Elaboración de abonos y enmiendas orgánicas de interés comercial mediante compostaje de orujo de oliva de dos fases o “alperujo” (AL)

Espero que os guste y os ayude.


Resumen.

Hoy en día la principal preocupación medioambiental de la industria del aceite de oliva en España es el tratamiento del principal residuo que genera (cerca de 5 millones de toneladas durante la campaña 2010-2011), el orujo de oliva de dos fases o “alperujo” (AL). En este trabajo se demuestra la viabilidad del compostaje como tecnología de bajo coste para transformarlo en abonos y enmiendas orgánicas que puedan ser de interés comercial. El trabajo consistió en la elaboración de seis pilas de compostaje, de 20 toneladas aproximadamente cada una, mediante la mezcla del AL con dos estiércoles, uno de gallina o “gallinaza” (PM) y otro de oveja o “Sirle” (SM). Además, se añadieron dos aditivos de reacción ácida minerales ricos en Fe y en P para aumentar el contenido de estos nutrientes en los productos finales y también, reducir las pérdidas de nitrógeno típicas del compostaje con estiércoles. Los resultados mostraron durante el compostaje una degradación sustancial de la materia orgánica que motivó una progresiva humificación de los sustratos orgánicos. También un incremento en la alcalinidad y del Índice de Germinación (test empleado para evaluar la fitotoxicidad) que coincidió con una reducción del contenido graso y la fracción orgánica hidrosoluble. Los aditivos minerales ricos en Fe y P redujeron de forma efectiva el valor del pH, del carbono orgánico y polifenoles hidrosolubles, el contenido de hemicelulosa y las pérdidas de nitrógeno. Finalmente y de acuerdo con la legislación española vigente sobre productos fertilizantes (PRE/630/2011), los composts de AL obtenidos se engloban dentro de las categorías comerciales Composts de AL, Enmienda orgánica húmica, Enmienda orgánica compost y Abono órgano-mineral NPK de origen animal y vegetal. Además, mediante su mezcla con otros fertilizantes orgánicos y/o inorgánicos, los composts de AL obtenidos se pueden usar para la producción de cerca de 19 categorías de Abonos órgano-minerales, tanto en su forma sólida como líquida. 

1. Introducción. 

La industria agroalimentaria genera en la actualidad una gran cantidad de residuos orgánicos que potencialmente pueden utilizarse como fertilizantes y enmiendas por su elevado contenido en materia orgánica y nutrientes esenciales para las plantas (Martínez-Blanco y col., 2011). Un claro ejemplo de esto es la industria del aceite de oliva, de gran importancia socioeconómica para los países de la Cuenca Mediterránea, la cual produce una gran cantidad de residuos orgánicos dependiendo del sistema de extracción empleado. Para el caso de España, el principal sistema extractivo es la centrifugación de dos fases, que genera el orujo de oliva de dos fases o alperujo” (AL), el cual supone un serio problema medioambiental (Alburquerque y col., 2004). Este residuo húmedo se caracteriza por tener un carácter ácido y una notable fracción lipídica y polifenólica, las cuales están relacionadas directamente con los problemas de fitotoxicidad, sobre todo si se adiciona directamente al suelo sin tratamiento previo.
Hoy en día, el AL se puede someter a una segunda centrifugación o secado para extraer químicamente el aceite residual. Además, también es usado como biomasa para obtener energía tanto térmica como eléctrica siendo un material interesante en este aspecto (Gogebakan y Selsuk, 2009). 
El compostaje como tecnología de bajo coste, es importante para revalorizar este residuo al transformarlo en una fuente de fertilizantes orgánicos (Arvanitoyannis y Varzakas, 2008; Ruggieri y col., 2009), representando una alternativa eficaz que favorece la sostenibilidad del sistema productivo del aceite de oliva (Vlyssides y col., 2004; Salome y Ioppolo, en prensa).
El proceso de compostaje de AL se ha estudiado científicamente evaluando diversos aspectos tales como su escala de aplicación: a nivel de planta piloto (Madejón y col., 1998; Alburquerque y col., 2006a; Cegarra y col., 2006; Alfano y col., 2008) y a escala industrial (Cayuela y col., 2004; Sánchez-Arias y col., 2008). También se ha evaluado el sistema de aireación utilizado para la correcta oxigenación y homogenización de los sustratos de compostaje (volteos mecánicos, ventilación forzada o una combinación de ambos) y los agentes estructurantes utilizados para mejorar el proceso de compostaje. Entre ellos, destacan los estiércoles, como por ejemplo el de gallina o “gallinaza” (PM) o el de oveja o “sirle” (SM), los cuales han demostrado ser los más apropiados y efectivos para mejorar las propiedades físicas de los sustratos de compostaje de AL e incluso, como buenos agentes inoculantes y fuentes de nutrientes, concretamente nitrógeno (Kelleher y col., 2002; Cayuela y col., 2004; Alfano y col., 2008; Canet y col., 2008). A pesar de lo comentado, el compostaje de AL presenta algunas deficiencias a mejorar como las pérdidas por volatilización del contenido de nitrógeno, la ligera alcalinización de los composts obtenidos o un balance descompensado en determinados nutrientes. En relación a esto, algunos estudios han demostrado que el uso de aditivos inorgánicos de reacción ácida ricos es efectivo para reducir el pH y las pérdidas de nitrógeno que se producen durante el proceso (Kithome y col., 1999; Roig y col., 2004; Koenig y col., 2005; Canet y col., 2008; Sánchez-Arias y col., 2008). Si bien, el empleo de este tipo de aditivos puede aumentar el contenido salino de los composts y reducir la calidad agronómica de los mismos, por lo que se requiere un control en su empleo. 
Como ya se ha comentado anteriormente, el reciclaje de los residuos orgánicos para su uso en agricultura es crucial para sostener la productividad de los suelos en las zonas de la Cuenca Mediterránea, donde predominan suelos con bajo contenido en carbono orgánico (Lasaridi y col., 2006; Ruggieri y col., 2009; Martínez-Blanco y col. 2011). Con este fin, el compostaje se presenta como una opción muy importante siendo necesario que los composts presenten un grado de calidad adecuado para poder desarrollar un mercado competitivo que promueva las estrategias de reciclaje del AL. Muchos países ya han desarrollado un marco legislativo sobre la calidad de los composts (ECN-QAS a nivel europeo, STA y CCQC en EEUU, RAL en Alemania, BSI PAS 100 en el Reino Unido, CIC en Italia, etc.). Para el caso de los composts de AL, la legislación española vigente sobre productos fertilizantes (PRE/630/2011, 2011) y el segundo borrador para el Tratamiento Biológico de Bioresiduos (European Commission, 2001) son las mejores referencias para demostrar su calidad como productos comerciales. Además tal y como resaltan Canet y col. (2008), los composts de AL presentan un alto contenido en materia orgánica y bajo contenido en metales pesados que hacen posible obtener un certificado a nivel europeo como Mejorador de Suelo (Europeam Comission, 2012) lo que hace aún más atractivo su comercialización. 
En relación con todo lo expuesto anteriormente, en este trabajo pretendimos demostrar la viabilidad técnica del compostaje de AL para la producción de enmiendas y fertilizantes orgánicos ricos en materia orgánica y en nutrientes, revalorizando el principal subproducto de la industria extractiva española del aceite de oliva, el AL. 

2. Material y métodos. 

2.1.Metodología del compostaje. 

En este estudio se prepararon seis pilas trapezoidales de 20 toneladas cada una (1,5 m de ancho y 0,6 m de altura aproximadamente) mediante una máquina retroexcavadora. Los sustratos que se usaron fueron el AL, dos agentes estructurantes, concretamente estiércol de gallina o “gallinaza” (PM) y estiércol de oveja o “Sirle” (SM) y dos aditivos minerales de reacción ácida enriquecidos en Fe y P respectivamente. Las pilas se elaboraron siguiendo las siguientes proporciones: 
Sobre peso fresco (%)
Sobre peso seco (%) 
AL+PM
51+49 (37+63) 
AL+PM+Fe
51+48+1 (36+62+2) 
AL+PM+P
51+48+1 (36+62+2) 
AL+SM
65+35 (57+43) 
AL+SM+Fe
65+34+1 (56+42+2) 
AL+SM+P
65+34+1 (56+42+2) 
El experimento se sometió a un régimen de volteos mecánicos tal y como recomiendan Cayuela y col. (2006) y Cegarra y col. (2006) para el compostaje de AL. Se realizaron un total de 7 volteos en función de la temperatura, más frecuentes al inicio del proceso donde era más elevada y la degradación de la materia orgánica más intensa, y más espaciados en el tiempo conforme avanzó el proceso. Además, la humedad se controló instalando un sistema de riego por aspersión para mantener la humedad a niveles cercanos al 40%.
Para los análisis, se recogieron un mínimo de 30 submuestras por pila en cada volteo, las cuales se mezclaron y homogenizaron al considerarse representativas de los sustratos de compostaje. Después, fue dividida en tres fracciones al llegar al laboratorio: la primera fue congelada para la determinación de NH4+ y NO3-, la segunda se usó para calcular la humedad de las pilas calculando la diferencia de peso al meterlas durante 24 h en una estufa a 105ºC. La tercera fue liofilizada, molida y tamizada a 0,5mm para los siguientes análisis:
El carbono orgánico soluble se determinó usando un analizador automático de muestras líquidas (Shimadzu TOC Analyser) después de una extracción con agua destilada durante 24 h usando una relación de extracción 1:20 (peso compost : volumen agua). El contenido en NH4+ se analizó mediante un método colorimétrico basado en la reacción de Berthelot (Kempers y Zweers, 1986; Sommers y col., 1992). El NO3- fue analizado mediante HPLC después de una extracción acuosa usando una relación 1:20 y la fitotoxicidad calculando el Índice de Germinación (GI) usando semillas de berro (Lepidium sativum) y rábano (Raphanus sativus) según lo descrito por Zucconi y col., (1981) y Satisha y Devarajan (2007). Los macro y micronutrientes (P, K, Ca, Mg, Na, S, Fe, Cu, Mn, Zn) y los metales pesados fueron determinados mediante ICP-OES después de una digestión por microondas. Los índices de humificación, relación de humificación (HR), el grado de humificación (HD) y el porcentaje de ácidos húmicos (PAH), se calculados de acuerdo a Alburquerque y col., (2009). Otros parámetros como la conductividad eléctrica (EC) y el pH, nitrógeno total (TN), carbono orgánico total (TOC), el contenido en grasas, polifenoles (WSPH) y carbohidratos (WSCH) hidrosolubles, lignina, celulosa y hemicelulosa se determinaros según los métodos descritos en Alburquerque y col. (2004) y Cegarra y col. (2006). Las pérdidas de materia orgánica, lignina, celulosa, hemicelulosa y TN se calcularon teniendo en cuenta el incremento aparente del contenido en cenizas resultante de la pérdida del peso seco, con el fin de reflejar mejor los cambios totales (Viel y col., 1987; Paredes y col., 1996). 

2.2.Caracterización de los materiales iniciales. 

El AL utilizado fue proporcionado por la almazara Aceites Guadalentín S.A., situada en Jaén (España), y los agentes estructurantes (PM y SM) de granjas colindantes a la planta de compostaje. El AL presentó un elevado contenido en humedad (55,8%), grasas y materia orgánica, siendo su principal componente la lignina (344,7 g kg-1), un valor de pH ligeramente ácido y un contenido moderado en TN (sobre todo de naturaleza orgánica), P y micronutrientes (Table 1). Con respecto a los agentes estructurantes, PM presentó mayor contenido en materia orgánica que SM, así como en cuanto al contenido en nitrógeno (de hecho, cerca del 20% era amonio), mientras que SM presentó una elevada conductividad eléctrica (EC) y Ca y Fe (Table 1). Además, se observó que PM presentó un notable contenido en cáscara de arroz, usada como cama para la excreta de las gallinas. Los dos aditivos minerales ácidos ricos en Fe y P se utilizaron para incrementar su concentración final en las pilas y para reducir las pérdidas de nitrógeno con el fin de mejorar la calidad agronómica de los composts obtenidos. El aditivo de Fe empleado es un subproducto de la síntesis de óxido de titanio (Sánchez-Arias y col., 2008), mientras que el aditivo de P fue un producto comercial (Superfosfato simple de forma granular).

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2.3.Análisis estadístico. 
Para cada pila se realizó un análisis estadístico descriptivo (cálculo de la media aritmética y los errores absolutos y relativos). También se realizaron algunos análisis de estadística inferencial como el análisis de la varianza (ANOVA) entre tratamientos (pilas y tiempo), asumiendo que los datos seguían una distribución normalizada y presentaba homocedasticidad (igual varianza). Para los análisis post-hoc, usamos el test de Tukey (p<0,05) y el test de la Mínima Diferencia Significativa (LSD) (p<0,05), para determinar cambios significativos en los parámetros analizados para cada pila y tiempo. Para todos los análisis usamos el software SPSS 17,0 para Windows XP con la excepción del cálculo de la regresión para algunos datos experimentales, especialmente las pérdidas de materia orgánica. Los resultados se ajustaron a dos modelos, uno lineal y otro de orden 1, con importantes coeficientes de correlación. Estos análisis se realizaron con el software SigmaPlot 2000 para Windows, versión 10,0. 

3. Resultados y discusión. 


3.1.Evolución del proceso de compostaje 

La adición de los agentes estructurantes y el régimen de aireación (volteos mecánicos) empleado favoreció un rápido incremento de la temperatura para todas las pilas hasta valores típicos de la fase termofílica. En las pilas AL+PM, la fase termófila duró 26 semanas, 6 más que para las pilas AL+SM (Figure 1). Este comportamiento se pudo explicar por la diferente proporción del agente estructurante utilizado y el alto contenido en materia orgánica de PM (805,5 g kg-1 comparado con 456,5 g kg-1 de SM). También PM presentó un alto contenido en cáscara de arroz, un material rico en celulosa y compuestos de silicio (altamente resistentes a la biodegradación), lo que pudo retrasar el proceso de degradación y alargar la fase termófila (Low y Lee, 1997; Champagne, 2004; Chaudhary y Jollands, 2004). En general, un periodo termofílico largo es característico del compostaje AL y su duración dependerá del sistema de aireación aplicado: desde 13 semanas usando una máquina volteadora industrial (Alfano y col. 2008), hasta 40 semanas usando volteos mecánicos (Cayuela y col., 2004, 2006) tal y como hemos empleado en nuestro trabajo. 
En la Figura 1 se muestran la evolución del pH. Al principio del proceso, mostraron valores ligeramente ácidos los cuales se incrementaron durante la fase termofílica alcanzando el valor más alto en la semana 20 (valores medios de 8,9 y 9,5 para las pilas AL+PM y AL+SM respectivamente). Después de este tiempo, todas las pilas mostraron un leve descenso del pH hasta el final del proceso dando valores medios de 8,1 y 8,6 para las pilas AL+PM y AL+SM respectivamente. Este comportamiento también es común en los procesos de compostaje de AL tal y como detallaron Cayuela y col. (2006) y Cegarra y col. (2006). La adición de los aditivos ácidos redujo el pH a lo largo del proceso (cerca de 0,5 unidades de pH, Figure 1), lo que está en concordancia con otros trabajos anteriores. Concretamente, Roig y col. (2004) consiguieron un descenso de 1,1 unidades de pH usando azufre elemental (So) añadiéndolo durante el periodo de maduración, mientras que Mari y col. (2005) obtuvieron valores similares usando también Sº añadiéndolo al final de la fase termófila. Otro caso interesante es el detallado por Sánchez-Arias y col. (2008), que descendieron bruscamente el pH de los composts de AL añadiendo un 20% (en peso seco) del mismo aditivo de Fe utilizado en nuestro experimento, lo que transformó la degradación biológica de la materia orgánica por una oxidación química.

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El contenido final de nitrógeno (TN) en los compost de AL osciló entre valores de 16,6 y 26,2 g kg-1, en concordancia con lo descrito en otros estudios (Cayuela y col., 2004; Alburquerque y col., 2006a y Cegarra y col., 2006). Los aditivos minerales ácidos ricos en Fe y P redujo las pérdidas de este elemento, de tal manera que al final del proceso, AL+PM+Fe y AL+PM+P experimentaron unos valores de 31,9 y 31,6% respectivamente, inferiores que en la mezcla base AL+PM (43,1%); también, AL+SM+Fe y AL+SM+P consiguieron valores de 29,4 y 20,9% respectivamente, en comparación con 32,4% de AL+SM. Efectivamente, el empleo de aditivos es una estrategia efectiva para controlar el pH durante el compostaje y para reducir las pérdidas de nitrógeno (Koenig y col., 2005; Ekinci y col., 2000). 
Los valores iniciales del carbono orgánico hidrosoluble (WSC) dependieron del agente estructurante y de su proporción con respecto al AL. De hecho, las pilas elaboradas con PM mostraron valores cercanos a 55 g kg-1, mientras que las pilas con SM llegaron alrededor de 41 g kg-1 (Tabla 2). El WSC disminuyó durante el proceso en todas las pilas, sobre todo cuando la fase termófila fue más intensa, dando valores finales de 17 y 12 g kg-1 para las pilas AL+PM y AL+SM respectivamente, valores similares a los descritos Bernal y col. (1998) como índice de madurez para composts de diversa procedencia. También estuvieron acordes con los documentados por Canet y col. (2008) con valores de WSC de 11 y 10 g kg-1 para composts hechos con AL y SM y estiércol de conejo respectivamente. Otros autores como Alburquerque y col. (2006a) consiguieron valores finales cercanos a 30 g kg-1 siendo más altos posiblemente por la proporción de AL utilizada, un 86% (en peso seco) en comparación con el 50% de Canet y col., (2008.) o el 37 y 57% de las dos mezclas base ensayadas en nuestros experimentos.
El aditivo mineral rico en Fe redujo cerca de un 34% los valores finales del WSC en las pilas AL+PM+Fe y AL+SM+Fe al compararlos con los respectivos controles. En las pilas con el aditivo de P, solo se observó una reducción estadísticamente significativa para la pila AL+SM+P consiguiendo una disminución del 27% con respecto a su control sin aditivo, AL+SM. Es bien conocido que tanto el P como el Fe pueden interaccionar con la materia orgánica hidrosoluble, fundamentalmente con algunos grupos funcionales tales como los grupos carboxílicos e hidroxílicos (Gu y col., 1994). Estas interacciones dependen en gran medida de la forma química del elemento, de la relación elemento/carbono y de factores tales como el pH (Stevenson, 1994). De hecho, Nierop y col. (2002) estudiaron la interacción de metales como Al y Fe con la materia orgánica hidrosoluble obtenida de un suelo ácido, evaluando la capacidad de complejación y floculación de ésta. Estos autores observaron que el Fe, tanto en su forma oxidada (Fe3+) como reducida (Fe2+), interaccionó fuertemente con la materia orgánica hidrosoluble e incluso mostró un mayor poder floculante que el Al. Además, existen estudios que emplean óxidos de hierro incrustados en biofilms con la intención de disminuir el contenido en materia orgánica en agua (Guggenberger y Kaiser, 2003). 

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En nuestro estudio, el contenido de carbohidratos hidrosolubles (WSCH) experimentó un comportamiento relativamente similar al observado para el WSC, decreciendo durante todo el proceso de compostaje (Table 2) Las pilas mostraron valores medios al final del compostaje muy similares entre si (0,1-0,3%), no mostrando diferencias significativas asociadas a la adición de las sales ácidas ricas en Fe y P. El descenso continuado observado durante todo el proceso de compostaje indicó que los fenómenos de inmovilización/mineralización predominaron respecto a la liberación al medio acuoso de azúcares procedentes de la degradación de carbohidratos más complejos. Compostando también AL, Alburquerque y col. (2006a) observaron un comportamiento no demasiado diferente al observado en este trabajo, obteniendo una media del 1,0% en el contenido de carbohidratos hidrosolubles al final del proceso. 
Otra fracción orgánica hidrosoluble importante utilizada para evaluar la madurez de los composts de AL son los polifenoles hidrosolubles (WSPH), que están relacionados con las propiedades fitotóxicas de los residuos de almazara (Ait-Baddi y col., 2003; Alburquerque y col., 2006b; Sampedro y col., 2008). En nuestro caso, los valores de WSPH disminuyeron en todas las pilas durante el compostaje, llegando a valores finales cercanos a 2 g kg-1 en todos los casos (Table 2). Es importante recordar que tanto los WSCH como los WSPH son liberados durante el compostaje debido a la degradación de la matriz lignocelulósica, lo que conduce a un incremento en sus concentraciones en la fase acuosa al inicio del proceso, que luego disminuye como consecuencia de la actividad microbiana (asimilación y metabolización). En nuestro caso, la vía degradativa prevaleció en nuestros experimentos al constatarse descenso continuo durante el proceso de compostaje. Sánchez-Monedero y col. (1999) observaron que la disminución en el contenido de WSPH estaba inversa y fuertemente correlacionada con los principales índices de humificación, lo que sugirió que estos compuestos actúan también como precursores del proceso de humificación del compostaje
La degradación de la materia orgánica se evaluó calculando sus respectivas pérdidas (Figure 3). Las pilas AL+PM se ajustaron a un modelo lineal, mientras que para el caso de AL+SM el ajuste fue a un modelo exponencial. Esto significó que durante la fase más activa del proceso (la fase termófila), las pilas AL+SM experimentaron una mayor tasa de degradación que las AL+PM. Conforme avanzó el proceso de compostaje, las pérdidas se ralentizaron coincidiendo con el descenso de la temperatura de compostaje (fase de enfriamiento). En todos los casos se apreció un descenso de las tasas degradativas durante la etapa de maduración debido al enriquecimiento en lignina y demás fracciones difícilmente degradables y la baja disponibilidad o ausencia de fuentes de carbono adaptadas a los requerimientos de los microorganismos. El ajuste lineal a los datos experimentales de las pérdidas de materia orgánica en AL+PM debe relacionarse con su naturaleza, determinando una mayor resistencia a la biodegradación en comparación con la familia AL+SM. Este hecho estaría relacionado con la composición del agente estructurante empleado, fundamentalmente la cáscara de arroz presente en PM y su alto contenido en compuestos de sílice, refractarios a la biodegradación. Además, la proporción de PM fue notablemente mayor que la de SM en sus respectivas mezclas con AL, lo que debió añadir un efecto de ralentización cuantitativo, y no solo cualitativo, sobre la cinética de compostaje de las pilas AL+PM, comparativamente a las del grupo AL+SM. 

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Los principales componentes de la fracción orgánica del AL (lignina, celulosa, hemicelulosa y grasas) fueron también estudiados durante el compostaje (Table 2). El contenido relativo de la lignina y la celulosa se incrementó durante el proceso (especialmente en la fase termófila), mientras que la hemicelulosa mostró el comportamiento opuesto, una disminución. Los aditivos minerales ácidos disminuyeron los valores de las pérdidas de lignina en un 8 y un 16% en comparación con las pilas control: las mezclas AL+PM y AL+SM respectivamente. Las pérdidas de celulosa mostraron un comportamiento similar a la lignina. Sólo las pérdidas calculadas para la hemicelulosa aumentaron en las pilas que llevaban Fe y P, alrededor de 7 y 4% en relación con las mezclas sin aditivos minerales. Las reducción en las tasas biodegradativas de la lignina y la celulosa pudieron deberse a la afinidad química de los aditivos de Fe y P por ciertos grupos funcionales presentes en la matriz lignocelulósica de los composts, como han demostrado otros autores. Concretamente, Merdy y col. (2002a) encontraron que el complejo lignina-Fe3 + tiene cierta estabilidad, siendo la lignina es un buen adsorbente de este nutriente en suelos calcáreos donde no está disponible para las plantas. También, Merdy y col. (2002b) estudiaron la interacción de Fe y Mn con las fracciones lignocelulósicos de la paja de cebada, mostrando que dichos elementos participaban en procesos redox con la quinina, preferentemente en la superficie de la lignina. Además, Karthikeyan y col. (2004) utilizaron residuos sólidos de madera para reducir el contenido de ortofosfato en las aguas residuales, mediante un proceso de cambio iónico y otras interacciones de tipo Lewis entre el ortofosfato y la fracción lignocelulósica de la madera. 
Otra facción orgánica importante del AL es el contenido graso residual (Alburquerque y col., 2004). En nuestras pilas, el contenido inicial fue notable para las dos mezclas base ensayadas (75 y 55 g kg-1 para las pilas AL+PM y AL+SM, respectivamente), el cual se redujo de forma clara durante los primeros tres meses de compostaje obteniendo finalmente valores cercanos a 2 g kg-1 (Figure 2), un comportamiento común en los procesos de compostaje AL (Madejón y col., 1998; Alburquerque y col., 2006b). 

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Los parámetros húmicos como los índices de humificación se suelen utilizar como criterios de calidad para el compostaje de AL (Tomati y col., 2001; Alburquerque y col., 2009). En nuestro caso, los valores de HD y de PAH se incrementaron a lo largo del proceso, principalmente por la incorporación de la materia orgánica en la fracción húmica (Table 3). Los valores de HR descendieron ligeramente durante el principio del proceso debido a que durante ese periodo se coextraen sustancias de naturaleza no húmica en la extracción alcalina. Al final del proceso, las pilas AL+SM mostraron valores mayores de HR, HD y PAH que en las pilas AL+PM (29.8, 75.7 y 68.1% en comparación con 20.0, 70.8 y 63.2%, respectivamente), debido a que las primeras mostraron una matriz orgánica más fácilmente extraíble que mejoró el proceso de humificación, tal y como se vio anteriormente en las pérdidas de materia orgánica. 
La fitotoxicidad es uno de los criterios más importantes-para evaluar la idoneidad de los materiales orgánicos para su uso en la agricultura (Zucconi y col., 1981; Bernal y col. 1998). En nuestro caso, todas las pilas experimentaron un claro incremento en los valores del GI durante los tres primeros meses del proceso (Table 2) llegando a valores finales superiores al 70%, típicos de materiales no fitotóxicos (81 y 78% en las pilas AL+PM y 76 y el 96% en las pilas AL+SM, para las semillas de berro y rábano, respectivamente). Estos incrementos en la GI están correlacionados con los descensos observados para el amonio, WSPH y las grasas, sustancias con propiedades fitotóxicas tal y como demostró Alburquerque y col. (2006b). 

3.2. Caracterización agroquímica de los composts de AL que son relevantes para la producción de enmiendas orgánicas y fertilizantes de interés comercial. 

Los composts maduros obtenidos mostraron valores de pH ligeramente alcalinos, aunque bajos en contenido salino medido por la CE (Table 1), acordes con los descritos por otros investigadores (Roig y col., 2004; Sánchez-Arias y col., 2008 y Canet y col., 2008). El contenido en TN y sales minerales fue ligeramente superior en los composts AL+PM que en los AL+SM. En cuanto al contenido en materia orgánica, fue elevado en todos los composts (750,6 y 573,8 g kg-1 respectivamente), así como el contenido de lignina, en torno al 50% del contenido orgánico total. La fracción orgánica soluble en agua era baja, tal y como se observa por los valores de la WSC, WSCH y WSPH, aunque ligeramente más elevados en los composts AL+PM que en los AL+SM. Todos los compost presentaron valores de los índices humificación que los caracterizan como materiales con una alta componente húmica. El contenido de metales pesados, en general, fue bajo y los valores de GI demostraron que no presentaron ningún efecto fitotóxico, al ser siempre superiores al 70% para las dos semillas ensayadas (berro y rábano). 
De acuerdo con la legislación española vigente sobre productos fertilizantes (PRE/630/2011), todos los composts obtenidos cumplieron con los requisitos exigidos para la categoría Composts de AL. Además, los dos composts obtenidos sin los aditivos minerales pudieron ser catalogados como Enmienda orgánica húmica y Enmienda orgánica compost y para el caso de AL+S, también como Abono orgánico NPK de origen animal y vegetal (Real Decreto 824/2005). Cabe afirmar que los composts de AL constituyen una excelente materia prima para la preparación industrial de Abonos órgano-minerales sólidos y líquidos, si bien será necesaria su mezcla o combinación con otros abonos orgánicos y/o minerales para ello. 

3.3. Viabilidad económica del proceso de compostaje 

Para la producción industrial de abonos y enmiendas orgánicas de interés comercial, es necesario estudiar la viabilidad económica del proceso de compostaje. En nuestras condiciones experimentales, el costo total para producir 60 toneladas de compost de AL fue de alrededor de 2150 € (36 € por tonelada de compost obtenido ó 31 € por tonelada de AL tratado). Los costos se distribuyeron de la siguiente manera: 
1. La materia prima utilizada: En nuestro experimento de compostaje hemos preparado seis pilas de 20 toneladas cada uno (120 t en total), con 69,6 t de AL, 29,0 t de PM, 20,6 t de SM, 0,4 t de Fe y 0,4 t de P. El AL fue suministrado por la almazara sin costo alguno. Los estiércoles y los aditivos minerales ricos en Fe y P costaron alrededor de 1050 € en total (incluido el transporte). 
2. Maquinaria de compostaje: Las experiencias de compostaje se llevaron a cabo en una instalación al aire libre cerca de la almazara dedicada al almacenamiento del AL (sin costo adicional). Una máquina retroexcavadora fue utilizada para la preparación de las mezclas de compostaje y los volteos de las pilas de compostaje, con un total de 25 horas de trabajo (240 €). 
3. Coste laboral: Dos operarios fueron necesarios para llevar a cabo el experimento de compostaje. El tiempo total de trabajo requerido fue de 35 horas, con un costo total aproximado de 630 €. 
4. El consumo de agua: Se instaló un sistema de riego por aspersión para mantener la humedad de las pilas alrededor del 40%, que costó alrededor de 200 €. El consumo total de agua empleada fue de 40 m3, con un costo aproximado de 30 €. 
El costo total de nuestro experimento fue menor que los comentados por Cubero y col. (2011), los cuales resaltaron experimentos con costes de 37 y 55 € por tonelada de AL tratado para procesos de compostaje de AL a escala industrial tanto en Italia como España respectivamente. Esta diferencia con respecto a lo que hemos obtenido (31€ por tonelada de AL tratado) debe relacionarse con los gastos de amortización incluidos en los procesos comentados (que incluyen la construcción y mantenimiento de las instalaciones, la máquina de compostaje, etc.), así como los distintos agentes estructurantes utilizados (tipo y proporción) y a la tecnología de compostaje utilizado. 

4. Observaciones y conclusiones finales. 

Este estudio demostró que el compostaje es una tecnología eficaz y de bajo coste para revalorizar el AL a través de su transformación en abonos y enmiendas orgánicas comerciales de interés comercial. Los estiércoles ensayados en nuestro experimento fueron adecuados para el compostaje del AL y los volteos mecánicos aplicados suficientes para airear las pilas y para homogenizar los sustratos de compostaje. Varios parámetros fueron importantes para el control y seguimiento del proceso, como la temperatura, la humedad, pH, las fracciones hidrosolubles, las pérdidas de materia orgánica y el índice de germinación. La adición de los aditivos enriquecidos en Fe y P redujeron de forma efectiva los valores de pH (alrededor de 0,5 unidades durante el proceso) y también el WSC, WSPH y el contenido de hemicelulosa.
Los composts obtenidos estaban exentos de fitotoxicidad, con importantes contenidos de nutrientes y altos contenidos de materia orgánica humificada con predominio de la matriz lignocelulósica. De acuerdo con la legislación española vigente sobre productos fertilizantes (PRE/630/2011), los composts obtenidos cumplieron los requisitos mínimos para las categorías comerciales Composts de AL, Enmienda orgánica húmica, Enmienda orgánica compost y Abono órgano-mineral NPK de origen animal y vegetal. Además, mediante su mezcla con otros fertilizantes orgánicos y/o inorgánicos, los composts de AL obtenidos se pueden usar para la producción de cerca de 19 categorías de Abonos órgano-minerales, tanto en su forma sólida como líquida. Por lo tanto y de acuerdo con nuestros resultados, el compostaje de AL puede ser considerado viable desde un punto de vista económico y técnico para la producción de abonos y enmiendas orgánicas de interés comercial. 
5. Agradecimientos. 
Los autores agradecen a la almazara “Aceites Guadalentín SA” el apoyo financiero y técnico para llevar a cabo este proyecto. También al Dr. David J. Walker por su mejora de la traducción al inglés del presente trabajo.
6. Bibliografía.



Ait Baddi, G., Hafidi, M., Merlina, G., and Revel, J. C. (2003). Characterization and identification of polyphenols during waste treatment of olive oil mills by composting. Agrochimica 47, 161-172. 

Alburquerque, J. A., Gonzálvez, J., García, D., and Cegarra, J. (2004). Agrochemical characterisation of “alperujo”, a solid by-product of the two-phase centrifugation method for olive oil extraction. Bioresource Technology. 91, 195-200. 

Alburquerque, J. A., Gonzálvez, J., García, D., and Cegarra, J. (2006a). Effects of bulking agent on the composting of “alperujo”, the solid by-product of the two-phase centrifugation method for olive oil extraction. Process Biochemistry 41, 127-132. 

Alburquerque, J. A., Gonzálvez, J., García, D., and Cegarra, J. (2006b). Measuring detoxification and maturity in compost made from “alperujo”, the solid by-product of extracting olive oil by the two-phase centrifugation system. Chemosphere 64, 470-477. 

Alburquerque, J. A., Gonzálvez, J., Tortosa, G., Baddi, G. A., and Cegarra, J. (2009). Evaluation of “alperujo” composting based on organic matter degradation, humification and compost quality. Biodegradation 20, 257-270. 

Alfano, G., Belli, C., Lustrato, G., and Ranalli, G. (2008). Pile composting of two-phase centrifuged olive husk residues: Technical solutions and quality of cured compost. Bioresource Technology 99, 4694-4701. 

Arvanitoyannis, I. S., and Varzakas, T. H. (2008). Vegetable waste treatment: Comparison and critical presentation of methodologies. Critical Reviews in Food Science and Nutrition 48, 205-247. 

Bernal, M. P., Paredes, C., Sánchez-Monedero, M. A., and Cegarra, J. (1998). Maturity and stability parameters of compost prepared with a wide range of organic wastes. Bioresource Technology. 63, 91-99. 

Canet, R., Pomares, F., Cabot, B., Chaves, C., Ferrer, E., Ribó, M., and Albiach, M. R. (2008). Composting olive mill pomace and other residues from rural southeastern Spain. Waste Management 28, 2585-2592. 

Cayuela, M. L., Bernal, M. P., and Roig, A. (2004). Composting olive mill waste and sheep manure for orchard use. Compost Science and Utilization 12, 130-136. 

Cayuela, M. L., Sánchez-Monedero, M. A., and Roig, A. (2006). Evaluation of two different aeration systems for composting two-phase olive mill wastes. Process Biochemistry 41, 616-623. 

Cegarra, J., Alburquerque, J. A., Gonzálvez, J., Tortosa, G., and Chaw, D. (2006). Effects of the forced ventilation on composting of a solid olive-mill by-product (“alperujo”) managed by mechanical turning. Waste Management 26, 1377-1383. 

Champagne, E. T. (2004). Rice: Chemistry and Technology. 3rd Ed. The American Association of Cereal Chemist. 

Chaudhary, D. S., and Jollands, M. C. (2004). Characterization of rice hull ash. Journal of Applied Polymer Science 93, 1-8. 

Ekinci, K., Keener, H. M., and Elwell, D. L. (2000). Composting Short Paper Fiber with Broiler Litter and Additives: Part I: Effects of Initial pH and Carbon/Nitrogen Ratio on Ammonia Emission. Compost Science and Utilization 8, 160-172. 

European Commission, (2001). Biological Treatment of Biowaste. Working Document. 2nd Draft. Available in: 


European Commission, (2010). Regulation (EC) No 66/2010 of the European Parliament and of the Council of 25 November 2009 on the EU Ecolabel. Official Journal of the European Union, L 27/1-L 27/19. 

Filippi, C., Bedini, S., Levi-Minzi, R., Cardelli, R., and Saviozzi, A. (2002). Cocomposting of olive oil mill by-products: Chemical and microbiological evaluations. Compost Science and Utilization 10, 63-71. 

Gu, B., Schmltt, J., Chen, Z., Liang, L., McCarthy, J.F., (1994). Adsorption and desorption of natural organic matter on iron oxide: Mechanisms and models. Environmental Science and Technology 28, 38-46. 

Guggenberger, G., Kaiser, K., (2003). Dissolved organic matter in soil: Challenging the paradigm of sorptive preservation. Geoderma 113, 293-310. 

Karthikeyan, K.G., Tshabalala, M.A., Wang, D., Kalbasi, M., 2004. Solution Chemistry Effects on Orthophosphate Adsorption by Cationized Solid Wood Residues. Environmental Science and Technology 38, 904-911. 

Kelleher, B. P., Leahy, J. J., Henihan, A. M., O’Dwyer, T. F., Sutton, D., and Leahy, M. J. (2002). Advances in poultry litter disposal technology – A review. Bioresource Technology 83, 27-36. 

Kempers, A. J., and Zweers, A. (1986). Ammonium determination in soil extracts by the salicylate method. Communications in Soil Science and Plant Analysis. 17, 715-723. 

Kithome, M., Paul, J.W., Bomke, A.A., (1999). Reducing nitrogen losses during simulated composting of poultry manure using adsorbents or chemical amendments. Journal of Environmental Quality. 28, 194-201. 

Koenig, R. T., Palmer, M. D., Miner Jr., F. D., Miller, B. E., and Harrison, J. D. (2005). Chemical amendments and process controls to reduce ammonia volatilization during in-house composting. Compost Science and Utilization 13, 141-149. 

Lasaridi, K., Protopapa, I., Kotsou, M., Pilidis, G., Manios, T., and Kyriacou, A. (2006). Quality assessment of composts in the Greek market: The need for standards and quality assurance. Journal of Environmental Management 80, 58-65. 

Low, K. S., and Lee, C. K. (1997). Quaternized rice husk as sorbent for reactive dyes. Bioresource Technology 61, 121-125. 

Madejon, E., Galli, E., and Tomati, U. (1998). Composting of wastes produced by low water consuming olive mill technology. Agrochimica 42, 135-146. 

Mahimairaja, S., Bolan, N. S., Hedley, M. J., and Macgregor, A. N. (1994). Losses and transformation of nitrogen during composting of poultry manure with different amendments: An incubation experiment. Bioresource Technology 47, 265-273. 

Mari, I., Ehaliotis, C., Kotsou, M., Chatzipavlidis, I., Georgakakis, D., (2005). Use of sulfur to control pH in composts derived from olive processing by-products. Compost Science and Utilization, 13, 281-287. 

Martínez-Mena, M., Álvarez Rogel, J., Castillo, V., and Albaladejo, J. (2002). Organic carbon and nitrogen losses influenced by vegetation removal in a semiarid Mediterranean soil. Biogeochemistry 61, 309-321. 

Merdy, P., Guillon, E., Dumonceau, J., Aplincourt, M., 2002a. Characterisation of a wheat straw cell wall residue by various techniques – A comparative study with a synthetic and an extracted lignin. Analytica Chimica Acta 459, 133-142. 

Merdy, P., Guillon, E., Aplincourt, M., 2002b. Iron and manganese surface complex formation with extracted lignin. Part 1: Adsorption isotherm experiments and EPR spectroscopy analysis. New Journal of Chemistry 26, 1638-1645. 

McCrory, D.F., Hobbs, P.J., (2001). Additives to reduce ammonia and odor emissions from livestock wastes: A review. Journal of Environmental Quality. 30, 345-355. 

Mondini, C., Chiumenti, R., Da Borso, F., Leita, L., and De Nobili, M. (1996). Changes during processing in the organic matter of composted and air-dried poultry manure. Bioresource Technology 55, 243-249. 

Moore Jr., P.A., Daniel, T.C., Edwards, D.R., Miller, D.M., (1995). Effect of chemical amendments on ammonia volatilization from poultry litter. Journal of Environmental Quality. 24, 293-300. 

Moore Jr., P.A., Daniel, T.C., Edwards, D.R., Miller, D.M., (1996). Evaluation of chemical amendments to reduce ammonia volatilization from poultry litter. Poultry Science. 75, 315-320. 

Nierop, K.G.J., Jansen, B., Verstraten, J.M., (2002). Dissolved organic matter, aluminium and iron interactions: Precipitation induced by metal/carbon ratio, pH and competition. Science of the Total Environment 300, 201-211. 

Paredes, C., Bernal, M.P., Roig, A., Cegarra, J., Sánchez-Monedero, M.A. (1996). Influence of the bulking agent on the degradation of olive-mill wastewater sludge during composting. International Biodeterioration and Biodegradation, 38 (3-4), pp. 205-210. 

PRE/630/2011. (2011). Orden PRE/630/2011, de 23 de marzo, por la que se modifican los Anexos I, II, III, IV, V, y VI del Real Decreto 824/2005, de 8 de junio, sobre productos fertilizantes. Boletín Oficial del Estado, 72, 31871-31910. Available in Spanish at: http://www.boe.es/boe/dias/2011/03/25/pdfs/BOE-A-2011-5401.pdf

Roig, A., Cayuela, M. L., and Sánchez-Monedero, M. A. (2004). The use of elemental sulphur as organic alternative to control pH during composting of olive mill wastes. Chemosphere 57, 1099-1105. 

Sampedro, I., Aranda, E., Díaz, R., García-Sanchez, M., Ocampo, J. A., and García-Romera, I. (2008). Saprobe fungi decreased the sensitivity to the toxic effect of dry olive mill residue on arbuscular mycorrhizal plants. Chemosphere 70, 1383-1389. 

Sánchez-Arias, V., Fernández, F. J., Villaseñor, J., and Rodríguez, L. (2008). Enhancing the co-composting of olive mill wastes and sewage sludge by the addition of an industrial waste. Bioresource Technology 99, 6346-6353. 

Sánchez-Monedero, M. A., Roig, A., Cegarra, J., and Bernal, M. P. (1999). Relationships between water-soluble carbohydrate and phenol fractions and the humification indices of different organic wastes during composting. Bioresource Technology 70, 193-201. 

Satisha, G. C., and Devarajan, L. (2007). Effect of amendments on windrow composting of sugar industry pressmud. Waste Management 27, 1083-1091. 

Solano, M. L., Iriarte, F., Ciria, P., and Negro, M. J. (2001). Performance characteristics of three aeration systems in the composting of sheep manure and straw. Journal of Agricultural and Engineering Research 79, 317-329. 

Sommers, S. G., Kjellerup, V., and Kristjansen, O. (1992). Determination of total ammonium nitrogen in pig and cattle slurry: sample preparation and analysis. Acta Agric. Scand. Sect. B, Soil Plant Science. 42, 146-151. 

Stevenson, F.J., (1994). Humus Chemistry: Genesys, Composition, Reactions (2nd Edition). John Wiley & Sons, Inc. 

Tiquia, S. M., and Tam, N. F. Y. (2002). Characterization and composting of poultry litter in forced-aeration piles. Process Biochemistry 37, 869-880. 

Tomati, U., Madejon, E., Galli, E., Capitani, D., and Segre, A. L. (2001). Structural changes of humic acids during olive mill pomace composting. Compost Science & Utilization. 9, 134-142. 

Viel, M., Sayack. D., Peyre, A. Andre, L. (1987). Optimization of in-vessel co-composting through heat recovery. Biological Wastes 20, 167-185. 

Witter, E., Kirchmann, H., (1989). Effects of addition of calcium and magnesium salts on ammonia volatilization during manure decomposition. Plant and Soil 115, 53-58. 

Zucconi, F., Forte, M., Monaco, A., and De Bertoldi, M. (1981a). Biological evaluation of compost maturity. BioCycle 22, 27-29.

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