio, el volumen urinario incrementó las emisiones acumuladas de N_N₂O, pero disminuyó el factor de emisión, que pasó de 0.33 a 0.19% con la aplicación de 0.5 y 1.5 L de orina, respectivamente, soportado por la mayor percolación y menor disponibilidad de N en la capa superior del suelo para la producción de N₂O (^{Hoeft et al., 2012}). Sus factores de emisión, no obstante, fueron inferiores a los observados en este estudio, 1.24% para O1 y 2.10% para O2 (Tabla 5). Los factores de emisión de N_N₂O en los tratamientos con aplicación de heces estuvieron dentro del rango reportado por ^{Oenema et al. (1997}) (0.1% a 0.7%).

En la Tabla 5 se puede observar que mientras la emisión acumulada de N_N₂O para H2 fue 100,7% mayor que para H1, el factor de emisión para H2 sólo fue 28.6% superior. Esta falta de proporcionalidad en ambos parámetros pudo obedecer a la superior conservación de agua al interior de las heces de mayor peso. La humedad, asociada con la actividad microbiana que promueve el consumo de oxígeno, pudo generar anaerobiosis y en esa condición, parte del N en lugar de ser desnitrificado a N₂O fue convertido en N₂.

En este trabajo, la emisión acumulada de N_N₂O para H1 y H2 fue 242.6 y 486.9 mg N_N₂O/m², con dosis de N de 56.11 y 112.23 g/m². Valores similares fueron reportados por ^{Sordi et al. (2014}), quienes evaluaron el efecto de la aplicación de dosis crecientes de heces en praderas de pasto Kikuyo en Brasil. Los autores registraron emisiones acumuladas de 220.7 y 371.6 mg N-N₂O/m² para dosis de N de 52 y 188 g/m².

Las variables utilizadas para el cálculo del factor de emisión de CH₄ resultaron en una producción fecal de 21081 kg de heces frescas/animal/año, una carga de 2,35 animales/ Ha, un área de pastoreo de 4261 m²/animal y un área cubierta con heces de 213 m². Los factores de emisión de CH₄, expresados en kg/animal/año, 0.25 y 0.53 (correspondientes a 0.19 y 0.40 kg de C_CH₄) para los tratamientos H1 y H2, respectivamente, fueron inferiores al informado por el ^{IPCC1 (2006)} para América Latina (1 kg/animal/año), pero estuvieron más próximos a los valores reportados por ^{Beltrán-Santoyo et al. (2016}) y ^{Wei et al. (2018}) para ganado lechero, 0.22 y 0.41 kg/animal/año, correspondientemente. Los principales factores que influyen en la producción de CH₄ desde las heces son la cantidad de heces producidas y la tasa de degradación anaeróbica de las heces. Cuando el almacenamiento del estiércol se realiza en forma líquida, como en estanques, tanques sépticos o pozos, la degradación anaeróbica del estiércol puede producir grandes cantidades de CH₄. Cuando los desechos se tratan en forma sólida, como en un pastizal, las heces tienden a degradarse en condiciones de mayor consumo de oxígeno, lo que resulta en menos CH₄. De lo anterior también puede inferirse que el mayor factor de emisión para H2 obedeció a la mayor cantidad aplicada, que a su vez favoreció condiciones más anaeróbicas, como previamente indicado.

CONCLUSIONES

A partir de los resultados analizados estadísticamente y las observaciones realizadas en este trabajo se puede concluir: 1) Las heces tienen un mayor peso que la orina en las emisiones acumuladas de C_CH₄. Para el caso de las emisiones de N_N₂O, la orina tiene una relevancia mayor que las heces. 2) Los factores de emisión de C_CH4 encontrados con la aplicación de 1 (0.19 kg/animal/año) y 2 kg (0.40 kg/animal/año) fueron inferiores a los recomendados por el ^{IPCC2 (2019)} (1 kg/animal/año). 3) La aplicación de una dosis creciente de orina provocó una disminución en la cantidad de N que se convirtió en N₂O pasando de 2.1 a 1.24% con el aumento de 1 a 2 L de orina, respectivamente. Estos valores estuvieron relativamente próximos del factor de emisión del IPCC1 (2006), 2%. 4) A pesar de que las emisiones acumuladas de N_N₂O, gas con mayor potencial de calentamiento, fueron mayores para los tratamientos con aplicación de orina; las mayores emisiones de C_CH₄ y C_CO₂ para los tratamientos con aplicación de heces conllevaron a un flujo acumulado de CO₂eq más próximo entre ambos tipos de excreta (O1 mayor que H1 en 23%, H2 mayor que O2 en 3%), respecto la diferencia en la dosis de N aplicada (86.9% mayor para O1 vs. H1 y O2 vs. H2). Esto permite concluir que la aplicación de heces, más que la aplicación de orina, proporcionalmente a la dosis de N aplicada, conlleva a la mayor producción de CO₂eq, generando un efecto más contaminante en cuando a la emisión de GEI se refiere. Además, que las emisiones de CH₄ y CO₂ determinan en gran medida el flujo de CO₂eq, por lo que los estudios que evalúen las emisiones de GEI desde la aplicación de excretas deben propender por cuantificar la emisión de estos dos gases y no sólo concentrarse en N₂O.