BALANCE DE NITRÓGENO EN PRADERA DE CLIMA ATLÁNTICO.

FER-GIR (Acción 2)

Documento elaborado por INTIA y NEIKER Para el Proyecto: FER-GIR (EFA 79/08)

Mayo de 2013

ÍNDICE

1. INTRODUCCIÓN .................................................................................................... 3 2. METODOLOGÍA ..................................................................................................... 4

2.1. Cultivo, localización y suelo .............................................................................. 4 2.2. Tratamientos: digestato bruto y fracción líquida ............................................... 7

2.3. Medidas de N2O ............................................................................................... 10

2.4. Medidas de NH3 ............................................................................................... 13

2.5. Medidas de lixiviación de N ............................................................................ 17

2.6. Medidas de N mineral en suelo ........................................................................ 24

2.7. Medidas de la extracción de N del raigrás ....................................................... 27

2.8. Tratamiento estadístico .................................................................................... 28 3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN ............................................................................. 29

3.1. Emisiones de N2O ............................................................................................ 29

3.2. Volatilización de NH3 ...................................................................................... 35

3.3. Lixiviación de N .............................................................................................. 42 3.4. N mineral en suelo ........................................................................................... 44 3.5. Extracción del N del raigrás ............................................................................. 47 3.6. Balance de nitrógeno ....................................................................................... 51

4. CONCLUSIONES .................................................................................................. 53

4.1. Emisiones de N2O ............................................................................................ 53

4.2. Volatilización de NH3 ...................................................................................... 54

4.3. Lixiviación de N .............................................................................................. 54 4.4. N mineral en suelo ........................................................................................... 55 4.5. Extracción de N del raigrás .............................................................................. 55 4.6. Balance de nitrógeno ....................................................................................... 55

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS ........................................................................... 56

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1. INTRODUCCIÓN

La agricultura es el principal contribuyente a los niveles de nitrógeno reactivo de la biosfera y reducir las exportaciones de nitrógeno desde los ecosistemas agrícolas hasta las aguas superficiales y subterráneas es un compromiso ambiental prioritario contraído hace mucho tiempo (Robertson and Vitousek, 2009). Por ello, en la legislación europea es cada vez más importante que los ganaderos y agricultores utilicen en los sistemas productivos de forma óptima el N contenido en las excretas ganaderas, de cara a prevenir las emisiones de N (Søgaard et al., 2002). La lixiviación de nitrógeno puede ser del orden del 30% del N aportado, aunque con un rango que va desde el 10% hasta el 80% (IPCC, 2006). Las pérdidas de NH3 por volatilización pueden alcanzar hasta el 30% del N total aportado mediante los estiércoles y purines (ECETOC, 1994; Misselbrook et al., 2000). En cuanto al N2O, se considera que una media del 1% de los inputs de N aplicados al suelo se emite en forma de N2O (IPCC, 2006). No obstante, las pérdidas de N por lixiviación y por emisiones de NH3 y N2O son variables y dependen de diversos factores (factores climáticos, características de los estiércoles y purines, las condiciones del suelo, la cobertura vegetal, los métodos de aplicación). En cualquier caso, la lixiviación o las emisiones de N a la atmósfera conducen a riesgos ambientales y a que la cantidad de N disponible para el cultivo se vea reducida. El objetivo de este ensayo consistió en cuantificar algunos de los componentes principales del balance de N (emisiones de N2O, volatilización de NH3, lixiviación de N, N mineral en suelo, extracciones del cultivo), en las condiciones que habitualmente se pueden encontrar los socios del proyecto FERGIR (praderas de clima templado fertilizadas con subproductos de origen ganadero). El ensayo fue realizado en colaboración entre el INTIA y NEIKER. Desde NEIKER se realizaron las mediciones de N2O, NH3, lixiviación de N y N mineral en suelo, mientras que el resto de actividades fueron realizadas por el INTIA (medición de extracciones del raigrás, localización del ensayo, aplicación de tratamientos, montaje del ensayo, etc.).

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2. METODOLOGÍA El ensayo se realizó en primavera de 2011 (tratamientos aplicados el 4/5/2011) y consistió en medir las principales componentes del balance de nitrógeno durante el segundo corte de una pradera sembrada con raigrás italiano (variedad Westerworld) a la que se aportaron distintos fertilizantes de origen orgánico: extracción de N por parte de la planta, variación del N mineral en suelo, aportes de fertilizantes (tratamientos), emisiones de amoníaco y de óxido nitroso, lixiviación de nitrato y amonio.

2.1. Cultivo, localización y suelo El ensayo se estableció dentro de una parcela localizada en Arraitz, Navarra (557 m sobre el nivel del mar, 30T, 610095 m E – 4761630 m N), dentro del valle de Ultzama. Los valles de Ultzama, Basaburua y Odieta se sitúan en la región biogeográfica Eurosiberiana, provincia atlántica europea, sector cántabro-euskaldún, distrito navarro-alavés, con aguas vertientes al mediterráneo. Pertenecen a los pisos bioclimáticos mesomonano-submontano con ombrotipo húmedo y un cierto grado de continentalidad (Loidi y Báscones, 2006). Los fondos de valle son amplios y los ocupan prados y cultivos forrajeros que sirven de base a una importante cabaña ganadera de vacuno de leche, principalmente, acompañados por ovino de leche y vacuno de carne. Las explotaciones que los gestionan son de buena dimensión y con un alto grado de profesionalidad. Tradicionalmente los estiércoles y purines generados por la actividad ganadera se han utilizado como fertilizante sobre la base territorial de las explotaciones logrando así la valoración de estos recursos y el cierre de los circuitos de fertilidad dentro de las explotaciones. La parcela de ensayo era llana, de 1.1 ha de extensión aproximadamente y que lindaba por el sur con un arroyo (a unos 70 m de distancia del ensayo). Se había sembrado una variedad anual de raigrás italiano no alternativo (Lolium multiflorum var. Westerwoldicum) y se había realizado ya un corte. Se trataba de un suelo aluvial, profundo, de textura “franca”, con cierta pedregosidad en su perfil y de buena percolación, ácidos (pH 5.6), materia orgánica 3.96%, baja conductividad eléctrica (0.07 mS/cm), nivel alto de fósforo (38.2 mg P/L) y medio de potasio (119.7 mg K/L) (Tabla 1).

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Arraitz

Planta dedigestión anaerobia

Ensayo

Arraitz

Ensayo

FL

T DB

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Figura 1. Localización de la parcela de ensayo (ort ofoto anterior al ensayo, 2008) (las dimensiones del ensayo no están representadas a esc ala).

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Tabla 1. Características del suelo inicial del ensa yo (4/5/2011), en los primeros 10 cm y 50 cm de profundidad: textura USDA, pH, contenido e n aluminio (contenido y porcentaje de saturación), materia orgánica, conductividad elé ctrica, capacidad de intercambio catiónico y contenidos en nitrógeno, fósforo, potas io, calcio, magnesio, nitrógeno mineral (en forma nítrica y amoniacal, extraídos co n KCl 1M) y humedad inicial.

Identificación de la muestra Suelo inicial

0-10 cm Suelo inicial

0-50 cm

Arena gruesa (%) 11.04 11.72

Arena fina (%) 21.63 20.64

Limo (%) 41.67 41.08

Arcilla (%) 25.66 26.56

Clasificación Franca Franca

pH 5.62 5.98

Al (meq/100g materia seca) 0.42 -

Saturación en Al (%) 4.78 -

Materia Orgánica (%, sobre materia seca) 3.96 2.84

Conductividad eléctrica (mS/cm) 0.07 0.06

CIC (meq/100g materia seca) 13.42 10.48

N (%, sobre materia seca) 0.24 0.19

Relación C/N 9.6 8.7

P (ppm, sobre materia seca) 28.70 19.29

K (ppm, sobre materia seca) 90 58

Ca (meq/100g de materia seca) 7.22 7.23

Mg (meq/100 g de materia seca) 1.13 1.08

N nítrico (mg N-NO3-/kg materia seca) 7.65 4.49

N amoniacal (mg N-NH4+/kg materia seca) 1.81 0.95

N nítrico (kg N-NO3-/ha), estimado suponiendo

densidad aparente de 1.33 t/m3 10.18 31.19

N amoniacal (kg N-NH4+/ha), estimado suponiendo

densidad aparente de 1.33 t/m3 2.41 6.62

Contenido en humedad del suelo inicial (%) 15.97 15.51

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2.2. Tratamientos: digestato bruto y fracción líquida La fertilización se hizo el 5 de Mayo, tras retirar la producción del primer corte del raigrás. Los fertilizantes empleados fueron el digestato bruto (DB) procedente de la biodigestión de purín de vacuno de leche y su fracción líquida (FL) tras el proceso de separación en fases de DB. En la tabla 2 se presenta la composición de ambos materiales. El digestato bruto (DB) se aplicó, perpendicularmente al arroyo, en una banda de unos 50 metros de longitud y anchura igual al equipo de tubos colgantes utilizado (12 m). Se dejó para el tratamiento testigo o control (T), en paralelo a la banda de DB, una banda de 6 m de anchura y, finalmente, se aportó la fracción líquida del digestato (FL) en otra banda de 12 m de anchura, con el mismo equipo de tubos colgantes. Cada banda se dividió en 3 repeticiones de 9 m de longitud (1, 2 y 3, siendo la repetición 3 la más próxima al arroyo). Tanto el DB como la FL se aplicaron en una dosis de 55 m3/ha, equivalentes a 187 y 127 kg/ha de N total (110 y 99 kg/ha de N en forma amoniacal ó N-NH4), respectivamente. A su vez, cada tratamiento se subdividió en 3 subparcelas (transversales al avance del tractor) de 3 m de anchura en las que se aportaron 0, 40 y 80 kg N/ha (N0, N1 y N2) en forma de nitrato amónico cálcico de 27% de riqueza (NAC). No obstante las medidas de lixiviación de N, N mineral en suelo y de emisiones de NH3 y N2O se realizaron solamente en el subtratamiento N0, por lo que cuando hablemos de DB, FL y T nos referiremos solamente a las parcelas que no recibieron aportes de fertilizante nitrogenado mineral. El equipo utilizado para la aportación orgánica fue una cisterna de “tubos colgantes”, de dos ejes, 18 m3 de capacidad y 12 m de anchura de trabajo (40 tubos colgantes, espaciados 30 cm.) El peso total del equipo en carga era de 36.2 t. El equipo se pesó al inicio y al final de cada aportación y se midió la longitud y anchura en cada caso para conocer las dosis reales aportadas.

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15 m 6 m 15 m

3 m

9 m2

7 m

N0

N1

N2

DB T FL

Figura 2. Distribución de los tratamientos (DB, T y FL) y subtratamientos (N0, N1 y N2), junto con las repeticiones (1, 2 y 3).

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Tanto el digestato bruto como la fracción líquida del digestato procedían de la planta de digestión anaerobia de Arraitz, que se encuentra a mitad de camino entre Alkotz y Arraitz, dentro del valle de Ultzama. Esta planta de biogás recibe los purines generados en las explotaciones de unos 26 ganaderos de vacuno de leche de la zona y de una explotación de ovino lechero. En total suman unas 3000 vacas de leche que generan un flujo de 220 m3/día de purines, que son transportados por dos camiones cisterna de una empresa local hasta las instalaciones de biogás que cuentan con una capacidad de procesado de 80000 m3/año. Estos ganaderos constituyeron la cooperativa Aritzalde y participaron con el 42% en el capital de la planta. Son, en su mayoría, asociados al ITG Ganadero, de los valles de Odieta, Basaburua y Ultzama. Los Departamentos de Agricultura y de Innovación del Gobierno de Navarra aportaron el 47% de la inversión total que ascendió a 4800000 €, el Ayuntamiento del Valle de Ultzama- Ultzama Ibarreko Udalak promovió la obra y para la gestión y el desarrollo de este Proyecto se constituyó la empresa Bioenergía Ultzama S.A. Cuando el purín llega a la planta de biogás, se homegeniza y pasa a 2 digestores de 3000 m3 cada uno. En ellos se lleva a cabo la fermentación del purín, a temperaturas mesofílicas, para obtener biogás constituido, fundamentalmente, por metano (CH4) y mono y dióxido de carbono (CO, CO2). El fluido resultante tras este proceso (digestato bruto) se somete a un proceso de separación de fases mediante un tornillo sinfín. La fracción líquida se transporta a balsas de almacenamiento construidas en lugares estratégicos de Ultzama y la fracción sólida se somete a un proceso de compostaje. Ambas fracciones se utilizan, finalmente, como fertilizantes sobre la base territorial de estos valles. Con el biogás generado se produce electricidad a través de 4 motores de 150 kwh cada uno. La energía eléctrica generada por uno de los motores se reutiliza en la propia planta y la generada en los otros tres motores se vende a la red de distribución. Además se produce energía calórica por cogeneración que se utilizada en los procesos industriales de varias empresas situadas en el cercano polígono industrial de Elordi.

Tabla 2. Composición del digestato bruto (DB) y de la fracción líquida del digestato bruto

(FL) procedentes de digestión anaerobia empleados e n el ensayo. Identificación de la muestra DB FL Materia seca (%) 6.3 3.3 pH 8.6 8.5 Conductividad eléctrica (dS/cm) 3.6 2.8 Materia orgánica (kg/m3 de materia fresca) 43.3 20.4 N total (kg N/m3 de materia fresca) 3.4 2.3 N orgánico (kg N/m3 de materia fresca) 1.4 0.5 N Amoniacal (kg N-NH4/m3 de materia fresca) 2.0 1.8 P (kg/m3 de materia fresca) 0.6 0.4 K (kg N-NH4/m3 de materia fresca) 5.4 4.7 El equipo de distribución utilizado era de tubos colgantes y constaba, concretamente, de 40 tubos colgantes separados 30 cm entre sí, con un total de 12 m de anchura de trabajo.

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2.3. Medidas de N2O Los muestreos de las emisiones de N2O se realizaron el mismo día del abonado (día 0 a las 17:30h) y los días 1 (13:30h), 5 (16:30h), 13 (13:30h), 23 (12:00h), 28 (11:30h), 35 (11:00h) y 41 (11:30h) posteriores a la aplicación del abono. Tal y como se observa, se procuró realizar los muestreos con mayor frecuencia en los días próximos a la aplicación del abono y fueron menos frecuentes según avanzaba el tiempo. El muestreo se llevó a cabo por medio de la técnica de las cámaras cerradas (18.5 cm de diámetro interno y 15.5 cm de altura). Se distribuían al azar 3 cámaras en cada repetición y se seguía el mismo orden para ir hincándolas en el suelo (se introducían unos 4 cm), de manera que quedaran bien selladas. Junto a cada cámara se colocaban dos viales de 20 mL de vidrio previamente crimpados (cerrados herméticamente) y etiquetados, que contaban con tapón de goma y cierre de aluminio. Al cabo de 20 minutos desde el cierre de la cámara inicial, se comenzaba a tomar una muestra de aire del interior de la cámara de la primera incubación a través del septo de goma, siguiendo el mismo orden en el que se cerraron las cámaras. La muestra de aire se tomaba con una jeringuilla de 50 mL con una aguja fina y larga, después de homogenizar el aire del interior de la cámara subiendo y bajando el émbolo de la jeringuilla varias veces (3-4 veces):

- Se tomaba una alícuota de 50 mL desde la cámara y se pinchaba la jeringuilla en el vial, después se pinchaba otra aguja pequeña en el vial y se procedía a introducir el aire de la jeringuilla en el vial y se sacaban la aguja pequeña y la jeringuilla del vial nada más vaciar el contenido de la jeringuilla. Esta primera alícuota servía fundamentalmente para lavar el vial.

- Se tomaba otra alícuota de 50 mL del interior de la cámara y se pinchaba la jeringuilla en el vial, después se volvía a pinchar la aguja pequeña en el vial, se metían 35 mL de la muestra de aire en el vial, se sacaba la aguja pequeña, se introducían los restantes 15 mL de muestra y, finalmente, se sacaba la jeringuilla. Esta segunda alícuota servía para depositar la muestra de aire, manteniéndola con un poco de sobrepresión en el vial.

Al cabo de 35 minutos desde el cierre de la cámara inicial, se comenzaba a tomar otra muestra de aire del interior de la cámara de la segunda incubación, siguiendo el mismo orden en el que se cerraron las cámaras. La toma de muestra de aire del interior de la cámara se realizó de la misma forma que en la primera incubación. Se apuntaban las horas de: cierre de la primera y última cámara, toma de muestra de la 1ª incubación en la primera y última cámara y toma de muestra de la 2ª incubación en la primera y última cámara. De esta forma, se conocía exactamente el tiempo de cada una de las incubaciones en la primera y última cámara y, ya en laboratorio, se estimaba el tiempo de las incubaciones en cada una de las cámaras asumiendo que se tardaba lo mismo en todas ellas. Resultó que el tiempo medio de la 1ª incubación fue de 22 minutos (oscilando entre 20 y 30 minutos) y de la 2ª incubación de 38

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minutos (oscilando entre 35-50 minutos). Aunque se emplearon los tiempos de incubación reales de cada cámara para calcular las emisiones de N2O, nos referiremos a las mismas asignándoles tiempos de 20 y 40 minutos a la 1ª y 2ª incubación, respectivamente. Al inicio del muestreo, también se tomaban, siguiendo un procedimiento análogo, 5 muestras del aire exterior de las cámaras (aire de referencia). Así mismo, se tomaba una muestra de los 10 cm superiores del suelo para medir su contenido en humedad, en cada una de las 3 repeticiones de cada tratamiento (3 tratamientos * 3 repeticiones) y se medían las temperaturas del aire exterior y del suelo. El mismo día del muestreo, se tomaban también 3 muestras de óxido nitroso de concentración conocida (patrón de 20 ppm de N2O) que se conservaban junto con las muestras hasta el momento de su análisis en laboratorio. Las muestras se analizaron por cromatografía de gases (modelo 7890A, de Agilent Technologies, Barcelona), equipado con un muestreador automático. La muestra era transportada, a través de la columna (Special GI PLOT, 300 cm largo y 0.32 cm diámetro interno, Ingeniería Analítica, Barcelona), hasta el 63Ni ECD-Detector de captura de electrones, a 350ºC. La temperatura del inyector era de 150ºC y la temperatura inicial del horno de 50ºC, con una rampa que alcanzaba los 225ºC. Cualquier pérdida de muestra derivada del tiempo transcurrido entre el muestreo de campo y el momento de su análisis, se corrigió utilizando los 3 patrones de 20 ppm guardados junto a las muestras. Las pérdidas detectadas en los patrones del 8 de junio de 2011 (35 días desde la aplicación) se consideraron excesivamente altas, por lo que las muestras tomadas dicho día no se tuvieron en cuenta (se desecharon) en el estudio. Los incrementos de las concentraciones de N2O dentro de la cámara eran generalmente lineales durante el período de muestreo; en cualquier caso, cuando no se mantuvo la linealidad se desecharon las medidas, de manera que el coeficiente de determinación medio de las medidas que se emplearon en los cálculos fue de 0.955 (r2=0.955). Partiendo de las concentraciones de N2O de las muestras (ppm N2O), se calculó el flujo de N2O (µg m-2 h-1) en función de la pendiente de la regresión lineal entre la concentración y el tiempo (tras las correcciones debidas a al temperatura) y la relación entre el volumen de la cámara y la superficie del suelo cubierta con las misma. Con el fin de estimar las emisiones acumuladas durante el período completo de 54 días del ensayo (g ha-1, de N en forma de N2O, o sea, N-N2O), se asumió que las emisiones ocurridas durante el tiempo de incubación de un muestreo determinado se mantenían hasta el muestreo siguiente. Aunque resulta obvio que esta asunción no es totalmente correcta (el flujo de N2O varía de día y de noche, dependiendo de las temperaturas, la humedad, etc.), fue la opción más factible y razonable ya que no fue posible medir las emisiones en continuo.

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Tabla 3. Momento de muestreo respecto al día de apl icación de los tratamientos y duración asignada a cada muestreo.

Muestreo de flujo de N2O Duración del intervalo (días)

asignado al flujo medido Fecha de muestreo Días desde el abonado

2011-may-4 0 1

2011-may-5 1 1

2011-may-9 5 7

2011-may-17 13 11

2011-may-27 23 6

2011-jun-1 28 9

2011-jun-14 41 19

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2.4. Medidas de NH3 Debido a las características del analizador utilizado, no fue posible medir la concentración de NH3 en varias cámaras simultáneamente. De manera que de la medida de una parcela a la inmediatamente posterior había un intervalo de 15 minutos aproximadamente. A fin de procurar que transcurriera el mismo tiempo entre la aplicación de cada tratamiento y la medida de las emisiones de NH3 en las 3 repeticiones, se procedió de la siguiente forma:

• Se esparció primero el DB (12:00 h del día 4/5/2011) e inmediatamente después, se midieron las emisiones de NH3 en las repeticiones (DB1, DB2 y DB3).

• A continuación se aplicó la FL (13:00 h del día 4/5/2011) e inmediatamente después, se midieron las emisiones de NH3 en las repeticiones (FL1, FL2 y FL3).

En vista de este procedimiento, por un lado, entre los dos tratamientos (DB y FL), había una diferencia temporal de 1 hora. Por otro lado, dentro del mismo tratamiento, había una diferencia temporal de unos 30 minutos entre la primera y la tercera repetición (entre DB1 y DB3 o entre FL1 y FL3). Se entiende que en un suelo sin aportes de N recientes –como el testigo (T)- las emisiones de NH3 son inapreciables. No obstante, con el objetivo de establecer un cero o un nivel de referencia, previamente a medir las emisiones de NH3 en los dos tratamientos (DB y FL), se midieron las emisiones de NH3 en las parcelas testigo (T1, T2 y T3). Tabla 4. Temperaturas máximas y mínimas registradas en la estación de Iraizotz (a 3 km

del ensayo) y temperaturas de aire y suelo tomadas en el mismo ensayo.

Día Temperatura (ºC)

Mínima Máxima

04/05/2011 (aplicación tratamientos) 6 18

05/05/2011 3.5 24

04/05/2011 05/05/2011

Hora Temperatura (ºC) Hora Temperatura (ºC)

11:25h 13.4 09:45h 9.2

12:00h 14.5 12:06h 19.4

12:57h 16.6 13:09h 19.2

14:05h 17.1 15:30h 25.5

15:30h 23.2 17:35h 22.7

16:27h 16.8

16:57h 19.7

18:30h 16.5

19:27h 14.0

Medidas tomadas en el ensayo durante las mediciones de NH3

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En el momento de aplicación de DB (12:00h) y de FL (13:00h), había una temperatura de 14.5ºC y de 16.6ºC, respectivamente. El primer día las temperaturas fueron ascendiendo hasta los 23.2ºC (hacia las 15:30h), mientras que el segundo día, las temperaturas oscilaron entre 9ºC y 26ºC desde las primeras medidas (hacia las 10:00 h) hasta las máximas de las 15:30h (ver Tabla 4). Las medidas de NH3 se realizaron por medio de la técnica de cámaras abiertas, utilizando cámaras de PVC (0.0314 m2 de superficie y 6.75 L de volumen) que se encajaban en anillos de PVC de 10 cm de altura que se insertaban unos 3 cm en el suelo. Las cámaras estaban forradas internamente con politetrafluoroeliteno (PTFE) a fin de garantizar una adsorción mínima de NH3 en las paredes de las cámaras (Hinz, 2005). En cada repetición se colocó un anillo que se mantuvo en el mismo lugar durante los dos días de ensayo, de manera que las medidas siempre se realizaron sobre la misma superficie. Puesto que sólo se dispuso de una cámara por cada repetición y los tratamientos se aplicaron con tubos colgantes, los criterios para fijar las cámaras y asemejar los resultados a los de la parcela real fueron los siguientes:

• La cámara se fijó de manera que el surco marcado por el tubo colgante quedaba en el diámetro de la cámara, tanto en el tratamiento DB como en el FL. Es decir, se colocó la cámara con un elevado grado de suelo cubierto con el tratamiento. Un observador se ocupó de determinar, por observación directa, qué porcentaje de la superficie de cada cámara estaba cubierta con DB o con FL.

• A pesar de utilizar el mismo equipo de tubos colgantes, debido a la distinta consistencia del DB y la FL, el grado de cobertura del suelo con el tratamiento fue muy distinto. El mismo observador se encargó de cuantificar el porcentaje de la superficie de cada parcela que quedaba cubierta con DB o con FL.

A partir de estas observaciones se aplicó un factor de corrección a las emisiones de NH3 obtenidas mediante el TGA (Tabla 5). Tabla 5. Superficie cubierta (%) con el aporte de D B y FL tanto de la cámara como de la parcela de ensayo, para cada tratamiento (TRT) y re petición (REP). Factor de multiplicación para las emisiones obtenidas con TGA .

TRT REP Superficie cubierta con tratamiento (%) Factor de

multiplicación De la cámara De la parcela DB 1 85 43.3 0.510 DB 2 75 43.3 0.578 DB 3 65 43.3 0.667 FL 1 100 70 0.700 FL 2 90 70 0.778 FL 3 70 70 1.000

Las concentraciones de NH3 se midieron mediante un analizador fotoacústico infrarrojo de gases ó TGA (Bruel and Kjaer 1302 Multi-Gas Monitor). Según las especificaciones técnicas del aparato, el límite de detección de NH3 era de 0.2 ppm. Una vez insertada la cámara sobre el anillo, desde un orificio se introducía aire exterior depurado en la cámara; los otros dos orificios de la cámara permanecían abiertos. El flujo creado de aire entrante era constante (1 L/min) y se regulaba mediante un

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caudalímetro. Se esperaban 5 minutos aproximadamente para que se estabilizara el flujo de aire en el interior de la cámara. Después, se introducía un tubo de muestreo de teflón en uno de los orificios que permanecía abierto y se realizaban, varias medidas de NH3 del aire del interior de la cámara hasta que las lecturas se estabilizaban (un total de unas 7-8 lecturas para que las 2-3 últimas fueran estables). A continuación, el tubo de muestreo de teflón se insertaba en la válvula del tubo de aire exterior y se cambiaba la posición de la válvula, para que todo el caudal de aire exterior se dirigiera a través del tubo de teflón hacia el TGA. Se realizaban varias medidas de NH3 del flujo de aire que se estaba metiendo en la cámara (un total de unas 7-8 lecturas para que las 2-3 últimas fueran estables). En realidad, las lecturas del caudal de aire que se introducía en la cámara se realizaron en cada una de las repeticiones (DB1, DB2, DB3, FL1, FL2, FL3) sólo en los momentos correspondientes a 0.5h, 2h y 22h (dos primeros tiempos del Día 1 y primer tiempo del Día 2), ya que se consideró que eran bastante estables. En el resto de los momentos, se realizaron lecturas del caudal de aire introducido en la cámara en una única de las repeticiones de cada tratamiento (DB3 y FL3, concretamente). El flujo de aire se generaba mediante un compresor accionado por un generador y era regulado mediante un caudalímetro. Antes de llegar al caudalímetro, ese aire que procedía del aire circundante de la parcela se pasaba por una trampa de NH3 y, después, a través de gel de sílica libre de CoCl2 para absorber el exceso de humedad. La trampa de NH3 consistía en un primer matraz de 1 L de capacidad con 500 mL de H3PO4 (10%) y de un segundo matraz también de 1 L con 500 mmL de H2O. El aire ya filtrado y regulado se bombeaba hasta las cámaras a través de tubos de PE. La concentración de NH3 emitida desde el suelo tras la aplicación de DB y FL se calculaba como la diferencia entre las concentraciones del aire de dentro de la cámara y del aire que se introducía a caudal constante en la cámara. A partir de esta concentración de NH3, se obtenía el flujo de NH3 en función del caudal de aire generado en la cámara y de la superficie de la cámara. Finalmente, las emisiones de NH3 durante el período de muestreo se estimaron multiplicando el flujo de NH3 por el intervalo de tiempo transcurrido entre las medidas. No obstante, puesto que se dejó de medir desde el anochecer hasta el amanecer (desde 7h hasta 22h a partir de la aplicación), se ha asumido que las emisiones en ese intervalo fueron despreciables ya que las temperaturas descendieron considerablemente. Hay que subrayar que las lecturas de las concentraciones de NH3 (mg/m3) corresponden a cada cámara, independientemente de que la proporción de superficie cubierta con purín sea o no la misma en todas ellas. En cambio, al estimar las emisiones de NH3 (g/ha) a partir de las concentraciones, se aplicó un factor de corrección para poder comparar la emisión global de la parcela una vez considerada la diferencia en el grado de cobertura con purín. Por tanto, las concentraciones de NH3 (mg/m3) corresponden a las cámaras pero no a las parcelas de ensayo, mientras que las emisiones de NH3 (g/ha) corresponden a las parcelas de ensayo. A efectos de tratamiento estadístico se ha considerado que las diferencias en los intervalos de tiempo no eran relevantes. De manera que se asume, a efectos

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estadísticos (y a efectos de representación e identificación) que las medidas de NH3 se realizaron en los siguientes momentos: nada más finalizar la aplicación (0.5 h) y al cabo de 2, 3, 4, 5, 6, 7, 22, 23, 24, 25, 26, 27, 28 y 29 horas. Sin embargo, a efectos de cálculo, se utilizaron los tiempos reales de cada lectura de concentración de NH3 (mg/m3) registrados en el analizador fotoacústico para estimar las emisiones (g/ha).

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2.5. Medidas de lixiviación de N Se utilizó el método de las resinas de intercambio iónico para estimar la lixiviación de nitrógeno. Este método se fundamenta en los trabajos de Kolberg et al. (1997), Kjønaas (1999) y Eghball (2000) y ha requerido para su puesta a punto algunas modificaciones, tanto para agilizar y mecanizar las determinaciones como para mejorar la fiabilidad y repetibilidad de los resultados.

2.5.1. Preparación de las bolsas de resinas de intercambio iónico

En cada bolsa de resinas, se pesaron en fresco 10 g de la resina catiónica Amberlite IR-120 y otros 10 g de la resina aniónica Amberlite IRA-402. Ambas resinas de intercambio iónico eran comercializadas por la casa FLUKA (Tabla 6).

Tabla 6. Características de las resinas de intercam bio iónico empleadas en el ensayo.

Amberlite IR-120 Amberlite IRA-402 Intercambiador catiónico fuertemente ácido (H+) Intercambiador aniónico fuertemente básico (OH-) Matriz de poliestireno Matriz de poliestireno Grupo funcional: -SO3H Grupo funcional:-N+(CH3)3 Tamaño de partícula: 16-45 mesh ( ≥ 90% entre 0.3-1.1 mm)

Tamaño de partícula: 16-50 mesh ( ≥ 90% entre 0.3-1.1 mm)

Descripción: partículas esporuladas húmedas de color amarillo-marrón

Descripción: partículas esporuladas húmedas y amarillentas

Capacidad total: ≥ 1.8 mmol mL-1 (≥ 1.8 eq L-1) Capacidad total: ≥ 1.0 mmol mL-1 ( ≥ 1.3 eq L-1) Densidad: 0.85 g cm-3 Densidad: 0.71 g cm-3 Pérdida en secado: 50%, 110ºC Pérdida en secado: 55%, 110ºC Estable en un rango de pH entre 0-14 Estable en un rango de pH entre 0-14 Almacenar por encima de 0ºC Almacenar por encima de 0ºC

Ambas resinas consistían en una matriz de poliestireno. En el caso de la resina catiónica fuertemente ácida, Amberlite IR-120, se esperaba que los H+ fueran desplazados por cationes de tipo NH4

+, K+, etc., quedando éstos adsorbidos en la resina. Mientras que en el caso de la resina aniónica fuertemente básica, Amberlite IRA-402, eran los iones de Cl- los que serían sustituidos por otros aniones como el NO3

- de las aguas de lixiviación.

Figura 3. Media de nylon para introducir 20 g de re sinas de intercambio

iónico Amberlite IR-120 y Amberlite IRA-402.

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La bolsa era una media de nylon de malla suficientemente estrecha para que las resinas no pudieran atravesarla (ver Figura 3). 2.5.2. Prelavado de las bolsas con resinas de intercambio iónico

Las bolsas de resinas fueron lavadas antes de su utilización, a fin de evitar contaminaciones que pudieran proceder de las resinas o del nylon y no del suelo. Se trataba de sustituir todos los iones cambiables de las resina catiónica por K+ y por Cl- en la resina aniónica. El prelavado se realizó mediante agitación con KCl 2M:

- Se colocaron las bolsas en vasos de plástico de 100 mL dentro de un agitador de vaivén horizontal hasta completar toda su capacidad.

- Se virtieron 15 mL de KCl 2M en cada vaso madiante un dispensador y se taparon los vasos.

- Se agitaron a 220 movimientos min-1. Una vez puesto en marcha, el agitador no se detuvo hasta terminar el prelavado completo de todas las resinas de la tanda. De modo que cuando se añadían los 15 mL de KCl del primer lavado al útimo vaso de la tanda, se vaciaba el KCl del primer vaso de la tanda y se le añadían los 15 mL de KCl correspondientes al 2º lavado.

- Se repitieron los lavados continuamente hasta que la solución de los vasos alcanzaba el pH del KCl (pH~5, con papel tornasol). Para ello, se requerían cerca de 15-20 lavados sucesivos con 15 mL de KCl 2M.

Posteriormente, se eliminó la solución de KCl retenida como humedad en la resina por medio de agua destilada:

- Se realizó análogamente al prelavado con KCl, pero empleando 30 mL de agua destilada.

- Se dejaron las bolsas de resinas en los vasos de plástico de 100 mL, dentro del agitador.

- Se añadieron 30 mL de agua destilada en cada vaso madiante un dispensador. - El agitador se puso en marcha a 220 movimientos min-1 y no se detuvo hasta que

se terminaron todos los lavados. De modo que cuando se añadían los 30 mL de agua del primer lavado al útimo vaso de la tanda, se vaciaba el agua del primer vaso de la tanda y se le añadían los 30 mL de agua correspondientes al 2º lavado.

- Se repitieron los lavados hasta que la solución del vaso alcanzó la conductividad propia del agua destilada (~20 µS m-2). Fueron necesarios 11-12 lavados sucesivos con 30 mL de agua destilada.

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2.5.3. Instalación en campo de las bolsas con resinas de intercambio

iónico

Ya prelavadas, las bolsas con resinas de intercambio iónico se mantuvieron en los vasos de plástico tapados, para evitar su desecación, hasta que se llevaron al campo y se instalaron. Esta operación se realizó lo antes posible (el 9/5/2011 y el 11/05/2011) tras la aplicación de los tratamientos (4/5/2011); en los días transcurridos entre la aplicación de los tratamientos y la colocación de las resinas no llovió. La instalación se las bolsas en campo se realizó con muestreadores para extracción de muestras de suelo inalteradas y entubadas de 1 m de profundidad. El equipo utilizado consistía básicamente en una barrena (EIJKELKAMP 04.19.43), un martillo percutor (EIJKELKAMP 04.18.81), tubos de PVC en los que se obtenía la muestra inalterada de suelo (EIJKELKAMP 04.18.41) y un sistema de trípode con cadena (EIJKELKAMP 05.07.03) y palanca (EIJKELKAMP 05.07.14) para extraer la barrena del suelo. Se procedió de la siguiente forma: - Se insertaba el muestreador o la barrena con el tubo de PVC que llevaba en el

interior hasta 52 cm de profundidad (2 cm más que la profundidad deseada para la bolsa de resinas), pues se consideró que más allá de esta profundidad el agua podía considerarse de lixiviación porque las raíces no la podrían absorber. La compactación fue mínima.

- Se extraía la barrena con el cilindro de suelo intacto de 52 cm de longitud dentro del tubo de PVC (1 m longitud, 50 mm de diámetro externo y 46 mm de diámetro interno). Se procuraba que el agujero efectuado no se cerrara por el movimiento de la tierra adyacente.

- Se desmontaba el cabezal y se eliminaba la rodaja de suelo de 2 cm aproximadamente del fondo del muestreador con una navaja. La bolsa de resinas se colocaba en el fondo del muestreador y parte de la rodaja de suelo eliminada del cabezal, se volvía a colocar tras la bolsa de resinas, de modo que impedía su contacto directo con la media de nylon exterior tras su reinserción en el agujero del suelo.

- Se introducía todo el cilindro en una media de nylon (igual a la de la bolsa de resina), para evitar que durante la recolocación del cilindro en el hueco cayeran la resina y el suelo y para facilitar la recuperación -al final del ensayo- de la resina y de la columna de suelo.

- Se volvía a dejar el tubo de PVC lleno de suelo y con la bolsa de resinas en el hueco del que se extrajo.

- El trozo de tubo de PVC que sobresalía del suelo (unos 47 cm) se cortaba para dejarlo a ras de suelo.

- Se colocaron 5 bolsas en cada parcela (45 bolsas en total = 3 tratamietos * 3 repeticiones * 5 bolsas en cada repetición).

- Puesto que los tratamientos se aplicaron con tubos colgantes, dejaron una línea con purín y el espacio entre líneas sin purín. Por ello, en cada parcela se colocaron tres bolsas de resinas en la misma línea en la que se depositó el purín y dos bolsas en el espacio interlineal sin purín. Por lo demás, su colocación se realizó al azar.

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2.5.4. Recuperación de las bolsas con resinas de intercambio iónico y conservación

Se consideró, por las características de las resinas y por la experiencia en lixiviación de N, que la cantidad de resinas empleada disponía de capacidad suficiente para atrapar todo el N que pudiera lixiviarse sin llegar a colmatarse, durante el ensayo entero (unos 2 meses). Por tanto, se dejó en campo la misma bolsa de resinas durante todo el ensayo, es decir, no fue sustituida por otra.

Al final del ensayo (27/6/2011), se extrajo el tubo de PVC con el cilindro de suelo y con la bolsa de resinas de su interior. Por una parte, el suelo se guardó para determinación del N mineral que permanecía en suelo. Por otro lado, se recuperó la bolsa de resinas, se eliminaron a mano el suelo y las raíces adheridas a la bolsa y se guardó en un bote de plástico cerrado para evitar su secado. Las bolsas fueron pesadas para poder corregir los resultados del análisis de aquéllas que pesaban menos de 20 g, ya que algunas podían haberse roto en el campo o al recuperarlas, con la consiguiente pérdida de resinas.

Las bolsas se conservaron en cámara frigorífica a 4ºC hasta su extracción. Las extracciones de todas las bolsas se realizaron lo antes posible, en el plazo de 10 días. 2.5.5. Extracción de iones adsorbidos por las resinas de intercambio

iónico La extracción de los iones adsorbidos a las resinas de intercambio iónico consistió básicamente en 3 extracciones sucesivas de 100 mL de KCl 2M cada una. El proceso de extracción se detalla a continuación:

Se homogeneizaron las condiciones de todas las bolsas: - Se eliminaron, manualmente y grosso modo, el suelo y las raíces adheridas a la

bolsa. - Se revisó si había agujeros en la malla de la media de nylon; si era así, se

colocaba toda la resina contenida en la bolsa en una nueva media de nylon prelavada con KCl y agua destilada, como las bolsas de resinas.

- Se eliminaba totalmente el suelo adherido en el exterior de la bolsa mediante la adición de agua destilada, que también contribuía a homogeneizar el contenido de humedad de todas las bolsas.

- Tres bolsas de resinas (que no habían sido instaladas en campo) también se mojaron de igual forma con agua destilada. Después se pesaron y se secaron, para determinar su humedad.

En cada tanda de extracción (de 45 muestras) se colocaron también: - Testigos de la eficacia de las resinas o del porcentaje de recuperación de N:

fueron 3 bolsas con resinas que habían sufrido el mismo proceso de prelavado que las demás y la adición de una cantidad determinada de NO3

- y NH4+ (7.5 y

0.050 mg, respectivamente), pero que no fueron colocadas en campo. Tenían la finalidad de establecer cuál era el porcentaje de recuperación de N en esa tanda en concreto. Aunque, en algunas de las pruebas de laboratorio realizadas con

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anterioridad al ensayo en campo, se habían constatado porcentajes de recuperación del 100% y 130% de NO3

- y NH4+, respectivamente, no en todas las

pruebas fueron las recuperaciones tan altas y se creyó conveniente incluir estas dos bolsas indicadoras del grado de recuperación.

- Testigos del contenido en N del KCl: eran 2 blancos que contenían simplemente el KCl empleado para la extracción de esta tanda en concreto, centrifugado al igual que los extractos a analizar. Se utilizaron para establecer el cero de la recta de calibrado.

La extracción se realizó así: - Se colocó la bolsa con resinas en un vaso de 500 mL en un agitador horizontal

de vaivén. - Se anadieron 100 mL de KCl 2M (preparado con KCl de calidad “PA”, Para

Análisis). - Se agitó a 220 movimientos min-1 durante 5-10 min. (un mínimo de 5 minutos). - Se paró el agitador para recuperar el extracto en otro vaso de 500 mL y se

volvieron a añadir 100 mL de KCl 2M. - Se repitió la misma operación 2 veces más hasta completar 3 extracciones. - Al final se obtenía un extracto total de 300 mL de KCl en un vaso de 500 mL y un

poco de agua destilada empleada para el lavado inicial de las bolsas de resinas, que ya se había contabilizado.

El extracto entero (de ~300 mL) se agitaba y se centrifugaba (3500 rpm durante 3 min) a fin de eliminar la turbidez producida por el suelo contenido dentro de la bolsa de resinas. La muestra centrifugada se recogía en un vial de 50 mL y se congelaba hasta la determinación de NO3

- y NH4+.

Finalmente, se eliminó la solución de KCl retenida como humedad en la resina a fin de poder regenerar la resina, para poder volver a utilizarla. Este proceso se realizó igual que el prelavado con agua destilada (agitación con 30 mL de agua destilada, sucesivamente hasta que la solución del vaso alcanzaba ~20 µS m-2). Las determinaciones de nitratos y amonios fueron corregidas en función de:

- Los pesos de las bolsas de resinas en el momento en el que fueron recuperadas del ensayo.

- Los resultados de los testigos de la eficacia de las resinas o del porcentaje de recuperación de N: los porcentajes de recuperación medios fueron de 153% y 107% para el NO3

- y el NH4+, respectivamente.

- Los resultados de los testigos del contenido en humedad de las resinas.

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2.5.6. Determinación de nitratos en los extractos de las resinas de intercambio iónico

El método empleado se basó en Cawse (1967) y consistió en tratar una alícuota de 2 mL de muestra con 5 mL de crema de alúmina para eliminar la materia orgánica, centrifugar a 3500 rpm durante 3 min y, después de que precipitara la alúmina, en medir la absorción de la solución incolora a una longitud de onda de 220 nm y de 275 nm.

La crema de alúmina se preparaba disolviendo 30 g de sulfato de potasio y aluminio en 1 L de agua destilada. Después se filtraba y, agitando, se añadía a una mezcla de 225 mL de agua destilada y 25 mL de amoniaco 25%. Repetidamente se eliminaba el sulfato del precipitado de hidróxido de aluminio decantando con la ayuda de agua destilada y, finalmente, se diluía el precipitado en agua y se llevaba a 1 litro. El pH de la crema de alúmina era aproximadamente de 6.8 y, antes de su uso, se agitaba con energía.

La lectura a 275 nm se empleó para sustraer la absorbancia debida a la materia orgánica remanente. A 220 nm de longitud de onda absorben el nitrato y muchos compuestos orgánicos, mientras que a 275 nm sólo absorben los compuestos orgánicos. Por tanto, la cuantificación de nitrato se basó en restar a la absorbancia a 220 nm la absorbancia debida a la MO de la siguiente manera:

Adebida a nitrato = Aa 220 nm – 2 * Aa 275 nm , siendo A = absorbancia. Este método es válido siempre que la absorbancia a 275 no sea mayor del 25% de la absorbancia a 220 nm. Las lecturas se traducían en concentraciones mediante una recta de calibrado preparada en agua destilada. Esa concentración de NO3

- se multiplicaba por el volumen del extracto y se dividía entre la superficie del cilindro de PVC (16.62 cm2) para obtener los kg ha-1 de NO3

-. 2.5.7. Determinación de amonios en los extractos de las resinas de

intercambio iónico La determinación del NH4

+ se llevó a cabo siguiendo una modificación del método Berthelot (Nelson, 1983; Kandeler and Gerber, 1988). En condiciones alcalinas el amoniaco reacciona con el dicloroisocianúrico para formar monocloramina, la cual a su vea reacciona con el salicilato para dar lugar a monimina benzoquinona que se une al salicilato para producir un complejo verde esmeralda. Se utiliza nitroprusiato como catalizador, para incrementar la sensibilidad y la rapidez en el desarrollo del color.

Se preparaban las siguientes soluciones:

- Solución de salicilato-nitroprusiato: se disolvían 8.5 g de salicilato sódico y 60 mg de nitroprusiato sódico en agua destilada.

- Reactivo de sosa y salicilato: se obtenía mezclando una parte de agua destilada, otra de NaOH 0.3 M y otra de solución de salicilato-nitroprusiato.

- Reactivo de dicloroisocianurato: obtenido disolviendo 50 mg de dicloroisocianurato sódico en 50 mL de agua destilada.

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Se cuidó de conservar el salicilato, el reactivo de sosa y salicilato y el reactivo de dicloroisocianurato a 4ºC y de emplearlo en un plazo máximo de una semana.

Se tomaba una alícuota de 2 mL de la muestra y se añadía 1 mL del reactivo de sosa y salicilato y se agitaba. A continuación se añadían 0.5 mL del reactivo de dicloroisocianurato e inmediatamente después, se agitaba. Se esperaban 30 minutos para que se desarrollara el color y se medía la absorbancia a 670 nm.

Las lecturas se traducían en concentraciones mediante una recta de calibrado preparada en agua destilada. Esa concentración de NH4

+ se multiplicaba por el volumen del extracto y se dividía entre la superficie del cilindro de PVC (16.62 cm2) para obtener los kg ha-1 de NH4

+.

Puesto que todos los procedimientos basados en la reacción Berthelot están sujetos a interferencias debidas a formas orgánicas de N, particularmente aminoácidos, puede ocurrir una sobreestimación del NH4

+ presente si las muestras contienen cantidades altas de materia orgánica o han sido fumigadas. 2.5.8. Extracción de N mineral de las muestras de suelo Las muestras de suelo inalterado del interior de los tubos de PVC se metieron en bolsas de plástico, se conservaron refrigeradas y se llevaron a laboratorio para la determinación de nitratos y amonios. En cuanto a la preparación de la muestra, las operaciones realizadas fueron: • Se sacaban las muestras de tierras de la cámara y se desmenuzaban y homogeneizaban a mano, eliminando los restos de plantas (raices, insectos, etc.) y las piedras. • Se pesaban 100 g de suelo fresco en botes de 500 mL. El resto de la muestra se utilizaba para determinar el contenido de humedad del suelo. • Posteriormente, se procedía a la extracción de la muestra con 200 mL de KCl 1M por agitación durante 1 h a 160 mov/min en un agitador mecánico horizontal de vaivén. Se dejaba reposar durante unos minutos para facilitar el filtrado. • Se filtraba a través de papel Whatman nº 1; las primeras gotas del filtrado se desechaban. Se procuró que el tiempo entre el muestreo de campo y la determinación de N mineral fuera mínimo, puesto que la variación en el contenido en agua y en la aireación pueden causar alteraciones en los contenidos de nitrato y amonio de la muestra. 2.5.9. Precipitación y temperatura Las lluvias registradas en la estación más cercana al ensayo (localizada en Iraizotz, a 3 km del ensayo) ocurridas en el período que duró el ensayo y en el que se tuvieron las resinas de intercambio iónico en el campo (desde el 9/5/2011 hasta el 27/6/2011) fueron escasas (128 mm acumulados en 14 días) y las temperaturas primaverales (media de 15ºC).

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2.6. Medidas de N mineral en suelo El N mineral presente en suelo se determinó en dos momentos:

- Al inicio del ensayo, a 10 y 50 cm de profundidad de suelo: para cada una de las profundidades estudiadas, se realizaron varios pinchazos, con un muestreador de suelo, distribuidos por todo el ensayo para obtener una única muestra a analizar.

- Al final del ensayo, a 50 cm de profundidad de suelo: las muestras de suelo se tomaron de cada uno de los cilindros de PVC utilizados para colocar las resinas de intercambio iónico. En el laboratorio se analizó, por separado, cada una de las muestras correspondientes a cada cilindro.

Las muestras de suelo para determinación de N mineral se metieron en bolsas de plástico, se conservaron refrigeradas y se llevaron a laboratorio para la determinación de nitratos y amonios. En cuanto a la preparación de la muestra, las operaciones realizadas fueron: • Se sacaban las muestras de tierras de la cámara y se desmenuzaban y

homogeneizaban a mano, eliminando los restos de plantas (raices, insectos, etc.) y las piedras.

• Se pesaban 100 g de suelo fresco en botes de 500 mL. El resto de la muestra se utilizaba para determinar el contenido de humedad del suelo.

• Posteriormente, se procedía a la extracción de la muestra con 200 mL de KCl 1M por agitación durante 1 h a 160 mov/min en un agitador mecánico horizontal de vaivén. Se dejaba reposar durante unos minutos para facilitar el filtrado.

• Se filtraba a través de papel Whatman nº 1; las primeras gotas del filtrado se desechaban.

Se procuró que el tiempo entre el muestreo de campo y la determinación de N mineral fuera mínimo, puesto que la variación en el contenido en agua y en la aireación pueden causar alteraciones en los contenidos de nitrato y amonio de la muestra. 2.6.1. Determinación de nitratos en las muestras de suelo Los nitratos se determinaron por el método de reducción de Cd (ALPKEM, 1986). En este método el nitrato es reducido a nitrito utilizando una columna de Cd-cuperizada. El nitrito obtenido por esta reducción y el ya existente en la muestra se determinan como un azo-derivado formado al reaccionar con sulfanilamida y N-1-naftiletilendiamina. Esta determinación se realiza a 540 nm de longitud de onda y las concentraciones se obtienen por comparación con una recta de calibrado preparada en la misma matriz que las muestras de suelo (KCl 1 M). Todas las reacciones se llevan a cabo a pH 2.

El equipo utilizado para los análisis fue un autoanalizador de flujo segmentado con muestreador automático de la casa Alpkem, mientras que los reactivos fueron los siguientes:

• Tampón de NH4Cl 1.5 M con AEDT 0.26 mM a pH 8.5. Este reactivo era el portador.

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• Sulfanilamida 0.23 M y N-1-naftiletilendiamina 3.8 mM en ácido fosfórico al 10% (v/v), que se empleaba como reactivo de color.

• Columna reductora de Cd suministrada por la casa Alpkem. El resultado se obtenía en ppm de NO3

-. La conversión a kg de NO3-/ha de suelo seco,

se realizó mediante la siguiente operación:

X * V * Dap * H * 10 = Y Pseco

donde, X = resultado de la determinación de nitrato, en mg NO3

-/L ó ppm. V = volumen de la solución extractante, en mL. En nuestro caso, fueron 200 mL de KCl

1 M más la humedad contenida en cada muestra de suelo de 100 g. Dap = Densidad aparente, en g/cm3 o t/m3. H = profundidad de muestreo, en metros (por ejemplo, en la profundidad de 30-60 cm,

serían 0.3 m). Pseco = peso seco de la muestra de suelo, en gramos. Y = kg NO3

-/ha. Recordemos que, para convertir la cantidad de NO3- en N es suficiente

con la siguiente operación: Y * (Peso atómico del N/Peso molecular del NO3-) = Y *

14/62 2.6.2. Determinación de amonios en las muestras de suelo El amonio se determinó por la reacción de Berthelot adaptada a métodos automatizados en continuo (ALPKEM, 1987). Se utilizó el mismo autoanalizador de flujo segmentado modelo Alpkem empleado para la determinación de nitrato. En este caso, las lecturas se realizaron a 660 nm y las concentraciones se obtuvieron por comparación con una recta de calibrado preparada en la misma matriz que las muestras de suelo (KCl 1 M). Esta metodología requirió los siguientes reactivos:

• Tampón AEDT al 5% (p/v), que se emplea como portador. • Fenol 1 M en NaOH 10 N. • Hipoclorito sódico al 2.5% (p/v). • Nitroferricianuro sódico 1.67 mM.

El resultado se obtenía en ppm de NH4

+. La conversión a kg de NH4+/ha de

suelo seco, se realizó mediante la siguiente operación:

X * V * Dap * H * 10 = Y Pseco

donde, X = resultado de la determinación de amonios, en mg NH4

+/L ó ppm. V = volumen de la solución extractante, en mL. En nuestro caso, fueron 200 mL de KCl

1 M más la humedad contenida en cada muestra de suelo de 100 g. Dap = Densidad aparente, en g/cm3 o t/m3.

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H = profundidad de muestreo, en metros (por ejemplo, en la profundidad de 30-60 cm, serían 0.3 m).

Pseco = peso seco de la muestra de suelo, en gramos. Y = kg NH4

+/ha. Recordemos que, para convertir la cantidad de NH4+ en N es

suficiente con la siguiente operación: Y * (Peso atómico del N/Peso molecular del NH3) = Y *14/18

2.6.3. Estimación de la densidad aparente La densidad aparente de las muestras se estimó de acuerdo a la ecuación de Rawls (Pachepsky and Rawls, 2004), en función de la textura y del contenido en materia orgánica de la muestra inicial de suelo.

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2.7. Medidas de la extracción de N del raigrás El control de producción se hizo el día 23 de junio estando el material vegetal en fase de “finales de encañado”. Se cortó con motosegadora de 1.4 m de anchura la parte central de cada subparcela, evitando las huellas del equipo de aportación de N orgánico. Se pesó en verde la biomasa obtenida y se midió la superficie cortada, que oscilaba entre 3 y 5 m2. Una submuestra del material vegetal se envió a laboratorio para determinar materia seca (MS), cenizas (MM), proteína bruta (PB), fibra bruta (FB) y fibra neutro-detergente (FND). Se calculó la producción vegetal obtenida en kg de materia seca y kg de materia orgánica por unidad de superficie y las extracciones de nitrógeno según: kg N extraído = kg MS producidos x PB/100 x 6.25. La eficacia productiva del N aportado se calcula restando de los resultados obtenidos para cada variante de ensayo la media de los obtenidos en el testigo (TN0) o en TN1 y TN2 de las variantes en las que se dan aportaciones conjuntas de N orgánico y mineral, y todo ello referido al nitrógeno total aportado, sea de procedencia mineral o de los digestatos (N orgánico+N amoniacal). Se trabaja bajo el supuesto de que la eficacia fertilizante del N mineral es del 100%.

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2.8. Tratamiento estadístico El tratamiento estadístico de los datos se realizó mediante el programa estadístico SAS v. 9.3 (SAS Institute Inc., 1999. Cary, NC). Los datos se analizaron mediante análisis de varianza (procedimiento ANOVA), considerándose significativo un nivel de probabilidad ≤ 0.05. La separación de medias en aquellos factores estadísticamente significativos se hizo mediante el test de Duncan. En el caso de las extracciones de N del raigrás, para el análisis de varianza y contraste de medias (Duncan p<0,05, prueba “T”) se utilizó el paquete PASW Statistics 18.

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3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

3.1. Emisiones de N2O Los flujos de N2O registrados tendieron a ser mayores en el tratamiento con DB, intermedios en el tratamiento con FL y menores en el tratamiento control (medias de 653, 301 y 98 µg m-2 h-1, respectivamente), aunque con una clara interacción con las fechas de muestreo (ver la Figura 4 y la Tabla 7). Es decir, sólo en determinados días de muestreo (concretamente, los días 5/5/2011 y 9/5/2011) se observaron diferencias estadísticamente significativas entre los tratamientos estudiados. El segundo día tras la aplicación (5/5/2011) se observó un flujo mayor de N2O en ambos tratamientos, en comparación con el control (652, 462 y 25 µg m-2 h-1 con DB, FL y en el control, respectivamente). Y el quinto día posterior a la aplicación (9/5/2011), se produjo el mayor pico de emisiones, diferenciándose estadísticamente un flujo de N2O máximo en el tratamiento con DB (2506 µg m-2 h-1), frente al tratamiento con FL y el control que no llegaron a diferenciarse estadísticamente (con 855 y 279 µg m-2 h-1, respectivamente), aunque el tratamiento con FL tendió a presentar un flujo mayor que el control. Tabla 7. Resultados del tratamiento estadístico (AN OVA) del flujo de N 2O en función del tiempo. Se asumen diferencias altamente significati vas (***) cuando P ≤0.001, notablemente significativas (**) cuando 0.001< P ≤0.01 (**), significativas (*) para 0.01<P ≤ 0.05 y no significativas (ns) para P >0.05.

Flujo de N2O (µg N2O m-2 h-1)

Modelo ***

Tratamiento ***

Repetición ns

Fecha ***

Trt*repetición ns

Trt*fecha ***

Duncan DB a (653)

FL b (301)

T b (98)

Flujo de N2O (µg N2O m-2 h-1)

5-may-11 9-may-11 Resto de días de muestreo

Modelo ns (0.077) * ns

Tratamiento * (0.03) ** ns

Repetición ns ns ns

Duncan

DB a (652) DB a (2506)

FL a (462) FL b (855)

T b (25) T b (279)

En el test de Duncan, los tratamientos seguidos de la misma letra no se consideran estadísticamente

distintos.

30

En otros ensayos llevados a cabo en praderas de clima templado y tras aplicaciones de purines de vacuno (Merino et al., 2001) también se han constatado picos de emisión de N2O transcurridos 5 días desde la aplicación de los purines. No obstante, la magnitud de los picos registrados en el presente ensayo destaca en comparación con los picos hallados en praderas fertilizadas con purines de vacuno (del orden de 450 µg m-2 h-1 -en Merino et al., 2001), con combinaciones de fertilizantes minerales y orgánicos (mayores de 566 µg m-2 h-1 -Flechard et al., 2007) o con nitrato amónico (1417 µg m-2 h-1 –Jones et al., 2007). Los flujos elevados hallados en Arraitz el día 9/5/2011 pueden deberse a la convergencia de varios factores, como una aplicación reciente de fertilizante (5 días atrás), una humedad de suelo elevada (una media del 77% de WFPS) y una temperatura elevada en suelo (20.5ºC) (ver Figura 4). Los resultados de estudios europeos muestran que las emisiones de N2O no están correlacionadas fuertemente con la precipitación, sin embargo el nivel de humedad en suelo es uno de los factores principales que, a su vez, interacciona con otros factores secundarios como la deposición de N, el empleo de fertilizantes, las fuentes de C y la temperatura del suelo (Machefer et al., 2002). Se suele hacer referencia a la humedad del suelo mediante el parámetro denominado “water-filled pore space” o espacio poroso saturado de agua (WFSP = contenido gravimétrico de agua * densidad aparente del suelo / porosidad total del suelo). En numerosos estudios realizados en praderas europeas (Dobbie et al., 1999; Flechard et al., 2007) se ha observado que los mayores flujos de N2O se producen cuando la humedad del suelo es muy alta (con un WFPS del 70-90% o del 60-90%) pero sin llegar a sobrepasar un WFPS del 90% (ya que, con tal ausencia de O2, la reducción de NO3

- llega, no sólo hasta el N2O, sino también hasta el N2 que es inocuo).

31

0

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Tiempo desde la aplicación (días)

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FL

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b

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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45

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)

Tiempo desde la aplicación (días)

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FL

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Te

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era

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(ºC

)

Tiempo desde la aplicación (días)

Temperatura suelo

Temperatura aire

Figura 4. Flujo de N 2O (µg m -2 h-1) medido en los tratamientos DB, FL y T representad os por la media de las repeticiones y el error estánda r (letras indican separación de medias de Duncan, sólo allí donde hubo diferencias signifi cativas), junto con el WFPS (%) y la temperatura del aire y del suelo (ºC).

32

Una vez convertidos los flujos en emisiones y teniendo en cuenta los intervalos de muestreo, las emisiones de N2O acumuladas en los 54 días de ensayo tendieron a ser máximas en el tratamiento con DB (3.9 ± 0.8 kg N-N2O/ha), intermedias en el tratamiento con FL (1.4 ± 0.2 kg N-N2O/ha) y mínimas en el tratamiento testigo T (0.7 ± 0.1 kg N-N2O/ha), aunque estadísticamente sólo se diferenció de forma significativa el tratamiento con DB por sus mayores emisiones de N2O (Tabla 8 y Figura 5). Tabla 8. Resultados del tratamiento estadístico (AN OVA) de las emisiones acumuladas de N2O y del porcentaje de N emitido (N-N 2O) durante los 54 días de ensayo en relación al aportado mediante los tratamientos. Se asumen difer encias altamente significativas (***) cuando P ≤0.001, notablemente significativas (**) cuando 0.00 1< P ≤0.01 (**), significativas (*) para 0.01<P ≤ 0.05 y no significativas (ns) para P >0.05.

Antes de restar las emisiones del control Restadas las emisiones del control

kg N-N2O/ha

(54 días) kg N-N2O/ha

(54 días) Porcentaje de N emitido respecto al N aportado

Modelo * ns (0.094) ns (0.056)

Tratamiento * * (0.047) * (0.033)

Repetición ns ns ns (0.08)

Duncan

DB a (3.9) DB a (3.2) DB a (1.7)

FL b (1.4) FL b (0.7) FL b (0.6)

T b (0.7) - -

En el test de Duncan, los tratamientos seguidos de la misma letra no se consideran estadísticamente

distintos.

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FL

DB

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b

Figura 5. Emisiones acumuladas de N en forma de N 2O durante todo el período de ensayo (kg N-N 2O/ha) en los tratamientos DB, FL y T representados por la media de las repeticiones y el error estándar. Las letras indica n el resultado de la separación de medias de Duncan. Después de restar las emisiones del tratamiento control, se observó la misma tendencia en las emisiones acumuladas: parecía haber mayores emisiones en el tratamiento con DB (3.3 ± 0.9 kg N-N2O/ha, frente a 0.7 ± 0.3 kg N-N2O del tratamiento con FL), resultando en una diferencia que no llegaba a ser estadísticamente significativa debido a la variabilidad de las medidas (Tabla 8 y Figura 6). Estas diferencias casi llegaron a ser significativas estadísticamente –aunque, no llegaron a serlo- expresadas en forma de porcentaje de pérdida del N aportado (Tabla 8 y Figura 6), ya que estas emisiones acumuladas supusieron un 1.7 ± 0.5% y un 0.6 ±

33

0.3% del N aportado mediante el fertilizante, en el tratamiento con DB y con FL, respectivamente. Este porcentaje es el que, cuando se refiere a todo el año completo, suele ser denominado como “factor de emisión” (EF, “Emission Factor”) por el IPCC.

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FL

DB

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Figura 6. Emisiones acumuladas de N en los tratamie ntos DB y FL una vez restadas las emisiones del tratamiento control (T) durante los 5 4 días de ensayo, expresadas como: N emitido (kg N-N 2O/ha) y proporción respecto al N aportado mediante el abonado (%). Se indican la media de las repeticiones y el error est ándar. Las letras indican el resultado de la separación de medias de Duncan.

Los primeros estudios sobre emisiones de N2O sugieren que existe una relación lineal entre el N aportado y el N-N2O emitido en varios sistemas agrícolas (p.e. Bouwman, 1996; Dobbie et al., 1999). Esta relación lineal es la que también adoptó el IPCC para proponer un valor por defecto en caso de utilizar estimaciones de nivel 1 (“Tier 1”). De hecho, el IPCC establece un factor de emisión medio del 1% (IPCC, 2006) para aportes nitrogenados minerales u orgánicos (EF1). Sin embargo, aun asumiendo esta relación lineal entre aportes y emisiones, las emisiones de N2O citadas en la bibliografía son muy variables. El propio IPCC indica que el factor de emisión puede ir desde 0.003% hasta 0.03% (IPCC, 2006). En estudios realizados en praderas de la CAPV se han observado emisiones del 1.1%, después de aplicar 536 kg N/ha mediante 3 aportes de purín de vacuno (Merino et al., 2001), mientras que, por ejemplo, en medidas realizadas en praderas de corte en Escocia, Dobbie et al. (1999) observaron unas emisiones anuales que oscilaron desde 0.3 hasta 5.8% del N aportado, tras aplicar dosis de 210-488 kg N/ha en forma mineral. En el proyecto GREENGRASS, donde se midieron emisiones de N2O en 10 ensayos de praderas distribuidas por toda Europa central y occidental, las emisiones medias de praderas intensivas de corte fueron del 0.95%, pero considerando el conjunto de los ensayos variaron entre el 0.01 y el 3.56% (Flechard et al., 2007); de hecho, concretamente en

34

los ensayos en los que se emplearon purines de vacuno (Holanda y Suiza), las emisiones variaron entre el 0.59% y el 3.56%, dependiendo del año. Aunque habitualmente se asume que existe una relación lineal entre las emisiones de N y los aportes de N, hay cada vez más evidencias que indican que esta relación es exponencial (McSwiney and Robertson, 2005; Grant et al., 2006; Zebarth et al., 2008; Hoogendoorn et al., 2008; Cardenas et al., 2009; Jarecki et al., 2009; Hoben et al., 2011). Esta relación no-lineal implica que a medida que incrementa el aporte de N se obtienen incrementos mayores en las emisiones de N2O. Es más, Hoben et al. (2011) hallaron que los incrementos del factor de emisión (EF), por cada unidad adicional de N fertilizante, aumentaban más cuando los aportes de N superaban los considerados óptimos para el cultivo. En este sentido, tras revisar numerosos estudios, FAO/IFA (2001) concluyen que no hay una clara relación entre la cantidad de N aportada y la emisión anual de N2O y, para el conjunto de estudios revisados, calculan un EF medio balanceado del 1.8%, 2.0%, 2.3%, 3.1% y 5.4% (y EFs balanceadas de las medianas del 1.0, 1.2, 1.4, 1.9 y 3.5%) para los siguientes intervalos de aportes de fertilizante: 50-100, 100-150, 150-200, 200-250 y > 250 kg N/ha y año. En esta misma revisión, se observa la importancia de la fuente de N aportada: se calcula un EF medio del 1.2% para aportes de nitrato amónico cálcico (oscilando entre el 0.0 y el 8.3%), del 0.6% para aportes de N orgánico (variando entre el 0.0 y el 3.3%) y del 2.4% para aportes que combinan fertilizantes orgánicos y minerales (variando entre el 0.2 y el 6.8%). También se constata que a medida que incrementa el contenido en C y N en suelo, incrementan las emisiones de N2O, al igual que cuando las texturas son más finas y cuando tienen un pH neutro (5.5-7.3). Por tanto, esa tendencia hacia un factor de emisión mayor en el tratamiento con DB, frente al tratamiento con FL, puede deberse a 3 razones:

- A que la relación entre el N aportado y el N-N2O emitido puede no ser lineal, con lo cual al aportar 187 kg N/ha (tratamiento con DB) se pudo emitir un mayor porcentaje en forma de N2O que al aportar 127 kg N/ha (tratamiento con FL).

- A la posible sobreestimación de las emisiones de N2O en el tratamiento con DB, porque, teniendo en cuenta los días de muestreo, se asignó una duración de 7 días precisamente a la medida en la que se registró el pico de flujo de N2O (9/5/2011), que justamente era significativamente distinto al flujo del tratamiento FL (ver Tabla 3 y Figura 4). Esta misma razón puede haber conducido a que las emisiones obtenidas en el presente ensayo estén sobreestimadas.

- Un mayor contenido de materia orgánica del tratamiento con DB (43.3 kg MO/m3 frente a 20.4 kg/m3 del tratamiento con FL), puesto que la desnitrificación es realizada sobre todo por microorganismos heterótrofos que, además de N, necesitan disponer de C como fuente de energía (Machefert et al., 2002). En diversos estudios se ha observado mayor emisión de N2O cuando los suelos contenían más C. En este sentido, en la revisión bibligráfica realizada por Stehfest et al. (2006) que incluía 1125 medidas de N2O, concluyeron que los factores que influían significativamente sobre las emisiones agrícolas de N2O eran la dosis de N aportada, el tipo de fertilizante, el contenido de C del suelo, su pH y su textura. La cuestión es saber si el aporte de fertilizante de DB contribuyó a proporcionar más C fácilmente disponible para esas bacterias anaerobias facultativas que, en condiciones de deficiencia de O2 en el medio, utilizan el NO3

- como aceptor de electrones en la respiración de materia orgánica.

35

3.2. Volatilización de NH3 Debido al analizador utilizado, no fue posible medir la concentración de NH3 en varias cámaras simultáneamente, tal y como se aprecia en la Figura 7. De manera que de la medida de una parcela a la inmediatamente posterior había un intervalo de 15 minutos aproximadamente. No obstante, a efectos de estadística, las medidas corresponden a tiempos de 0.5h, 2h, 3h, 4h, 5h, 6h, 7h, 22h, 23h, 24h, 25h, 26h, 27h, 28h y 29h posteriores a la aplicación del tratamiento aproximadamente (Figura 8).

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F L 2

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T2

T3

Figura 7. Concentraciones de NH 3 (mg/m 3) medidas en los tratamientos DB, FL y T correspondientes a cada repetición (1, 2, 3) repres entados en los tiempos reales respecto al momento de la aplicación del purín.

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Figura 8. Concentraciones de NH 3 (mg/m 3) medidas en los tratamientos DB, FL y T representados por la media de las repeticiones y el error estándar, tal y como se consideran a efectos estadísticos.

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Cuando se estudiaron las concentraciones de NH3 (mg/m3) de las cámaras en su conjunto, incluyendo el momento de la medida, resultó que había diferencias estadísticamente significativas debidas a los tratamientos, al momento de realizar la medición e, incluso a la variabilidad de las repeticiones. Además, había interacciones del tratamiento con el momento de la medición y con la repetición (Tabla 9). No obstante, hay que recordar que estas concentraciones correspondían a las cámaras independientemente de que el purín hubiera cubierto más o menos fracción de la superficie. En general, parecía haber concentraciones de NH3 mayores (una media de todo el ensayo de 20.8 mg NH3/m

3) en el tratamiento DB y menores en el tratamiento FL (una media de 8.9 mg/m3); en el tratamiento testigo la concentración media a lo largo del ensayo fue de 0.03 mg/m3), que se empleó para identificar el grado de error cometido por la metodología empleada, ya que se espera que en un suelo sin aportes recientes de N no se produzcan emisiones de NH3. Sin embargo la variabilidad de las concentraciones obtenidas fue alta, mostrándose en general, concentraciones menores a medida que transcurría más tiempo desde la aplicación de purín. Tabla 9. Resultados del tratamiento estadístico (AN OVA) de las concentraciones y emisiones de NH 3 en función del tiempo. Se asumen diferencias altam ente significativas (***) cuando P ≤0.001, notablemente significativas (**) cuando 0.00 1< P ≤0.01 (**), significativas (*) para 0.01<P ≤ 0.05 y no significativas (ns) para P >0.05.

Parámetro

Concentraciones de NH3 (mg/m3) Emisiones de NH3 (g/ha)

Modelo *** *** Tratamiento *** ***

Repetición *** ns

Momento de medición *** *** Tratamiento * Repetición *** *** Tratamiento * momento * ns

Una vez transformadas las concentraciones en emisiones de NH3 (g/ha), también resultaban significativas la influencia de los tratamientos y el momento de las mediciones; y había interacción del tratamiento con la repetición, de manera que los tratamientos incidían de distinta forma sobre las emisiones según se trataba de una u otra repetición. Para obtener estas emisiones ya se habían efectuado correcciones en función del grado de cobertura del purín en la parcela. En general, parecía haber emisiones de NH3 mayores (una media de todo el ensayo de 222.8 g NH3/ha) en el tratamiento DB y menores en el tratamiento FL (una media de 131.0 g/ha); en el tratamiento testigo las emisiones fueron lógicamente nulas (una media de 0.0 g/ha). Al igual que ocurría con las concentraciones, la variabilidad de estas emisiones fue alta y el efecto del intervalo de tiempo sobre las emisiones de NH3 fue también acusado, observándose, en general, menores emisiones a medida que transcurría más tiempo desde la aplicación (ver Figura 9). Además, el segundo día de medición las emisiones fueron más bajas y más estables en ambos tratamientos.

37

En cuanto a las repeticiones, cabe destacar que se obtuvieron concentraciones y emisiones de NH3 significativamente mayores en la repetición 1, intermedias en la repetición 2 y menores en la repetición 3. Esta variabilidad del terreno dificultó la observación de diferencias entre los tratamientos.

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Figura 9. Emisiones de NH 3, tras aplicar factor de corrección relativo a supe rficie cubierta, a distintos intervalos de tiempo desde la aplicación del tratamiento.

En el ensayo de Arraitz, la línea de tendencia que mejor se ajustó a las emisiones fue exponencial (ver Figura 6). Recordemos que en Arraitz ambos tratamientos (DB y FL) se aplicaron con tubos colgantes, quedando cubierto con purín sólo un 43% y un 70% de la superficie de la parcela en el tratamiento DB y FL, respectivamente. Otros autores han descrito las emisiones de NH3 mediante curvas similares (Søgaard et al., 2002). Generalmente, en las primeras 12 h tras la aplicación, respecto al total de emisiones acumuladas de NH3, se emite el 50% (Pain et al., 1989; Moal et al., 1995). En aplicaciones con plato, en las primeras 24 h se puede emitir del orden del 63-75% del total de las emisiones acumuladas de NH3 (Sanz et al., 2010). De modo que las emisiones de NH3 procedentes del purín generalmente son ya bajas a partir del segundo día desde la aplicación. Se considera que a partir de 5-7 días desde la aplicación de purines, las emisiones de NH3 son mínimas, aunque en el caso de estiércoles (en particular, de estiércol de broilers) pueden continuar durante un período significativamente más largo (Chambers et al., 1997). Se asume que en condiciones climáticas constantes las emisiones de NH3 van reduciéndose exponencialmente a medida que transcurre el tiempo desde al momento de la aplicación. Pero en condiciones reales, las emisiones se ven afectadas por la variación diurna de la radiación solar, la temperatura y la velocidad del viento. Por tanto, por un lado, la primera noche tras la aplicación de abono, las emisiones de NH3 suelen ser bajas, pero podrían volver a subir durante el segundo día. Por otro lado, las emisiones podrían continuar durante períodos más largos si las condiciones para la volatilización inicial son escasas (radiación, temperatura y velocidad de viento bajas,

38

por ejemplo) o si la infiltración en suelo es pobre (por baja porosidad, suelo helado, etc.)

y = 453.48e-0.0625x

R2 = 0.9195

y = 342.86e-0.0959x

R2 = 0.9513

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F L

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Figura 10. Líneas de tendencia exponencial ajustada s a las emisiones de NH 3, tras aplicar el factor de corrección relativo a la super ficie cubierta, en el tratamiento DB (línea roja continua) y en el tratamiento FL (línea azul d iscontinua). A pesar de haber ajustado una línea de tendencia exponencial en la Figura 10, se asumió que las emisiones de NH3 fueron nulas entre los momentos correspondientes a 7 h y 22 h, ya que las temperaturas descendieron considerablemente desde el anochecer hasta el amanecer (la temperatura mínima de la madrugada fue de 3.5ºC - Tabla 3). Una vez sumadas las emisiones ocurridas durante las 7 horas posteriores a la aplicación del tratamiento y durante las 7.5 h medidas el segundo día, se observa que las emisiones de NH3 tendían a ser significativamente superiores en el tratamiento con DB y FL (medias de 3.34±0.46 y 1.97±0.57 kg NH3/ha, respectivamente), frente al testigo; pero no fueron estadísticamente distintas entre sí (Tabla 10). Según las medidas realizadas, el testigo emitiría 0.01±0.01 kg NH3/ha, lo cual indica que el error cometido por el método de medición es bajo, puesto que se asume que en una parcela sin aportes recientes de N la volatilización de NH3 es insignificante. Finalmente, teniendo en cuenta que el N total aportado en los tratamientos DB y FL fue distinto (187 y 127 kg N/ha, respectivamente), el porcentaje de N emitido en forma de NH3 respecto al aportado fue del orden del 1.37±0.19 % en ambos tratamientos, no resultando estadísticamente distinto entre ambos tratamientos (Tabla 10 y Tabla 11). Así mismo, el N amoniacal aportado en los tratamientos fue distinto (110 y 99 kg N-NH4, respectivamente) y los porcentajes volatilizados respecto a los mismos tampoco resultaron estadísticamente distintos, resultando en una media del 2.07±0.33 % del N-NH4 aportado.

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Tabla 10. Resultados del tratamiento estadístico (A NOVA) de las emisiones acumuladas de NH3 y del porcentaje de N emitido durante las 29 h de ensayo en relación al aportado mediante el purín. Se asumen diferencias altamente significativas (***) cuando P ≤0.001, notablemente significativas (**) cuando 0.001< P ≤0.01 (**), significativas (*) para 0.01<P ≤ 0.05 y no significativas (ns) para P >0.05.

Parámetro

Emisiones de NH3

(g/ha)

Porcentaje respecto al N aportado mediante purín

(% N)

Porcentaje respecto al N-NH4 aportado mediante purín

(% N-NH4)

Modelo ns ns ns Tratamiento * ns ns

Repetición ns ns ns

Duncan DB a DB a DB a FL a FL a FL a T b - -

En el test de Duncan, los tratamientos seguidos de la misma letra no se consideran estadísticamente distintos.

Tabla 11. Medias y errores estándar de las emisione s de NH 3 en cada tratamiento y de los

porcentajes de N emitido en forma de NH 3 en comparación al aportado mediante el tratamiento durante las 29 h de ensayo.

Tratamiento kg/ha NH 3

% N emitido , respecto al N total aportado

% N emitido, respecto al N-NH4 aportado

Media Error STD Media Error STD Media Error STD DB 3.342 0.458 1.472 0.202 2.502 0.343 FL 1.965 0.569 1.274 0.369 1.635 0.474 T 0.009 0.008 - - - -

Media DB y FL 2.653 0.449 1.373 0.193 2.068 0.326

Por tanto, la pérdida de nitrógeno por volatilización de amoníaco que se deduce del presente ensayo fue baja en relación al N aportado mediante los tratamientos. De hecho, en los inventarios nacionales de NH3 se suelen emplear factores de emisión para estimar las emisiones de NH3 procedentes de la aplicación de purines y estiércoles. Según estos factores de emisión, las pérdidas de NH3 por volatilización pueden alcanzar hasta el 30% del N total aportado mediante los estiércoles y purines (ECETOC, 1994; Misselbrook et al., 2000), incluyendo las emisiones ocurridas durante la aplicación y posteriormente a la aplicación. Pero estos factores de emisión varían de un estado a otro, por ejemplo, en el caso de purines de porcino con contenidos de humedad < 4%, en el Reino Unido se considera que el 15% del N-NH4 aportado mediante el purín se emite en forma de N-NH3 (ese porcentaje aumenta para purines más densos y derivados de otros animales) (Misselbrook et al., 2000). Estas emisiones pueden reducirse utilizando distintos métodos de aplicación. En praderas del Reino Unido se aplicó purín de vacuno y de porcino (25-35 m3/ha, 1.2-9.2% de materia seca, 0.6-1.6% de N-NH4) y se midieron emisiones de NH3 durante los 5-7 días posteriores mediante métodos micrometeorológicos (8.8-21.6ºC de media en las 6 h posteriores a la aplicación) (Misselbrook et al., 2002). Los tratamientos consistieron en distintos métodos de aplicación: aplicación superficial con plato (“surface bradcast”), inyección poco profunda (< 5 cm) (“shallow injection”), tubos colgantes con surco (“trainling shoe”) y tubos colgantes sin surco (“band spreading” ó

40

“trailing hose”). En la inyección el purín no rebosó de los surcos de inyección y en los tubos con surco el purín permaneció en estrechas líneas bajo la cubierta herbácea. Se realizaron 7 ensayos con inyección, 13 con tubos y 4 con bandas, con sus respectivos controles con aplicación mediante plato (Misselbrook et al., 2002). El efecto principal de los nuevos métodos de aplicación testados (inyección, tubos y bandas) fue que redujeron el pico inicial de emisión de NH3 que suele aparecer en las primeras horas después de la aplicación; las diferencias en las emisiones de NH3 posteriores fueron menores. Puesto que el 50% de las emisiones totales de NH3 puede ocurrir durante unas pocas horas posteriores a la aplicación del abono, las diferencias en esas primeras horas entre los distintos métodos de aplicación pueden derivar en diferencias significativas en la cantidad acumulada total de NH3 emitida (Misselbrook et al., 2002). En las praderas (de 7-20 cm de altura), en comparación con la aplicación con plato (cuyas emisiones fueron de entre el 28-48% del N-NH4 aportado), las emisiones de NH3 se redujeron en un 73, 57 y 26 % en las aplicaciones con inyección, tubos y bandas, respectivamente (aunque en el último caso, la diferencia no fue estadísticamente significativa). Es decir, que se emitió el 13, 12 y 35 % del N-NH4 aportado en forma de NH3 en los tratamientos con inyección, tubos y bandas, respectivamente. No obstante, los coeficientes de variación fueron altos reflejando la influencia de un amplio abanico de factores tanto en las emisiones de NH3 como en la eficacia de los métodos de aplicación: en general, con inyección la reducción fue < 70%, con tubos osciló entre 0-100% y con bandas entre el 7-52% (Misselbrook et al., 2002). En cuanto a praderas, en otros ensayos (Smith et al., 2000) realizados en parcelas más pequeñas y con las mismas técnicas las reducciones de NH3 obtenidas fueron menores (57, 43 y 39 % para los tratamientos con inyección, tubos y bandas), probablemente, porque las condiciones para realizar correctamente la aplicación fueron peores que en los ensayos de Misselbrook et al. (2002), donde el suelo tenía suficiente humedad para permitir la penetración del inyector, la altura de la hierba era < 10 cm para poder cubrir adecuadamente el purín que depositaban los tubos). Los bajos porcentajes de volatilización de NH3 observados en el presente ensayo (media del 2.07% del N-NH4) pueden ser debidos al alto contenido de humedad del DB y del FL y su rápida penetración en el suelo (que tenía un 16.0% de humedad), a que continuaron las emisiones posteriormente (se midieron las emisiones durante unas 29 h, asumiendo que de noche fueron nulas) o a que el método de medición utilizado no sea el más adecuado para determinar las emisiones en valor absoluto. De hecho, generalmente, las técnicas de medición de las emisiones de NH3 derivadas de las aplicaciones de fertilizantes en campo se clasifican en dos grandes grupos: métodos micrometeorológicos y métodos “cerrados”. Los primeros se emplean habitualmente en superficies extensas para obtener valores absolutos de emisiones de NH3 y suelen tener mayor coste, mientras que, los segundos, se utilizan en parcelas de ensayo más pequeñas y con fines comparativos, más que para obtener valores absolutos de emisiones de NH3. Entre los métodos “cerrados” (“enclosed”) se encuentran, por ejemplo, las técnicas de los túneles de viento o de las cámaras abiertas, que se han utilizado en los ensayos del proyecto FER-GIR (Misselbrook et al., 2005). Por tanto, las emisiones de NH3 medidas en el ensayo de Arraitz son

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válidas para constatar que el porcentaje de volatilización no se diferenció en los dos tratamientos aplicados, pero parecen no ser válidas para obtener el valor absoluto de estas emisiones. Puesto que uno de los objetivos del presente ensayo consistía en realizar el balance de N, se decidió estimar los valores absolutos de las emisiones de NH3 utilizando una hoja de cálculo (http://alfam.dk/) basada en el modelo ALFAM desarrollado por Søgaard et al., 2002. Aunque se trata de un modelo desarrollado para aplicaciones de purines de bovino y porcino, permite modificar las condiciones para adecuarlas a distintos lugares (humedad del suelo, temperatura media del aire, velocidad del viento, contenidos en materia seca y N-amoniacal del purín, técnica de distribución utilizada, dosis de purín aportada, presencia/ausencia de labores de incorporación del purín y técnica utilizada para medir las emisiones de amoníaco). Las emisiones del modelo ALFAM se obtienen para un período de unos 6 días (150 h) posteriores a la aplicación de purín. Se realizaron dos cálculos de emisiones de NH3 mediante el modelo ALFAM, uno con los contenidos en humedad y en N-NH4 del DB (93.7% de humedad y 2.0 g TAN/kg) y otro con los de la FL (96.7% de humedad y 1.8 g TAN/kg). Se asumió que las demás condiciones fueron iguales en ambos casos (ver tabla 12). De acuerdo al modelo ALFAM, la volatilización de N en el presente ensayo pudo haber sido del orden del 26.2% y del 20.5% del N-NH4 aportado en el tratamiento con DB y con FL, respectivamente, al cabo de 150 h. Puesto que en el presente ensayo se observó que el porcentaje de emisiones de NH3 fue estadísticamente igual en el tratamiento con DB y con FL, de cara al balance de N, se decidió aplicar un porcentaje de volatilización medio del 23.4% del N-NH4 en ambos tratamientos. Tabla 12. Inputs y outputs obtenidos mediante el m odelo ALFAM (http://alfam.dk/)

para los tratamientos DB y FL del ensayo de Arraitz .

Trt DB Trt FL

Humedad del suelo inicial Seco Seco Temperatura media del aire (ºC) 13 13 Velocidad del viento (m/s) 2 2 Tipo de purín De bovino De bovino Materia seca (%) 6.3 3.3 N-amoniacal, TAN (g N/kg de materia fresca) 2.0 1.8

Técnica de aplicación Tubos colgantes/

distribución en bandas Tubos colgantes/

distribución en bandas Dosis de fertilización (t/ha) 55 55 Incorporación del purín No se realizó No se realizó

Técnica de medición de NH3 Balance de masas micrometeorológico

Balance de masas micrometeorológico

NH3 emitido en 50 h (% del TAN) 23.3 19.0 NH3 emitido en 150 h (% del TAN) 26.2 20.5

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3.3. Lixiviación de N En el período de ensayo (desde el 6/5/2011 hasta el 27/6/2011) en el tratamiento con DB se lixivió una cantidad de N mineral significativamente mayor (14.6 kg N/ha de media) que en el tratamiento con FL (6.6 kg N/ha) (ver Tabla 13 y Tabla 14). Estadísticamente la cantidad lixiviada en el tratamiento FL no se diferenció de la lixiviada en el tratamiento testigo (4.1 kg N/ha), aunque parecía haber una tendencia hacia pérdidas por lixiviación un poco más altas en el tratamiento con FL. Tabla 13. Medias y errores estándar de las cantidad es de N lixiviadas (kg/ha) en forma de

amonio (N-NH4), nitrato (N-NO3) y N mineral total ( Nmin), en cada tratamiento en el período de ensayo completo.

Lixiviación de nitrógeno (kg N/ha)

TRT N-NH4 N-NO3 Nmin

Media Error STD Media Error STD Media Error STD

DB 1.022 a 0.263 13.563 a 2.638 14.584 a 2.747

FL 0.125 b 0.004 6.522 b 1.300 6.647 b 1.304

T 0.221 b 0.029 3.886 b 0.319 4.107 b 0.294

Las letras muestran la separación de medias mediante el test de Duncan: los tratamientos seguidos de la misma

letra no se consideran estadísticamente distintos.

Por otro lado, destacar que el 94.6% del N mineral perdido por lixiviación era nítrico (N-NO3), debido a que el N amoniacal (N-NH4) tiende a ser retenido en el complejo de cambio del suelo debido que la carga global del suelo es negativa, mientras que la del NH4

+ es positiva. Tabla 14. Análisis de varianza (ANOVA) y separación de medias (test de Duncan) del N lixiviado en forma de amonios (N-NH4), nitratos (N- NO3) y N mineral total (Nmin) durante el ensayo. Se asumen diferencias altamente signific ativas (***) cuando P ≤0.001, notablemente significativas (**) cuando 0.001< P ≤0.01 (**), significativas (*) para 0.01<P ≤ 0.05 y no significativas (ns) para P >0.05.

kg N/ha lixiviados

N-NH4 N-NO3 Nmin

Modelo * * *

Tratamiento * * *

Repetición ns ns ns

Duncan DB a DB a DB a

T b FL b FL b

FL b T b T b

Los tratamientos seguidos de distinta letra son estadísticamente distintos, según la separación de medias de

Duncan.

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Sin embargo, recordemos que en los tratamientos con DB y FL no se aportó la misma dosis de N (187 y 127 kg N/ha, respectivamente) y, al relativizar el N lixiviado respecto al aportado mediante el tratamiento, las diferencias entre los tratamientos con DB y FL no fueron estadísticamente significativas, lixiviándose una media del 6.5±0.99 % del N aportado. Quizá podría haber una tendencia hacia una mayor lixiviación de N en el tratamiento DB debido a que se aportó más N, pero en cualquier caso no sería más que una tendencia (7.80±1.47 y 5.23±1.03 % en el tratamiento con DB y FL, respectivamente). Cabe resaltar que en el período de ensayo llovió poco en comparación con lo que es habitual en la zona, por lo que, en condiciones más normales, sería de esperar una lixiviación superior a la observada en el presente ensayo. Dado que el ensayo de Arraitz apenas duró 2 meses, resulta difícil compararlo con otros estudios. En esos dos meses se lixivió una media del 6.5% del N aportado. Teniendo en cuenta las lluvias fueron escasas en comparación con lo habitual en la zona y que quedaron cantidades altas de N mineral en suelo, es de esperar que la lixiviación anual de Arraitz sea bastante mayor que la observada en el presente ensayo. La lixiviación anual de nitrógeno puede ser del orden del 15-25% del N aportado (Nevison, 2000) o del 30% (IPCC, 2006). En céspedes se han constatado pérdidas anuales de N por lixiviación que abarcaban desde menos del 5% del N aportado -en céspedes adecuadamente regados (riego igual o inferior a la evapotranspiración) y con aportes moderados de fertilización nitrogenado (200-300 kg N/ha) hasta el 0% hasta el Las pérdidas de NH3 por volatilización- hasta del 30%. En ensayos llevados a cabo durante varios años en prados irlandeses fertilizados con una media de 319 kg N/ha y año, en forma de aguas sucias y purines, se observaron pérdidas por lixiviación de nitratos y amonios del 7.9-11.7% del N aportado (Ryan et al., 2006).

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3.4. N mineral en suelo A lo largo del período de estudio, el N mineral del suelo varió respecto al que había al inicio del ensayo a causa de procesos como el aporte de N (mediante los tratamientos), la extracción de N por parte del forraje, la mineralización de la materia orgánica del suelo, la lixiviación, la desnitrificación, etc. Hay que tener en cuenta que el 97.6% del N mineral del suelo estaba en forma de N nítrico, por tanto, aunque la cantidad de N amoniacal (N-NH4) del suelo descendió, en comparación con el que había al inicio del ensayo, las cantidades de N nítrico (N-NO3) y de N mineral total (Nmin) aumentaron en todos los tratamientos, incluido el testigo (tratamiento T) (ver Tabla 15). Tabla 15. Medias y errores estándar de las variacio nes de N mineral en suelo (kg/ha) en forma de amonio (N-NH4), nitrato (N-NO3) y N minera l total (Nmin), en cada tratamiento

en el período de ensayo completo.

Variación de nitrógeno mineral en suelo (kg N/ha)

TRT N-NH4 N-NO3 Nmin

Media Error STD Media Error STD Media Error STD

DB -2.69 a 0.82 171.38 a 20.10 168.68 a 20.18

FL -3.77 a 0.36 83.89 b 1.22 80.12 b 1.55

T -4.83 a 0.03 17.24 c 0.89 12.42 c 0.91

Las letras muestran la separación de medias mediante el test de Duncan: los tratamientos seguidos de la misma letra no se consideran estadísticamente distintos.

La variación del N-NH4 del suelo no presentó diferencias entre los tratamientos estudiados, pero sí la variación de N-NO3 y, en consecuencia, también la de N mineral total. La variación de N mineral en suelo fue estadísticamente mayor en el tratamiento con DB (un incremento de 169 kg N/ha, en comparación con el que había al inicio del ensayo), intermedia en el tratamiento con FL (un incremento medio de 80 kg N/ha) y mínimo en el tratamiento T (un incremento medio de 12 kg/ha) (ver Tabla 15 y Tabla 16).

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Tabla 16. Análisis de varianza (ANOVA) y separación de medias (test de Duncan) de la variación de N mineral en suelo en forma de amonios (N-NH4), nitratos (N-NO3) y N mineral total (Nmin) durante el ensayo. Se asumen d iferencias altamente significativas (***) cuando P ≤0.001, notablemente significativas (**) cuando 0.00 1< P ≤0.01 (**), significativas (*) para 0.01<P ≤ 0.05 y no significativas (ns) para P >0.05.

Variación en suelo kg N/ha

N-NH4 N-NO3 Nmin

Modelo ns ** **

Tratamiento ns ** **

Repetición ns ns ns

Duncan DB a DB a DB a

FL a FL b FL b

T a T c T c

Los tratamientos seguidos de distinta letra son estadísticamente distintos, según la separación de medias de Duncan.

Tales variaciones en el N mineral del suelo parecen lógicas puesto que en el tratamiento con DB se aportaron 187 kg N/ha, en el tratamiento con FL 127 kg /ha y en el tratamiento testigo 0 kg N/ha. De hecho, si se relativiza la variación de N mineral en suelo respecto al aporte de N mediante abonado, se observa que no hay diferencias estadísticamente significativas entre el tratamiento con DB y con FL (el incremento de N mineral en suelo fue del orden del 76.6±7.8 % del N aportado mediante el abonado) (Tabla 18), aunque podría haber una tendencia a que en el tratamiento con DB quedara mayor porcentaje del N aportado mediante el abonado en forma de N mineral en suelo (90.2% en el tratamiento DB frente al 63.1% en el tratamiento FL) (Tabla 17).

Tabla 17. Medias y errores estándar de las variacio nes de N mineral en suelo respecto al

N aportado mediante el abonado (%), en cada tratami ento en el período de ensayo completo.

Variación de nitrógeno mineral en suelo

respecto al N aportado mediante abonado (%)

TRT N-NH4 N-NO3 Nmin

Media Error STD Media Error STD Media Error STD

DB -1.44 a 0.44 91.64 a 10.75 90.20 a 10.79

FL -2.97 a 0.28 66.05 a 0.96 63.09 a 1.22

T - - - - - -

Las letras muestran la separación de medias mediante el test de Duncan: los tratamientos seguidos de la misma letra no se consideran estadísticamente distintos.

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Tabla 18. Análisis de varianza (ANOVA) y separación de medias (test de Duncan) de la variación de N mineral en suelo respecto al N aport ado mediante el abonado (%) durante el ensayo. Se asumen diferencias altamente signific ativas (***) cuando P ≤0.001, notablemente significativas (**) cuando 0.001< P ≤0.01 (**), significativas (*) para 0.01<P ≤ 0.05 y no significativas (ns) para P >0.05.

Variación de N mineral en suelo

respecto al N aportado mediante abonado (%) N-NH4 N-NO3 Nmin

Modelo ns ns ns

Tratamiento ns ns ns

Repetición ns ns ns

Duncan DB a DB a DB a

FL a FL a FL a

Los tratamientos seguidos de la misma letra son estadísticamente iguales, según la separación de medias de

Duncan.

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3.5. Extracción del N del raigrás 3.5.1. Producción y calidad En la Tabla 19 se presentan los resultados globales de este experimento. Se observa que la aportación de DB y FL y el acompañamiento con N mineral incrementa el contenido en humedad de la producción vegetal, siendo esto más marcado con la aportación de FL. Ello obliga a alargar el tiempo necesario para alcanzar el contenido en ms óptimo para su conservación lo que incrementa el riesgo de pérdidas durante ese proceso. Tabla 19.- Producción, calidad del forraje y nitróg eno extraído en los distintos tratamientos.

N0 N1 N2

DB FL T DB FL T DB FL T

% MS 32.3 ab 28.1 a 36.7 b 32.9 24.6 32.8 30.7 b 24.2 a 33.7 b kg MS/ha 6447 b 6622 b 3229 a 7577 b 7212 b 5175 a 10688 b 7222 a 6420 a kg MO/ha 6011 b 6194 b 3024 a 7103 b 6735 b 4872 a 10005 b 6685 a 6032 a PB (% MS) 6.9 7.2 7.8 8.1 8.6 7.2 9.6 a 12.2 b 9.1 a FB (% MS) 32.7 b 32.8 b 30.5 a 32.3 32.3 32.5 32.5 31.0 31.7 FND (% MS) 60.5 60.8 57.1 60.0 60.8 59.5 61.8 60.0 60.6 kg N ext./ha 71.8 b 75.7 b 40.2 a 97.1 b 99.0 b 59.0 a 161.7 b 141.8 b 93.8 a

N0: 0 kg N mineral/ha; N1: 40 kg N mineral/ha; N2: 80 kg N mineral/ha. MS: materia seca; MO: materia orgánica; PB: proteína bruta; FB: fibra bruta; FND: fibra neutro detergente; N ext.: nitrógeno extraído. En cada nivel de fertilización mineral, valores con letra distinta difieren significativamente (p<0.05) Duncan

Con la aportación de DB y FL se incrementa de forma significativa la producción en materia seca y materia orgánica, aunque si se acompañan con aportaciones elevadas de N mineral (N2) este incremento solo se mantiene en las aportaciones de DB. El contenido relativo en proteína bruta del forraje parece estar mejor relacionado con las aportaciones de N mineral que de N orgánico. Solamente se encuentra una sinergia estadísticamente significativa en las aportaciones de FL acompañadas por la dosis alta de N mineral. En términos generales no se encuentran efectos de ninguna de las aportaciones fertilizantes sobre los contenidos en fibra bruta y neutro detergente del forraje obtenido. La producción de proteína por hectárea (equivalente a la extracción de N por hectárea) se incrementa significativamente con las aportaciones de N orgánico. Las aportaciones de N mineral también incrementan esta producción y encontramos una sinergia entre ambas aportaciones para las dosis más elevadas de N mineral, aunque estos incrementos de producción de proteína parecen debidos en mayor medida a los incrementos de producción de biomasa que a los contenidos unitarios de proteína bruta en el material vegetal.

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3.5.2. Eficacia del N orgánico aportado En la Figura 11 se representan las curvas de respuesta, en producción total y de materia orgánica, a las aportaciones de N mineral. Así mismo se presenta la equivalencia productiva en N mineral de las aportaciones de N total para DB y FL sin acompañamiento de N mineral. Considerando las aportaciones de N total de cada material orgánico (tabla 2) obtenemos que para DB la respuesta productiva obtenida equivale a la aportación de 79-81 kg de N mineral/ha, lo que supone una eficacia media del N orgánico aportado en forma de DB del 43%. En el caso de FL esta respuesta equivalente oscila entre 89 y 90 kg de N mineral/ha, lo que supone una eficacia media del N orgánico aportado en forma de FL del 69.5%.

Figura 11. Respuesta de la producción de la pradera a la fertilización En la Figura 12 se representa la curva de respuesta en extracciones de N de la producción vegetal a las aportaciones de N mineral y la equivalencia productiva en N mineral de las aportaciones de N total para DB y FL sin acompañamiento de N mineral. Con los mismos criterios que el párrafo anterior encontramos que para DB la respuesta productiva obtenida equivale a la aportación de 57 kg de N mineral/ha, lo que supone una eficacia del N orgánico aportado en forma de DB del 31%. Para FL la respuesta productiva obtenida equivale a la aportación de 61.5 kg de N mineral/ha, lo que supone una eficacia del N orgánico aportado en forma de FL del 48%.

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Figura 12. Respuesta de la extracción de nitrógeno de la pradera a la fertilización En la Tabla 20 se compara la eficacia fertilizante del N total aportado por los dos materiales orgánicos empleados, sin acompañamiento de N mineral, bajo tres criterios de comparación. No se encuentran diferencias significativas entre ellos, posiblemente debido a los escasos datos-repeticiones y al ámplio rango de los valores, pero se encuentra que el N total aportado como FL es 1.5 – 1.6 veces más eficaz que el N total aportado como DB. Tabla 20. Eficiencia fertilizante del N total aport ado por DB y FL sin aportación de N mineral.

DB FL p FL/DB kg MS/kg N 17.3 26.3 0.057 1.52 kg MO/kg N 16.1 24.6 0.060 1.53 kg N extr./kg N 0.17 0.28 0.090 1.65

DB: digestato bruto; FL: fracción líquida; MO: materia orgánica; N ext .: nitrógeno extraído; p: nivel de significación del test “t” Student

Mangado et al. (2009) encuentran que en condiciones similares a las de este trabajo la eficacia fertilizante del N total del purín de vacuno de leche en aportaciones realizadas con cisterna en “abanico” en primavera tardía, calculada por producción de biomasa, supone el 35% de la del N aportado en forma mineral y que desciende al 21% si se calcula con respecto a las extracciones de N de la biomasa recolectada. Por otra parte Mangado et al. (2010) encuentran que en condiciones similares a las de este trabajo, la eficacia fertilizante del N aportado por el purín de vacuno de leche, medido por la producción de biomasa, mejora un 73% si dicha aportación se realiza con un equipo de “tubos colgantes” frente a la aportación con cisterna de “abanico” y la mejora es del 43% si se mide por el N extraído por la producción vegetal. Estas diferencias pueden deberse a pérdidas de NH3 por volatilización durante el recorrido del purín desde la

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salida del plato de “abanico” hasta su llegada al suelo. Considerando ambos resultados resultaría que la eficacia fertilizante del N orgánico aportado en las condiciones de esta experiencia sería el (35 x 1.73) 60.5% si se tratara de purín de vacuno de leche y se considerara la producción de biomasa, y del (21 x 1.43) 30% midiendo las extracciones de N de la producción forrajera. Para DB los porcentajes obtenidos son 43 y 31 % respectivamente, alejado el primero y similar el segundo a los obtenidos en los trabajos citados.

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3.6. Balance de nitrógeno En el ensayo de Arraitz se midieron o estimaron los siguientes componentes del balance de N:

• Inputs/entradas de N: - Fertilización: tratamientos con DB y FL

• Outputs/salidas de N:

- Extracción por parte del cultivo - Incremento de la cantidad de N mineral en suelo - Lixiviación de N mineral - Emisiones de N en forma de N2O - Volatilización de NH3

Dado que la materia ni se crea ni se destruye, el resto de componentes del balance de N se obtuvo igualando el balance a cero. Se trata de un único componente (“componente-desconocido”) que engloba todos aquellos componentes no medidos o estimados, como la deposición de N, la mineralización de la materia orgánica, la fijación por parte de las arcillas del suelo, etc. Este componente-desconocido, con carácter de input o de entrada al sistema, varió desde 50 hasta 138 kg N/ha, sin que estadísticamente llegara a haber diferencias significativas entre los tratamientos (la media fue de 71.7±9.0 kg N/ha). Aunque el tratamiento no fue significativo, pareció haber una tendencia a que este componente-desconocido fuera mayor en el tratamiento con DB (97.7±20.3, 60.1±5.4 y 57.4±3.6 kg N/ha en el tratamiento con DB, FL y T, respectivamente) (ver Tabla 21). Si asumiéramos que el componente-desconocido era íntegramente la mineralización de la materia orgánica del suelo, equivaldría a una tasa de mineralización del 2.2±0.3% como media para todos los tratamientos en el período de 54 días estudiado, oscilando entre 1.6-4.3% (3.0±0.63, 1.9±0.17 y 1.8±0.11 % en el tratamiento con DB, FL y T, respectivamente) (ver Tabla 21). La posible tendencia hacia una mayor “mineralización” en el tratamiento con DB frente al tratamiento con FL podría deberse a su mayor relación C/N (7.4 y 5.1 para el tratamiento DB y FL, respectivamente), aunque sólo fue una tendencia que no llegaba a ser estadísticamente significativa.

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Tabla 21. Componentes del balance de N medidos prev iamente (kg N/ha) y componente-desconocido calculad o al igualar el balance a cero.

kg N/ha Componente-desconocido

TRT Fertilizante Suelo final-inicial Lixiviación Emisiones N-N2O 1Volatilización N-NH3 Extracción raigrás kg N/ha 2Tasa de "mineralización" (%)

DB 187 168.7 ± 20.2 a 14.58 ± 2.75 a 3.95 ± 0.76 a 25.7 71.8 ± 6.25 a 97.7 ± 20.32 a 3.03 ± 0.63 a

FL 127 80.1 ± 1.6 b 6.65 ± 1.30 b 1.43 ± 0.20 b 23.2 75.7 ± 4.29 a 60.1 ± 5.35 a 1.86 ± 0.17 a

T 0 12.4 ± 0.9 c 4.11 ± 0.29 b 0.69 ± 0.13 b 0.0 40.2 ± 2.65 b 57.4 ± 3.56 a 1.78 ± 0.11 a

1 El N procedente del fertilizante, del N mineral del suelo, de la lixiviación de nitratos y amonios, de emisiones de N2O y de la extracción del cultivo fueron medidos en el ensayo de Arraitz. Pero el N derivado de la volatilización de amoniaco fue estimado mediante el modelo ALFAM. 2 Tasa de mineralización calculada asumiendo que todo el “componente-desconocido” procede de la mineralización de la materia orgánica del suelo. Hay que subrayar que no es una tasa anual, sino que corresponde al período de estudio (54 días). Por tanto, ni es estrictamente una “tasa de mineralización” ni es “anual”.

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4. CONCLUSIONES

4.1. Emisiones de N2O En el ensayo de Arraitz, los flujos de N2O tendieron a ser mayores en el tratamiento con DB, intermedios en el tratamiento con FL y menores en el tratamiento control, aunque sólo en determinados días de muestreo (concretamente, el segundo y quinto día desde la aplicación) se observaron diferencias estadísticamente significativas entre los tratamientos. En general, los flujos más altos se observaron el quinto día desde la aplicación, con humedad y temperatura elevadas en suelo (77% de WFPS y 20.5ºC). Las emisiones de N2O acumuladas en los 54 días de ensayo tendieron a ser máximas en el tratamiento con DB (3.9 ± 0.8 kg N-N2O/ha), intermedias en el tratamiento con FL (1.4 ± 0.2 kg N-N2O/ha) y mínimas en el tratamiento testigo T (0.7 ± 0.1 kg N-N2O/ha), aunque estadísticamente sólo se diferenció de forma significativa el tratamiento con DB. Después de restar las emisiones del tratamiento control, se observó la misma tendencia en las emisiones acumuladas, con mayores emisiones en el tratamiento con DB (3.3 ± 0.9 kg N-N2O/ha, frente a 0.7 ± 0.3 kg N-N2O del tratamiento con FL), resultando en una diferencia que no llegaba a ser estadísticamente significativa. Estas diferencias casi llegaron a ser significativas estadísticamente –aunque, no llegaron a serlo- expresadas en forma de porcentaje de pérdida del N aportado (Tabla 5 y Figura 5), ya que estas emisiones acumuladas supusieron un 1.7 ± 0.5% y un 0.6 ± 0.3% del N aportado mediante el fertilizante, en el tratamiento con DB y con FL, respectivamente. Esa tendencia hacia un factor de emisión mayor en el tratamiento con DB, frente al tratamiento con FL, puede deberse a 3 razones:

- A que la relación entre el N aportado y el N-N2O emitido puede no ser lineal, con lo cual al aportar 187 kg N/ha (tratamiento con DB) se pudo emitir un mayor porcentaje en forma de N2O que al aportar 127 kg N/ha (tratamiento con FL).

- A la posible sobreestimación de las emisiones de N2O en el tratamiento con DB, porque, teniendo en cuenta los días de muestreo, se asignó una duración de 7 días precisamente a la medida en la que se registró el pico de flujo de N2O (9/5/2011), que justamente era significativamente distinto al flujo del tratamiento FL. Esta misma razón puede haber conducido a que las emisiones obtenidas en el presente ensayo estén sobreestimadas.

- Un mayor contenido de materia orgánica del tratamiento con DB (43.3 kg MO/m3 frente a 20.4 kg/m3 del tratamiento con FL), puesto que la desnitrificación es realizada sobre todo por microorganismos heterótrofos que, además de N, necesitan disponer de C como fuente de energía.

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4.2. Volatilización de NH3 En general, se observaron menores emisiones de NH3 a medida que transcurría más tiempo desde la aplicación. Además, el segundo día de medición las emisiones fueron más bajas y más estables en ambos tratamientos. A pesar de haber una tendencia a que hubiera mayores emisiones de NH3 en el tratamiento con DB en comparación con el tratamiento con FL (una media de todo el ensayo de 222.8 y 131.0 g NH3/ha, respectivamente), esta tendencia no llegó a ser estadísticamente significativa. Una vez sumadas las emisiones ocurridas durante las 7 horas posteriores a la aplicación del tratamiento y durante las 7.5 h medidas el segundo día, se observó que las emisiones de NH3 tendieron a ser superiores en el tratamiento con DB (medias de 3.34±0.46 y 1.97±0.57 kg NH3/ha, respectivamente), pero sin que estadísticamente llegaran a ser distintas. Además, se aportó distinta cantidad de N total (187 y 127 kg N/ha en el tratamiento DB y FL, respectivamente) y N amoniacal (110 y 99 kg N-NH4/ha en el tratamiento DB y FL, respectivamente) en ambos tratamientos y resultó que el porcentaje del mismo emitido en forma de NH3 fue estadísticamente igual en ambos tratamientos (1.37±0.19% del N total y 2.07±0.33% del N-NH4 aportado). Este porcentaje de N volatilizado parece bajo en relación a la bibliografía revisada, lo cual puede ser debido al alto contenido de humedad del DB y del FL y su rápida penetración en el suelo (que tenía un 16.0% de humedad), a que continuaron las emisiones posteriormente (se midieron las emisiones durante unas 29 h, asumiendo que de noche fueron nulas) o a que el método de medición utilizado –cámaras dinámicas- suele ser adecuado para comparar las emisiones de NH3 de distintos tratamientos, pero no tanto para determinar el valor absoluto de estas emisiones. Por ello, de cara a poder obtener un valor absoluto de la volatilización de NH3 para realizar un balance aproximado del N, se aplicó el modelo ALFAM a las condiciones de Arraitz, resultando en una volatilización del orden del 23.4% del N-NH4 aportado.

4.3. Lixiviación de N En los casi dos meses que duró el ensayo y, en condiciones de escasez de lluvia en comparación con lo habitual en la zona, se perdió por lixiviación el 6.5% del N aportado mediante el abonado, no llegándose a ver diferencias significativas entre los tratamientos con DB y FL. No obstante, puesto que se aportaron distintas cantidades de N mediante lo tratamientos (187 y 127 kg N/ha, en el tratamiento con DB y con FL, respectivamente), la cantidad lixiviada en el tratamiento con DB fue estadísticamente mayor (14.6±2.7 kg N/ha). La cantidad lixiviada en el tratamiento con FL (6.6±1.3 kg N/ha) no se diferenció significativamente de la observada en el tratamiento testigo (4.1±0.3 kg N/ha), a pesar del elevado contenido en humedad de la fracción líquida del digestato (FL).

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4.4. N mineral en suelo La mayor cantidad de N aportada mediante el tratamiento con DB contribuyó a que el incremento de N mineral en suelo fuera significativamente mayor que en el tratamiento con FL (168 kg N/ha incrementados en el tratamiento con DB, frente a 80 kg/ha en el tratamiento con FL). No obstante, al relativizar este incremento respecto al N aportado mediante el abonado, resultó que no había diferencias estadísticamente significativas (el equivalente al 76.6±7.8 % del N aportado mediante el abonado quedó en forma de N mineral en el suelo en ambos tratamientos), a pesar de que parecía haber una tendencia a que en el tratamiento con DB -con mayor aporte de N mediante el abonado- el incremento de N mineral en suelo fuera mayor.

4.5. Extracción de N del raigrás En las condiciones de esta experiencia encontramos que el nitrógeno contenido en el digestato resultante de la digestión anaerobia del purín de vacuno de leche y el de su fracción líquida tienen una eficacia fertilizante del 43% y del 69.5% respectivamente medida como producción de biomasa obtenida. Esta eficacia desciende al 31% y 48% respectivamente si se mide como extracciones de nitrógeno por parte de la producción vegetal. Se obtiene que la eficacia fertilizante del nitrógeno aportado por la fracción líquida es vez y media superior a la del nitrógeno aportado por el digestato bruto, aunque no se encuentran diferencias estadísticamente significativas entre los resultados obtenidos.

4.6. Balance de nitrógeno Aquellos componentes del balance de N que no fueron medidos en el ensayo de Arraitz (como la deposición de N, la mineralización de la materia orgánica, la fijación por parte de las arcillas del suelo, etc.) tuvieron en global carácter de input o de entrada al sistema, presentando una media de 71.7±9.0 kg N/ha. Quizá pudo haber una tendencia a que ese componente no-medido fuera mayor en el tratamiento con DB (97.7±20.3, 60.1±5.4 y 57.4±3.6 kg N/ha en el tratamiento con DB, FL y T, respectivamente), pero no llegó a ser una diferencia estadísticamente significativa. Si asumiéramos que todos estos componentes no-medidos procedían en su práctica totalidad de la mineralización de la materia orgánica del suelo, obtendríamos que la tasa de mineralización media fue del 2.2±0.3% en el período de 54 días estudiado (3.0±0.63, 1.9±0.17 y 1.8±0.11 % en el tratamiento con DB, FL y T, respectivamente).

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