UNIVERSIDAD DE ALMERÍA ESCUELA INTERNACIONAL DE DOCTORADO DEPARTAMENTO DE AGRONOMÍA

TESIS DOCTORAL

Destinos del nitrógeno en cultivos de cosecha fertilizados en la región semiárida pampeana central de argentina. Pérdidas por erosión eólica y volatilización.

Junio 2017

AUTOR:SERGIO ALBERTO ABASCAL

DIRECTORES:Dr. CARLOS M. ASENSIO GRIMA, Dr. DANIEL EDUARDO BUSCHIAZZO

Abascal, Sergio

Destinos del nitrógeno en cultivos de cosecha fertilizados en la región semiárida pampeana central de argentina : pérdidas por erosión eólica y volatilización / Sergio Abascal. - 1a edición especial - Santa Rosa : Universidad Nacional de La Pampa, 2019.

Libro digital, EPUB - (Publicación de tesis de grado, maestría, doctorado y trabajos finales de especialización ; 4)

Archivo Digital: descarga y online Edición para Universidad Nacional de La Pampa

ISBN 978-950-863-360-6

1. Actividad Agropecuaria. I. Título. CDD 631.5

AGRADECIMIENTOS

A los Dres Carlos Manuel Asensio Grima y Daniel Eduardo Buschiazzo, directores de esta tesis, por su confianza, enseñanza, pragmatismo y sapiencia.

A la Dra Graciela Hevia, por iniciarme en este camino y por su permanente apoyo. QEPD

A la Dra. Silvia Aimar por sus enseñanzas, apoyo y aliento permanente.

A la Facultad de Agronomía de la Universidad Nacional de La Pampa, por facilitar el desarrollo de esta tesis a través del espacio físico y la financiación del proyecto de investigación y los cursos de postgrado.

A la Lic. Ana Urioste, Vicedecanda de la Facultad de Agronomía, por su apoyo y comprensión.

Al Ing Hugo Mirassón por su invalorable colaboración académica y generosidad.

Al Ing Guillermo Casagrande y la Mg Graciela Vergara por sus aportes y colaboración en los análisis de datos meteorológicos.

A las Dras. Adriana Gili y Valeria Belmonte por sus valiosos aportes por su colaboración en los análisis estadísticos.

A Carlos y Darío, por su amistad.

Al Servicio Meteorológico Nacional y al Dr Héctor Ciappesoni por facilitar gentilmente parte de los datos meteorológicos.

A Abel Parodi, José Stimbauer, Pocho Weigum, por su colaboración y asistencia en las trabajos del laboratorio.

Al Dr Alfredo Bono y al INTA, por su colaboración y asistencia en determinaciones de laboratorio.

A mis compañeros del área de producción vegetal de la Facultad de Agronomía Hugo, Maly, Pablo, Graciela, Estela, Guillermo, Oscar, Héctor, Carlos, Selene, Luciano, Cata, Osvaldo, Norberto y Juan por sus palabras de aliento constante y dialogados asados.

A María Lila, madre y amiga en el camino. QEPD

A Mariana, Dori, Alejandra, Carmen y Paula por su invalorable colaboración en la obtención de citas bibliográficas.

A mis compañeros de cátedra Jorge por su paciencia y largas horas de charlas y Darío, por su colaboración permanente.

A mi maestra de séptimo grado Julia, por su incesante apoyo y aliento.

A mis abuelos Chola y Juan, Alejandro y Manuela, René y Nely.

A mis tíos Elba, Edgardo, Eva, Tino, Genara, Gloria, Ricardo, Juan, Rosario, Blanca y Agustín por el cariño y aporte a mi formación.

A mis primos por el cariño e interés constante durante mi investigación.

A mi hermano Juan Manuel por su entrega y generosidad, y por ser la gran persona que es.

A mi amada esposa Natalia por su inagotable paciencia, por su apoyo incondicional en cada etapa y compañía en este camino.

A mis hijos Tomás, Florencia, Joaquín y Tobías por sus alegrías y comprensión.

A mis padres Teresa y Alberto, por todo lo que brindaron, por la formación que me dieron, por el cariño, la firmeza y sus palabras y sobre todo por darme la vida.

A Dios.

DEDICATORIA

A mis amores Natalia, Tomás, Florencia, Joaquín y Tobías.

A mis luces Teresa, Alberto y Juan Manuel.

RESUMEN

El nitrógeno es uno de los elementos esenciales para la nutrición de las plantas, generalmente deficiente en los suelos. El uso de fertilizantes en Argentina se ha incrementado más de 12 veces desde principios de la década del 90 para cubrir estas deficiencias, aunque los balances de N en el suelo siguen siendo negativos. Uno de los principales problemas a resolver para lograr un uso adecuado del nitrógeno es reducir las vías de pérdida del N, permitiendo incrementar su eficiencia de uso, ya que ésta suele ser inferior al 50 %. A pesar de que son diversas las pérdidas que puede sufrir el elemento antes de ser absorbido por la planta, no existe información acerca de cuáles son las vías de pérdida de N ni de sus magnitudes en la Región Semiárida Pampeana Central Argentina (RSPC). En un ambiente semiárido como éste, donde la erosión eólica es uno de los procesos de degradación del suelo predominante, las condiciones climáticas se caracterizan por altas temperaturas y fuertes vientos, y los suelos poseen bajas CIC y valores de pH relativamente elevados, se supuso que la erosión eólica y la volatilización serían las vías de pérdida que mayor incidencia tendrían sobre el balance de N del suelo. Además, considerando que las temperaturas y las velocidades del viento son mayores en períodos estivales que en invernales, se supuso que ambos procesos tendrían mayor magnitud durante el crecimiento de cultivos de verano que de invierno. El uso de fertilizantes con nitrógeno es habitual en cultivos de cosecha, tanto en los planteos de siembra directa como convencional. En este contexto, se consideró pertinente evaluar el efecto del tipo de fuente nitrogenada y el momento de aplicación sobre el balance de N del suelo, en sistemas de labranza contrastantes.

A fin de responder estos interrogantes, se realizó un ensayo en parcelas sobre un Haplustol Entico, representativo de los suelos predominantes de la RSPC. Las parcelas se instalaron en un ensayo de larga duración que compara sistemas de labranza desde 1996, simulando un sistema real de producción. Se implementaron tratamientos de labranza (convencional –LC- y siembra directa –SD-), de tipos de fertilizantes con N (urea –U- y fosfato diamónico –PDA-), y de momentos de aplicación de los fertilizantes (a la siembra –AS- y macollaje –AM-) en cultivos de invierno (CI) y verano (CV).

Los resultados indicaron que, contrariamente a lo esperado, las pérdidas de N por erosión eólica y volatilización fueron bajas en ambos tipos de cultivos. En CI no superaron, respectivamente, el 6,4 % (3,2 kg ha⁻¹) y el 5,2 % (2,6 kg ha⁻¹) del total de N aportado por los fertilizantes, mientras que en el CV las pérdidas por estos procesos no superaron el 3,8 % (1,9 kg ha⁻¹). Estos resultados se debieron a la ocurrencia de precipitaciones y bajas velocidades de viento en momentos en que ambos procesos pudieron manifestarse con mayor magnitud, esto es, durante los barbechos y luego de la aplicación de fertilizantes, en ambos tipos de cultivos.

La erosión eólica no sólo produjo pérdidas, sino que, en los casos en que la cobertura vegetal fue elevada y el flujo de masa (material arrastrado por el viento proveniente de suelos erosionados en las inmediaciones de los lotes de medición) alto, también produjo ingresos de N, tanto en CI (9,6 kg ha⁻¹) como en CV (17,1 kg ha⁻¹).

La mayor pérdida por volatilización fue de 2,6 kg ha⁻¹ de N desde aplicaciones de urea a la siembra de trigo. El factor de mayor incidencia sobre este proceso fue la temperatura media máxima, que explicó un 54 % de su variabilidad.

Todos los balances de N de los tratamientos fertilizados con N fueron positivos, tanto en los cultivos de invierno (167,8 y 95,7 kg ha⁻¹ de N, en 2001 y 2002, respectivamente) como en los de verano (157,2 kg ha⁻¹ de N). Los únicos balances negativos obtenidos fueron en los dos tratamientos no fertilizados (T) en cultivo de verano (-97,5 y -1,8 kg ha⁻¹ de N en SD y LC, respectivamente) y uno sin fertilizar en cultivo de invierno (-48,2 kg ha⁻¹ de N). La principal causa por la cual los balances resultaron positivos, fue el elevado estímulo que se produjo sobre el proceso de mineralización de N (186,5 y 166,8 kg ha⁻¹ de N en cultivos de verano e invierno, respectivamente) cuando se aplicó fertilizante, lo que permitió cubrir satisfactoriamente la demanda de todos los cultivos.

El principal destino del N fue, en los cultivos de invierno, la extracción por cosecha de grano (38,3 kg ha⁻¹ de N) , mientras que en cultivos de verano fue el contenido de nitratos remanentes en el suelo luego de la cosecha (182,4 kg ha⁻¹ de N). En cultivos de invierno, el contenido de nitratos remante en el suelo no resultó despreciable (24,2 kg ha⁻¹ de N). Esta alta cantidad de N remanente se debería a la baja absorción de N por parte de los cultivos analizados, generada por la traslocación de los nitratos en profundidad del perfil y las bajas precipitaciones y altas temperaturas que produjeron condiciones de estrés, principalmente durante períodos de alta demanda.

Las malezas, cuya aparición (no planificada en este estudio) se debió a un control químico deficiente en el lote de producción utilizado como base para esta investigación, representó uno de los principales destinos del N en una campaña (33,8 kg ha⁻¹), consumiendo un 18,2 % del N aportado por los fertilizantes.

Se pudo que concluir que las pérdidas de N por erosión eólica y volatilización no incidieron significativamente sobre el balance de N en ninguno de los cultivos analizados. La traslocación de los nitratos en profundidad del perfil en cultivos de invierno, y la combinación de las bajas precipitaciones y altas temperaturas que produjeron condiciones de estrés, incrementaron las pérdidas de N, generando altos contenidos de nitratos remanentes en el suelo luego de la cosecha. La presencia de malezas, no prevista en este estudio, en una de las campañas del cultivo de trigo fue una importante vía de pérdida del N en un CI.

ABSTRACT

Nitrogen is an essential nutrient for plant nutrition, commonly deficient in soils. In Argentina, N deficiencies produced a 12 times increase in the use of fertilizers since the early 90s, but , the nitrogen use efficiency generally does not exceed 50 %.There are various loss pathways that may suffer the element before being absorbed by the plant. Considering the climatological and soils characteristics of the Central Semiarid Pampas Region Argentina (RSPC), it was estimated that wind erosion and volatilization can be the major loss pathways and, therefore, the most important factors affecting balance of N.

The aim of this study was, therefore, to identify and quantify the most important loss pathways of nitrogen from fertilized soils in the RSPC The study was conducted on an Entic Haplustol a representative soil of the RSPC.

A plot experiment was carried out, considering the following treatments: two tillage systems: conventional (CT) and no-tillage (NT), two fertilizers with N: urea (U) and diammonium phosphate (DAP), two types of crops: summer (SC) and winter (WC); two moments of fertilizers application for WC: seeding (SA) and tillering (TA).

Results indicated that, contrary to expectations, N losses from wind erosion and volatilization were low in both crops types. In WC they did not exceed 6,4 % (3,2 kg ha⁻¹) and 5,2 % (2,6 kg ha⁻¹) of the total N supplied by the fertilizers. In SC N losses by these processes did not exceed 3,8 % (1,9 kg ha⁻¹). These results were attributed to the occurrence of rainfall and low wind speeds at a time when both processes could manifest greater magnitude, that is, in fallow land and after fertilizer application in both types of crops.

Wind erosion not only produced losses, but in cases where vegetation cover was high and the mass flow high (windblown sediment coming from neighbor eroded soils), also incomes of N were detected in both, WC (9,6 kg ha⁻¹) and SC (17,1 kg ha⁻¹).

Most volatilization loss (2,6 kg ha⁻¹ of N) was of N from urea fertilizations on sowing wheat. The average maximum temperature explained up 54 % of N volatilization variability.

All N-balances of treatments fertilized with N were positive, both in winter crops (167,8 and 95,7 kg ha⁻¹ of N, in 2001 and 2002, respectively) and in summer (157,2 kg ha⁻¹ of N). The only negative balances obtained were in the unfertilized treatments (T) in summer crop (-97,5 and -1,8 kg ha⁻¹ of N in NT and CT, respectively) and one without fertilization in winter crop (-48,2 kg ha⁻¹ of N). The main cause for which the balances were positive was the high contribution of the N mineralization process (186,5 and 166,8 kg ha⁻¹ of N in summer and winter crops, respectively) when fertilizer was applied, which allowed to cover satisfactorily the demand of all the crops.

The main destination of the N was the harvesting of grain (38.3 kg ha⁻¹ of N) in winter crops, whereas in summer crops it was the content of nitrates remaining in the soil after harvest (182.4 kg ha⁻¹ of N). In winter crops, the nitrate content in the soil was not negligible (24.2 kg ha⁻¹ of N). This high amount of N remaining would be due to the low N uptake by the analyzed crops, generated by the translocation of the nitrates in depth of the profile and the low precipitations and high temperatures that produced stress conditions, mainly during periods of high demand.

Weeds, whose appearance (not planned in this study) was due to poor chemical control in the production site used as a basis for this research, represented one of the main N destinations of one of the studied wheat crops (average all treatments of 33,8 kg ha⁻¹), consuming 18,2 % of the N contributed by fertilizers.

It was concluded that N losses due to wind erosion and volatilization had not impacted significantly on N-balance in the studied period. The translocation of nitrates in-depth profile and low rainfall and high temperatures that produced stress conditions, increased losses of N, generating high levels of residual nitrate in the soil after harvest. The unexpected presence of weeds was an important pathway of loss of N in one WC.

CAPÍTULO I.

1.0. INTRODUCCIÓN

El nitrógeno (N) ocupa un lugar preponderante en la nutrición vegetal. Este nutriente forma parte de sustancias vitales como la clorofila, los aminoácidos y diversas enzimas, siendo su deficiencia limitante para el desarrollo y producción de los cultivos. Además, entre los elementos esenciales para las plantas, es el que se encuentra en mayores proporciones en las mismas (Stevenson, 1982).

La fertilidad del suelo es clave para sostener la producción de alimentos, forrajes y fibra. En la actualidad, pocos suelos agrícolas son capaces de proveer N a los cultivos, sin la adición de algún tipo de fertilizante (Dawson Hilton, 2011). En Argentina, Álvarez et al. (2012) concluyeron que los suelos bajo uso agrícola perdieron fertilidad nitrogenada y capacidad de mineralizar N respecto de los no cultivados en un orden de entre un 20 y un 30 %.

El incremento de la demanda mundial de fertilizantes, fundamentalmente los nitrogenados, ha estado estrechamente ligada al crecimiento de la población, aunque también al incremento de ésta en el consumo de alimentos. Erisman et al. (2008) estimaron que solo el 52 % de la población mundial, podría ser mantenida sin el uso de fertilizantes nitrogenados elaborados. Smil (1999) argumenta que el nitrógeno disponible a precios accesibles, a través de la síntesis de Haber-Bosch, sostuvo el crecimiento de la población mundial desde principios del siglo 20. Se espera que la población mundial se incremente en alrededor de un 35 % hacia 2050, cuando alcance los 9100 millones de habitantes (FAO, 2009a), implicando el incremento de la producción de alimentos y la utilización de fertilizantes.

En Argentina, el consumo de fertilizantes se ha incrementado a partir de la década del ´90 pasando de 300000 t en 1990 a cerca de 3230000 t en la campaña 2013 (Sagpya, 2006; CIAFA, 2014). Este incremento se explica principalmente por la introducción y desarrollo de la siembra directa (SD) en el país (Oliverio López, 2010), la cual al reducir la tasa de mineralización del suelo, requiere mayor incorporación de nutrientes a través de los fertilizantes. A pesar de esta mayor utilización de fertilizantes, el balance entre el N extraído por los cultivos y el aportado por los fertilizantes en Argentina sigue siendo deficitario en más de 1,27 Mt (Cruzate Casas, 2012). Durante la década del 90, hubo un uso predominante de fertilizantes nitrogenados por sobre los fosforados (entre un 50 y 55, para los primeros y un 35 y 40 % para los segundos, respecto del consumo total de fertilizantes), aunque esta brecha es cada vez menor entre ambos grupos de fertilizantes (48,7 y 45 % del total, para nitrogenados y fosforados, respectivamente) (CIAFA, 2014). Al comienzo de este período, la urea (U) y el fosfato diamónico (PDA) han sido los fertilizantes más utilizados en nuestro país, dentro de ambos grupos (FAO, 2004). En los últimos años, si bien U sigue siendo el fertilizante más consumido, hubo un incremento del consumo de UAN y el fosfato monoamónico (PMA) pasó a utilizarse en mayor cantidad que el PDA (CIAFA, 2014). Cruzate Casas (2012), estimaron para la campaña 2010/11 aportes de N a través de la fertilización de 428628, 155262, 72537 y 61387 t, para U, UAN, PDA y PMA, respectivamente; mientras que en 2013, los fertilizantes que más N aportaron a los sistemas de producción en Argentina fueron U, UAN, PMA y PDA con 447276, 174840, 61048, 54541 t, respectivamente (CIAFA, 2014). En resumen, dos fuentes nitrogenadas (U y UAN) proporcionan la mayor cantidad de N a los sistemas agrícolas, aunque PDA y PMA aportan alrededor del 35 % del N aportado por UAN y aproximadamente tres veces más que el N aportado por nitrato de amonio (17200 t de N), sin que se estudie en gran medida el destino del mismo.

Aunque la tasa de consumo de fertilizantes parece decrecer en los países desarrollados (FAO, 2009b) debido fundamentalmente, a los efectos negativos sobre el ambiente y la quita de subsidios al sector agrícola, en Argentina el aumento se ha sostenido en los últimos años (Cruzate Casas, 2009; World Bank, 2014), debido al avance de la frontera agrícola, que incluyó la expansión de la SD, y el incremento de la dosis de aplicación por unidad de superficie. En la RSPC, en concordancia con el resto del país, también se ha registrado el incremento del consumo de fertilizantes, principalmente de U y PDA (Quiroga Bono, 2012).

La cantidad de N de los fertilizantes que no es utilizada puede significar una menor producción de alimentos, un mayor uso de fertilizantes para satisfacer la demanda de los cultivos, y efectos perjudiciales sobre el ambiente. La maximización de la utilización de N en el sistema mundial de alimentos en general y en los sistemas agrícolas en particular, resulta crucial para minimizar los requerimientos de amoníaco sintetizados anualmente para la producción de alimentos actual y futura de la población (Dawson Hilton, 2011). Numerosos autores, bajo una variada gama de cultivos y condiciones de ambientales, indican que la eficiencia de uso del N de los fertilizantes no supera el 50% (Bartholomew, 1972; Aulakh Singh, 1997; Gutiérrez et al., 2000; Urquiaga, 2000: Zagal et al., 2003; Davis et al., 2003; Fan et al., 2004; Fageria Baligar, 2005; Bundy, 2006; Barbieri et al., 2008 a). Esta baja eficiencia de utilización del N genera no sólo menor posibilidad de uso por parte de los cultivos, sino que también puede constituirse en un factor de riesgo ambiental (Cassman et al., 2002), lo que se atribuye a diferentes procesos de pérdida según la región de estudio.

Una vez aplicado al suelo, el N se transforma en compuestos altamente solubles, y por su alta movilidad en el mismo es susceptible a perderse por alguno de los procesos detallados en la Figura 1.1.

Figura 1.1. Ciclo del N en el suelo (adaptado de Stevenson, 1982).

Uno de los procesos de pérdida de N más importante es la volatilización. Éste consiste en la transformación del N del suelo o de los fertilizantes sólidos o líquidos en NH₃ gaseoso. Es un proceso complejo porque es afectado por diferentes factores, que incluyen propiedades de suelo, condiciones atmosféricas, características superficiales del suelo y prácticas de manejo. Durante el desarrollo del mismo puede ir modificándose la incidencia de cada uno de estos factores cambiando la dinámica del proceso.

Los principales factores condicionantes del proceso son:

a) El pH del suelo. En condiciones de alcalinidad edáfica se desencadena el proceso que se representa en la siguiente ecuación:

NH₄⁺ (aq) + OH⁻ <=======> NH3 (g) + H₂O [1]

Este proceso puede producirse en suelos alcalinos sobre todo cuando se utilizan fertilizantes que contienen NH₄+ en su formulación. Fenn Kissel (1973) postulan que, con la aplicación de compuestos de NH₄⁺ sobre la superficie de suelos calcáreos, se forma (NH₄)₂CO3 más otro producto cuyo catión es calcio que, si es insoluble, favorece la formación de carbonato de amonio y viceversa. Estos autores, demostraron que algunas sales de NH₄⁺ producen altas pérdidas por volatilización y forman precipitados insolubles con Ca (F⁻, SO₄²⁻, HPO₄²⁻), mientras que otras dan productos solubles con Ca (NO₃⁻, Cl⁻, I⁻), no generando grandes pérdidas por volatilización de NH₃. Bajo condiciones controladas, Vlek Stumpe (1978) comprobaron que alrededor del 38% del N, de una solución de (NH₄)₂SO₄ ajustada a pH 9, se perdió por volatilización de NH₃, antes de cesar la reacción por la disminución del pH. Por otro lado, Palma Conti (1990) mencionaron que para algunos suelos con condiciones de pH elevados, las pérdidas por volatilización podrían estar asociadas a la acumulación de NH₄⁺ y aparición de nitrito, generando un desplazamiento de la reacción [1] hacia su derecha. Terman (1979) encontró que las pérdidas más importantes de N, en suelos alcalinos, se producen por volatilización,

aun cuando estos se encuentren en climas que favorecen la disponibilidad hídrica del suelo.

Sommer et al. (2004), encontraron que la pérdida de NH₃ de un fertilizante amoniacal es mayor cuando se aplica a suelos alcalinos que cuando es aplicado a suelos ácidos o neutros, en donde no supera el 15% del N aplicado. Sin embargo, numerosos autores han observado que las pérdidas de N por volatilización pueden ser también elevadas a valores de pH del suelo relativamente bajos (5,5) si se aplican altas dosis de fertilizante al voleo sobre la superficie del suelo o si las temperaturas son altas (Blasco Cornfield, 1966; Du Plessis Kroontje, 1964; Ernst Massey, 1960). Barbieri Echeverría (2000) midieron, en un suelo Natracuol típico, pérdidas por volatilización de aproximadamente un 35% del N aplicado para dosis de 180 kg de N ha⁻¹, y de alrededor del 12 % para dosis de 90 kg de N ha⁻¹, encontrando una estrecha relación entre las máximas pérdidas con el incremento del pH y la concentración de amonio en el suelo; lo que coincide con lo hallado por Schlesinger Peterjohn (1991). Sainz Rozas et al. (1997) y Nannipieri et al. (1990) encontraron que las mayores pérdidas de nitrógeno coinciden con el aumento del pH.Keller Mengel (1986), Clay et al. (1990), y Barbieri Echeverría (2000) mostraron que las tasas de pérdida son máximas entre las 48 y 72 hs desde la aplicación del fertilizante, luego de que también se produjo un incremento del pH del suelo.

La hidrólisis de la U puede generar pH cercanos a 9 alrededor de los gránulos del fertilizante aplicados al suelo, por lo que se pueden producir pérdidas por volatilización aún en suelos con pH entre 5,5 y 7,4 al que se le aplica este fertilizante (Clay et al., 1990). En suelos con elevado contenido de MO (5,5-6%), juega un papel importante la capacidad buffer del suelo, lo que incrementaría la capacidad de adsorción de iones amonio y disminuiría la volatilización (Videla, 1994).

b) Temperatura. Incrementos de la temperatura pueden desencadenar la volatilización de N en suelos neutros o alcalinos que contienen NH₄⁺ cerca de la superficie. Vlek Stumpe (1978) y Clay et al. (1990) explicaron que parte del efecto de la temperatura sobre la volatilización está dado por el desplazamiento hacia la derecha de la reacción [2], lo que genera el incremento de la constante del equilibrio.

NH₄⁺ <=======> NH3 (aq) + H⁺ [2]

Varios estudios indican que la volatilización de NH₃ aumenta cuando se aplica U o sales de NH₄⁺ al suelo y las temperaturas superan los 45º C (Martin Chapman, 1951; Wahhab et al., 1957; Volk, 1959; Ernst Massey, 1960; Fenn Kissel, 1974; Vlek Stumpe 1978). O`Connor Hendrickson (1987) indican que la hidrólisis de la U, y su consecuente volatilización de NH₃, es altamente dependiente de la temperatura del suelo, observando que temperaturas superiores a 25° C incrementan la pérdida de NH₃, aun cuando este fertilizante contiene inhibidores de la actividad ureásica. Sainz Rozas et al. (1997) midieron mayores pérdidas por esta vía en estados avanzados (V5-V6) del cultivo de maíz (Zea mays L.) que a la siembra, lo que atribuyeron a las mayores temperaturas en el suelo en estos estadíos.

Videla et al. (1996) indican que las bajas temperaturas en los momentos de aplicación y las pequeñas precipitaciones contribuyen a la disolución de la U en la solución del suelo,disminuyendo la volatilización. Además, Videla et al. (1994), encontraron que la aplicación U, a partir de orina de vacunos en suelos de la Pampa Deprimida, genera mayores y más intensas pérdidas en verano que en invierno, debido a las mayores temperaturas estivales, sobre todo en suelos alcalinos.

c) Capacidad de intercambio catiónico (CIC). Valores mayores de CIC incrementan la adsorción de NH₄⁺ al complejo de intercambio, lo que disminuye la concentración de NH₃ en la solución del suelo y, por ende, sus pérdidas por volatilización (Verma et al., 1974; Fenn Kissel, 1976; Nelson, 1982; Fleisher et al., 1987). Por esta razón, la volatilización puede ser más elevada en suelos de texturas arenosas, que poseen menor CIC, que en aquellos de textura fina, con mayor CIC. Gasser (1964) concluyó que la CIC es el factor más importante relacionado con las pérdidas de amoníaco en respuesta a aplicaciones de U y sulfato de amonio (SA) al suelo. Al-Kanani et al. (1991) observaron una menor pérdida de N por volatilización cuando el contenido de arcillas fue mayor, lo que atribuyeron a la mayor adsorción de iones NH₄⁺.

d) Humedad edáfica. Existe una gran variedad de resultados referidos a la relación que existe entre los contenidos de agua del suelo y las tasas de volatilización. Algunos autores encontraron que la volatilización aumenta a medida que lo hace la humedad del suelo (Volk, 1959, 1966; Ernst Massey, 1960; Al-Kanani et al., 1991). Martin Chapman (1951) comprobaron algo similar pero sólo cuando también aumentaba la temperatura. Schlesinger Peterjohn (1991) reportaron que la mayor volatilización se debe al estímulo que las precipitaciones producen sobre la mineralización del N orgánico a NH₄⁺. Palma et al. (1998) señalan que la disminución de la humedad y el aumento de la temperatura del suelo serían los factores más importantes que determinan el incremento de las pérdidas por volatilización.

Otros autores comprobaron que el amoníaco volatilizado disminuye cuando aumenta el contenido inicial de humedad en el suelo (Wahab et al., 1957; Fenn Escarzaga, 1976; Prasad, 1976). Por su parte, Urricarriet et al. (2000) observaron que la ocurrencia de precipitaciones luego de realizada la fertilización nitrogenada, disminuye la volatilización, ya que el agua incorpora más rápidamente el fertilizante al suelo, quedando de esa manera menos expuesto a las pérdidas gaseosas. Harper et al. (1983) encontraron reducciones significativas de la volatilización luego una lluvia de 2,5 mm, mientras que Murdock Frye (1985), observaron que la volatilización de NH₃ se redujo luego de 5 mm de precipitación, aunque todos encontraron mayores pérdidas cuando el período libre de lluvias, luego de la aplicación del fertilizante, fue mayor. Fox et al. (1986) concluyeron que las pérdidas por volatilización se incrementaron cuanto mayor fue el número de días desde la aplicación del fertilizante hasta que se acumuló un total de 10 mm de lluvia. Barbieri Echeverría (2003) encontraron que, aún con 10 mm de precipitación, no se logró incorporar toda la U en el perfil del suelo, sobre todo para dosis de N de 180 Kg ha⁻¹. En los estudios antes citados, se puede observar que las precipitaciones necesarias para incorporar a los fertilizantes al suelo, fue mayor cuánto mayor dosis de N utilizaron.

e) Actividad ureásica (AU). Palma Conti (1991) determinaron que la AU está estrechamente relacionada con el contenido de carbono orgánico (CO) y N total del suelo, y que, en suelos de texturas más gruesas la relación AU/CO es menor. De esta manera constataron que la actividad de esta enzima es menor en suelos pertenecientes al gran grupo de los Haplustoles y Calciustoles.

f) Ubicación del fertilizante. En sistemas con baja remoción del suelo, como la SD, son comunes las aplicaciones superficiales de fertilizantes, lo que puede incrementar las pérdidas por volatilización (Keller Mengel, 1986, Watson et al., 1994; Joo et al., 1992). Katyal et al. (1987) y Palma et al. (1998) demostraron que las pérdidas por volatilización se reducen cuando el fertilizante se incorpora al suelo.

Otro proceso de pérdida de N que puede incrementar el déficit del balance de N del suelo es la erosión eólica. Este proceso también es afectado por la interacción de una serie de factores como: las condiciones atmosféricas, propiedades del suelo y las prácticas de manejo. El proceso se produce cuando las fuerzas aerodinámicas del viento son mayores a las fuerzas estáticas que mantienen a las partículas en contacto con el suelo (Chepil, 1945). Para que el proceso se inicie es necesario una velocidad mínima de viento denominada velocidad umbral (Chepil Woodruff, 1963), que suele ser variable para cada tipo de suelo (de Oro Buschiazzo, 2009; Fryrear et al., 1998). El transporte de partículas se produce a través de tres tipos de movimiento: la rodadura, la saltación y la suspensión. La saltación es el proceso más importante (Chepil Woodruff, 1963; Buschiazzo Aimar, 2003) ya que representa entre el 50 y el 70 % del material total transportado por el viento, mientras que entre el 5 y 25 % se transportan por el proceso de rodadura (Chepil, 1945). El primero se produce fundamentalmente hasta los 30 cm por encima de la superficie del suelo mientras que el segundo hasta los 5 cm por encima de la misma. Finalmente, la suspensión transporta las partículas de menor tamaño y suele representar menos del 10 % de total (Lyles, 1988). Sin embargo, la saltación además de transportar la mayor cantidad de material, puede generar movimientos de rodadura y suspensión, provocando un efecto multiplicador (Chepil, 1957). El impacto de las partículas transportadas por saltación sobre la superficie del suelo, hace que la cantidad de material transportado por la masa de aire se incremente en forma exponencial conforme aumenta la distancia recorrida por el viento. A pesar de esto, algunas partículas que se mueven por este mecanismo pueden ser captadas en las pequeñas depresiones o por los residuos vegetales presentes sobre la superficie del suelo. El flujo máximo transportable es la máxima cantidad de suelo que puede transportar el aire a una velocidad de viento particular y se alcanza cuando la masa de aire recorre alrededor de 160 m (Fryrear et al., 1998). Una vez alcanzado el flujo máximo transportable se establece un equilibrio entre el material que inicia su movimiento y el que se deposita sobre la superficie del suelo. La cobertura y la rugosidad superficial del suelo son los factores más importantes para controlar a este fenómeno (Fryrear, 1985). Estos mecanismos de control de la erosión eólica se basan en dos conceptos: la elevación de la altura de la capa límite de viento y la disminución de la distancia recorrida por las partículas. Tanto la cobertura vegetal como la rugosidad pueden ser modificable antrópicamente (Fryrear, 1985) y son de bajo costo (Sterk Spaan, 1997). Sistemas de manejo que tiendan a incrementar la cobertura de la superficie del suelo producirán menores pérdidas de material (Sterk et al., 2000). La cobertura con residuos yacentes reduce la distancia recorrida por las partículas de suelo, disminuye la superficie de suelo expuesta al proceso erosivo y la abrasión provocada por las partículas por el mecanismo de saltación. Los residuos erectos y el canopeo de los cultivo reducen la distancia recorrida por las partículas de suelo y aumentan la altura de la capa límite. La rugosidad superficial que se produce en la superficie del suelo por los camellones que generan las labranzas (rugosidad orientada) o por la distribución aleatoria de los agregados en el suelo (rugosidad no orientada), disminuye la velocidad del viento cerca de la superficie del mismo, regulando la eyección y deposición de partículas (Armbrust et al., 1964). En ambientes áridos donde la cobertura vegetal suele ser limitada, la rugosidad se convierte en el parámetro más importante de control de erosión eólica (Saleh Fryrear, 1998). Fryrear (1990) señala que camellones de hasta 10 cm, orientados perpendicularmente a la dirección de los vientos predominantes, pueden reducir el movimiento de partículas hasta un 90 %.

Es conocido que la erosión eólica puede transportar MO y nutrientes en cantidades apreciables, ya que las tasas de enriquecimiento en este elemento (proporción entre su concentración en el material erosionado y el del suelo erosionado) pueden llegar a valores de 20 para un suelo Haplustol éntico (Aimar, 2002). Los sedimentos y nutrientes erosionados son muy variados, dependiendo de la topografía, prácticas de manejo, intensidad y duración de las tormentas, entre otros factores (Buschiazzo Aimar, 2003). La erosión eólica resulta un proceso degradativo irreversible del suelo, ya que produce pérdidas de fracciones texturales finas, disminución del espesor de los horizontes superficiales y del contenido de materia orgánica, transformando un suelo de Haplustol Entico a Ustorthent Típico (Buschiazzo Taylor, 1993).

La combinación de la velocidad de viento y duración de las tormentas afectan la cantidad de suelo que se erosiona, pero también la cantidad de elementos nutrientes que se transportan, entre ellos el nitrógeno. Buschiazzo et al. (2002) concluyeron que el nitrógeno es más susceptible de perderse con tormentas de corta duración y alta velocidad. Esto sería producto de la acumulación de nitrógeno preferentemente en agregados de tamaño medio y grueso en estos suelos (Aimar, 2002), mientras que el fósforo lo hace en agregados finos (Prüess et al., 1992 y Aimar, 2002). Es por eso que altas velocidades del viento incrementarán el transporte de agregados más gruesos y más pesados a mayor altura, incrementando el transporte de nitrógeno y disminuyendo el de fósforo.

La lixiviación es el proceso de movimiento vertical de N a través del perfil del suelo, asociado al movimiento del agua, por medio del cual puede quedar indisponible para el cultivo, incrementando el déficit de N del suelo y transformándose en un factor de riesgo ambiental. Las mayores pérdidas por lixiviación de N ocurren cuando el contenido de nitrato en el suelo es alto, por excesivo uso de fertilizantes (Lord Mitchell, 1998; Keeney Follett, 1991) o cuando hay gran movimiento de agua en el suelo o altas láminas de riego (Peinemann Buschiazzo, 1981). También puede perderse como amonio en suelos de textura arenosa (Stevenson, 1982; Aulakh et al., 2000). Rennie et al. (1976) encontraron para suelos del oeste de Canadá, que labranzas que promueven la remoción del suelo facilitan la penetración del agua de lluvia en el perfil, favoreciendo la movilización del N mineralizado en el suelo hacia horizontes inferiores, aunque la presencia capas arcillosas (Bt) (Paramasivam et al., 2000) o calcáreas (C2k) pueden actuar de “barreras” de acumulación de agua y nutrientes de alta movilidad. Laurent et al. (1996) no registraron lixiviación por debajo de los 20 cm en un suelo de región subhúmeda. En algunas regiones semiáridas en las que aparece el manto de tosca (calcreta), el frente de agua podría no superar esta barrera, reduciendo las pérdidas por lixiviación.

Otro proceso en el ciclo del nitrógeno es la desnitrificación. A través de éste se reducen, a través de por lo menos cuatro enzimas, el nitrato y nitrito del suelo en las diferentes formas de óxidos de nitrógeno gaseoso o en N elemental, debido al incremento del potencial de reducción del suelo. En una escala global las pérdidas por desnitrificación son compensadas por los aportes de la fijación biológica, aunque a una menor escala, puede ser un destino del N de los fertilizantes causando un incremento del déficit de N del suelo (Aulakh et al., 1992). Stefanson´s (1972 a, b, c; citado por Legg Meisinger, 1982) muestra en sus trabajos que existe un amplio rango en los índices de desnitrificación, dependiendo del contenido de agua en el suelo, C orgánico en el suelo y la presencia o no de plantas; además del pH, textura, concentración de nitrato y la aireación de suelo (Aulakh et al., 1992). Las máximas emisiones de N₂O ocurren cuando el contenido de agua del suelo ocupa entre un 80 y un 100% de poros, no siendo suficiente para completar la reducción del N₂O a N2 (Ciarlo, 2009). Sainz Rosas et al. (2004) determinaron que el cultivo de maíz en activo crecimiento limitó el proceso de desnitrificación, respecto a parcelas sin plantas, lo que atribuyeron a una menor disponibilidad de agua y nitrato en el suelo. Stehfest Bouwman (2006) estimaron emisiones anuales de N₂O desde la Región Pampeana entre 0 y 6 kg N ha⁻¹. Mc Lain Martens (2006) concluyen que en regiones semiáridas la desnitrificación es relativamente baja comparada con regiones húmedas. Por ello no serán cuantificadas en este estudio.

El balance de N también puede ser diferente según el tipo de cultivo utilizado, ya que los requerimientos de N son diferentes para cada cultivo. El cultivo de trigo es el principal cultivo invernal y presenta alto índice de cosecha (extracción/absorbido) de N y Fósforo (P) (Dreccer et al., 2003). Sin embargo, la absorción de N de este cultivo en condiciones de secano suele ser variable debido a factores como el clima, tipo de suelo, tipo de fertilizante (Garabet et al., 1998) y en general inferior al 50 %, ya sea en aplicaciones a la siembra o postergadas (Barbieri et al., 2008 b; López Bellido et al., 2005). Los CV también presentan diferentes requerimientos de N. Andrade et al. (2000), mencionan que, en Balcarce, la acumulación de N en parte aérea por tonelada de grano fue de 23, 45 y 73 Kg de N para maíz, girasol y soja, respectivamente. El maíz presenta un alto nivel de absorción acompañado por una gran producción de grano, mientras que soja presenta mayor demanda del nutriente por unidad de producción pero menor nivel de producción, y el girasol posee menor requerimiento total de N pero alta cantidad por tonelada de grano. Los requerimientos de N por unidad de rendimiento se relacionan directamente con el porcentaje de proteína en grano, que oscila entre el 10, 18 y 40 % para maíz, girasol y soja, respectivamente. La respuesta de los cultivos a la fertilización depende fuertemente de la disponibilidad hídrica del suelo durante los períodos de mayor sensibilidad a la generación del rendimiento (Maddonni et al., 2003), lo que condiciona la absorción de N por los cultivos. El índice de cosecha de N (ICN) suele ser de alrededor de 0,69, 0,61 y 0,78, para maíz, girasol y soja, respectivamente. El balance de N es negativo en cultivos fertilizados con este nutriente en la región pampeana, aun en aquellos con capacidad para fijar nitrógeno atmosférico como la soja (García, 2005; Álvarez, 2011), de hecho, la soja es uno de los cultivos que mayor déficit de N del suelo genera (Cordone Martínez, 2004). Algunos antecedentes mencionan que existen respuestas de la soja a la fertilización con N a la siembra, aun con bajas dosis (Asamuna et al., 1992; Scheiner et al., 2000; Gutiérrez Boem et al., 2002), lo que convierte a esta práctica en una alternativa productiva en la región en suelos altamente deficientes con N. Por ello, resulta necesario determinar la incidencia de la fertilización con N sobre el balance de N del suelo en el cultivo de soja. Es conocido que los cereales suelen presentar una alta respuesta a la fertilización con N (Bono Scianca, 2003; Barraco Díaz-Zorita, 2005; Caviglia et al., 2014), mientras que la soja y el girasol pueden presentar una respuesta variable a este nutriente, siendo normalmente baja o nula (Duarte et al., 1999; Díaz-Zorita, 2002; Díaz-Zorita Duarte, 2002; Scheiner et al., 2000; Scheiner et al., 2002, Aguirrezabal Andradre, 1998; Bono et al., 2003; Bono Álvarez, 2007), lo que puede modificar el balance de N del suelo. La fertilización con N en soja suele sustituir al fijado por simbiosis (Díaz-Zorita, 2004), aunque la fijación biológica de N (FBN) puede representar entre un 25 y un 75 % de sus necesidades y cobran mayor importancia relativa después de los 30 días de la emergencia del cultivo. En este cultivo se puede esperar mayor absorción del N del fertilizante durante los primeros estadíos del cultivo, mientras la FBN es despreciable, o en lotes en los que no se haya realizado el cultivo y los contenidos de MO del suelo sean bajos, como los presentes en este estudio. Sin embargo, independientemente de la baja absorción de N de los cultivos (Cassman et al., 2002), cuyos valores son cercanos al 20 % (Rimski Korsakov et al., 2009), resulta de sustancial importancia explicar los mecanismos que incrementan el déficit de N del suelo.

Establecer el balance del nitrógeno (Meisinger, 1984) y la mayor aproximación entre los momentos de máxima oferta y demanda del suelo y el cultivo podría reducir el déficit de N del suelo, por lo que es necesario evaluar las respuestas de los cultivos, bajo condiciones de clima y suelo locales, en diferentes momentos de aplicación del N.

La nula información acerca del comportamiento de estos procesos sobre la dinámica del N en la RSPC, no permite realizar estimaciones precisas respecto de la utilización de los fertilizantes en esta región.

Por lo que nos preguntamos, cuáles de estos procesos serán responsables de las mayores pérdidas de N, que provocarán el mayor déficit de N del suelo en la RSPC.

Figura 1.2. Ubicación de la región semiárida pampeana central (RSPC) (adaptado de IADIZA-CONICET, 2010).

1.1 ANTECEDENTES. EL CICLO DEL NITROGENO EN LA RSPC

Clima y tipos de suelos

Una de las principales limitantes para los sistemas de producción que se desarrollan en la RSPC, es la climática. La alta demanda atmosférica produce una alta tasa de evapotranspiración, con bajo contenido de humedad ambiente (INTA et al., 1980) e índices hídricos cercanos a -20 (Casagrande Vergara, 1996), condición que se acentúa durante los meses estivales. Durante la última década del siglo XX se produjo en la región un desplazamiento de las isoyetas de NE a SW, que produjo un incremento de las precipitaciones en la región (Roberto et al., 1994; Vergara, 2008), que podría incrementar los rendimientos potenciales de los cultivos y la extracción de N en la región. Sin embargo, Echeverría Videla (1998) encontraron que para un cultivo de trigo realizado en la estación experimental de INTA Anguil, ubicada dentro de la RSPC, la proporción de nitrógeno del fertilizante utilizada por el cultivo fue del 19,7 %, producto de un menor suministro de agua que en localidades de ambientes más húmedos.

Las precipitaciones históricas rondan los 650 mm anuales, y su distribución suele estar concentrada en períodos cortos de tiempo, que habitualmente no coinciden con la demanda de los cultivos. En el oeste de la región pampeana la ocurrencia de sequías de diferente magnitud e intensidad constituye la principal causa de la variabilidad de los rendimientos de los cultivos (Brevedan et al., 2005). L

a falta de precipitaciones en períodos críticos de los cultivos (floración), también puede limitar la absorción de nutrientes como N y los rendimientos. Viglizzo et al. (1991) afirman que las lluvias y las temperaturas son, en nuestra región, las dos variables climáticas de mayor importancia en la producción agropecuaria, lo que define la probabilidad de obtener altos o bajos rendimientos del cultivo, por lo tanto de mayor absorción de nutrientes, como el N. Echeverría Videla, (1998) observaron la reducción de la eficiencia fisiológica (cantidad de grano producido por unidad de N absorbido) (Novoa Loomis, 1981), debido a las escasas precipitaciones del ambiente semiárido. Por otro lado, dentro de los meses en los cuales es habitual realizar las prácticas de fertilización de los cultivos anuales (julio, septiembre y diciembre), septiembre es el que registra la mayor probabilidad (89,6 %) de ocurrencia de una lluvia de 5 mm (Casagrande 2009, com pers). Esta lámina de agua podría facilitar la disolución de los fertilizantes y su incorporación a la solución del suelo (Murdock Frye, 1985), disminuyendo la probabilidad de pérdidas de N por volatilización.

En la RSPC se manifiesta tanto la erosión eólica como la hídrica (Covas Glave, 1996; Dregne, 1986 y Buschiazzo, 2006). Ambas suelen superar el valor crítico permisible, estimado en 10 Mg ha⁻¹ año⁻¹ (Fryrear et al., 1998 y Wischmeier Smith, 1978). Adema et al. (2001) calcularon valores de erosión hídrica de hasta 9,3 kg ha⁻¹ de N para suelos de la RSPC. Adema (2000) y Adema et al. (2001) mencionan a las áreas ecológicas del bosque (Caldenal) y del monte (Jarillal), particularmente donde el estrato herbáceo es sobrepastoreado y el suelo permanece con baja cobertura, como las más susceptibles de presentar erosión hídrica. Sin embargo, Buschiazzo (2006) y Buschiazzo et al. (2015), identifican a toda la RSPC como un área particularmente susceptible a sufrir erosión eólica, incluso en el 70 % de los suelos de la región la erosión eólica puede ser severa (Colazo et al., 2008). En áreas agrícolas de la RSPC la extensión del área de las zonas de pendientes es menor que la de planicies (INTA et al., 1980). La incidencia de la erosión hídrica se presenta en mayor medida sobre las primeras, mientras que la erosión eólica sí se puede desarrollar sobre planicies, lo que determina mayor importancia relativa de este último proceso. Zanotti Buschiazzo (1997) y Buschiazzo et al. (2001) demostraron que, durante 83 años, más del 50 % de las pérdidas de N y P de los suelos agrícolas de la Provincia de La Pampa se produjeron por erosión eólica. Según estos autores, estas pérdidas, expresadas en base al costo de fertilizantes necesarios para reponer los nutrientes, son equivalentes a la producción agropecuaria de 15 años de La Provincia de La Pampa.

Los vientos en la región son más frecuentes e intensos a la salida del invierno, cuando se desplazan predominantemente de los sectores N-NE y S-SW, aunque también son frecuentes en períodos secos, con altas temperaturas y altas tasas de evapotranspiración (Buschiazzo Aimar, 2003). Panebianco Buschiazzo, (2008) identifican octubre y diciembre como los meses de mayor riesgo erosivo desde el punto de vista climático en la RSPC, dado que estos presentan las mayores velocidades de viento y las menores velocidades umbrales (de Oro Buschiazzo, 2009). En agosto el factor viento es notoriamente superior al de los meses predecesores, iniciándose un periodo de alto riesgo erosivo que se extiende hasta diciembre. Este periodo de alto riesgo erosivo abarca tanto las primeras etapas del cultivo de trigo (Triticum aestivum), como el barbecho y los primeros estadios de los cultivos de cosecha gruesa como girasol (Helianthus annuus), maíz (Zea mays) y soja (Glycine max). Desde enero hasta julio el riesgo erosivo climático en la RSPC es menor (Panebianco Buschiazzo, 2008 y de Oro Buschiazzo, 2009). Sin embargo, esto no significa que durante este periodo no se producirán eventos erosivos importantes. Por otro lado, el viento será capaz de producir el movimiento de las partículas de la superficie del suelo y con ellas de N (Buschiazzo, 2006).

El viento es un factor que también puede afectar la tasa de volatilización. El mismo modifica la atmósfera cercana a la superficie del suelo lo que altera la presión parcial de los gases, favoreciendo la volatilización, ya que se genera un gradiente de concentración negativo de amoníaco entre el aire del suelo y la atmósfera (Nelson, 1982).

La temperatura es un uno de los factores reguladores más importantes de algunos de los procesos del ciclo del N en los sistemas de producción, como la mineralización (Buschiazzo et al., 2004) o la volatilización (Abascal et al., 2004) Debido a que el clima de la RSPC es continental la amplitud térmica suele ser elevada (Casagrande Vergara 1996), con temperaturas que en verano pueden superar los 45° C. Las prácticas de fertilización de cultivos anuales en la región son habitualmente en julio y septiembre, para cultivos de invierno como trigo, y diciembre para cultivos de verano como girasol, soja o maíz, siendo las temperaturas máximas medias registradas para estos meses 13,8, 19,2 y 28° C, respectivamente. Este incremento de la temperatura desde los meses fríos a los cálidos, aumentan las probabilidades de pérdidas de N por procesos como la volatilización y de balance de N del suelo deficitarios.

Los suelos de la Región Semiárida Pampeana Central (RSPC) son predominantemente Haplustoles Enticos (Moscatelli Puentes, 1996). En general los suelos de estas regiones son poco desarrollados, de textura gruesa y poco estructurados, por lo que tienen mayor susceptibilidad a erosionarse por el viento. Mediciones en sitios puntuales realizadas en suelos representativos de la región (Buschiazzo et al., 1999a; Aimar 2002; Panebianco Buschiazzo, 2008) han registrado valores de pérdida de suelos que exceden a los citados en la bibliografía como umbrales tolerables (Chepil, 1945), aunque poco se sabe respecto de las pérdidas totales de N en el material erosionado.

Entre las limitantes químicas, la baja disponibilidad de N de los suelos para los cultivos es una de las más destacable (Fagioli et al., 1985; Bono Fagioli, 1994; Buschiazzo et al., 1990; Quiroga et al., 1996; Buschiazzo, 2006). Es por ello que la fertilización nitrogenada es una herramienta fundamental para incrementar los niveles de producción de los cultivos. No obstante, el alto contenido de CaCO₃ libre en los horizontes superiores determina que en ciertas condiciones el pH del suelo puede alcanzar valores de 8,5, incrementando el riesgo de ocurrencia de volatilización. Si bien, Buschiazzo et al. (1993) comprobaron para Haplustoles no fertilizados de la RSPC, que existe una relación inversa entre pH y MO, estos suelos poseen bajos niveles de MO y CIC (Buschiazzo et al., 1991). Esto determina que posean baja capacidad buffer, por lo que aumentos del pH como los generados por la hidrólisis de U podrían prolongarse por más tiempo, aumentando el riesgo de ocurrencia de volatilización. La baja capacidad de retención de agua de estos suelos, también puede condicionar el uso de fertilizantes. Por un lado, presentan un efecto directo sobre la disolución de los mismos dificultando la disponibilidad de los nutrientes, aunque por otro puede limitar la absorción de nutrientes como N por los cultivos, incrementando su riesgo de pérdida.

Por otra parte, los bajos contenidos de MO, y textura gruesa favorecen la buena capacidad de aireación y drenaje rápido (INTA et al., 1980). El régimen humedad ústico (Moscatelli Puentes, 1996) al que pertenecen y la baja capacidad de almacenaje de agua, hacen poco probables la ocurrencia del incremento del potencial reductor del suelo para producir desnitrificación.

Sistemas de labranza y tipos de cultivos

Los sistemas de labranza tienen influencia directa o indirecta sobre las propiedades físicas y químicas del suelo y por ende pueden afectar las tasas de volatilización, mineralización, y pérdida por erosión del nitrógeno. Al igual que en el resto de la región pampeana, en la RSPC se ha incrementado la superficie cultivada bajo SD, sobre todo porque permite disminuir la cantidad de labores totales realizadas en cada lote para cada cultivo y porque reduce las pérdidas de humedad del suelo respecto a los sistemas convencionales. Gil Garay (2001) mencionan que la SD disminuye la temperatura media y la amplitud térmica y modifica favorablemente el balance de agua del suelo, luego de un período de tiempo que varía en función de la región de estudio. Estos autores explican que los efectos acumulados son causados fundamentalmente por la acumulación de residuos de cosecha y la no remoción del suelo. Esto podría representar una ventaja comparativa para este sistema de labranza, ya que podría disminuir la incidencia de la temperatura sobre algunos procesos de pérdida como la volatilización.

Los sistemas de labranza pueden modificar; además, la distribución en los primeros 30 cm de suelo de algunos parámetros como MO, nitrógeno total y pH. Quiroga et al. (1996) y Buschiazzo et al. (1998) encontraron para algunas localidades de la RSPC que los contenidos de MO, nitrógeno total y P disponible en los primeros 5 cm del suelo son mayores en SD que en sistemas convencionales, mientras que el pH se comportó de manera inversa, aunque al analizar en los primeros 30 cm de espesor no hallaron diferencias entre labranzas. Además, Quiroga et al. (1996) obtuvieron en SD, menores valores de nitrato a la siembra que en sistemas convencionales, lo que fue explicado por la menor remoción de suelo, la tasa más baja de mineralización de la MO (Carefoot et al., 1990; Lamb et al., 1985), las menores temperaturas y el menor acceso de los microorganismos a este compartimento (Rice Havlin, 1994), situación puede mejorar después del cuarto año de efectos acumulados (Tessier et al., 1990). Abascal et al. (2003) obtuvieron resultados similares para CV en la RSPC, aunque la capacidad de almacenar agua dependió en mayor medida de la cantidad y distribución de las precipitaciones que del sistema de labranza. En ensayos de SD de larga duración, el menor suministro de N por el suelo es uno de factores más determinante en el rendimiento de cultivos (Falotico et al., 1999). Es por ello que, en SD la aplicación de N por medio de fertilizantes es indispensable para cubrir las demandas de los cultivo, ya que acrecienta la, ya preexistente, baja disponibilidad de este nutriente. Sin embargo, se desconoce cómo la dinámica del N es afectada en nuestra región por el efecto del sistema de labranza. Se piensa que la mayor acumulación superficial de residuos y la menor pérdida de agua producirán mayor protección ante los procesos de pérdida como la erosión eólica y mayor disolución del N aplicado disminuyendo el riesgo de volatilización del mismo. Las características mencionadas de SD hacen pensar que estos sistemas podrían presentar menor pérdida de N cuando se aplican fertilizantes sobre esta, reduciendo el déficit de N del suelo.

Según el REPAGRO (2014), en la campaña 2012/13 se cultivaron en La Pampa 450000 ha de soja, 286000 de girasol, 270000 de maíz, y 190000 de trigo, constituyéndose en los cuatro principales cultivos de la región. El escaso aporte de agua de lluvia en esta región permite la inclusión, dentro de la rotación agrícola, de solo un cultivo anual para satisfacer el uso consuntivo de los mismos. Los rendimientos son aleatorios, dependiendo en gran medida de la irregularidad de las precipitaciones.

Dentro de los cultivos de invierno, el cultivo de trigo presenta respuestas a la fertilización variables según el momento, fuente y dosis de aplicación de fertilizantes, pero fundamentalmente es dependiente de las condiciones climáticas de la región. Tanto los procesos de pérdida de N, como las limitaciones hídricas pueden disminuir la absorción de N por el cultivo, e incrementar el déficit de N del suelo. Estimaciones realizadas en la región para el cultivo de trigo determinaron que el 80,3 % del N proveniente del fertilizante no fue utilizado por el cultivo (Echeverría Videla, 1998), la que atribuyeron a las bajas precipitaciones y posibles pérdidas por volatilización.

Los cultivos de verano más utilizados en la región puede agruparse en dos categorías: los cereales como maíz y los oleaginosos como girasol o soja. Los requerimientos nutricionales de ambos grupos son diferentes. Sin bien para todos ellos la respuesta a la fertilización depende en primer lugar de la disponibilidad hídrica del suelo, los cereales suelen presentar una mayor respuesta a la fertilización con N (Bono Scianca, 2003; Barraco Díaz- Zorita, 2005; Caviglia et al., 2014), mientras que la soja y el girasol suelen presentar una respuesta variable a este nutriente, siendo normalmente baja o nula (Díaz-Zorita Duarte, 2002; Bono et al., 2003; Bono Álvarez, 2007) y una mayor respuesta a la suplementación con P. Aunque no hay antecedentes locales en cuanto a valores de extracción de N de fertilizantes en CV, es posible que la baja disponibilidad hídrica predominante durante el ciclo de los cultivos limite el consumo de N, aún más que en los CI, incrementando el riesgo de pérdida y el posible déficit de N del suelo.

No existen mediciones en la región que permitan determinar con precisión el destino del N de los fertilizantes utilizados, ni en CI ni en CV. Se cree que algunos de los procesos involucrados en el ciclo de N, como la volatilización o la erosión eólica podrán incrementarse, en mayor medida, por el aumento que se produce de la temperatura de aire y de la intensidad del viento, desde el período invernal hacia el período estival.

Tipos y manejo de fertilizantes

En la RSPC, los fertilizantes más comúnmente utilizados son urea (U) y fosfato diamónico (PDA) (N amídico y amónico, respectivamente) o mezclas de ambos (Lorda et al., 2003 a y b). La reacción en el suelo de estos dos fertilizantes es diferente, lo que puede condicionar la dinámica de los distintos procesos del ciclo del N, sobre todo la de la volatilización. La primera etapa de descomposición de la urea en el suelo incluye un proceso de hidrólisis cuya reacción eleva el pH a 9 en las inmediaciones del fertilizante. La segunda etapa resulta de carácter ácida. Por su parte, el PDA posee una reacción donde se presentan tres equilibrios simultáneos (ionización, hidrólisis del fosfato e hidrólisis del amonio) en el cual predomina la hidrólisis del ión fosfato, con producción de iones hidróxido. Lo que determina que cuando se utilizan ambos fertilizantes en la RSPC, si las condiciones del medio (bajas CIC y MO del suelo) no logran controlar la reacción de carácter básico de U o la producción de hidróxido en PDA, se verá favorecido el proceso de volatilización.

Sommer et al. (2004) mencionan que la rápida disolución de las sales amoniacales en la solución del suelo luego de la aplicación del fertilizante, reduce las tasas de volatilización. Estos resultados hacen necesario evaluar si las posibles pérdidas por volatilización tienen un efecto determinante sobre el balance del N del suelo. Existen evidencias de que existe volatilización de N desde PDA (Sommer et al., 2004), aunque su magnitud suele ser menor que desde U. Sommer et al. (2004) mencionan que la volatilización acumulada para U y PDA presenta diferentes patrones de pérdidas temporales de NH₃, y que dependen de la concentración de N amoniacal total y H⁺ en el suelo. Para U se han obtenido tanto ecuaciones logísticas (Stevens et al., 1989) como modelos sigmoidales (Sommer Ersbøll, 1996) para describir este comportamiento, las que dependen tanto de las condiciones ambientales como del tipo de suelo. En cambio en PDA, su comportamiento se explica a través de una ecuación exponencial simple debido a la ausencia de una fase de latencia luego de la aplicación del fertilizante (Sommer et al., 2004). Los diferentes patrones de volatilización, parecerían indicar que en las condiciones locales (baja disponibilidad hídrica, altas temperaturas) las fuentes amoniacales tendrían posibilidades de incorporarse a la solución del suelo con mayor rapidez, presentando un menor riesgo de volatilización que las fuentes amídicas. Esto podría reducir las pérdidas de N desde la fuente amoniacal con respecto a la amídica, por lo tanto disminuir el déficit del suelo.

En la RSPC son habituales tanto las fertilizaciones a la siembra como las postergadas en CV y en CI. Los cultivos de verano son más frecuentemente fertilizados a la siembra, generalmente con PDA (Lorda et al., 2003 a y b; Belmonte et al., 2008). Algunos autores (Bono et al., 1999) avalan que esta práctica genera mayores rendimientos en cultivo de girasol (Heliantus annus) que aplicaciones postsiembra. Si bien las fertilizaciones a la siembra pueden reflejar mayor rendimiento de los cultivos, el riesgo de pérdida desde que es aplicado un fertilizante a la siembra hasta que se produce el incremento de la absorción de los cultivos en nuestra región, son mayores que cuando se realizan aplicaciones postergadas.

Los cultivos de invierno generalmente se fertilizan con U a la siembra, al momento de macollaje o en forma fraccionada; el PDA se usa principalmente como fuente de fósforo (P) y por lo tanto se recomienda su aplicación a la siembra o en presiembra, con cierto grado de incorporación y/o localización en el suelo (Belmonte et al., 2010), ya que la posibilidad de absorción por el cultivo disminuye cuando este profundiza su sistema radicular. Algunos estudios (Bono et al., 1990; Galantini Landriscini, 2010) comprobaron que la fertilización nitrogenada de trigo (Triticum aestivum) en el momento de macollaje en la región semiárida Pampeana, se traduce en mayores incrementos de rendimiento que la fertilización a la siembra (Galantini Landriscini, 2010). Estos autores atribuyen esta respuesta diferencial al mayor riesgo que posee la fertilización a la siembra por las condiciones climáticas erráticas de la región, en particular la irregularidad en la distribución de las precipitaciones, que hacen riesgosa la fertilización temprana del cultivo. Sin embargo en otros estudios (Díaz-Zorita, 2000) realizados para el oeste de la provincia de Buenos Aires, se hallaron resultados opuestos. En general se observa que estas recomendaciones se basan en resultados obtenidos a partir de los rendimientos de los cultivos, aunque en ninguno de estos trabajos se ha determinado cuáles son los procesos de pérdida que pueden afectar al N de estos fertilizantes en nuestra región.

Las aplicaciones de PDA, que tienen como objetivo el suministro de P pretendiendo respuestas positivas por parte del cultivo, presentan un aporte de N considerado como un nutriente “extra”, a pesar de representar la segunda fuente de N en nuestra la región. Algunos autores hallaron que aplicaciones previas de P, en fertilizaciones de doble cultivo, podría incrementar el rendimiento del cultivo sucesor por el mayor aprovechamiento del P residual (Aulakh et al., 2003; Salvagiotti et al., 2004). De esta manera, aplicaciones de PDA al macollaje de cultivos de trigo, podrían generar menores pérdidas por volatilización que U, e incrementar la absorción de N por el cultivo. Por otro lado, pensándose en una estrategia de reposición con P, la aplicación de una fuente fosforada en macollaje, permitiría el uso del P por cultivos posteriores.

Prácticamente la totalidad de las dosis utilizadas en la región se encuentran por debajo de los 50 kg ha⁻¹ de masa total del fertilizante (Lorda et al., 2003 a y b), independientemente de los requerimientos del cultivo, la disponibilidad edáfica o la fuente utilizada. Esto representa aproximadamente 23 kg ha⁻¹ de N cuando se utiliza U o 9 kg ha⁻¹ cuando se utiliza PDA. Los incrementos en la dosis acarrearon incrementan los riesgos de pérdida de N (Galantini Landriscini, 2010), ya que pueden reducir la oportunidad de utilización. En los últimos años se ha difundido el concepto de la utilización de mejores prácticas de manejo (MPM) de fertilizantes nitrogenados (García Ciampitti, 2008). Las mismas sugieren la investigación y experimentación permanente en las distintas regiones para generar información y desarrollar MPM que incluyan dosis, momentos, fuentes y formas de aplicación más eficientes.

En nuestra región es muy poca la información generada respecto al destino que puede tener el N de distintos fertilizantes, incluidos aquellos no considerados no nitrogenados, por lo que resulta necesario cuantificar estos procesos. Las condiciones climáticas y edáficas podrían generar mayor riesgo de pérdidas y una menor posibilidad de utilización de los fertilizantes por los cultivos, que en otras regiones en las que se dispone de mayor información.

En ambientes semiáridos, como la RSPC, los procesos de pérdida de N que podrían incrementar en mayor medida el déficit de N del suelo son: la volatilización y la erosión eólica (Stevenson, 1982; Buschiazzo, 2006; Buschiazzo et al., 2007). Se puede considerar a la lixiviación y la desnitrificación como menos importantes, ya que las condiciones ambientales, con frecuentes períodos de sequía, mantienen al suelo con bajos contenidos de humedad gran parte del año (Laurent et al., 1996; Mc Lain Martens, 2006). El ciclo simplificado del N para esta región sería el que se presenta en la Figura 1.3.

Figura 1.3. Ciclo del N adaptado a las condiciones de la RSPC.

Flechas color verde indican procesos de aporte de N disponible y absorción por cultivos, flechas color rojo indican posibles procesos de pérdidas de N.

N-NH₂ y N-NH₄⁺ representan N de U y PDA, respectivamente.

El tamaño de los compartimentos del ciclo indican magnitud relativa dentro del ciclo.

CAPÍTULO II: HIPOTESIS Y OBJETIVOS

Hipótesis general

Los procesos de pérdida de N que afectan en mayor medida el balance de N del suelo en la RSPC son: la erosión eólica y la volatilización, en orden decreciente de magnitud.

Hipótesis específicas

1) Las pérdidas de N producidas por erosión eólica y volatilización son mayores en sistemas de LC que en SD y en CV que en CI.

2) Las fertilizaciones de N realizadas en el estado de macollaje de los cultivos de invierno producen mayores pérdidas de N por volatilización que aquellas realizadas a la siembra.

3) El N de urea presenta mayor volatilización que el N de PDA independientemente del momento de aplicación.

4) El balance del nitrógeno de los fertilizantes es más deficitario para cultivos estivales que para invernales.

5) El balance del nitrógeno de los cultivos de invierno es menos deficitario cuando se fertiliza en el estado de macollaje que a la siembra.

6) El balance del nitrógeno de fosfato diamónico (PDA) es menos deficitario que el de U en ambos tipos de cultivos.

7) El balance del nitrógeno de los fertilizantes es semejante para ambos sistemas de labranza en cultivos de invierno y más deficitario en sistemas convencionales que en conservacionistas en los de verano.

Objetivo general

Cuantificar las pérdidas de nitrógeno que se producen por erosión eólica y volatilización, y evaluar sus efectos sobre el balance de N por parte de cultivos de invierno y verano, cultivados con sistemas convencionales y SD en la RSPC.

Objetivos Específicos

Para ello se pretende evaluar el efecto de dos sistemas de labranza sobre la pérdidas del N amídico (U) y el N amoniacal (PDA) a través del análisis de los procesos de erosión eólica y volatilización en cultivos estivales e invernales, en dos momentos de aplicación de los fertilizantes del cultivo de ciclo invernal, y evaluar así el balance de N de cada tratamiento.

1) Cuantificar las pérdidas de N por erosión eólica en dos sistemas de labranza (SD y LC), en cultivos de invierno (CI) y verano (CV).

2) Cuantificar las pérdidas de N que se producen por volatilización por la aplicación de dos tipos de fertilizantes que contienen N (U y PDA), en dos momentos (siembra y macollaje) en un cultivo de invierno y a la siembra en cultivos de verano, en dos sistemas de labranza (SD y LC).

3) Establecer el balance de N para los cultivos de verano e invierno, y los factores que la regulan en la RSPC.

4) Cuantificar el balance de N de dos fertilizantes con nitrógeno (U y PDA).

5) Estimar el balance de N para diferentes momentos de aplicación de los fertilizantes.

6) Contrastar el efecto de dos sistemas de labranza sobre el balance de N.

CAPITULO III: MATERIALES Y MÉTODOS

Características y ubicación del sitio experimental

El estudio se desarrolló en un ensayo de labranzas de larga duración (Módulo de Labranzas y Fertilización) ubicado en el campo experimental de la Facultad de Agronomía de la UNLPam, situado a 8 km al norte de la ciudad de Santa Rosa, La Pampa (36º 24´ de latitud S y los 64º 74´ de longitud O) (Figura 3.1).

El lugar de estudio se encuentra emplazado en la región oriental de la de la provincia de La Pampa sobre la geoforma planicie con tosca. En esta región predominan los suelos Molisoles, con regímenes de humedad ústico y de temperatura térmico, que pertenecen al gran grupo de los Haplustoles Enticos y Típicos (Figura 3.2) (INTA et al., 1980). El suelo sobre el cual se desarrolla el Módulo de Labranzas es un Haplustol Entico (INTA et al., 1980), el que se caracterizó física y químicamente en base a sus contenidos de materia orgánica (MO) determinado por el método de Walkley y Black, N total (Nt) por Kjeldahl semimicro, pH potenciométricamente en un extracto suelo:agua 1:2,5, capacidad de intercambio catiónico (CIC) por medio de saturación con acetato de sodio (CH₃COONa) 1 N, carbonato libre por el método del calcímetro, textura por el método de la pipeta de Robinson y P disponible (Pdisp) utilizando el método de Bray-Kurzt I, técnicas descriptas en detalle por Schlichting et al. (1995). El mismo presentó una secuencia de horizontes A, AC y C hasta los 80 cm donde se registró la presencia de tosca. Las principales características del suelo se presentan en al Tabla 3.1.

Figura 3.1: Ubicación del sitio de estudio. LC labranza convencional, SD siembra directa y LV labranza vertical.

Tabla 3.1: Principales características del suelo del sitio de estudio.

Horiz

MO
(%)

pH

Pdisp
(mg kg⁻¹)

CIC
(cmol kg⁻¹)

Nt
(%)

C text

A

SD

2.0

6.3

10

20

0.1

FA

LC

1.5

6.8

10

18

0.1

FA

AC

SD

0.7

7

6

11.4

nd

FA

LC

0.7

7

6

11.4

nd

FA

C

SD

0.47

7.8

Nd

11.2

nd

FA

LC

0.45

7.8

Nd

11.2

nd

FA

Horiz.: horizonte; SD: siembra directa; LC: labranza convencional; MO: materia orgánica; Pdisp: fósforo disponible (Bray Kurtz I); CIC: capacidad de intercambio catiónico; Nt: nitrógeno total; C text.: clase textural; FA: franco-arenosa; nd: no determinado.

El Módulo de Labranzas se desarrolla sobre 3 lotes de aproximadamente 30 ha cada uno, ubicado en una superficie con una pendiente menor a 1 %. Los lotes se dedican a la producción agrícola-ganadera, bajo un solo esquema de rotación de cultivos, pero desarrollados con tres sistemas de labranza distintos desde 1996 (Figura 3.1). La rotación consiste en 4 años de pasturas de alfalfa (Medicago sativa), consociadas con una gramínea que generalmente es festuca (Festuca arundinacea), y 4 de agricultura, período en el cual se desarrollan los siguientes cultivos de invierno: trigo (Triticum aestivum), cebada (Hordeum vulgare), centeno (Secale cereale) o colza (Brassica napus var. oleífera), y los siguientes cultivos de verano: maíz (Zea mays), girasol (Helianthus annuus) o soja (Glycine max). Las pasturas no se someten a pastoreo directo, sino que se realizan cortes para henificación, utilizándose el material recolectado para la alimentación a corral de vacas de tambo.

Los sistemas de labranza desarrollados en los lotes son siembra directa (SD) y labranza convencional (LC). Cada uno se desarrolla dentro de cada lote de 30 ha, sobre una superficie de aproximadamente 8,3 ha. La mitad de esta superficie se fertiliza con superfosfato triple y urea según los requerimientos de cada cultivo y la otra mitad permanece sin fertilizar.

Figura 3.2: Mapa de Suelos de la Provincia de La Pampa (Extractado de INTA et al., 2002). Escala 1:200000.

La SD consiste en la realización de barbechos químicos, para lo cual se utiliza glifosato en dosis de 2 L ha⁻¹ y de 2-4 D a razón de 0,75 L ha⁻¹. Las siembras se realizan sobre el rastrojo del cultivo anterior. En LC los barbechos se realizan mediante laboreo mecánico (arado rastra) y para la siembra se utiliza un conjunto de arado rastra y sembradora dispuesto en tándem.

En un sector de cada sistema de labranza se establecieron los mástiles de los colectores BSNE para cuantificar erosión eólica y en otro sector, ubicado parte central del límite entre LC y SD, se instalaron las parcelas en las que se aplicaron los factores secundarios momento y fuente de aplicación de N (Figura 3.3).

Figura 3.3: Disposición de los mástiles con los colectores BSNE, en cada sistema de labranza.

El estudio del efecto del factor principal labranza y los factores secundarios sobre todos los procesos evaluados, a excepción de erosión eólica, se realizó en base al diseño experimental de parcela divida en bloques con tres repeticiones por unidad experimental y una distribución completamente aleatorizada. Cada parcela ocupó una superficie de 100 m² (20 x 5 m). Para la cuantificación del proceso de erosión eólica se colocaron los mástiles en una disposición en forma de cruz, orientados hacia los puntos cardinales Norte, Sur, Este y Oeste. Debido a que la capacidad máxima de transporte de material erosionado se manifiesta en distancias horizontales mayores a los 160 m (Fryrear et al., 1998), ésta constituyó la distancia lineal mínima de separación entre mástiles dentro de cada labranza. Con lo cual, la colocación de los mástiles con los colectores BSNE, no es posible realizarla dentro de las unidades experimentales en donde se aplicaron los factores secundarios. Es por ello que, en mediciones a campo de erosión eólica, no es posible establecer un diseño experimental que cuente con repeticiones para cada sistema de labranza.

Cada ensayo se estableció bajo el mismo tipo de cultivos, para todos los procesos evaluados, lo que implicó tener mismo tipo de cobertura, tanto en las evaluaciones sobre los cultivos de verano (CV) como en los cultivos de invierno (CI). En CV se evaluó el efecto de las labranzas (LC y SD) y del tipo de fuente con N (U y PDA) sobre los procesos de pérdida, mientras que en los CI se analizó el efecto de las labranzas (LC y SD), el tipo de fuente con N (U y PDA) y el momento de aplicación de estas fuentes (siembra y macollaje) (Tabla 3.2). En todos los cultivos se previó un tratamiento testigo sin fertilizar (T). En el caso del cultivo de soja se utilizó una línea no nodulante, a fin de que no se produzca fijación biológica de N.

El arreglo factorial para los cultivos de verano (CV) consistió en la utilización de un factor principal (sistemas de labranza), con dos niveles de análisis: SD y LC y un factor secundario (fuente con N), con dos niveles de análisis: U y PDA; mientras que para los cultivos de trigo se utilizó un factor principal (sistema de labranza), con dos niveles de análisis: SD y LC, y dos factores secundarios, con dos niveles de análisis cada uno, la fuente con N: U y PDA y el momento de aplicación de los mismos: siembra y macollaje (Zadoks et al., 1974).

Los dos fertilizantes con N utilizados fueron los más difundidos en la región: urea (U) y fosfato diamónico (PDA). Ambos se aplicaron al voleo sobre la superficie del suelo, a razón de una dosis de 50 kg ha⁻¹ de N. Previo a ello, todos los tratamientos recibieron una fertilización base con fósforo para evitar que este nutriente fuera limitante y que se expresaran posibles interacciones entre el fósforo y el nitrógeno en la aplicaciones con PDA. Cabe aclarar que si bien el PDA es un fertilizante binario, se pretendió determinar experimentalmente el destino del N de este fertilizante.

Tabla 3.2. Tratamientos implementados.

Factor principal

Factores secundarios

Labranza

Momento de aplicación

Fuente con N

Dosis N

(kg ha⁻¹)

CV

SD

Siembra

T

-

LC

U

50

PDA

50

CI

SD

Siembra

T

-

LC

Macollaje

U

50

PDA

50

CV= cultivos de verano, CI= cultivos de invierno, SD= siembra directa, LC= labranza convencional, U= urea, PDA= fosfato diamónico, T= testigo sin fertilizar.

Se analizaron dos campañas de cultivo de trigo (Triticum aestivum), sembrados el 10 de julio de 2001 y el 9 de julio de 2002. La densidad de siembra de ambos trigos fue de 250000 plantas por hectárea. Como cultivos de verano (CV) fueron utilizados maíz (2001/2), girasol (2002) y soja (2002/3) (Zea mays, Heliantus annus, Glicine max, respectivamente), con una densidad de siembra de 70000 plantas por hectárea para los dos primeros y 35000 plantas por hectárea para el último. El suelo sobre el que se realizó la soja no tiene antecedentes de inoculación con Bradyrhizobium japonicum. Las fechas de siembra fueron 19, 6 y 21 de noviembre de 2001, 2002 y 2003, para maíz y los dos cultivos de girasol, respectivamente, y el 12 de diciembre de 2002 el cultivo de soja. Las determinaciones realizadas en ambos cultivos de trigo fueron: erosión eólica, volatilización, mineralización de N, nitrato (N-NO⁻₃) disponible y N en planta (grano y rastrojo). En el cultivo de maíz 2001/2 se determinó erosión eólica y volatilización. En el cultivo de girasol 2002 se determinó erosión eólica. Durante el cultivo de soja 2002/3 se determinó erosión eólica, mineralización de N, nitrato (N-NO⁻₃) disponible, volatilización y N en planta (grano y rastrojo). En el cultivo de girasol 2003/4 se determinó volatilización y N en planta (grano y rastrojo). El cronograma de actividades se representa en la Figura 3.4.

Figura 3.4: Cronograma de actividades a lo largo del estudio.

La erosión eólica para todos los cultivos, a excepción de soja 2002/3, se realizó desde el momento de la realización del barbecho hasta que la canopia cubrió la superficie del suelo. Para el cultivo de soja 2002/3 se registraron todas las tormentas ocurridas desde el comienzo del barbecho hasta la cosecha del cultivo. La cobertura y rugosidad del suelo se determinaron después de la realización de los barbechos, junto a la instalación de los colectores de partículas, mediante los métodos descriptos más adelante. En los CV los fertilizantes se aplicaron a la siembra y en los CI a la siembra y al macollaje. Por lo tanto, la volatilización se midió a la siembra de los CV y a la siembra y al macollaje de los CI, a partir de la aplicación de los fertilizantes hasta la ocurrencia de una lluvia que produjera la solubilización de los gránulos de los fertilizantes y no se identificaran visualmente. Las determinaciones de N en el suelo y las incubaciones para determinar la producción potencial de nitrato por mineralización comenzaron a partir de la aplicación de los fertilizantes hasta la cosecha de los cultivos correspondientes. La cosecha de los cultivos se realizó a madurez fisiológica.

Medición de la erosión eólica

La erosión eólica se determinó a campo, utilizando colectores de tipo Big Spring Number Eight (BSNE) (Fryrear 1986, Figura 3.5). Estos colectores están construidos en chapa galvanizada y constan de 2 piezas: una bandeja inferior en donde se colecta el material transportado por el viento y una parte superior que se acopla a la anterior. La parte superior tiene en su cara inferior una malla metálica de alambre de 1 mm de separación entre ellos y en la cara superior otra malla de 0.3 mm de separación entre alambres. Presentan una abertura en su parte frontal de 2 cm de ancho y 5 cm de alto, de manera que permiten el ingreso de la masa de aire con el material erosionado. La sección longitudinal es divergente de manera que provoca la disminución de la velocidad del aire y la consecuente sedimentación de las partículas que atraviesan la malla de 1 mm. La salida del aire sin sedimentos se produce a través de la malla de 0.3 mm ubicada en la parte superior del colector. En la parte posterior, una veleta permite la orientación en función de la dirección del viento.

Figura 3.5: Detalle de los colectores de partículas BSNE.

La medición de erosión eólica se realizó en 4 puntos de muestreo por cada sistema de labranza, los que se ubicaron hacia extremo Este de ambos sistemas de labranza de cada lote en que se realizó cada cultivo, según se muestra en la Figura 3.3. En cada punto de muestreo los colectores BSNE se ubicaron a 3 alturas diferentes: 13 cm, 50 cm y 150 cm desde la superficie del suelo.

La erosión eólica fue calculada a través de:

1) la obtención de la ecuación que mejor explicó la relación entre la cantidad de sedimento con la altura, que, de acuerdo a Zobeck Fryrear (1986), es exponencial negativa.

q = a Z-c,          Ec.[3]

donde q es la cantidad de material recolectado expresado en kg m⁻², Z la altura de cada colector expresada en metros (m), y a y c son constantes (Zobeck Fryrear 1986);

2) El flujo de masa total (FM), se obtuvo a partir de calcular el flujo de masa en cada punto de muestreo (FMi), para lo cual se integró la ecuación [3] entre 0 y 1,5 m de altura y la cantidad resultante se multiplicó por el ancho del lote. De esa manera se obtuvo la cantidad de material que pasó por cada punto de muestreo, en un plano vertical que abarcó de 0 a 150 cm de altura y todo el ancho total del lote.

La cantidad de material erosionado (o acumulado) dentro del lote de medición se calculó considerando la diferencia entre el FM entre los puntos de muestreo ubicados a sotavento y barlovento en la dirección predominante del viento.

De acuerdo con Figura 3.3, cuando el viento procedía, por ejemplo, de dirección Sur, el material erosionado desde la parcela se calculó por medio de la diferencia entre FM del punto 5 y el FM del punto 4 en LC y la diferencia entre el punto 4 menos el punto 3 en SD. Cuando el viento sopló desde direcciones intermedias, por ej. del cuadrante NE, el material erosionado se calculó por medio de la diferencia entre el promedio de FM de los materiales que pasan por los puntos 1 y 3 menos la cantidad promedio de los materiales que pasan por los puntos 4 y 6 en SD y la diferencia de promedios entre los puntos 4 y 2 menos el promedio de los puntos 7 y 5 en LC. Así, valores positivos de la resta indicaron ganancias y negativos pérdidas de material y N de las parcelas estudiadas.

La información de velocidad y dirección del viento producidos durante las mediciones de erosión, se obtuvieron de una estación meteorológica automática ubicada a 1100 m del módulo de labranzas. En algunos casos, debido a fallas en esta estación, se utilizaron datos de otra estación automática perteneciente al Servicio Meteorológico Nacional (SMN) ubicada a 5500 m del sitio de estudio. Ambas estaciones meteorológicas registran la velocidad del viento a 2 m de altura, con frecuencias horarias.

El dato de velocidad del viento fue utilizado para definir el comienzo y la finalización de cada tormenta en la cuantificación de la erosión eólica. Cada tormenta fue considerada erosiva cuando las velocidades del viento superaron los 15 km h⁻¹ (Fryrear et al., 1998). La velocidad media del viento durante las tormentas se obtuvo a partir del promedio de todas las velocidades medias horaria superiores a los 15 km h⁻¹. La velocidad media máxima correspondió a la mayor de las velocidades medias horaria ocurridas durante esas mismas tormentas.

La rugosidad natural o no orientada de la superficie del suelo (Crr) se determinó con el método de la cadena (Saleh, 1993) que considera la relación entre la longitud de una cadena extendida sobre una superficie lisa (L1, cm) y la longitud de la cadena sobre la superficie rugosa (L2, cm) y su expresión matemática es:

Crr = (1-L2/L1)*100          Ec. [4]

La rugosidad orientada, la que producen los implementos de labranza, fue calculada por medio del método de Zingg Woodruff (1951) que relaciona la altura (RH, cm) y el espaciamiento de los camellones con.

Kr = 4 [(RH)2 / (RS)]         Ec. [5]

La cobertura del suelo con residuos de plantas (de cultivos antecesores o malezas) se determinó por medio del método de la fotografía (Fryrear et al., 1998) de la superficie del suelo. Las fotografías fueron tomadas al azar, de forma perpendicular a la superficie del suelo desde una altura de 1,5 m (cubriendo aproximadamente 1 m²). En cada fotografía digital se marcó una cuadrícula de 40 x 40 mm en la pantalla del PC mediante el programa Paint (Microsoft Corporation, 2009), produciendo un total de 126 puntos de cruce. El porcentaje de cobertura del suelo se determinó por el cociente entre el número de los puntos de cruce, donde se detectaron residuos y la cantidad total de puntos de cruce de la cuadrícula multiplicado por 100 (Méndez Buschiazzo, 2015).

Tanto la rugosidad como la cobertura, fueron determinadas por triplicado en cada sistema de labranza, luego de la realización de los correspondientes trabajos de barbecho.

Medición de la volatilización

La volatilización de NH₃ se determinó utilizando el sistema de trampas propuesto por Nömmik (1973), (Figura 3.6). Las trampas consistieron en un cilindro de polietileno rígido de 30 cm de diámetro y 50 cm de altura, en cuyo extremo superior se apoyan 2 planchas de gomaespuma de alta densidad de 1,5 cm de espesor, con una separación entre ellas de 10 cm. Ambas planchas son embebidas en H₂SO₄ 1N. El NH₃ proveniente del suelo o el fertilizante es transformado en sulfato de amonio ((NH₄)₂SO₄) al reaccionar con el sulfúrico de la plancha inferior. La plancha superior evita que se contamine la plancha inferior con NH₃ proveniente de otras fuentes.

Se colocó un cilindro en cada unidad experimental, enterrando su base 5 cm en el suelo, inmediatamente después de cada fertilización. Cada plancha de gomaespuma se trasladó desde el campo hasta el laboratorio en un recipiente hermético de plástico. Para la determinación de la volatilización se extrajo el NH₃ retenido por la esponja inferior, en forma de ((NH₄)₂SO₄) en solución, en un vaso de 2 L, con 1,5 L de agua destilada. Sobre una alícuota de 50 ml del lavado se determinó NH₃ por el método de Bremner Keeney (1965).

Esta determinación se realizó con una frecuencia diaria desde la aplicación de los fertilizantes hasta la ocurrencia de lluvia que produjera la disolución completa de los gránulos de los fertilizantes y éstos no se observaran visualmente sobre la superficie del suelo.

Figura 3.6: Detalle del equipamiento utilizado para recolectar el NH3 (g)

El N volatilizado desde cada fertilizante se calculó a partir de la diferencia entre la volatilización producida en cada tratamiento con fertilización y la volatilización del tratamiento testigo.

Determinaciones de N en el material erosionado

Para determinar el Nt en el material recolectado se agruparon las muestras de todas las tormentas, por cada altura de muestreo, a fin de obtener una cantidad de muestra suficiente para la determinación a través de la técnica Kjeldahl semimicro (Schlichting et al., 1995).

Determinaciones de NO⁻₃ del suelo

El contenido de nitrato del suelo se determinó mensualmente en todos los tratamientos, desde la superficie hasta la profundidad a la que apareció la tosca, en capas de 20 cm. La determinación de nitrato se realizó por colorimetría, por el método del ácido cromotrópico (West Lyles, 1960).

Determinaciones de la mineralización potencial de N

En cada tratamiento, se realizaron incubaciones “in situ” por medio del método de Runge (1974). Este método se basa en la colocación de una muestra sin disturbar de suelo dentro de una bolsa de nylon de alta densidad, que es permeable a los gases e impermeable a los líquidos. Una bolsa fue colocada en cada tratamiento en los primeros 20 cm del perfil, durante un período de alrededor de un mes. La incubación permite evaluar el efecto de la temperatura ambiente, principal variable de la mineralización en la región (Buschiazzo et al., 2004). Luego de cada período de incubación se determinó el contenido de N disponible a cada muestra, lo que permitió evaluar la mineralización potencial de nitrato en el período. El seguimiento del contenido de N-NO⁻₃ en el suelo, tanto fuera como dentro de las bolsas de incubación, se realizó desde la siembra hasta la cosecha de los cultivos.

El N mineralizado a partir de las incubaciones a campo se calculó de la siguiente manera:

N mineralizado = N dentro – N fuera

en donde “N dentro” es el N determinado en la muestra almacenada dentro de la bolsita al final de cada período de incubación y “N fuera” el N existente en el suelo al comienzo de cada período de incubación.

Determinaciones en plantas

Antes de la cosecha de cada cultivo analizado se realizó un muestreo del total de la parte aérea. Este muestreo se realizó, por triplicado, sobre superficies (elegida al azar) de 1 m² dentro de cada una de las unidades experimentales. Las plantas fueron secadas a 60° C, previa separación de las semillas y el rastrojo, y luego se determinó materia seca (MS) de cada fracción.

Tanto las muestras de grano como de rastrojo se molieron con molinillo tipo Wiley por malla de 40 mesh y se analizó el contenido de N total por Kjeldahl semimicro (Schlichting et al., 1995).

En los casos en que se produjo aparición de malezas (trigo en 2001) se les determinó masa aérea con los métodos descriptos más arriba para los cultivos, y contenidos de N por Kjeldahl semimicro (Schlichting et al., 1995).

Análisis estadístico de los datos

Los resultados generales se analizaron estadísticamente mediante los modelos lineales mixtos (MLM) para todas las variables de respuesta, a través de modelos que incluyeron los factores fijos y sus correspondientes interacciones y el factor aleatorio año. Se utilizaron las pruebas de comparación de medias DMS y Tukey para aceptación y rechazos de hipótesis, respectivamente.

El balance total del nitrógeno se realizó mediante la diferencia entre los procesos que generaron ingreso de N y los procesos de extracción de N del suelo, restándole a esta diferencia el N remanente en el suelo en el momento de la cosecha de cada cultivo, a través de la siguiente ecuación:

(Ni+ Nf + Nm) – (Na + Nl + Ne + Nv + Nd + Nes) – N c +/ - E = 0

Siendo:

N i = nitrógeno de nitrato en el suelo al inicio del período de medición.

N f = nitrógeno del fertilizante

N m = nitrógeno mineralizado

Na = nitrógeno de nitrato absorbido por el cultivo

Nl = nitrógeno de nitrato lixiviado

Nv = Nitrógeno volatilizado

Ne = Nitrógeno total en el material erodado por el viento

Nd = Nitrógeno desnitrificado (se consideró irrelevante para la zona)

Nes = Nitrógeno de escurrimiento (por tratarse de terreno plano no se consideró)

N c = nitrógeno de nitrato en el suelo a cosecha del cultivo

E = error

Los resultados positivos indican ganancia de N y resultados negativos indican pérdidas de N en el suelo.

CAPÍTULO IV RESULTADOS Y DISCUSIÓN

IV.I PÉRDIDAS DE SUELO Y N POR EROSIÓN EÓLICA

4.1.1 CULTIVOS INVERNALES

4.1.1.1 Valores absolutos de erosión

El flujo de masa (FM), es la cantidad de material transportado por el viento que pasa por un punto de muestreo en un plano vertical entre 0 y 150 cm de altura. La diferencia entre FM del punto de muestreo ubicado a barlovento y el FM del punto de sotavento, en la dirección predominante del viento, permite determinar la cantidad absoluta de material movilizado (erosionado o sedimentado) en el lote de medición.

FM osciló entre 1634 y 8228 kg ha⁻¹, mientras que la cantidad de material movilizado dentro del lote incluyó tanto pérdidas (diferencias negativas entre ambos FM) como ganancias (diferencias positivas entre ambas FM) que oscilaron entre -341 y 2805 kg ha⁻¹ (Tabla 4.1) y el nitrógeno transportado en el mismo varió entre -1,3 y 9,6 kg ha⁻¹.

Tabla 4.1. Cobertura vegetal, rugosidad orientada de la superficie del suelo, flujo de masa (FM) y cantidades de suelo y N transportado por el viento, en dos sistemas de labranza (siembra directa -SD- y labranza convencional -LC-) y dos campañas de trigo.

Cobertura del suelo

(%)

Rugosidad orientada del suelo

(cm)

Flujo de masa

(FM)

(kg ha⁻¹)

Material transportado

por el viento

(kg ha⁻¹)

N transportado por el viento

(kg ha⁻¹)

CAMPAÑA

SD

LC

SD

LC

SD

LC

SD

LC

SD

LC

2001

80

10

0,52

5,75

8228

4049

2805

-341

9,6

-1,3

2002

90

15

0,49

5,65

1634

2611

-931

-562

-3,1

-1,9

* Valores positivos indican ganancias (sedimentación) y negativos pérdidas (erosión)

Se registraron pérdidas de suelo y N en ambos sistemas de labranza durante ambas campañas, que oscilaron entre -341 y -931 kg ha⁻¹ y -1,3 y 3,1 kg ha⁻¹, respectivamente. Una excepción fue SD en 2001, que presentó ganancias de material (2805 kg ha⁻¹) y de N (9,62 kg ha⁻¹). En 2001 se observó que existió ganancia de material en SD y pérdidas de material en LC, la que fue menor que en 2002, período en el cual ambos sistemas de labranza presentaron pérdidas. Estos resultados no demuestran que las ganancias o pérdidas de material trasportado por el viento fueran diferentes entre labranzas dado que fueron variables, lo que podría deberse a la interacción de distintos parámetros como el FM, y la cobertura (residuos de cultivos antecesores y canopia del cultivo) y rugosidad orientada del suelo (producto de los implementos de labranza).

El nivel de cobertura no difirió significativamente entre años dentro de cada sistema de labranza (Tabla 4.1). Sin embargo SD, en 2001, con una cobertura superficial del 80 %, acumuló 2805 kg ha⁻¹ de suelo y 9,62 kg de N ha⁻¹, mientras que en 2002, con 90 % de cobertura perdió 931 kg ha⁻¹ de suelo y 3,19 kg de N ha⁻¹. En LC, con niveles de cobertura de 10% en 2001 y 15 % en 2002, se perdió menos material (341 kg ha- 1) y N (1,38 kg ha⁻¹) en 2001 que en 2002 (562 y 1,92 Kg ha⁻¹ de material y N, respectivamente). El mayor porcentaje de cobertura del suelo, pudo favorecer la captación de partículas transportadas por el viento generando la ganancia de material y N en SD en la campaña 2001. La diferente tendencia observada en 2002, aun con mayores coberturas, se debería a la elevada erosión ocurrida durante el período de barbecho y las primeras etapas de crecimiento del cultivo. Es conocido que existe alto riesgo de erosión en SD en ese período, debido a que coexisten una alta proporción relativa de residuos yacentes (Sterk, 2000) y altas velocidades de viento (Méndez Buschiazzo, 2008). Si bien algunos autores mencionan que SD presenta menor riesgo de erosión eólica que LC por su mayor cobertura (Buschiazzo et al., 2007; Méndez Buschiazzo, 2010 y López et al., 2003), en este estudio la mayor cobertura de residuos en SD sólo permitió el control de la erosión en una sola campaña.

La mayor rugosidad orientada, factor que controla el movimiento inicial de partículas (Chepil, 1961; Iversen et al., 1976), de LC (promedio 5,7 cm) que de SD (promedio 0,5 cm), pudo haber originado la menor erosión eólica en LC que SD durante 2002. A pesar de su alta rugosidad orientada (Asensio et al., 2016), LC presentó pérdidas de suelo.

Otro factor que pudo haber contribuido a las pérdidas o ganancias de material y N de ambas labranzas, en interacción con la cobertura y la rugosidad, fue el flujo de masa ingresante a la parcela de medición, producto de procesos erosivos ocurridos fuera del lote de medición. Este proceso pudo haber aportado material y N desde fuentes externas (Lozano et al., 2013; Asensio et al., 2015). El mayor flujo de masa en 2001 (8228 y 4049 kg ha⁻¹, en SD y LC, respectivamente) favoreció la sedimentación de partículas transportadas por el viento en SD que presentó mayor cobertura del suelo que LC, generando ganancias de material (2805 kg ha⁻¹). Por otro lado, en ese mismo año, aun cuando la rugosidad orientada de LC fue elevada, ésta no fue suficiente para producir ganancias de material como en SD, aunque redujo las pérdidas respecto a LC en 2002 (-341 y -562 kg ha⁻¹, para LC 2001 y 2002, respectivamente). En 2002, a pesar que SD presentó una elevada cobertura del suelo, ante un menor FM (1634 y 2611 kg ha⁻¹) no fue suficiente como para evitar pérdidas (-931kg ha⁻¹). En este mismo año, la elevada rugosidad orientada de LC tampoco permitió evitar las pérdidas de material (-562 kg ha⁻¹) ante un menor flujo de masa. Es probable que, ante un menor FM, el viento haya presentado una mayor capacidad de transporte de material, y por lo tanto un mayor poder erosivo. Lo contrario habría ocurrido en 2001, cuando el mayor FM habría producido una mayor saturación de la capacidad de transporte de partículas por parte del viento, por lo que el aire habría tenido una menor capacidad de carga o menor poder erosivo. Esto posiblemente favoreció la acumulación de partículas movilizadas por el viento en 2001 en condiciones de alta cobertura en SD, y un mayor control de la erosión ante un bajo FM en 2002, con alta rugosidad orientada en LC.

La velocidad del viento fue determinante para desencadenar el proceso de erosión eólica, ya que las mayores pérdidas estuvieron asociadas a las velocidades medias máximas de viento (Gallardo et al., 2016). Las mayores pérdidas se registraron en agosto de 2001 y septiembre de 2002, cuando se produjeron las mayores velocidades medias máximas del viento (Tabla 4.2), que alcanzaron los 29,8 y 29,6 km h⁻¹, respectivamente.

Otro factor que pudo condicionar la ocurrencia de pérdidas de material en las parcelas de medición, fue la lluvia. Si bien ambos años presentaron precipitaciones mayores a la media histórica (Tabla 1 del anexo), en agosto de 2001 y septiembre de 2002, períodos en los cuales se midieron las mayores pérdidas, se produjeron las menores lluvias del período de medición, asemejándose a la correspondiente media histórica mensual correspondiente (Tabla 4.2). Cabe destacar que, aun cuando las precipitaciones de septiembre de 2001 y agosto de 2002 fueron altamente superiores a la media histórica, ello no impidió la ocurrencia de erosión eólica.

Puede concluirse que la ocurrencia de pérdidas o ganancias de material y N en las parcelas de medición de erosión, así como la magnitud de ambos procesos, se debió a la interacción entre FM, la cobertura de residuos de la superficie del suelo y la rugosidad orientada generada por la herramienta de labranza, por un lado y la intensidad del viento y las precipitaciones, por otro. Así, los meses con menores precipitaciones y mayores intensidades del viento tuvieron las mayores pérdidas de material y N. En tanto que, ante una misma intensidad de viento, una mayor cobertura superficial de suelo, como la de SD, produjo sedimentación de material transportado por el viento, mientras que en condiciones de alto FM y elevada rugosidad orientada del suelo, como en LC, las pérdidas de material y N disminuyeron. Por el contrario, cuando FM fue bajo, ni la cobertura ni la rugosidad orientada superficial del suelo evitaron las pérdidas de material y N. Por otro lado, cuando se incrementó la intensidad del viento, incrementando la capacidad de carga de partículas por el aire, ni la cobertura ni la rugosidad orientada del suelo pudieron evitar el transporte de partículas por el viento.

Tabla 4.2. Precipitaciones y velocidades de viento del período de crecimiento del cultivo de trigo en dos campañas.

Campaña

Meses

Agosto

Septiembre

Anual

Precipitaciones (mm)

2001

38,9

147,2

1094

2002

93

41

741

Precipitaciones medias históricas (mm)

21,3

40,1

637

Velocidad media del viento (km h⁻¹)

2001

22,7

19,1

19,3

16,7

17,5

7,5

2002

18,4

17,8

17,1

19,7

15,8

22,5

6,9

Velocidad media máxima del viento (km h⁻¹)

2001

25,6

29,8

26,9

17,1

21,5

nd

2002

25,9

25,9

22,2

29,6

20,3

29,6

nd

Número de tormenta

T₁

T₂

T₃

T₄

T₅

T₆

Ti: número de tormenta, (en Tabla 46 del anexo se detallan las fechas de cada tormenta), nd: no determinado. Velocidad media del viento: promedio de las velocidades del viento registradas en cada hora mayores a 15 Km⁻¹; Velocidad media máxima: mayor velocidad del viento superior a 15 km⁻¹ alcanzada durante una hora.

4.1.1.2. Tasas de transporte de material y N por parte del viento

El cociente entre la magnitud absoluta de la erosión y el tiempo de duración de una tormenta (tiempo durante el cual la velocidad del viento es erosiva, mayor a 15 km h⁻¹), define la tasa de erosión. Este valor permitió evaluar el ritmo con el cual ocurrió la erosión, haciendo comparables tormentas de distintas duraciones y, por lo tanto, evaluar el efecto de cada tratamiento sobre la erosión y el transporte de N, independientemente de la duración de cada evento.

La Tabla 4.3 muestra que existieron tanto tasas negativas de erosión del suelo y de N (entre -10,7 y -62,1 kg ha⁻¹ día-1 y -0,04 a -0,213 kg ha⁻¹ día⁻¹, respectivamente) como positivas (87,7 kg ha⁻¹ día-1 y 0,3 kg ha⁻¹ día⁻¹, respectivamente).

Tabla 4.3. Características de las tormentas de viento (cantidad total días -D- y de horas -H- de duración) y tasas de erosión de suelo y N, en cultivos de trigo bajo siembra directa (SD) y labranza convencional (LC), en dos campañas

Campaña

Meses

Agosto

Septiembre

Anual

Precipitaciones (mm)

2001

38,9

147,2

1094

2002

93

41

741

Precipitaciones medias históricas (mm)

21,3

40,1

637

Velocidad media del viento (km h⁻¹)

2001

22,7

19,1

19,3

16,7

17,5

7,5

2002

18,4

17,8

17,1

19,7

15,8

22,5

6,9

Velocidad media máxima del viento (km h⁻¹)

2001

25,6

29,8

26,9

17,1

21,5

nd

2002

25,9

25,9

22,2

29,6

20,3

29,6

nd

Número de tormenta

T₁

T₂

T₃

T₄

T₅

T₆

Valores negativos indican tasas de pérdida y positivos tasas de ganancia.

Asumiendo que las tasas de erosión medidas se mantuvieran constantes en el tiempo, se pudo deducir que, durante el ciclo de un cultivo de trigo (180 días), podrían perderse de 3905,5 a 32010 kg ha⁻¹ de suelo y 14,6 a 109,5 kg ha⁻¹ año⁻¹ de N, equivalentes a fertilizaciones de 7,2 y 54 kg de N, respectivamente.

Las mayores diferencias entre tasas de erosión se produjeron entre años. Las más negativas ocurrieron en 2002, año en el cual se registraron, en 15 días, tasas de -37,4 a -62,1 kg día-1 de suelo y -0,213 a -0,128 kg día⁻¹ de N, en LC y SD, respectivamente. Las tasas menos negativas de 2001 fueron de -10,7 kg día-1 de suelo y -0,04 kg día-1 de N en LC, existiendo en SD, en esta misma campaña, ganancias de 87,7 kg día⁻¹ de suelo y 0,3 kg día-1 de N.

Las tasas de erosión dependieron, principalmente, de la velocidad media máxima del viento. En 2002, el 66 % de las tormentas presentaron velocidades de viento superiores a 25,9 km h⁻¹, mientras que en 2001 sólo el 40 % de las tormentas presentó velocidades mayores a este valor.

La cantidad de horas con erosión fue semejante en ambos años (149 en 2001 y 153 en 2002), aunque en 2002 existieron 10,2 horas por día con erosión y en 2001 4,6 horas. Esto produjo un incremento en las tasas de erosión diaria en 2002 como consecuencia de tormentas de velocidades de viento más constantes. En estas condiciones, posiblemente, se podría haber producido una pérdida relativamente elevada de humedad del suelo por evaporación (Chepil, 1961), lo que habría ocasionado mayores erosiones. (Buschiazzo et al., 2009).

En LC hubo tasas de erosión negativas (-10,7 a -37,4 kg día⁻¹ de suelo y -0,04 a 0,128 kg día-1 de N) en ambos años y en SD hubo tanto tasas positivas en 2001 como negativas en 2002 (87,7 a -62,1 kg día⁻¹ de suelo y 0,3 a 0,213 kg día-1 de N). Esta variabilidad en los resultados no permitió demostrar que las tasas de erosión del material y N trasportado por el viento fueran diferentes entre labranzas.

La tasa de erosión fue afectada también por FM. El menor ingreso al lote de medición de material transportado desde fuentes externas (menor FM) en 2002 se relacionó con tasas más negativas de erosión, mientras que mayores FM en 2001 se asociaron con menores tasas negativas e incluso positivas. Es probable que mayores FM, junto con velocidades de viento medias máximas superiores a 25,9 km h⁻¹ menos frecuentes habrían producido una mayor deposición del material transportado por el viento. Por el contrario, un menor FM, en interacción velocidades medias máximas de viento más frecuentes, produjeron una aceleración de las pérdidas de suelo.

4.1.2 CULTIVOS ESTIVALES

4.1.2.1. Valores absolutos de erosión

Durante los períodos de medición realizados sobre CV, existieron tanto ganancias como pérdidas de material y N que oscilaron entre -2197 y 4976 kg ha⁻¹ y -7,5 y 17,1 kg ha⁻¹ (Tabla 4.4). En 2001 y 2002/3 hubo ganancias de material y N, mientras que en 2002 se registraron pérdidas. El FM, por su parte, osciló entre 3311 y 33347 kg ha⁻¹.

Tabla 4.4. Cobertura vegetal, rugosidad orientada de la superficie del suelo, cobertura de la canopia del cultivo de soja 2002/3, flujo de masa (FM) y cantidades de suelo y N transportado por el viento, en dos sistemas de labranza (siembra directa -SD- y labranza convencional -LC-), en maíz 2001, girasol 2002 y soja 2002/3.

Cobertura del suelo

(%)

Rugosidad orientada del suelo

(cm)

Flujo de masa

(FM)

(kg ha⁻¹)

Material transportado

por el viento

(kg ha⁻¹)

N transportado por el viento

(kg ha⁻¹)

CAMPAÑA

SD

LC

SD

LC

SD

LC

SD

LC

SD

LC

2001

60

25

0,53

5,71

5133

3311

1843

866

6,3

3,0

2002

20

10

0,48

5,93

6100

4077

-1355

-2197

-4,7

-7,5

2002/3

30

40

0,51

6,1

30230

33347

3014

4976

10,3

17,1

* Valores positivos indican ganancias y negativos pérdidas

Las variaciones entre ganancias y pérdidas de material y N, estuvieron fundamentalmente asociadas a los cambios en FM y las condiciones climáticas de cada año, que interactuaron con la cobertura y la rugosidad orientada del suelo. La mayor ganancia de material y N se produjo en el período 2002/3 (3014 a 4976 kg ha⁻¹ de material y 10,3 a 17,1 kg ha⁻¹ de N), durante el desarrollo del cultivo de soja. Aquí, la cobertura generada por el cultivo durante la mayor parte del período de medición, actuó como trampa, incrementando la sedimentación de partículas ante el mayor FM registrado este año. De hecho, la cobertura de canopeo (40%) ocupó un 75% del tiempo de medición, favoreciendo la ganancia de material y N. Estos resultados concuerdan con los de Buschiazzo et al. (2009), Méndez Buschiazzo (2008) y Bilbro Fryrear (1994), quienes encontraron que, aún con bajos porcentajes de cobertura vegetal erecta, es posible controlar la erosión eólica.

En contraste con 2002/3, los menores FM de 2001 y 2002 no difirieron significativamente entre ellos, sin embargo en 2001 con FM de 5133 en SD y 3311 kg ha⁻¹ en LC, hubo ganancia de material y N (1843 y 866 kg ha⁻¹ de material y 6,3 y 3 kg ha⁻¹ de N, para SD y LC, respectivamente) y en 2002 con FM de 6011 en SD y 4077 kg ha⁻¹ en LC, hubo pérdidas de material y N (-1355 y -2197 kg ha⁻¹ de material y -4,7 y -7,5 kg ha⁻¹ de N, para SD y LC, respectivamente). Estas tendencias se asociaron con condiciones climáticas variables más que con diferentes FM (Tabla 4.4). En 2002 las condiciones climáticas durante los períodos de medición fueron más desfavorables que en 2001, particularmente porque la velocidad media del viento presentó, en 2002, registros de hasta 44 km h⁻¹ y las precipitaciones mensuales que fueron un 44,6 % menores que la media histórica, combinación que produjo pérdidas de suelo y N, en ambos sistemas de labranza (Tabla 4.5). Las condiciones de alta velocidad de viento ocurridas en 2002 fueron particularmente erosivas durante una tormenta de noviembre en la cual la velocidad media del viento fue de 44 km h⁻¹ durante 4 horas. Por otro lado, en 2002, el 50 % de las tormentas presentó velocidades de viento medias máximas de 46 km h⁻¹, mientras que en 2001 la mitad de las tormentas presentó velocidades medias máximas de 37 km h⁻¹, con lo cual, el promedio de las medias máximas horaria del viento también fue mayor en 2002 que en 2001 (37,5 y 30 km h⁻¹, respectivamente). En 2002/3, año en que se registró la mayor ganancia de material y N, y FM fue ampliamente mayor que el de 2001 y 2002, la velocidad media máxima fue menor a estos dos años (27 km h⁻¹), habiéndose registrado sólo 4 de 26 tormentas con velocidades medias máximas mayores a 35 km h⁻¹.

En 2001 y 2002 las precipitaciones anuales fueron superiores a la media histórica (Tabla 1 del anexo), aunque no durante los períodos de medición, en los cuales fueron menores (Tabla 4.5). Estos registros fueron notablemente menores en noviembre de 2002, período durante el cual se registraron las mayores pérdidas de material y N. En 2001, la precipitación anual fue 72 % superior a la media histórica, mientras que en los meses evaluados la tendencia se invirtió, siendo 14 y 29,8 mm menor a la media histórica de noviembre y diciembre, respectivamente. En todo 2003 se produjeron 41 % menos lluvias que el promedio histórico, acentuándose esta deficiencia en febrero, mes de menor precipitación durante el período de medición, sin embargo la cobertura generada por el canopeo del cultivo (30 y 40% para SD y LC, respectivamente) permitió la protección de la parcela, con la consecuente ganancia de material y N, situación que no sucedió en 2001 y 2002.

Se puso en evidencia una tendencia, que no pudo ser comprobada estadísticamente, por la cual SD presentó menores pérdidas e inclusive mayor ganancia de material y N, que LC, la que posiblemente se deba más a la mayor cobertura superficial en SD que a la rugosidad orientada del suelo que aportaron ambas labranzas. En 2001 y 2002, SD presentó mayor nivel de cobertura que LC, y en 2002/3, ocurrió lo contrario; aunque sólo en 2001 la diferencia entre las coberturas de ambos sistemas de labranza fueron más marcadas (Tabla 4.4). Tanto en 2001 como en 2002, la cobertura fue exclusivamente aportada por los rastrojos, mientras que en 2002/3 ésta fue producida, fundamentalmente, por el canopeo del cultivo. De hecho en 2001 y 2002, SD presentó mayores ganancias (113 y 110 % más de material y N que LC, respectivamente) y menores pérdidas (38 y 40 % menos de material y N) que LC (Tabla 4.4), respectivamente, en coincidencia con una mayor cobertura de residuos vegetales en SD que en LC. Estos resultados coinciden con los de López et al. (2000) para cultivos estivales quienes encontraron una menor erosionabilidad del suelo asociada, principalmente, al incremento de la cobertura superficial del suelo por los residuos de cultivos durante el período de barbecho. Una excepción ocurrió en 2002/3, período en el cual LC presentó un 65 % más ganancias de material y 70 % más de N que SD. En este caso, las diferencias se debieron a la mayor cobertura que existió en LC. Esta mayor cobertura superficial del suelo, en LC, no sería atribuible a los residuos superficiales remanentes de los cultivos antecesores, sino más bien a la mayor cobertura de la canopia del cultivo en LC, que a diferencia de los residuos superficiales yacentes que aporta normalmente SD, este tipo de cobertura debido al canopeo, fue erecta, lo que incrementó la eficiencia del control de la erosión (Buschiazzo et al., 2009; Méndez Buschiazzo, 2008).

La rugosidad orientada fue menos influyente que la cobertura superficial de ambos sistemas de labranza, sobre la pérdida o ganancia de material y N. En LC, la rugosidad orientada (promedio 5,9 cm) fue ampliamente superior que en SD (promedio 0,5 cm) en las tres campañas, sin embargo, LC sólo presentó mayor ganancia de material y N que SD en 2002/3, lo que estuvo más asociado a la mayor cobertura superficial de la canopia del cultivo que a la mayor rugosidad orientada del suelo en LC. En 2002, la mayor rugosidad orientada en LC (5,93 cm), no fue suficiente como para reducir las pérdidas de suelo respecto a SD. Posiblemente la alta intensidad del viento de las tres primeras tormentas de este período sobrepasó la capacidad de control que puede aportar la rugosidad orientada, y la cobertura superficial del suelo de SD fue más eficiente en el control de la erosión. Según de Oro (2010), la rugosidad orientada del suelo permitió disminuir la cantidad de material erosionado en un suelo Haplustol éntico entre un 4 y un 76 % con respecto suelos sin rugosidad, aunque la erosión se incrementó, aun con elevada rugosidad, cuando la velocidad del viento superó los 22 m s⁻¹. Si bien, en nuestro estudio, ni la cobertura ni la rugosidad superficial del suelo fueron suficientes para evitar la erosión, la cobertura favorecería en mayor medida las ganancias de material, mientras que la rugosidad orientada podría disminuir, principalmente, los primeros movimientos de partículas que dan comienzo a la erosión.

Se puede concluir que la cantidad de material y N perdido o acumulado por erosión eólica durante los períodos estivales, dependió en mayor medida de la interacción entre FM y la cobertura superficial del suelo, por un lado, y la intensidad del viento, las precipitaciones, y la cobertura del suelo, por otro. La rugosidad orientada del suelo, fue menos relevante en el control de la erosión durante este período. Así, cuando FM fue mayor y la mayor cobertura superficial erecta, produjo sedimentación de partículas de material y N transportado por el viento. Cuando FM fue menor, las pérdidas o ganancias dependieron de las condiciones climáticas dominantes. Bajos FM con intensidades altas de viento, provocaron pérdidas de material y N, mientras que con bajos FM e intensidades de vientos menores, se favoreció la sedimentación de material y N.

Tabla 4.5. Precipitaciones y velocidades de viento del período de crecimiento del cultivo de maíz, girasol y soja en tres campañas.

Campaña

Meses

Noviembre

Diciembre

Enero

Precipitaciones

(mm)

2001

62,4

49,5

-

2002

34,1

84,2

-

2002/3

-

-

50,7

Precipitaciones medias históricas (mm)

76,4

79,3

69,5

2001

Velocidad media del viento

(km h⁻¹)

21,2

22,8

18,4

19,1

-

Velocidad media máxima del viento (km h⁻¹)

-

37

37

22

24

-

2002

Velocidad media del viento

(km h⁻¹)

44

31

23

22

20

22

-

-

Velocidad media máxima del viento (km h⁻¹)

-

46

46

46

26

28

33

-

-

20

24

20

18

17

18

20

15

16

16

19

16

16

19

-

Velocidad media máxima del viento (km h⁻¹)

-

30

33

25

26

19

22

31

15

17

19

26

19

19

22

Número de tormenta

T₁

T₂

T₃

T₄

T₅

T₆

T₇

T₈

T₉

T₁₀

T₁₁

T₁₂

T₁₃

T₁₄

Tabla 4.5 (Continuación). Precipitaciones y velocidades de viento del período de crecimiento del cultivo de maíz,girasol y soja en tres campañas.

Campaña

Meses

Febrero

Marzo

Anual

Precipitaciones

(mm)

2001

-

-

1094

2002

-

-

741

2002/3

13

55,5

377

Precipitaciones medias históricas

(mm)

74,3

83,6

637

2001

Velocidades media del viento

(km h⁻¹)

-

-

7,5

Velocidad media máxima del viento

(km h⁻¹)

-

Número de tormenta

-

-

-

2002

Velocidades media del viento

(km h⁻¹)

-

-

6,9

Velocidad media máxima del viento

(km h⁻¹)

-

-

-

-

Número de tormenta

-

-

2002/3

Velocidades media del viento

(km h⁻¹)

-

19

23

19

18

21

20

18

25

15

22

20

24

8,4

Velocidad media máxima del viento (km h⁻¹)

26

35

22

22

32

56

26

33

15

37

33

41

-

Número de tormenta

T₁₅

T₁₆

T₁₇

T₁₈

T₁₉

T₂₀

T₂₁

T₂₂

T₂₃

T₂₄

T₂₅

T₂₆

Ti: número de tormenta (en Tabla 46 del anexo se detallan las fechas de cada tormenta). Velocidad media del viento: promedio de las velocidades del viento registradas en cada hora mayores a 15 Km⁻¹; Velocidad media máxima: mayor velocidad del viento superior a 15 km⁻¹ alcanzada durante una hora.

4.1.2.2. Tasas de transporte de material y N por el viento

La Tabla 4.6 muestra que el movimiento de material y N osciló entre 66,6 y 141,8 kg ha⁻¹día⁻¹ y 0,23 y 0,49 kg ha⁻¹ h⁻¹. La movilización de material por unidad de tiempo fue semejante en 2001 y 2002/3, difiriendo de 2002 en donde la tasa diaria fue negativa. Estas diferencias se atribuyeron, fundamentalmente, a la mayor cantidad de horas por día con velocidades por encima de los 15 km h⁻¹ y la intensidad alcanzada por las mismas, en 2002, las que podrían modificar el coeficiente k (porcentaje de calma) de Weibull del parámetro viento (Skidmore Tatarko, 1990) y el parámetro humedad del suelo, ambos de la Ecuación Revisada de Erosión Eólica (RWEQ, Fryrear et al., 1994). En 2002, el mayor número de horas por día (10,4 hs d⁻¹) con viento erosivo y las mayores intensidades del viento, sobre todo en una tormenta en la que la intensidad media se mantuvo durante 4 horas en 44 km h⁻¹, disminuyeron el porcentaje de calma y pudieron incrementar la desecación del suelo, causando tasas negativas de transporte de material y N. Por el contrario, en 2001 y 2002/3, con tormentas con porcentajes de calma mayores e intensidades del viento menores, no se registraron tasas negativas sino positivas de material y N.

En 2002/3, la cantidad total de horas con viento con velocidades que superaron el valor umbral fue superior a los otros períodos, aunque el período de medición también fue mayor (Tabla 4.6). En 2002 hubo mayor cantidad de horas con erosión (62%) que en 2001, aunque los períodos de medición diarios fueron semejantes (13 y 16 días). Las tasas negativas registradas en 2002, se asociaron a una mayor cantidad de horas por día con erosión, superiores a las de otros períodos. La interacción entre la cantidad de horas por día con riesgo de erosión y la mayor velocidad media máxima, combinadas con la menor cobertura superficial de la parcela medida, también produjo que en 2002 se registraran tasas negativas mientras que en que en 2001 y 2002/3 fueron positivas.

Se observó una tendencia en la que SD tuvo mayores tasas positivas y menores tasas negativas que LC. En 2001, la tasa de material y N transportado fue 129 y 130 % mayor en SD que en LC, respectivamente. En 2002, las tasas negativas fueron 62 % menores en SD que en LC, tanto para el material como para el N perdido. Una excepción se produjo en 2002/3, en donde la tasa positiva de SD fue 60 % menor que la de LC, tanto para cantidad de material como N. En las tres campañas, la cobertura superficial del suelo fue más determinante que la rugosidad orientada del suelo tanto sobre las tasas menos negativas como las más positivas de transporte de material y N, sólo que en 2002/3, la mayor cobertura en LC, no fue generada por el remanente de los rastrojos de cultivos antecesores, sino por la canopia del cultivo en estudio. Así, cuanto mayor fue la cobertura superficial del suelo y mayor fue FM, mayores fueron las tasas positivas porque se favoreció la sedimentación de partículas del aire. Cuando FM fue bajo, una alta cobertura del suelo combinada con elevada intensidad del viento produjo tasas negativas de erosión, mientras que con bajas intensidades de viento produjeron tasas positivas de transporte de material y N.

Tabla 4.6. Características de las tormentas de viento (cantidad total días -D- y de horas -H- de duración) y tasas de erosión de suelo y N, en cultivos de maíz, girasol y soja, bajo siembra directa (SD) y labranza convencional (LC), en las campañas 2001, 2002 y 2002/3.

Campaña

Labranza

Características de las tormentas

Tasas de erosión

H

D

H/D

Suelo

(kg ha-1 día⁻¹)

N

(kg ha-1 día⁻¹)

2001

13

103

7,92

SD

141,8

0,49

LC

66,6

0,23

2002

16

167

10,44

SD

-84,7

-0,29

LC

-137,3

-0,47

2002/3

45

365

8,11

SD

67,0

0,23

LC

110,6

0,38

Valores negativos indican tasas de pérdida y positivos tasas de ganancia.

4.1.3. COMPARACION DE LA EROSION ENTRE CULTIVOS DE INVIERNO Y VERANO

Tanto los cultivos de verano como los de invierno presentaron ganancias y pérdidas de material y N. Sin embargo, la cantidad de material y N transportados por el viento fue siempre mayor en los de verano (865,9 a 4975,7 y 3 a 17 kg ha⁻¹ de suelo y N respectivamente) que en los de invierno (341,1 a 931,2 y 1,4 a 7,5 kg ha⁻¹ de suelo y N, respectivamente). Una excepción ocurrió en SD en 2001, en la cual los cultivos de invierno presentaron mayores ganancias de material y N (2805 kg ha⁻¹ de suelo y 9,6 kg ha⁻¹ de N) que los de verano (2001/02 y 2002), producto de la combinación de un alto nivel de cobertura de este cultivo invernal (80 %) y un mayor FM (8228 kg ha⁻¹) que los cultivos de verano en ambos períodos.

En general, durante los cultivos de invierno, se movilizó menos de 1 tn ha⁻¹ de material y menos de 3 kg de N por hectárea, mientras que en los cultivos de verano la movilización de material superó el valor de 1 tn ha⁻¹ y de 4 kg de N ha⁻¹. Estos resultados dependieron de la interacción entre las condiciones climáticas de la época en que se realizó la preparación de cada uno de los barbechos, con FM y algunos parámetros edáficos resultantes de las labores necesarias para la implantación de los cultivos. El factor que más se asoció a las ganancias o pérdidas de material y N fue FM, seguido por los factores climáticos (fundamentalmente velocidad media máxima del viento) y en menor medida la cobertura y la rugosidad superficial del suelo. Se observó una tendencia general por la cual, cuando FM fue mayor, las pérdidas por erosión fueron menores, y cuando FM fue menor la erosión fue mayor. Esto significa que una masa de aire con mayor cantidad de material transportado (mayor FM), tuvo una menor capacidad de cargar nuevas partículas, y viceversa. Además, cuando FM fue mayor, la interacción con la cobertura del suelo permitió la sedimentación de material y N, mientras que cuando FM fue menor la interacción con la rugosidad de la superficie del suelo fue el factor que minimizó las pérdidas. La intensidad de viento se fue incrementado desde los meses invernales hacia los meses primavero-estivales, incrementando la capacidad de transporte de material y N durante la época en que se realizan los cultivos de verano.

El residuo vegetal sobre la superficie del suelo resultó de gran importancia para el control de la erosión, tanto en los cultivos de verano como en los de invierno, sobre todo, el tipo de rastrojo del cultivo predecesor. Méndez (2009) determinó que el rastrojo de girasol sólo controla hasta 4 % de la erosión, mientras que diferentes rastrojos de trigos de distintos ciclos controlan hasta un 90 %. Incluso la cobertura del residuo vegetal fue de mayor importancia que la rugosidad orientada del suelo para controlar el proceso de erosión eólica en cultivos de verano, cuando las intensidades del viento fueron mayores que en los cultivos de invierno. Sin embargo, aquí la cobertura no constituyó un elemento de control por si solo ni en cultivos de verano ni de invierno, ya que dependió mayormente de FM.

Son conocidas algunas ventajas de los sistemas de labranza reducida sobre los convencionales, tales como la mayor acumulación de agua (Dardanelli, 1998); el aumento de la MO y nutrientes del suelo (Galantini et al., 1996; Díaz-Zorita Basanta, 1996); el mayor control de la erosión hídrica (Marelli 1998) y la erosión eólica (López et al., 2000; Buschiazzo Aimar, 1998; Méndez Buschiazzo, 2010) en cultivos de verano. Sin embargo en este estudio, las labranzas no marcaron una tendencia definida ni en los cultivos de invierno ni en los de verano sobre las pérdidas de material y N por erosión eólica.

En general, con velocidades medias de viento superiores a la velocidad umbral (15 km h⁻¹), se produjo remoción de partículas de la superficie del suelo. No obstante, el factor climático que reguló en mayor medida el movimiento de partículas fue la velocidad media máxima. También se pudo comprobar que existieron tormentas en las cuales altas velocidades de viento no lograron generar erosión, debido a que la alta cobertura lo impidió.

IV.II. VOLATILIZACIÓN DEL N

4.2.1 VOLATILIZACIÓN DEL N EN CULTIVOS INVERNALES

4.2.1.1 Valores absolutos de volatilización

El nitrógeno volatilizado durante el desarrollo de los CI osciló entre 0,12 y 2,6 kg ha⁻¹ (Tabla 4.7), lo que es equivalente a un 0,1 y un 4,8 % del N total aplicado con la fertilización (50 kg ha⁻¹ de N), respectivamente.

Tabla 4.7. N volatilizado en aplicaciones de urea (U) y fosfato de amonio (PDA) a la siembra y a macollaje de cultivos de trigo en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC), en dos campañas.

Campaña

Momento

de fertilización

N Volatilizado

LC

SD

T

PDA

U

T

PDA

U

(kg ha⁻¹)

2001

siembra

0,44b

0,18b

0,47a

0,17b

0,25b

0,31a

macollaje

0,12b

0,19b

0,17b

0,25b

0,34b

0,34b

2002

siembra

0,20b

0,55b

2,60a

0,19b

0,57b

2,45a

MF= momento de fertilización. Letras diferentes indican diferencias significativas (p < 0,05).

El 54,3 % de la variabilidad total encontrada en las emisiones de NH₃ fue debido al factor año. Las diferencias entre 2001 y 2002 fueron debidas, fundamentalmente, a las variaciones de la temperatura y la humedad relativa del aire (HR). La mayor volatilización de N se produjo en 2002, cuando se alcanzaron 2,6 y 2,45 kg ha⁻¹ de N en LC y en SD, respectivamente, mientras que en 2001 las mayores pérdidas que se produjeron fueron de 0,47 y 0,34 kg ha⁻¹ de N, para estos mismos sistemas de labranza, respectivamente.

Se observó una alta asociación de estas pérdidas con la temperatura media máxima y la HR ambiente. En 2002, durante los días en que se produjo volatilización, la temperatura media máxima del aire estuvo por encima de 20º C (Tabla 4.8), en tanto que en 2001 no superó los 17,8º C. Varios autores también observaron incrementos de la emisión de amoníaco desde diferentes tipos de abonos con el aumento de la temperatura (Vlek Stumpe, 1978; Huijsmans et al., 2003; Van der Stelt et al., 2007). En 2001, la HR fue en promedio 88 %, aunque en la mayoría de los días fue mayor a 90 %. En 2002, aunque en los días de lluvia la HR fue del 100 %, para el resto de los días fue baja, con un promedio del 64 % y un valor máximo del 69%. Esto permite deducir que la interacción entre las mayores temperaturas máximas del día, acompañadas de las bajas HR del aire, en 2002, incrementaron las pérdidas de N por volatilización o, por el contrario, menores temperaturas acompañadas de mayor HR o incluso precipitaciones redujeron la volatilización. Fenn Miyamoto, (1981) observaron que la combinación de bajas temperaturas y precipitaciones pueden reducir las pérdidas significativamente, especialmente debido a la reducción de la hidrólisis de la U y su infiltración en el suelo.

La volatilización no fue diferente entre sistemas de labranza (p = 0,9821). Esto permitió analizar las pérdidas generadas en cada nivel de la interacción entre el factor fuente y el factor momento de aplicación del fertilizante, particularmente la mayor incidencia relativa dentro de esta interacción del factor fuente con N, a partir de los promedios entre sistemas de labranza.

La interacción entre los factores "fuente con N" y "momento de aplicación de los fertilizantes" fue significativa (p=0,003), para el proceso de volatilización (Tabla 2 del anexo). Se observó que la U aplicada a la siembra fue la única que presentó mayores pérdidas de N (1,46 kg ha⁻¹, como promedio entre labranzas) que el resto de los tratamientos, los que fueron similares entre ellos (Figura 4.1). El PDA generó pérdidas de N-NH3 de 0,18 a 0,57 kg ha⁻¹, que aunque fueron superiores a las del tratamiento testigo, no lograron diferenciarse de manera significativa del mismo, incluso con valores que en 2002 llegaron a duplicarlo. La temperatura del aire y la humedad edáfica habrían sido los factores de mayor incidencia sobre estas diferencias entre fertilizantes, promoviendo la solubilización y la posterior nitrificación del N amoniacal del PDA, por un lado, e impulsando la hidrólisis y la volatilización del N amídico de la Urea, por otro. La U aplicada a la siembra fue la fuente que mayores pérdidas por volatilización produjo debido, probablemente, a que requiere menores temperaturas que otras fuentes como el PDA para que se inicie el proceso de hidrólisis, que luego puede desencadenar la volatilización. Con lo cual, U presentaría mayor susceptibilidad a volatilizarse que PDA ante igual temperatura. Recous et al. (1988) determinaron que la hidrólisis de U pasó de tener una vida media de 22 a 6 horas al pasar de 4 a 20° C, bajo condiciones controladas. En tanto que, el aumento de la temperatura provocó volatilización a partir de sales de amonio aplicadas en suelos calcáreos, cuando la misma superó los 32º C (Fenn Kissel, 1974). Temperaturas medias máximas que no superan los 24,1° C, como las aquí ocurridas, diferenciaron la cantidad de N volatilizado desde ambos fertilizantes.

Las mayores temperaturas medias registradas durante macollaje del trigo (Septiembre) crearon condiciones más aptas para producir mayor volatilización que poco después de la siembra (Julio), período durante el cual las temperaturas fueron menores. Sin embargo, no se encontraron evidencias (p = 0,6120) que permitieran diferenciar la volatilización ocurrida entre fertilizaciones realizadas a la siembra y macollaje, ya que las precipitaciones fueron más abundantes en el período de macollaje. La probabilidad de que se produzca una lluvia de 5 mm (suficiente como para incorporar el fertilizante a la solución del suelo) se incrementa del 62 % en julio al 89,6 % en septiembre y (Casagrande 2009, com. pers.). Porello, la mayor probabilidad de precipitaciones en primavera sugiere que las aplicaciones tardías podrían minimizar el riesgo de pérdidas de N por volatilización por el uso de fertilizantes en la región.

Figura 4.1. Volatilización de N-NH₃ en trigo fertilizado con urea (U) y fosfato diamónico (PDA) a la siembra (S) y a macollaje (M), (datos promedio de las campañas 2001 y 2002 y de labranza convencional y siembra directa).

T= testigo. Las barras representan el error estándar.

El contenido hídrico del suelo (Tabla 4.8) osciló entre un 9 y un 16 % en todos los tratamientos. Estas humedades serían suficientes como para solubilizar ambos fertilizantes e incorporarlos a la solución del suelo, ya que representaron entre un 50 y un 80 % de la capacidad de campo del suelo. Con lo cual, la adecuada disponibilidad hídrica edáfica y menores valores de temperatura podrían aumentar las pérdidas de NH₃ desde U al incrementar la actividad de la ureasa, en coincidencia con lo demostrado por Chao Kroontje, (1964), Roelle Aneja (2002) y Al-Kanani et al. (1991), en mayor medida que desde PDA.

La diferente cantidad de días con volatilización entre siembra y macollaje no tuvo correlación con la cantidad total de N volatilizado. La cantidad total de días con volatilización ocurridos desde la aplicación de los fertilizantes fue menor para las aplicaciones de fertilizantes en macollaje que a la siembra. La volatilización a la siembra se produjo durante tres días sucesivos, tanto en 2001 como en 2002, mientras que en las fertilizaciones al estado de macollaje del trigo se midió tan sólo un día en 2001 y ninguno en 2002, como consecuencia de las precipitaciones, que frenaron la volatilización. Ello implicó que, si la cantidad total de N volatilizado entre ambos momentos no fue diferente, pero sí la duración del proceso, la cantidad de N volatilizado en el período más corto (macollaje) pudo presentar mayor tasa de volatilización que en la fertilizaciones a la siembra.

Los valores totales de volatilización fueron bajos en todos los tratamientos (menores al 5,2 % del N aplicado), comparados con los de otros autores (Barbieri Echeverría, 2000; Sainz Rozas et al., 1997). Esto puede ser debido a que, por un lado, las condiciones generales de los años en los que se realizaron las determinaciones fueron favorables, fundamentalmente las precipitaciones que, en 2001, prácticamente duplicaron a la media histórica y en 2002 fueron casi un 20 % mayor a la misma. Por otro lado, las dosis de fertilizantes aquí utilizadas, fueron de 50 kg ha⁻¹ de N, mientras que en estos estudios las menores dosis utilizadas fueron de 90 (Barbieri Echeverría, 2000) y 70 kg ha⁻¹ de N (Sainz Rozas et al., 1997).

Se concluye que la cantidad de N volatilizado dependió, fundamentalmente, de las temperaturas medias máximas, de las precipitaciones y la fuente con N utilizada. Así, cuando las temperaturas medias máximas fueron mayores la cantidad de N volatilizado fue mayor, aunque en primavera cuando las temperaturas medias tendieron a incrementarse, la mayor probabilidad de ocurrencia de lluvias redujo la duración del proceso impidiendo que las pérdidas sean mayores. Por esta razón, no hubo diferencias entre la volatilización entre siembra y macollaje. Por otro lado, ante una misma temperatura, el menor requerimiento térmico de U para volatilizar produjo mayores pérdidas de N que PDA.

Tabla 4.8. Temperatura máxima del aire (T), precipitaciones (P), humedad relativa del aire (HR) y contenido de agua del suelo (CAS), durante los períodos de medición de la volatilización en las campañas 2001 y 2002.

Campaña

Momento de muestreo

DDA

T

(° C)

P

(mm)

HR

ambiente

(%)

CAS

(%)

SD

LC

2001

Siembra

1

14,4

-

90

12,2

11,5

2

17,8

-

81

-

-

3

14,1

1,2

90

-

-

Macollaje

1

14,0

-

92

10,4

8,8

2

11,2

14,5

90

2002

Siembra

1

20,0

-

69

14,9

16,4

2

20,9

-

63

-

-

3

24,1

-

60

-

-

4

12,1

15

90

-

-

Macollaje

1

16,0

14

100

14,7

14,6

DDA: Días desde la aplicación de los fertilizantes, SD: siembra directa, LC: labranza convencional.

La tasa de volatilización, determinada a partir de mediciones diarias del NH₃ volatilizado, permitió evaluar el ritmo con que se produjo la volatilización, haciendo comparables mediciones de distintas duraciones y el efecto de cada tratamiento, independientemente de la duración de los eventos.

Los niveles diarios de emisión de N-NH₃ oscilaron entre 0,03 y 2,41 kg ha⁻¹ día⁻¹ (Tabla 4.9). Estos valores no difirieron ni entre años (modelado como efecto aleatorio), ni entre labranzas (p =0,9821).

Tabla 4.9. Volatilización diaria de N en trigo en aplicaciones de urea (U) y fosfato diamónico (PDA) a la siembra y al macollaje, en dos campañas.

Campaña

MF

DDM

N volatilizado

LC

SD

T

PDA

U

T

PDA

U

(kg ha⁻¹ d⁻¹)

2001

Siembra

1

0,15

0,05

0,24

0,03

0,05

0,05

2

0,23

0,06

0,12

0,10

0,12

0,17

3

0,06

0,07

0,10

0,04

0,08

0,08

Macollaje

1

0,12

0,19

0,17

0,25

0,34

0,34

2002

Siembra

1

0,07

0,08

0,07

0,06

0,08

0,11

2

0,09

0,12

0,12

0,04

0,15

0,09

3

0,03

0,34

2,41

0,09

0,34

2,25

Macollaje

1

-

-

-

-

-

-

MF= momento de fertilización, DDM= día de medición, T= testigo.

La volatilización diaria presentó diferencias entre días (p<0,0002), mostrando en todos los tratamientos de las fertilizaciones a la siembra, un valor máximo de volatilización diaria en alguno de los días posteriores a la aplicación de los fertilizantes, hecho que no se observó en las aplicaciones tardías, debido a la interrupción del proceso por las precipitaciones ocurridas luego de la fertilización. Este valor máximo de volatilización diaria dependió, fundamentalmente, de la mayor temperatura máxima del aire y en menor medida la HR del aire. En las fertilizaciones a la siembra, la mayor emisión diaria se manifestó al segundo día en 2001 y al tercer día en 2002 (Tabla 4.9), siendo las temperaturas máximas 17,8 y 24,1º C, respectivamente. Se determinó una alta asociación (y = 0,0181x² - 0,6177x + 5,2321) entre temperaturas máximas del día y el promedio de las pérdidas diarias de N por volatilización de ambos años y labranzas (r = 0,956; n = 6; p < 0,01). Resultados semejantes obtuvieron Sainz Rozas et al. (1997) y Nannipieri et al. (1990), sólo que estos autores asociaron estas diferencias diarias a incrementos del pH del suelo, aunque utilizando dosis de N superiores a las aquí utilizadas (140 y 70 kg ha⁻¹, respectivamente).

U presentó mayor volatilización diaria (0,45 kg ha⁻¹ de N) que PDA (0,15 kg ha⁻¹ de N) y T (0,1 kg ha⁻¹ de N). Esta mayor pérdida por volatilización se debió, probablemente, a que U requiere menor temperatura (Recous et al., 1988), que PDA para desencadenar la volatilización (Fenn Kissel, 1974). Ante temperaturas semejantes U produjo mayor volatilización diaria que PDA y T.

Se concluye que, si bien, la temperatura y la humedad del aire afectaron la tasa de volatilización desde ambos fertilizantes, el factor gobernante de este proceso fue la temperatura media máxima del aire durante el día, con un efecto secundario de la humedad ambiente. U fue la fuente que mayor tasa de volatilización produjo, en tanto que ambos sistemas de labranza por un lado y ambos momentos de aplicación de los fertilizantes, por otro, presentaron pérdidas por volatilización similares.

4.2.2 VOLATILIZACION DEL N EN CULTIVOS ESTIVALES

4.2.2.1 Valores absolutos de volatilización

Las pérdidas acumuladas de N por volatilización variaron entre 0,31 y 1,89 kg ha⁻¹ (Tabla 4.10), lo que representó entre un 0,2 a un 3 % del N agregado como fertilizante.

Tabla 4.10. N volatilizado desde urea (U) y fosfato de amonio (PDA) en aplicaciones a cultivos de maíz, soja y girasol en labranza convencional (LC) y siembra directa (SD).

Cultivo

N volatilizado

LC

SD

T

PDA

U

T

PDA

U

(kg ha⁻¹)

MAIZ

0,37bc

1,33b

1,89a

0,33c

1,45b

0,62bc

SOJA

0,62bc

0,80b

1,77a

0,33c

0,31b

0,43bc

GIRASOL

0,89bc

0,99b

1,10a

0,69c

1,30b

1,12bc

T= testigo. Letras diferentes indican diferencias significativas (p<0,05).

La cantidad de amoníaco volatilizado no varió entre años. El factor año aportó un 5 % a la variabilidad total de la volatilización. La baja variabilidad interanual hallada, permitió promediar las pérdidas de N entre años.

Se encontró una interacción significativa entre el factor principal "sistemas de labranza" y "fuente con N" (p=0,0399) (Tabla 5 del anexo). Se observó que U en LC produjo la mayor pérdida de N por volatilización (1,59 kg ha⁻¹). En menor medida volatilizó PDA en ambos sistemas de labranza (1,04 y 1,02 kg ha⁻¹, respectivamente), U en SD y T en LC (0,72 y 0,62 kg ha⁻¹, respectivamente) y T en SD (0,42 kg ha⁻¹) (Figura 4.2). La mayor volatilización de U en LC que en SD se atribuyó, principalmente, a la mayor temperatura de la superficie del suelo que se habría registrado en LC como producto de la menor cobertura superficial que en SD. Estos resultados coinciden con los de Clay et al. (1990) quienes observaron que la cobertura de residuos vegetales redujo la temperatura del suelo minimizando la volatilización. Buschiazzo et al. (1998) mencionan, entre los efectos que genera la mayor cobertura del rastrojo en SD sobre el suelo, la menor temperatura superficial del mismo, sobre todo en cultivos de verano. Quiroga et al. (2005), determinaron diferencias que superaron los 12° C, entre labranzas, en los primeros 5 cm de suelo durante barbecho de cultivos estivales. Aunque, Palma et al. (1998) mencionan que la mayor cobertura de rastrojo en SD en un Argiudol vértico, podría incrementar las pérdidas por volatilización.

Por otro lado, la mayor volatilización de U en LC que PDA en ambos sistemas de labranza se debería, probablemente, a que U requiere menores temperaturas que PDA para que se inicie el proceso de volatilización. Con lo cual, aun cuando LC pudo presentar mayor temperatura superficial del suelo, no fue suficiente como para que PDA volatilizara en mayor medida. En este estudio las temperaturas máximas diarias oscilaron entre 26,5 y 32,5º C (Tabla 4.11). Es conocido que la hidrólisis de U, y la consecuente volatilización de NH₃, comienzan a menor temperatura que la hidrólisis de sales de amonio, como el PDA. O´Connor Hendrickson (1987), mencionan que U puede volatilizar a temperaturas cercanas a los 25º C, mientras que Fenn Kissel (1974) señalan el incremento de la volatilización a partir de las sales de amonio con temperaturas mayores a los 32º C. Esto significa que PDA podría tolerar mayores incrementos de temperatura en ambos sistemas de labranza que U, para volatilizarse.

Tanto U como PDA generaron, en ambos sistemas de labranza, mayor volatilización que los tratamientos en los que no se aplicaron fertilizantes, a excepción de U en SD donde tuvo pérdidas equivalentes a la del T en ambos sistemas de labranza. Esto último podría marcar la importancia de la cobertura superficial del suelo para reducir las pérdidas por esta vía.

Figura 4.2. Volatilización de N-NH₃ en cultivos de maíz, soja y girasol, fertilizados con urea (U) y fosfato diamónico (PDA) en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).

T= testigo. Las barras representan el error estándar.

Se puede concluir que el proceso de volatilización fue promovido, principalmente, por la incidencia de la temperatura sobre la superficie del suelo, como así también por la fuente con N utilizada. La mayor volatilización desde U aplicada en LC, se debió a que la menor cobertura de residuos de esta labranza, habría producido mayor temperatura del suelo que en SD, y por presentar U menor requerimiento térmico que PDA para volatilizar, generó mayores pérdidas de N.

Tabla 4.11. Temperatura máxima del aire (T), precipitaciones (P), humedad relativa del aire (HR) y contenido de agua del suelo (CAS), durante los períodos de medición de la volatilización en maíz, soja y girasol.

Cultivo

DDA

T

(º C)

P

(mm)

HR

Ambiente

(%)

CAS

(%)

SD

LC

Maíz

1

27,3

-

63

15,4

14,2

2

28,7

-

81

-

-

3

26,5

-

62

-

-

4

29,0

-

62

-

-

5

28,7

3,8

77

-

-

Soja

1

31,0

-

67

8,7

12,9

2

26,2

22,6

90

-

-

Girasol

1

27,5

-

43

10,6

10,3

2

30,0

-

54

-

-

3

27,7

-

76

-

-

4

30,0

60

-

-

5

32,5

10,4

64

-

-

DDM= días de medición desde la aplicación de los fertilizantes; T= testigo sin fertilizar.

La pérdida de N-NH3 diaria en los CV (Tabla 4.12) varió entre 0,03 y 1,7 kg ha-1 día-1, para los tres períodos.

Tabla 4.12. Volatilización diaria de N en aplicaciones de urea (U) y fosfato diamónico (PDA) en maíz, soja y girasol, en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).

Cultivo

DDM

Volatilización de N

LC

SD

T

PDA

U

T

PDA

U

(kg ha⁻¹ d⁻¹)

Maíz

1

0,06

0,25

0,05

0,03

0,29

0,06

2

0,04

0,33

0,14

0,06

0,37

0,08

3

0,08

0,31

0,46

0,07

0,27

0,19

4

0,12

0,21

0,49

0,09

0,23

0,12

5

0,07

0,23

0,76

0,09

0,29

0,17

Soja

1

0,62

0,80

1,77

0,33

0,31

0,43

Girasol

1

0,17

0,16

0,11

0,12

0,06

0,23

2

0,08

0,11

0,08

0,08

0,14

0,23

3

0,04

0,06

0,08

0,13

0,13

0,14

4

0,46

0,20

0,49

0,06

0,12

0,02

DDM= días de medición desde la aplicación de los fertilizantes; T= testigo sin fertilizar.

Al igual que en los cultivos de invierno, se produjo un pico de máxima volatilización en los días posteriores a la aplicación de los fertilizantes de todos los tratamientos, que se asoció directamente con las temperaturas medias máximas del aire (y = 0,0111x² - 0,5864x + 7,9177; r = 0,67 n = 11 p = 0,024). Este pico de emisión de NH₃ se observó entre el tercer y quinto día en todos los tratamientos, manteniendo la respuesta a la variación de temperatura ya mencionada.

La mayor emisión diaria de NH3 se observó en U sobre LC, donde alcanzó valores de hasta 1,77 kg ha-1 día⁻¹, seguida por las pérdidas de PDA en LC y SD (0,80 y 0,85 kg ha-1 día⁻¹, respectivamente), ambas sucedieron con temperaturas medias máximas que alcanzaron los 31 y 32,5º C. La máxima volatilización sucedió más tarde en SD que en LC. Este retraso pudo haberse debido al efecto buffer que la cobertura genera sobre la temperatura superficial del suelo, retrasándose de esta manera el proceso de volatilización. Clay et al. (1990) hallaron máximas volatilizaciones entre el segundo y tercer día después de aplicado el fertilizante, en coincidencia con las mayores temperaturas del suelo alcanzadas, decreciendo con menores temperaturas.

Al igual que en los CI, se puede concluir que la temperatura máxima del aire fue el factor más influyente sobre las pérdidas diarias de N a través del proceso de volatilización, y que U en LC fue la fuente que mayores tasas de volatilización produjo.

4.2.3 VOLATILIZACION DEL N EN CULTIVOS DE INVIERNO Y VERANO

Las pérdidas de amoníaco ocurridas durante los cultivos de verano (0,31 a 1,89 kg ha⁻¹) fueron mayores que las de los cultivos de invierno (0,12 y 0,57 kg ha⁻¹). Una excepción se produjo en 2002, en el cual U en trigo volatilizó hasta 2,6 kg ha-1 de N-NH₃. La mayor pérdida acumulada en los cultivos de verano e incluso la de U sobre el cultivo de invierno 2002, se debió a la ocurrencia de mayores temperaturas medias máximas. Además, se observó una tendencia en la que estas mayores pérdidas ocurrieron cuando hubo menor HR ambiente (Tablas 4.8 y 4.11).

Durante los CI, ambos sistemas de labranza produjeron similares pérdidas de N por volatilización, mientras que en los CV, LC tuvo mayor volatilización que SD, sólo cuando se aplicó U. Estas diferencias fueron atribuidas, fundamentalmente, al efecto amortiguador de la mayor cobertura superficial del suelo de SD sobre la temperatura del suelo y al menor requerimiento térmico de U para volatilizar, confirmando así la hipótesis planteada. Varios autores demostraron que la diferencia en la temperatura superficial del suelo entre sistemas de labranza es mayor en períodos estivales, siendo mayor la temperatura en LC, debido a la menor cobertura superficial de residuos, sobre todo en zonas áridas (Buschiazzo et al., 2004; Quiroga et al., 2005).

La volatilización de la aplicación en macollaje no fue mayor a la de la siembra, como se hipotetizó en un principio, sino que fueron similares. Probablemente, la interrupción de las mediciones debido a la ocurrencia de precipitaciones, pudieron reducir las pérdidas, que por efecto de las mayores temperaturas hubieran sido mayores que a la siembra. Sólo U aplicada a la siembra volatilizó más que el resto de los tratamientos, lo que se debió a las elevadas temperaturas registradas en ese período, aunque no fueron suficientes para que PDA volatilizara en la misma medida.

Las condiciones climáticas (temperatura media máxima del aire y HR ambiente) fueron más favorables para que exista menos volatilización durante el desarrollo de los CI que durante los CV. Pudo comprobarse que el factor que tuvo mayor peso sobre la magnitud de la volatilización fue la temperatura media máxima del aire, ya que tanto en cultivos de invierno como en los de verano, las máximas temperaturas medias produjeron las mayores pérdidas tanto absolutas como diarias. La HR tuvo un impacto menor sobre el control de la volatilización, ya que si bien se observó que los días con menores HR hubo mayores pérdidas, el factor de mayor peso fue el térmico.

Las precipitaciones fueron el factor que determinó la solubilización de los fertilizantes, momento a partir del cual se consideró finalizado el proceso de volatilización, por lo que también fueron importantes para definir la magnitud total de N perdido. A pesar de ello, años con mayores precipitaciones no determinaron menores emisiones de NH₃.

Existieron emisiones de NH₃ desde el suelo en forma continua, que se detectaron en el tratamiento testigo (T). Esto llevó a suponer que, aun cuando el fertilizante fue disuelto e incorporado a la solución del suelo, pudo haberse generado volatilización posteriormente a la ocurrencia de las precipitaciones, como las que hallaron Barbieri Echeverría (2003) y Roelle Aneja (2002), que no fueron medidas en este estudio.

Tanto en CI como en CV, los valores totales de pérdida de N por volatilización no fueron de gran magnitud. El hecho de finalizar las mediciones luego de las precipitaciones, podrían haber subestimado las pérdidas de N por volatilización, sin embargo, se cree que la baja dosis utilizada en este estudio, podría ser una de las causas de las bajas pérdidas halladas, las que podrían tener baja incidencia sobre el balance de N del suelo.

IV.III EVOLUCIÓN DEL N INORGANICO DEL SUELO

4.3.1 EVOLUCIÓN DEL N INORGANICO EN CULTIVOS INVERNALES

4.3.1.1 Contenidos de nitratos

El contenido de N-NO₃⁻ de los primeros 0,2 m del suelo (N superficial) osciló entre 1,9 y 18,7 kg ha⁻¹, y el acumulado entre 0,20 y 0,80 m de profundidad varió entre 2 y 31,7 kg ha⁻¹ (Tabla 4.13).

Tabla 4.13: Evolución de los contenidos absolutos y relativos (en relación al total del perfil) de N-NO⁻₃ del suelo (datos promedio de las campañas 2001 y 2002) a dos profundidades, durante el ciclo de trigo fertilizado en dos momentos con urea (U) y fosfato diamónico (PDA), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).

Profundidad

MESES

Contenido relativo

por profundidad

JUL

AGO

SEP

OCT

NOV

DIC

(m)

N-NO⁻₃

(kg ha⁻¹)

(%)

0-0,20

LC

T

14,4

16,4

8,6

2,4

2,5

11,0

37,0

Us

14,4

16,6

18,7

9,4

4,4

8,4

42,5

PDAs

14,4

15,3

13,4

5,6

1,8

12,1

41,3

Um

14,4

16,4

6,3

6,0

3,6

8,2

39,1

PDAm

14,4

16,4

7,1

4,7

3,6

8,7

41,0

SD

T

7,9

8,7

3,4

2,9

1,9

5,1

34,6

Us

7,9

13,0

4,8

3,0

3,9

5,7

37,2

PDAs

7,9

8,2

5,9

2,9

6,4

5,3

33,1

Um

7,9

8,7

3,4

11,8

4,4

4,9

43,1

PDAm

7,9

8,7

4,0

4,4

5,7

3,7

32,1

0,20-0,80

LC

T

13,0

21,2

15,9

5,2

3,2

35,5

63,0

Us

13,0

23,7

31,7

7,2

3,2

18,7

57,5

PDAs

13,0

22,3

16,9

5,8

2,1

28,8

58,7

Um

13,0

21,2

19,1

7,9

3,6

20,9

60,9

PDAm

13,0

21,2

16,0

5,6

2,0

21,2

59,0

SD

T

9,8

14,3

13,6

7,4

2,8

8,9

65,4

Us

9,8

18,5

17,8

5,4

4,5

8,7

62,8

PDAs

9,8

15,4

16,9

9,6

12,1

10,4

66,9

Um

9,8

14,3

11,6

5,0

6,9

6,7

56,9

PDAm

9,8

14,3

11,6

19,4

9,2

8,7

67,9

T= testigo, s= siembra, m= macollaje.

Las tendencias de los contenidos de N-NO⁻₃ de la capa superficial (0 a 0,2 m) y subsuperficial (0,2 a 0,8 m) fueron semejantes en 2001 y 2002. El factor año aportó una baja proporción de la varianza total sobre el contenido de N-NO⁻₃ superficial (2%) y subsuperficial (28,1 %), las que resultaron no significativas. Esta baja variabilidad permitió analizar los promedios de ambos años.

Se detectaron dos interacciones significativas entre factores para N-NO⁻₃ en el suelo, una entre el factor principal “sistema de labranza” y el factor secundario “momento de aplicación de los fertilizantes” (p = 0,016). Otra interacción existió entre el factor principal “sistema labranza” y “mes de muestreo durante el ciclo de los cultivos” (p = 0,0015). En la primera interacción se pudo observar que, en las aplicaciones a la siembra, LC presentó un contenido (11,7 kg ha⁻¹) mayor de N-NO⁻₃ que SD (6,4 kg ha⁻¹), para ambas fuentes con N, y que en las aplicaciones de fertilizantes al momento de macollaje, ambos sistemas de labranza presentaron los mismos contenidos (Figura 4.3). No obstante, T en LC también fue superior a T en SD tanto en aplicaciones a la siembra como en macollaje (9,1 y 4,9 kg ha⁻¹, respectivamente). Esto se debería a la remoción del suelo generada durante la realización de los barbechos y la siembra en LC, lo que promovió la nitrificación en las primeras etapas del ciclo del cultivo. Esto resultados coinciden con los presentados por Buschiazzo Panigatti (1996), Abascal et al. (2002) y Díaz-Zorita et al. (2002), quienes atribuyeron el mayor contenido de nitrato presente en LC a la mayor remoción del suelo en este sistema de labranza. Por otro lado, las aplicaciones de fertilizantes en estadíos más avanzados del cultivo, como el de macollaje, fueron realizadas al inicio de la etapa de crecimiento de las plantas, por lo que existió un incremento de la absorción del nutriente (Slafer et al., 2003). Esto produjo una disminución de los contenidos de N-NO⁻₃ superficiales inmediatamente después de la aplicación de los fertilizantes. Por el contrario, en los primeros estadíos del cultivo, los requerimientos nutricionales fueron menores, lo que incrementó la cantidad de N-NO⁻3 en superficie. Resultados similares obtuvieron Videla et al. (1996) quienes observaron un rápido consumo del N-NO⁻₃ desde las aplicaciones al macollaje de cultivos de invierno por el crecimiento activo de las plantas. Bergh (1997) hallaron mayor contenido de N inorgánico en el suelo en un cultivo de trigo, en LC que en SD, en presiembra y macollaje, aunque estas diferencias disminuyen hacia etapas de crecimiento más avanzadas del cultivo.

Durante el período de macollaje, también se observó un incremento del contenido de N-NO⁻₃ subsuperficial (0,2 a 0,8 m), principalmente en LC en septiembre (Tabla 4.13), lo que podría explicar la disminución del N-NO⁻₃ superficial.

El contenido de N-NO⁻₃ superficial no varió significativamente entre las aplicaciones de fertilizantes a la siembra (6,4 kg ha⁻¹) y a macollaje (5,9 kg ha⁻¹) para ambas fuentes en SD, e incluso no se diferenciaron del contenido de N-NO⁻₃ de T (4,9 kg ha⁻¹). Por su parte, LC tuvo niveles significativamente mayores en las aplicaciones a la siembra que en las de macollaje para ambas fuentes (11,7 y 9,1 kg ha⁻¹, respectivamente), mientras que T (5,5 kg ha⁻¹) presentó contenidos similares de N-NO⁻₃ que en las aplicaciones a la siembra.

Figura 4.3. Contenidos de N-NO⁻₃ superficial (0 a 0,2 m) en el suelo en trigo fertilizado a la siembra (S) y al macollaje (M) en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC), (datos promedio de las campañas 2001 y 2002).

T= testigo sin fertilizar.

La interacción significativa entre “sistemas de labranza” y “mes de muestreo” se representó en la Figura 4.4. Se observó que SD, en todos los meses, mostró niveles más bajos de N-NO⁻₃ superficial (de 4,03 a 9,35 kg ha⁻¹) que LC (9,54 a 16,26 kg ha⁻¹), a excepción de los muestreos de octubre y noviembre, cuando ambos sistemas presentaron contenidos similares de nitratos (5,12 y 3,03 kg ha⁻¹, respectivamente), siendo, además, los valores más bajos de los hallados durante todo el ciclo del cultivo.

Figura 4.4: Evolución de los contenidos de N-NO⁻₃ superficiales (0-20m) del suelo durante el ciclo de dos cultivos de trigo (promedios mensuales entre campañas 2001 y 2002), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).

SD presentó contenidos de nitratos del suelo, en julio y agosto (promedio 8,6 kg ha⁻¹) mayores que los encontrados entre septiembre y diciembre (promedio 4,5 kg ha⁻¹). En LC, julio y agosto (promedio 14,4 kg ha⁻¹) presentaron mayores valores de N-NO⁻₃ superficial que septiembre y diciembre (promedio 9,9 kg ha⁻¹) y estos a la vez mayores que en octubre y noviembre (promedio 4,1 kg ha⁻¹). En el muestreo de octubre y noviembre, los menores contenidos de nitratos observados en ambas labranzas, se asociaron con la máxima extracción por parte del cultivo y las mayores precipitaciones. Sobre el final del crecimiento del cultivo se volvió a incrementar el contenido de nitrato en el suelo, en coincidencia con una disminución de la absorción por las plantas, aunque por debajo de los valores hallados en los dos primeros muestreos. Estas variaciones en los contenidos de N-NO⁻₃ durante el ciclo del cultivo evidencian los momentos de mayor producción de nitrato y el consumo de los mismos por el cultivo, además de la menor capacidad de generación de N-NO⁻3 de SD, respecto de LC. Es decir que la mayor cantidad de N-NO⁻₃ se observó en los períodos cercanos a la aplicación de los fertilizantes a la siembra y cuando el cultivo presentó menor demanda. En gran medida, los menores contenidos de N-NO⁻₃ de las capas superficiales coincidieron con mayores contenidos de las capas subsuperficiales, lo que sugiere que existió un movimiento descendente de los nitratos.

No existieron diferencias (p = 0,3487) entre fuentes con N durante todo el ciclo de los cultivos. U y PDA mantuvieron contenidos promedio de N-NO⁻₃ semejantes (8,38 y 8,05 kg ha⁻¹, respectivamente). Probablemente, las precipitaciones ocurridas próximas a las aplicaciones de los fertilizantes y la alta solubilidad en agua de ambos (más de 50 gr 100 mL⁻¹ agua a 20º C), favorecieron la rápida y semejante incorporación de ambos fertilizantes a la solución del suelo, en ambos años.

Los contenidos de N-NO₃⁻ subsuperficiales fueron semejantes entre años, a pesar de que aportaron el 28,1% de la varianza total. Existió una interacción significativa entre “labranza” y “mes de muestreo” para los contenidos de N-NO⁻₃ subsuperficiales (p = 0,0009), aunque la incidencia del factor principal labranza sobre la interacción fue menor (p = 0,0264) que en los N-NO⁻₃ superficiales (p = 0,0001). Esto obedecería a que la mayor remoción del suelo en LC se produce por encima de 0,2 m, promoviendo la producción de N-NO₃⁻, y por debajo de esta profundidad ambas labranzas son más semejantes (Quiroga et al., 1996; Buschiazzo et al., 1998). Los contenidos de N-NO⁻₃ subsuperficiales en LC fueron menores en octubre y noviembre (promedio de ambos 4,2 kg ha⁻¹), que en el resto de los meses (17,4 kg ha⁻¹, como promedio de julio, agosto, septiembre y diciembre). Los contenidos de N-NO⁻₃ de agosto y septiembre (13,5 kg ha⁻¹, como promedio de ambos meses) en SD tendieron a ser mayores que el resto de los meses (8,3 kg ha⁻¹, como promedio de julio, octubre, noviembre y diciembre), aunque las diferencias no fueron significativas. Los contenidos de nitratos de octubre (5,8 kg ha⁻¹) y noviembre (2,6 kg ha⁻¹) en SD, si bien tendieron a disminuir, no fueron menores al resto de los meses en esta labranza (Figura 4.5). Estos resultados muestran que LC, por debajo de los 0,2 m de profundidad, presentó contenidos semejantes de N-NO⁻₃ que SD, a excepción del de diciembre, en el cual LC tuvo los valores más altos, posiblemente debido a la mayor translocación desde las capas superficiales. La mayor remoción superficial del suelo generada en LC, junto con la buena disponibilidad hídrica, permitió la mayor translocación de N-NO⁻₃ por debajo de los 20 cm.

En SD, se observó que el contenido de nitratos alcanzó valores semejantes a los de LC en el mes posterior de cada muestreo, lo que evidencia, posiblemente, una menor movilidad del nutriente en esta labranza. Es conocido que las labranzas que promueven la remoción del suelo facilitan la penetración del agua de lluvia en el perfil, favoreciendo la movilización del N (Rennie et al., 1976).

Esta secuencia también evidencia los momentos de mayor translocación de nitratos desde las capas superficiales (muestreos de agosto, septiembre y diciembre) y los momentos de mayor consumo del cultivo (octubre y noviembre). En julio los contenidos fueron bajos porque la translocación desde las capas superficiales fue limitada. En el muestreo de diciembre, cuando el cultivo alcanzó su madurez fisiológica, se incrementaron los contenidos de nitrato debido al menor consumo y un nuevo aporte por translocación.

Figura 4.5. Evolución de los contenidos de N-NO⁻₃ subsuperficiales (0,20-0,80 m) del suelo durante el ciclo de dos cultivos de trigo (promedios mensuales entre las campañas 2001 y 2002), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).

En cada labranza, los máximos contenidos de N-NO⁻₃ subsuperficiales se produjeron al mes siguiente del máximo contenido de N-NO⁻₃ superficial. Este desfasaje es indicio de un movimiento vertical de los nitratos hacia las capas más profundas. Laurent et al. (1996), en un estudio realizado en la región semiárida Argentina, mencionan que la aplicación temprana de fertilizantes, luego de “lluvias importantes”, puede movilizar N-NO⁻₃ por debajo de los 20 cm de profundidad. Por otro lado, en los muestreos de octubre y noviembre, cuando se detectaron los menores contenidos de N-NO⁻₃ subsuperficial, esta demora no se evidenció, debido a la mayor demanda por parte del cultivo y que el mismo extrajo N-NO⁻₃ de las capas superficiales como subsuperficiales.

Las fertilizaciones a la siembra mostraron mayor cantidad de N-NO⁻₃ subsuperficiales durante el desarrollo de los CI (12,1 kg ha⁻¹; p=0,0642) que las aplicaciones postergadas (8,6 kg ha⁻¹) (Tabla 9 b y 13 del anexo). Esto se habría debido a la mayor absorción por parte del cultivo en fertilizaciones a macollaje, y habría producido una menor migración de N hacia capas subyacentes que en fertilizaciones siembra.

No se hallaron diferencias entre fuentes con N, en el contenido de nitratos subsuperficiales en CI.

Se concluye que los mayores contenidos de N-NO⁻₃, en LC que en SD, luego de las aplicaciones a la siembra, se debió a la mayor remoción del suelo en LC durante los barbechos y la siembra, lo que no se manifestó en las aplicaciones al macollaje. Esta misma causa, provocó que en julio, agosto y septiembre, LC también haya presentado mayor contenido de N-NO⁻₃ entre 0 y 20 cm de profundidad del suelo, que SD. Por debajo de los 20 cm, donde el efecto de la remoción del suelo en ambas labranzas fue menor, LC sólo presentó mayor contenido de N-NO⁻₃ que SD, en diciembre, lo que se debió a la mayor translocación desde las capas superficiales.

4.3.1.2 Mineralización potencial de N (N₀)

La mineralización de N-NO⁻3 (mineralización de la MO del suelo mas solubilización del fertilizante, N₀) osciló entre 5 y 135,5 kg ha⁻¹ mes⁻¹ (Tabla 4.14), lo que generó un total de N en todo el ciclo del cultivo de entre 81,3 y 264,3 kg ha⁻¹. Valores semejantes (promedio 154 mg kg⁻¹) obtuvieron Echeverría et al. (2000), al comparar métodos para estimar mineralización potencial de N en ocho suelos de uso agrícola de la región pampeana.

La diferencia de los contenidos de N₀ mensual entre años no fue significativa, siendo de 5,8 % el aporte a la varianza total. Por esta razón, fue posible analizar el promedio de ambos años.

Tabla 4.14: Contenidos de N-NO⁻₃ potencialmente mineralizado (N₀) (promedio mensuales de las campañas 2001 y 2002) en los primeros 20 cm del suelo, durante el ciclo del cultivo de trigo fertilizado en dos momentos con urea (U) y fosfato diamónico (PDA), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).

LABRANZA

TRATAMIENTO

MESES

JUL

AGO

SEP

OCT

NOV

DIC

Total

(kg ha⁻¹)

LC

T

7,0

20,9

10,7

20,6

10,9

11,2

81,3

Us

13,4

109,9

10,9

21,4

61,3

19,6

236,4

PDAs

16,7

55,3

36,4

39,7

25,3

5,0

178,3

Um

13,1

18,9

40,9

21,4

29,8

10,1

134,2

PDAm

10,7

18,9

19,1

20,8

12,9

13,6

96,0

SD

T

11,8

32,4

22,1

10,2

48,2

16,4

141,1

Us

5,4

48,0

39,3

19,4

57,5

18,2

187,8

PDAs

14,4

40,6

32,8

33,8

101,4

20,6

243,5

Um

14,4

30,9

25,1

33,9

135,5

24,4

264,3

PDAm

15,7

30,9

18,1

29,0

63,8

33,8

191,3

T= testigo; s= siembra, m= macollaje.

Existió una interacción altamente significativa (p = 0,0005) entre el factor “sistema de labranza” y “mes de muestreo” para N₀. A lo largo del ciclo del cultivo se pudo observar que ambos sistemas de labranza solo tuvieron diferencias en la N₀ mensual de noviembre, donde SD presentó contenidos superiores a LC (75,5 y 25,2 kg ha⁻¹ mes⁻¹, respectivamente, Figura 4.6).

En LC, en agosto se determinó mayores contenidos de N₀ mensual que en julio (49,9 y 22,2 kg ha⁻¹ mes⁻¹, respectivamente) y aunque también fue mayor al resto de los meses, las diferencias no fueron significativas (Tabla 18 del anexo). En SD, en noviembre se determinaron los mayores N₀ (75,5 kg ha⁻¹ mes⁻¹), y en julio los mínimos (13,8 kg ha⁻¹ mes⁻¹), además los contenidos de N₀ en agosto (40,3 kg ha⁻¹ mes⁻¹) fueron mayores que en julio, pero ambos meses presentaron menores N₀ mensuales semejantes que en septiembre, octubre y diciembre (25,4 kg ha⁻¹ mes⁻¹, como promedio de los tres meses).

Se pone en evidencia que en noviembre y agosto se produjeron estímulos de la mineralización. En ambos meses se produjo el 53,3 % de N₀ mineralizado en ambos años. Por otro lado, en septiembre, octubre y diciembre se mineralizó, en promedio, sólo el 14,8 % del total y en julio sólo el 8 % (Tabla 4.15).

Figura 4.6. Evolución del contenido de N-NO⁻₃ del suelo potencialmente mineralizado N₀, durante el ciclo de trigo (promedio de todos los tratamientos en las campañas 2001 y 2002), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).

Tabla 4.15: Proporción de N mineralizado en cada mes de desarrollo de cultivo de trigo con respecto al total mineralizado en todo el período. Datos promedio de las campañas 2001 y 2002.

Jul

Ag

Sept

Oct

Nov

Dic

(%)

8,0

25,1

16,4

16,5

28,3

11,6

Los altos contenidos de N₀ detectados en noviembre y agosto se deberían al efecto de dos factores: la temperatura del aire y el denominado “efecto Birch”. El incremento de la temperatura del aire, luego de períodos de baja temperatura, puede incrementar la actividad microbiana, produciendo mayor mineralización del N. (Campbell et al., 1981; Malhi Mc Gill, 1982). El efecto “Birch” está asociado a la ocurrencia de precipitaciones que incrementan el contenido de humedad del suelo, luego de períodos de baja disponibilidad hídrica. En estas condiciones se incrementa la mineralización de N del suelo por favorecerse la actividad microbiana (Birch, 1958, Cabrera, 1993).

En noviembre se produjeron incrementos, tanto de la temperatura del aire como de la disponibilidad hídrica del suelo. La temperatura media pasó de 15,5 y 16,1º C a 17,5 y 19,3º C, en 2001 y 2002, respectivamente. Las precipitaciones de octubre (207 y 73 mm, en 2001 y 2002, respectivamente) aumentaron la disponibilidad hídrica del suelo al inicio de noviembre, Esta combinación de factores, produjo el incremento de la N₀ en noviembre.

En agosto, en cambio, sólo se incrementaron las temperaturas medias con respecto al período anterior. Tales incrementos fueron menores que en noviembre, ya que pasaron de 7,0 y 8,0º C a 10,6 y 9,5º C en 2001 y 2002, respectivamente. Por otro lado, las precipitaciones mensuales previas al comienzo de este período de incubación fueron bajas (4,7 y 20 mm, en 2001 y 2002, respectivamente) lo que también contribuyó a una menor mineralización. Estos resultados son semejantes a los obtenidos por Bachmeier Rollán (2004) en condiciones de semiaridez, quienes indican que para un Haplustol Típico, el 79 % de la mineralización de N de los horizontes A y AC se explicaron por el incremento del contenido relativo de agua en estos estratos, para una temperatura de 30° C.

Tanto en agosto como en noviembre, se registraron además, durante un período de una semana, temperaturas medias diarias menores (Tabla 44, del anexo) a la temperatura media del mes (10,56 y 17,49° C; 9,48 y 19,31° C, en agosto y noviembre de 2001 y 2002, respectivamente), y durante la semana posterior, temperaturas medias diarias superiores a la temperatura media de ese mismo mes. Estos incrementos térmicos del aire entre ambas semanas, también pudieron incrementar la N₀ por una mayor actividad microbiana.

Los contenidos de N₀ no fueron diferentes entre U (38,81 kg ha⁻¹ mes⁻¹) y PDA (34,24 kg ha⁻¹ mes⁻¹), aunque en U fue mayor que en T (21,7 kg ha⁻¹ mes⁻¹). PDA, si bien presentó mayores contenidos de N₀ que T, la diferencia no fue estadísticamente significativa (p < 0,05). Los mayores contenidos de N₀ de ambas fuentes que T, aun cuando la diferencia entre PDA y T no fue significativa, se debió al mayor estímulo que produjo el agregado de fertilizantes sobre la N₀, por encima de los tratamientos a los que no se les aplicó fertilizantes. Este estímulo es conocido como “efecto priming” y está asociado a la adición de diferentes sustancias al suelo, entre ellas fertilizantes (Jenkinson et al., 1985; Kuzyakov et al., 2000). El agregado de estas fuentes al suelo, fundamentalmente U, pudo generar cambios abruptos durante el proceso de mineralización de la MO del suelo “per se”, incrementando la actividad microbiana, que se desarrolla lentamente, y consecuentemente incrementando la mineralización de N.

En las incubaciones de julio, noviembre, y diciembre se encontró una asociación entre contenido de N-NO⁻₃ al inicio del período de incubación y el N-NO⁻₃ generado por la mineralización en ese mismo período (n = 10; p < 0,0057, <0,0548 y <0,0024; r = 0,8, = 0,62, = 0,84, para cada una respectivamente). Al agrupar los resultados de las determinaciones de tres incubaciones y los correspondientes contenidos de N-NO⁻₃ al inicio de estos períodos, se obtuvo una asociación entre variables (Figura 4.7), que indicó que la N₀ aumentó en forma directamente proporcional hasta los 60 kg ha-1 de N, mientras que en el suelo hubo alrededor de 3,8 kg ha⁻¹ de N disponible, en forma de N-NO⁻₃. Por el contrario, a partir de los 3,8 kg ha⁻¹ la relación se vuelve inversamente proporcional hasta valores menores a 18 kg ha⁻¹ de N-NO⁻₃ disponible en el suelo, y con valores mayores a esta cantidad de N disponible, la N₀ tiende a cero.

Figura 4.7. Mineralización potencial de N en los meses de julio, noviembre y diciembre, en función del N disponible en el suelo al inicio de cada período de medición.

S= desvío estándar, r= coeficiente de correlación, p<0,05.

En conclusión, los incrementos en los contenidos de N₀ observados en noviembre y agosto, se debieron fundamentalmente a los incrementos en la temperatura, que habrían promovido la actividad microbiana. Aunque las mayores precipitaciones en octubre, aumentaron la disponibilidad hídrica del suelo, estimulando aún más la actividad microbiana, incrementando en mayor medida los contenidos de N₀ en noviembre que en agosto.

4.3.1.3. Estímulo de la mineralización de N por aporte de fertilizantes

En todos los tratamientos fertilizados con N se observó un total de N producido por mineralización superior a la suma del N generado por mineralización en los tratamientos T y el N total aportado a través de los fertilizantes (50 kg ha⁻¹). Esto fue a consecuencia del denominado “efecto priming” (Kuzyakov et al., 2000), el cual consiste en un aumento repentino de la producción de N-NO⁻₃ del suelo en respuesta al agregado de diferentes sustancias al suelo, entre ellas los fertilizantes.

El estímulo en la producción de N-NO⁻₃, presentó valores que oscilaron entre 11,8 y 150,1 kg ha⁻¹ (Figura 4.8), por encima de lo que se generó por mineralización sin el agregado de fertilizantes

Figura 4.8. Contenidos de N-NO⁻₃ del suelo generado por estímulo de la mineralización de N durante el ciclo del cultivo de trigo (promedio de las campañas 2001 y 2002) fertilizado en dos momentos siembra (s) y macollaje (m) con urea (U) y fosfato diamónico (PDA), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).
Las barras representan los desvíos estándar.

No hubo evidencia que permitieran hallar diferencias significativas entre años, siendo el aporte a la varianza total del 0,00018 %.

En general, ninguno de los tratamientos planteados presentó diferencias, entre sí, en la sobreproducción de N-NO⁻₃ a raíz del efecto priming. Tanto el estímulo de la N0 producto de la labranza (p=0,9965) como de la fuente de aporte de N (p=0,6569) fueron semejantes. Sin embargo quedó evidenciado que fue la adición de fertilizantes el factor que indujo a esta mayor N₀ (Jenkinson et al., 1985), produciendo en promedio alrededor de 76,6 kg ha⁻¹ más que si no se hubiesen aplicado los fertilizantes. Estos valores se encuentran dentro del rango de valores hallados por Woods et al. (1987) para aplicaciones de N de 0 a 100 µg g⁻¹ de suelo, quienes encontraron un incremento de la mineralización neta con el aumento del agregado de N, hasta que el contenido de N mineral del suelo limitó la actividad microbiana. Fischer et al. (1987), en un suelo de zona desértica y aplicaciones equivalentes a 100 kg ha⁻¹ de N, halló valores de alrededor del 50 % a nuestros resultados, aunque ello podría deberse a los menores contenidos de MO de esos suelos. Por el contrario, Bell et al. (2003) no halló incrementos en la mineralización debido a que el contenido de N disponible en el suelo fue elevado.

La sobreproducción de N por el agregado de fertilizantes, podría generar tanto incrementos como disminución sobre el balance de N del suelo, dado que su aparición podría coincidir con momentos en los cuales el cultivo pueda absorber estos excesos o no, pudiendo de esta última manera quedar susceptible de perderse por procesos como la lixiviación (Jenkinson et al., 1985).

4.3.2 EVOLUCIÓN DEL N INORGÁNICO EN CULTIVOS ESTIVALES

4.3.2.1 Contenido de nitratos

El contenido de N-NO₃⁻ superficial del suelo osciló entre 30,8 y 130,2 kg ha⁻¹ (Tabla 4.16), y el subsuperficial, hasta los 0,8 m de profundidad, fue de un total de 21,1 a 122,5 kg ha⁻¹.

Tabla 4.16: Evolución de los contenidos absolutos y relativos (en relación al total del perfil) de N-NO⁻₃ del suelo a dos profundidades, durante el ciclo del cultivo de soja 2002/3 fertilizado con urea (U) y fosfato diamónico (PDA), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).

Profundidad

MESES

Contenido relativo

por profundidad

DIC

FEB

ABR

(m)

N-NO⁻₃ (kg ha⁻¹)

(%)

0-0,20

LC

T

73,7

93,0

71,2

54,9

U

73,7

130,2

101,5

58,3

PDA

73,7

109,6

112,0

51,6

SD

T

30,8

56,5

88,0

52,3

U

30,8

86,5

71,1

54,3

PDA

30,8

88,9

121,9

63,4

0,20-0,80

LC

T

51,6

70,7

73,3

45,1

U

51,6

79,0

87,8

41,7

PDA

51,6

103,3

122,5

48,4

SD

T

21,1

36,5

102,1

47,7

U

21,1

58,6

79,2

45,7

PDA

21,1

54,4

63,8

36,6

T= testigo sin fertilizar.

El contenido de N-NO⁻₃ superficial de los tratamientos fertilizados con U y PDA tendió a ser mayor que el de T, aunque la diferencias entre ambas fuentes y entre fuentes y el T no fueron significativas (p= 0,4439). Esto permitió representar el promedio entre fuentes, marcando las diferencias entre labranzas (Figura 4.9).

Los contenidos de N-NO⁻₃ superficiales fueron diferentes entre labranzas (p = 0,0585). LC (92,3 kg ha⁻¹) presentó mayor contenido de N-NO⁻₃ superficial que SD (54,1 kg ha⁻¹) durante prácticamente todo el ciclo del cultivo, salvo en abril de 2003, donde ambos sistemas de labranza no tuvieron diferencias (94,3 kg ha⁻¹). Se observó además, que los tratamientos fertilizados de SD presentaron menor contenido de nitrato que T en LC. La mayor remoción del suelo generada en LC, durante el barbecho y la siembra, fue la principal causa que provocó un 38,7 % más de N-NO⁻₃ que SD, fundamentalmente en el período más próximo a la siembra. Posiblemente, la mayor temperatura superficial del suelo en LC que en SD, que puede superar hasta en 12º C a la de SD (Quiroga et al., 2005), también pudo incrementar el contenido de nitratos en LC, debido a un incremento en la nitrificación.

Se observó un incremento significativo (p = 0,0188; Tabla 21a del anexo) del contenido de N-NO₃⁻ superficial del suelo en todos los tratamientos desde diciembre (52,2 kg ha⁻¹) hasta febrero (94,1 kg ha⁻¹), manteniéndose constantes hasta abril (94,3 kg ha⁻¹, como promedio entre labranzas). El mayor contenido de N-NO₃⁻ superficial del suelo en febrero que en diciembre se debió, principalmente, al incremento de la mineralización, lo que se produjo, como se explica en el capítulo 4.3.2.2, a consecuencia del incremento en las temperaturas y la disponibilidad hídrica del suelo. El contenido de N-NO⁻3 entre febrero y abril se mantuvo estable debido a que, probablemente, el estrés térmico del cultivo y el bajo stand de plantas logrado, produjo baja extracción de N.

Figura 4.9. Evolución de los contenidos de N-NO⁻₃ superficiales (0-20 m) del suelo, durante el ciclo del cultivo de soja en la campaña 2002/3, siembra directa (SD) y en labranza convencional (LC).

Las fuentes con N (U y PDA) presentaron, al igual que en los estratos superiores, una tendencia en la que el contenido de N-NO⁻₃ fue más alto que en T, aunque estas diferencias no fueron significativas (p = 0,6108), lo que permitió analizar el promedio de éstas en cada labranza (Figura 4.10).

Las diferencias encontradas entre sistemas de labranza en el contenido de N-NO⁻₃ subsuperficial fueron mayores que en la capa superficial (p = 0,0041) (Tabla 21b del anexo). LC presentó un contenido de N-NO⁻₃ subsuperficial 51 % mayor que el de SD (76,8 y 50,9 kg ha⁻¹, respectivamente) (Tabla 26 del anexo). Las mayores diferencias en el contenido de N-NO⁻₃ subsuperficial se observaron en diciembre (21,1 y 51,6 kg ha⁻¹, en SD y LC, respectivamente) y febrero (49,8 y 84,3 kg ha⁻¹, en SD y LC, respectivamente), mientras que en abril no hubo diferencias entre labranzas (88,1 kg ha⁻¹). Estas diferencias entre labranzas se deberían a la mayor movilización relativa de este nutriente hacia la zona más profunda en LC que en SD. Quiroga et al. (1996) mencionan que la mayor remoción superficial del suelo en LC al momento del laboreo incrementa la translocación de nitratos en profundidad de LC respecto de SD. En este estudio, la mayor cantidad de N-NO⁻₃ generado en superficie (0-20 cm) en LC, sobre todo en diciembre y febrero, produjo un mayor translocación, que incrementó en mayor medida el contenido de nitratos subsuperficiales de LC que de SD. A medida que se incrementó el tiempo transcurrido desde la remoción del suelo, las diferencias se redujeron, equiparándose los contenidos de nitratos subsuperficiales entre labranzas en el muestreo de abril.

El contenido de N-NO⁻₃ subsuperficial presentó diferencias significativas entre meses de muestreo (p = 0,0001) (Tabla 21b del anexo). Los mayores contenidos de N-NO⁻₃ se registraron en abril (como promedio entre labranzas, 88,1 kg ha⁻¹) y febrero en LC (84,3 kg ha⁻¹). Los menores contenidos se observaron en diciembre (21,1 y 51,6 kg ha⁻¹, en SD y LC, respectivamente) y febrero en SD (49,8 kg ha⁻¹). En ambas labranzas, los contenidos de N-NO⁻₃ subsuperficiales aumentaron desde la siembra hasta la cosecha (Figura 4.10), salvo en LC cuyo contenido de nitratos subsuperficiales no varió entre abril y febrero. Este incremento en el contenido de N-NO⁻₃ en profundidad, evidenció el descenso vertical del mismo, a pesar que las precipitaciones fueron 100 mm menores a la media histórica (358,6 mm) entre febrero y abril. Durante la mayor parte del ciclo del cultivo de soja, más de la mitad de los N-NO⁻₃ (54,8 % en LC y el 56,9 % en SD) estuvieron en los primeros 20 cm superficiales del suelo, sin embargo esta tendencia se invierte en el muestreo de abril, donde el contenido de N-NO⁻₃ en los estratos subsuperficiales se incrementó respecto de los superficiales. Esta mayor proporción de N-NO⁻₃ en las capas superiores en los primeros muestreos, producto de la mineralización, la aplicación de los fertilizantes y el bajo consumo del CV, provocó que una parte de los mismos se translocaran a las capas subsuperficiales hacia el final del cultivo. Esto significa que los mayores contenidos de N-NO⁻₃ superficiales alcanzados en los primeros muestreos, fueron removidos a partir de febrero a las capas subsuperficiales.

Figura 4.10. Evolución de los contenidos de N-NO⁻₃ subsuperficiales (0,20-0,80 m) del suelo, durante el desarrollo del cultivo de soja en la campaña 2002/3, en dos sistemas de labranza.

LC= labranza convencional, SD= siembra directa.

4.3.2.2 Mineralización potencial de N (N₀)

El contenido de N-NO⁻₃ generado por N₀ osciló entre 5,7 y 337,5 kg ha⁻¹ en cada período de incubación, sumando un total durante todo el ciclo del cultivo que varió entre 58,5 y 401,4 kg ha⁻¹ (Tabla 4.17).

Tabla 4.17. Contenido de N-NO⁻₃ potencialmente mineralizado (N₀) en los primeros 20 cm del suelo, durante el ciclo del cultivo de soja en la campaña 2002/3, fertilizado en dos momentos con urea (U) y fosfato diamónico (PDA), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).

LABRANZA

TRATAMIENTO

MESES

Dic-Ene

Feb-Mar

Total

(kg ha⁻¹)

LC

T

35,9

22,6

58,5

U

337,5

63,9

401,4

PDA

193,4

23,8

217,2

SD

T

68,7

5,7

74,4

U

115,0

52,4

167,4

PDA

136,0

64,3

200,3

T= testigo.

LC produjo en promedio un 53 % más de N-NO⁻₃ de N0 que SD, a pesar de ello, no se hallaron diferencias entre labranzas. Tampoco se encontró una asociación entre el contenido de N-NO⁻₃ al inicio de cada período de incubación y en producido por N₀.

Hubo diferencias significativas en los contenidos de N-NO⁻₃ de N₀ entre meses de muestreo (p = 0,0008). El mayor contenido de N-NO⁻₃ producto de la N₀ de todos los tratamientos se produjo en la incubación de diciembre-enero, aportando un 77,2 % del total de N producido en todo el ciclo. Estas diferencias, se asociaron directamente a los cambios que se produjeron en la temperatura media del aire durante las distintas etapas del desarrollo del cultivo de soja y las variaciones en las precipitaciones acumuladas previas a cada incubación. Las temperaturas medias del aire que se registraron durante la incubación de diciembre-enero fueron más elevadas (p = 0,0002) que las incubaciones de febrero-marzo, presentando en enero una media de 25º C, en diciembre 21,4º C en febrero 23,2º C y marzo 21,5º C. Además, las precipitaciones ocurridas durante la incubación de diciembre fueron 96 % superiores a las de la incubación de febrero, siendo en diciembre y en enero de de 84,2 y 50,7 mm, respectivamente, y semejantes a la media histórica. Raramente en febrero (13 mm) y marzo (55,5 mm) se registraron precipitaciones bastante por debajo de la media histórica. Ambos períodos de incubación presentaron temperaturas óptimas (Campbell et al., 1981) para que se desarrolle normalmente la mineralización, sin embargo la merma en las precipitaciones durante la segunda incubación pudieron limitar el proceso. Las precipitaciones ocurridas durante la primera incubación favorecieron el proceso de secado-humedecimiento (efecto Birch), el cual a partir de una mejora en la disponibilidad hídrica, luego de un noviembre seco, produjo un incremento en la mineralización de N. Además, al igual que en los CI, se observó que en la incubación de diciembre-enero, existieron durante una semana, temperaturas medias diarias menores a la media mensual e inmediatamente otra semana con temperaturas más elevadas a la misma. Estas fluctuaciones térmicas, según Campbell et al. (1981) y Malhi Mc Gill (1982), pueden estimular pulsos en la liberación de N-NO⁻₃ a partir de la mineralización.

La N₀ de N-NO⁻₃ no fue diferente entre U (142,2 kg ha⁻¹ mes⁻¹) y PDA (104,4 kg ha⁻¹ mes⁻¹) (Tabla 30 del anexo), aunque U tuvo mayor N₀ que el tratamiento T (33,2 kg ha⁻¹ mes⁻¹) (p = 0,0143) (Tabla 28 del anexo). PDA, si bien tuvo una N₀ 3,1 veces mayor que el tratamiento T, la diferencia no fue estadísticamente significativa (p < 0,05). La mayor N₀ de ambas fuentes, aun cuando en PDA no fue significativa, se debió al mayor estímulo que produjo el agregado de fertilizantes sobre la N₀, por encima de los tratamientos a los que no se les aplicó fertilizantes. De manera semejante a lo ocurrido en los CI, se evidenció un efecto “priming” sobre la N₀, asociado a la adición de fertilizantes (Jenkinson et al., 1985; Kuzyakov et al., 2000). Ambas fuentes, aunque principalmente U, generaron cambios en el proceso de mineralización de la MO del suelo, incrementando la actividad microbiana y consecuentemente incrementando la mineralización de N.

4.3.2.3 Estímulo de la mineralización de N por aporte de fertilizantes

Al igual que en los CI, todos los tratamientos a los que se les agregó alguna fuente con N presentaron un total de N-NO⁻₃ producido por mineralización, superior a lo que pudo aportar la suma de los N-NO⁻₃ generados por mineralización en T y el N-NO⁻₃ total aportado a través de la solubilización de los fertilizantes (50 kg ha-1 de N). Estos tratamientos respondieron al efecto priming (Kuzyakov et al., 2000).

El estímulo en la producción de N-NO⁻₃, presentó valores que oscilaron entre 93,1 y 342,9 kg ha⁻¹ (Figura 4.11), por encima de lo que se generó por mineralización sin el agregado de fertilizantes. Esta sobreproducción de N-NO⁻₃ no presentó diferencias entre fuentes de aporte de N (p = 0,3636) ni entre labranzas (p = 0,1099) (Tabla 31 del anexo). Aun así, se comprobó que la adición de fertilizantes fue la principal causa de producción adicional de N por mineralización (Jenkinson et al., 1985), produciendo en promedio alrededor de 180,1 kg ha⁻¹ más que si no se hubiesen aplicado los fertilizantes. Estos valores se encuentran por encima de los hallados por Woods et al. (1987), quienes para aplicaciones de N de hasta 100 µg g⁻¹ de suelo bajo condiciones de laboratorio, encontraron incrementos en la mineralización de N de alrededor de 139,8 kg ha⁻¹, y los hallados por Fischer et al. (1987), quienes en un suelo de zona desértica y aplicaciones equivalentes a 100 kg ha⁻¹ de N, hallaron valores de entre 22,5 y 33,5 kg ha⁻¹, que podría deberse a los menores contenidos de MO de esos suelos.

Figura 4.11: Contenido de N-NO⁻₃ del suelo generado por estímulo de la mineralización de N durante el ciclo del cultivo de soja 2002/3, fertilizado con urea (U) y fosfato diamónico (PDA), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).
Las barras representan los desvíos estándar.

IV.IV BALANCES DE N

La cuantificación del N aportado por procesos de ingreso y de extracción permitió desarrollar balances de N en cada uno de los tratamientos. Los procesos de ingreso considerados fueron la mineralización en el suelo desde la siembra hasta la cosecha de cada cultivo, la fertilización y el nitrato disponible a la siembra; las extracciones consideradas fueron el N en grano y rastrojos de cada cultivo, el volatilizado, el transportado por erosión eólica y el absorbido por las malezas. Los balances se realizaron restando el total de extracciones (ETN) del total de ingresos (ITN), y a este resultado se le restó el remanente de N en el suelo a la cosecha de cada cultivo. Resultados positivos indicaron ganancias de N y resultados negativos indicaron pérdidas de N.

4.4.1 BALANCE DE N EN CULTIVOS INVERNALES

Los balances fueron mayormente positivos en ambos años, para los dos sistemas de labranza (Figura 4.12). Los valores oscilaron entre 32,8 y 306,9 kg N ha⁻¹, sólo en 2002 se obtuvo un balance negativo de -48,2 kg N ha⁻¹ en T de LC. Los balances fueron, sin embargo, mayores en 2001 que en 2002 (167,8 y 95,7 kg N ha-1 como promedio de todos los tratamientos, respectivamente), debido a que en 2001 las extracciones totales de N fueron menores que en 2002 y los ingresos totales fueron semejantes entre años. Estas mayores extracciones en 2002, se debieron a que en 2002 hubo menores precipitaciones que en 2001, lo que incrementó, principalmente, el mayor contenido de nitrato residual del suelo a cosecha en 2002.

Los balances también fueron positivos en SD y LC (165,4 y 98 kg N ha⁻¹ como promedio de ambos años, respectivamente). En SD hubo mayor ganancia de N que en LC, sobre todo en 2001, lo que se debió a que no sólo los ingresos totales de N (ITN) en SD fueron mayores (49,9 kg de N ha⁻¹, como promedio de todos los tratamientos) que en LC, sino que además las extracciones totales de N (ETN) en SD también fueron menores (17,5 kg de N ha⁻¹, como promedio de todos los tratamientos) que en LC. El mayor ITN en SD se debió, principalmente, a la mayor mineralización de N que se produjo en esta labranza. Esta mayor mineralización de N en SD, pudo deberse a una mayor actividad microbiana (Rizalli et al., 1984) producto de la mayor capacidad de conservación de la humedad del suelo (Quiroga et al., 2005). Por otro lado, la mayor ETN en LC, se asoció, principalmente, al mayor contenido de nitrato residual en el suelo a cosecha que se presentó en este sistema de labranza. Posiblemente, existió una restricción en el consumo de N por el cultivo asociada a la menor capacidad de conservación de la humedad en esta labranza, lo que habría incrementado el mayor contenido de nitrato residual.

A pesar de se registraron elevadas extracciones de N, nuestros resultados no concuerdan con lo hallados por otros autores en estudios realizados tanto a nivel de parcela como regionales (Álvarez, 2011; Cruzate Casas, 2012), quienes obtuvieron balances negativos de N en el suelo, debido a que los aportes de N no fueron suficientes para compensar la extracciones realizadas por los cultivos, independientemente del sistema de labranza o las condiciones climáticas. Estos autores atribuyeron estas tendencias a la pérdida de fertilidad nitrogenada del suelo y la utilización de fertilizantes en dosis subóptimas. En nuestro estudio los IN, fundamentalmente a través de la mineralización, presentaron aportes elevados que fueron suficientes para satisfacer la demanda del cultivo de trigo, que, por otro lado, fue menor a la que posee el cultivo en las regiones en la que trabajaron los autores antes citados.

Figura 4.12. Balance de N en el cultivo de trigo (promedio de las campañas 2001 y 2002) fertilizado a la siembra (s) y macollaje (m) con urea (U) y fosfato diamónico (PDA), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).

T = testigo, Valores positivos indican ganancias de N; Valores negativos indican pérdidas de N. Las barras representan los desvíos estándar.

El balance de N de para los diferentes momentos de aplicación, sólo fue mayor en las fertilizaciones a la siembra (AS) en LC (213,9 y 184,5 kg ha⁻¹ de N, para Us y PDAs, 2001, respectivamente y 175,1 kg de N ha-1 para Us, 2002), respecto de las aplicaciones a macollaje (AM) en esta misma labranza (100,4 y 76,2 kg de N ha⁻¹, para Um y PDAm, 2001, respectivamente y 32,8 kg ha⁻¹ de N, para PDAm en 2002). Esto se debió a que, probablemente, las aplicaciones tempranas de fertilizantes en combinación con la mayor remoción del suelo en LC, produjeron una mayor mineralización de N que en la aplicaciones tardías de fertilizantes, donde no hubo remoción de suelo. Una excepción, dentro de esta labranza, fue el PDAs en 2002 cuyo balance de N fue menor que el de Um. Esto se debió a que, si bien los ingresos totales de N para ambos tratamientos fueron similares, el contenido de nitrato remanente a cosecha fue mayor en PDAs que en Um. En SD no hubo diferencias en el balance de N entre ambos momentos de aplicación de los fertilizantes. En todos los casos, los tratamientos T presentaron los balances menores que los tratamientos fertilizados, incluyendo un balance deficitario en LC 2002. Los menores ingresos de N en los T, se deberían principalmente a una menor mineralización de N, ya que la aplicación de fertilizantes produciría un incremento de la mineralización a través del efecto priming (Jenkinson et al., 1985; Kuzyakov et al., 2000).

Los balances positivos se debieron, en todos los casos, a los elevados ingresos totales de nitrógeno (ITN) producidos, principalmente, por la mineralización, la solubilización del fertilizante aplicado, el nitrato previo a la siembra de cada cultivo y, en algún caso puntual, al aporte del material erosionado que recibió el suelo desde lotes aledaños (Tabla 4.18). El ingreso de nitrógeno (IN), como promedio de todos los tratamientos para cada proceso, se ordenó en la secuencia mineralización (166,8 kg ha⁻¹) solubilización del fertilizante (50 kg ha⁻¹) N-NO⁻₃ inicial (22,6 kg ha⁻¹) y en el caso puntual de la erosión en 2001 sobre SD, 9,6 kg ha⁻¹. Los ingresos totales de N fueron mayores en SD que en LC (p = 0,0371). Existió interacción entre los factores fuente con N y momento de aplicación del fertilizante (p = 0,0025), y no se hallaron diferencia entre años.

Tabla 4.18. Procesos involucrados en los ingresos y destinos del N durante el ciclo del cultivo de trigo (promedio de las campañas 2001 y 2002), fertilizado en dos momentos con urea (U) y fosfato diamónico (PDA), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).

Tratamientos

Campaña

Labranza

Proceso

T

Us

PDAs

Um

PDAm

(kg ha⁻¹)

Ingresos de N

2001

LC

F

0,0

50,0

50,0

50,0

50,0

NI

36,6

36,6

36,6

36,6

36,6

MI

82,8

211,0

186,4

95,7

74,6

EE

0,0

0,0

0,0

0,0

0,0

ITN

119,4

297,6

273,0

182,3

161,2

SD

F

0,0

50,0

50,0

50,0

50,0

NI

6,2

6,2

6,2

6,2

6,2

MI

110,8

222,0

275,8

327,5

182,9

EE

9,6

9,6

9,6

9,6

9,6

ITN

126,6

287,8

341,7

393,3

248,7

Destinos de N

LC

MA

29,2

46,4

39,5

36,7

35,1

GR

17,0

16,5

25,2

24,1

28,1

RA

5,6

6,8

10,2

9,9

9,3

EE

1,4

1,4

1,4

1,4

1,4

RE

12,5

12,2

11,8

9,7

11,0

Vs

0,4

0,5

0,2

-

-

Vm

0,1

-

-

0,2

0,2

ETN

66,2

83,7

88,4

82,0

85,1

SD

MA

20,2

31,4

34,7

37,2

27,6

GR

12,6

21,7

15,9

26,2

26,4

RA

5,6

8,3

5,1

13,4

9,9

EE

0,0

0,0

0,0

0,0

0,0

RE

9,0

11,7

11,1

9,2

9,2

Vs

0,2

0,3

0,3

-

-

Vm

0,3

-

-

0,3

0,3

ETN

47,8

73,5

67,1

86,3

73,5

Tabla 4.18 (continuación). Procesos involucrados en los ingresos y destinos del N durante el ciclo de crecimiento de trigo (promedio de las campañas 2001 y 2002), fertilizado en dos momentos con urea (U) y fosfato diamónico (PDA), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).

Tratamientos

Campaña

Labranza

Proceso

T

Us

PDAs

Um

PDAm

(kg ha⁻¹)

Ingresos de N

2002

LC

F

0,0

50,0

50,0

50,0

50,0

NI

18,4

18,4

18,4

18,4

18,4

MI

68,7

242,3

165,3

162,6

103,7

EE

0,0

0,0

0,0

0,0

0,0

ITN

87,1

310,7

233,7

231,0

172,1

SD

F

0,0

50,0

50,0

50,0

50,0

NI

29,1

29,1

29,1

29,1

29,1

MI

155,0

135,4

190,7

176,7

166,0

EE

0,0

0,0

0,0

0,0

0,0

ITN

184,1

214,5

269,8

255,8

245,1

Destinos de N

LC

MA

0,0

0,0

0,0

0,0

0,0

GR

37,7

58,8

57,3

44,7

62,7

RA

14,9

30,3

26,4

21,1

25,9

EE

1,9

1,9

1,9

1,9

1,9

RE

80,5

42,0

69,9

48,6

48,7

Vs

0,2

2,6

0,6

-

-

Vm

0,0

-

-

0,0

0,0

ETN

135,3

135,7

156,1

116,3

139,3

SD

MA

0,0

0,0

0,0

0,0

0,0

GR

48,4

52,3

60,2

68,9

60,5

RA

25,6

25,0

32,9

51,1

34,8

EE

3,2

3,2

3,2

3,2

3,2

RE

18,9

17,0

20,3

13,9

15,6

Vs

0,2

2,5

0,6

-

-

Vm

0,0

-

-

0,0

0,0

ETN

96,3

99,9

117,2

137,1

114,1

T= testigo sin fertilizar, s= siembra y m= macollaje. F= Fertilización, NI= contenido de nitrato en el suelo previo a la siembra, MI= mineralización del N del suelo, EE= material transportado por erosión eólica, MA= malezas, GR= nitrógeno en grano, RA= nitrógeno en rastrojo, RE= nitrato remanente en el suelo, Vs= volatilización a la siembra, Vm= volatilización en macollaje, ITN= ingreso total de nitrógeno, ETN= extracción total de nitrógeno.

Los mayores ingresos totales de N en SD (256,7 kg ha⁻¹, como promedio de los tratamientos aplicados en SD, en ambos años) que en LC (206,8 kg ha⁻¹, como promedio de los tratamientos aplicados en LC, en ambos años), durante todo el ciclo del cultivo, se debieron a que la mineralización, proceso que más aportó al ITN, tendió siempre a ser mayor en SD que en LC. El resto de los procesos, aunque en menor medida, también favorecieron a SD, a excepción del nitrógeno inicial a la siembra del cultivo en 2001 que fue mayor en LC. Si bien los ingresos individuales de N al suelo de cada proceso no fue diferentes entre labranzas, la mayoría presentó una tendencia a ser mayor en SD. Al sumarlos todos los procesos y obtener el ITN, se ampliaron las diferencias entre ambos sistemas de labranzas, llegando a ser significativas.

Los valores de ITN obtenidos a partir de la interacción entre los factores fuente con N y momento de aplicación de los fertilizantes (p = 0,0025), se presentan en la Figura 4.13. En esta interacción se observó que, los tratamientos T (126,9 kg ha⁻¹) produjeron menos ITN que ambos fertilizantes (U y PDA) en ambos momentos de aplicación (siembra y macollaje). A su vez PDAm (204,4 kg ha⁻¹) presentó menos ITN que U (277,1 kg ha⁻¹), PDA (275,3 kg ha⁻¹) y Um (263,2 kg ha⁻¹), que no fueron diferentes entre sí. El menor ITN en los T se debió, principalmente, al menor aporte que estos realizaron a través del proceso de mineralización y a la propia ausencia del N del fertilizante. Los menores ingresos de N de PDAm, se deben también a una menor mineralización, posiblemente como producto del menor tiempo acumulado desde la aplicación del fertilizante hasta la cosecha del cultivo, que en las aplicaciones del mismo a la siembra.

Figura 4.13. Ingresos totales de N al suelo en trigo fertilizado en dos momentos con urea (U) y fosfato diamónico (PDA), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC), (datos promedio de las campañas 2001 y 2002).

T = testigo sin N, S = siembra M = macollaje (M). Las barras representan el error estándar.

La ETN osciló entre 47,8 y 88,4 kg ha⁻¹ en 2001 y entre 96,3 y 156,1 kg ha⁻¹ en 2002 (Tabla 4.18). Los procesos que generaron estas extracciones fueron la absorción del cultivo en grano y rastrojo (38,3 y 18,6 kg ha⁻¹, respectivamente, como promedio de ambas labranzas y ambas campañas), la absorción de malezas (33,8 kg ha⁻¹, como promedio de ambas labranzas en 2001), el nitrato residual a cosecha de cada cultivo (24,2 kg ha⁻¹, como promedio de ambas labranzas y ambas campañas), la volatilización (0,7 kg ha⁻¹ como promedio de ambas labranzas y ambas campañas) y la erosión eólica (2 kg ha⁻¹, como promedio de ambas labranzas en 2002 y LC en 2001).

Las ETN fue mayor en 2002 que en 2001, y además existió una interacción entre el factor principal labranza y el momento de aplicación de los fertilizantes. En 2001, la ETN fue un 60 % menor que 2002 (75,4 y 124,7 kg ha⁻¹, respectivamente), (Tabla 4.18). La mayor ETN en 2002 se debió a que una mayor absorción del cultivo, en grano y rastrojo, y un mayor contenido de nitrato remanente en el suelo a cosecha del cultivo. Es decir que tres de los cuatro destinos más importantes del nitrógeno, fueron mayores en 2002, mientras que la maleza sólo fue significativa en 2001. La mayor absorción de N del cultivo en 2002 (83,9 kg de N ha⁻¹) que en 2001 (29,8 kg de N ha⁻¹), coincidió con un mayor contenido de nitrato remanente a cosecha en el suelo en 2002 (37,5 kg ha⁻¹) que en 2001 (10,8 kg ha⁻¹). Esto se debió a una posible subutilización del N disponible para el cultivo, como consecuencia de las limitantes hídricas en 2002, durante períodos críticos de su desarrollo. En este caso, el mayor N remanente a cosecha de 2002, coincidió con las menores precipitaciones de este año. Alcoz et al. (1993) determinaron que, en regiones semiáridas, las precipitaciones tienen un efecto mayor que otros parámetros sobre el consumo de N y el contenido de N en el suelo a cosecha. Si bien, las precipitaciones anuales en 2002 fueron superiores a la media histórica, las escasas lluvias en pleno macollaje del cultivo limitaron la movilidad del nutriente y el consumo de mismo, y al no ser absorbido quedó remanente en el suelo. Esto concuerda con resultados hallados por Pilbeam (1996), Echeverría Videla (1998) y Rimski-Korsakov et al. (2009), quienes también atribuyeron la menor absorción de N por los cultivos a situaciones de déficit hídrico.

La interacción entre el factor principal, labranzas, y el factor secundario, momento de aplicación de las fuentes con N, para la ETN, se presentó en la Figura 4.14. Se determinó que la aplicación de PDAs (122,3 kg ha⁻¹) en LC, presentó mayor ETN que todos los tratamientos de SD, salvo Um (111,7 kg ha⁻¹). La menor ETN se produjo en T (72,1 kg ha⁻¹) de SD, aunque no se diferenció de Us (86,7 kg ha⁻¹) y PDAs (92,2 kg ha⁻¹) de la misma labranza. La ETN de T (100,8 kg ha⁻¹), Us (109,7 kg ha⁻¹) y PDAs (122,5 kg ha⁻¹) en LC fue mayor que la de estos estos mismos tratamientos en SD (71,1; 96,7 y 92,2 kg ha⁻¹ para T, Us y PDAs, respectivamente).

Figura 4.14. Extracción total de N del suelo en trigo fertilizado en dos momentos con urea (U) y fosfato diamónico (PDA), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC), (datos promedio de las campañas 2001 y 2002).

T = testigo, s = siembra, m = macollaje. Letras diferentes indican diferencias significativas (p < 0,05).

La diferencia más evidente de la interacción se presentó en las aplicaciones de N a la siembra de ambas fuentes y sus respectivos T, donde las ETN de LC fueron mayores a las de SD, mientras que en las aplicaciones postergadas las ETN de ambas labranzas no se diferenciaron. Estas diferencias no se explican por el efecto de un proceso en particular, sino por la interacción entre los mismos. El N aplicado a la siembra en LC sumado al nitrato producido por la propia remoción del suelo de esta labranza, fueron mayores que en SD, lo que generó un exceso de N en el suelo en los estadíos fenológicos de bajos requerimientos del cultivo, implicando una mayor subutilización del mismo en LC. Además, la mayor remoción del suelo en LC pudo incrementar la movilidad de N e incrementar su riesgo de pérdida, fundamentalmente por la absorción por parte de las malezas (Abascal Buschiazzo, 2005) y el contenido de nitrato residual. Algunos autores señalan que la cobertura superficial del suelo, sobre todo en el período de barbecho, disminuye la presencia de malezas en el período cercano a la siembra de los cultivos (Blackshaw et al., 2001; Fisk et al., 2001). Esta situación podría haber disminuido la presencia de malezas y el consumo de N en SD, principalmente en las etapas tempranas del ciclo del cultivo. Por otro lado, aunque en menor medida que los anteriores procesos, el mayor grado de exposición de LC a la acción del viento en las etapas tempranas del cultivo, también incrementó las pérdidas de N por erosión respecto a SD.

La erosión eólica y la volatilización provocaron un bajo impacto sobre el balance de N. La erosión eólica alcanzó solamente a 1,4 kg N ha⁻¹ en LC en 2001 y, como máximo, 3,2 kg N ha⁻¹ en promedio para ambas labranzas, en 2002. La erosión aportó principalmente a la ETN del suelo, aunque también aportó al ITN en 2001 en SD. Las bajas pérdidas, se debieron a que los años evaluados fueron climáticamente húmedos, con precipitaciones que superaron ampliamente a la media histórica. Es conocido que en períodos secos se incrementa el riesgo de ocurrencia de erosión eólica y de pérdidas de N por volatilización (Buschiazzo, 2006; Videla et al. 1996)

La volatilización fue el proceso que menos aportó a la ETN, oscilando entre 0,17 kg ha⁻¹ de N en 2001 hasta 2,6 kg ha⁻¹ en 2002. La hipótesis planteada originalmente que proponía que la erosión eólica y la volatilización podrían ser los procesos que generaran la mayor pérdida de N en la región fue, por ende, rechazada. Cabe mencionar que esto fue válido para campañas de cultivos de invierno con precipitaciones superiores a la media histórica, y es largamente conocido que existe un efecto negativo de las lluvias sobre la magnitud de la erosión eólica (Covas Glave, 1996; Buschiazzo, 2006; Buschiazzo et al., 2015). Debe considerarse, sin embargo, que aun cuando las magnitudes de la volatilización y la erosión no fueron significativos, ambos procesos, a diferencia otros procesos de pérdida como la inmovilización de N por malezas y el N remanente a cosecha, son irreversibles. Por esta razón, la ocurrencia frecuente de procesos de este tipo, aun cuando su magnitud sea limitada, pueden, en el mediano o largo plazo, tener una influencia significativa en el balance general de N del suelo.

Una síntesis de lo analizado se puede visualizar en la Figura 4.15, en la cual se muestra que las ganancias de N fueron diferentes entre años y entre labranzas. Los ingresos fueron más homogéneos entre años que los egresos. Esto permite concluir que los ingresos dependieron en mayor medida de variaciones en los parámetros intrínsecos del suelo (contenido hídrico del suelo, contenido de materia orgánica), los cuales resultan relativamente estables, y que los destinos dependieron en mayor medida de parámetros climáticos (precipitaciones, velocidad del viento) y de manejo (tipo de rastrojo, rugosidad superficial del suelo) que suelen ser más variables en diferentes años. Además, SD produjo balances más positivos de N debido a mayores ingresos y menores egresos.

Figura 4.15. Representación de las magnitudes relativas de los procesos de ingresos y extracciones totales de N en trigo fertilizado a la siembra (s) y macollaje (m), con urea (U) y fosfato diamónico (PDA), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC), en las campañas 2001 y 2002.

As= aplicación a la siembra, Am= aplicación al macollaje. En los procesos, color verde= adecuado; amarillo= precaución; rojo= no adecuado.

4.4.2. BALANCE DE N EN CULTIVOS ESTIVALES

El balance de N en CV se realizó sólo para un cultivo de soja. Los balances de N fueron positivos en ambos sistemas de labranza y de aplicación de fertilizantes (157,2 kg ha⁻¹, como promedio de los tratamientos fertilizados de ambas labranzas). El balance de N solamente fue negativo en los tratamientos testigo, siendo más deficitario en SD (-97,9 kg ha⁻¹ de N) que en LC (-1,8 kg ha⁻¹ de N) (Figura 4.16).

En LC se determinó el balance de N fue, en promedio de los tratamientos fertilizados y no fertilizados, 146 kg ha⁻¹ mayor que en SD. Dentro de LC, la fertilización con U presentó un balance de N mayor (350,2 kg ha⁻¹ de N) que el de PDA (135,2 kg ha⁻¹ de N), mientras que U y PDA en SD (69,5 y 73,9 kg de N ha⁻¹, respectivamente), que tuvieron balances menores a los de LC, no se diferenciaron entre sí. Todos los tratamientos fertilizados, presentaron balances de N positivos, los que se debieron, fundamentalmente, al elevado aporte de N generado por el proceso de mineralización y, en menor medida, a la baja la extracción de N que produjo el cultivo de soja. Estos resultados no concuerdan con los de otros autores (Álvarez et al., 1995; Di Ciocco et al., 2004; Cordone Martínez, 2004; García, 2005; Álvarez et al., 2012) quienes, por el contrario, obtuvieron balances negativos de N en el suelo para el cultivo de soja, ya sea inoculando o aplicándole algún tipo fertilizante nitrogenado. Estos autores mencionan que los altos consumos del cultivo, la baja fertilidad nitrogenada de los suelos y las bajas dosis de fertilizantes utilizadas serían las causantes del déficit de N. En nuestro estudio, los altos aportes sobre todo de la mineralización de N en los tratamientos fertilizados y la baja extracción por el cultivo, junto a las bajas pérdidas generadas por la volatilización y erosión eólica, fueron las causas de los balances positivos de N.

Figura 4.16. Balance de N en el cultivo de soja en la campaña 2002/3, fertilizado con urea (U) y fosfato diamónico (PDA), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).

T = testigo. Valores positivos indican ganancias de N; valores negativos indican pérdidas de N. Las barras representan los desvíos estándar.

En los tratamientos fertilizados, el ITN (398,9 kg ha⁻¹, como promedio de los tratamientos fertilizados de ambas labranzas) fue superior a la ETN (241,7 kg ha⁻¹) lo que generó los balances de N positivos (Tabla 4.19). En los T, el promedio de ITN fue de 168,8 kg ha-1 y el de ETN de 218,6 kg ha⁻¹, lo que produjo los balances negativos. La ETN en los tratamientos fertilizados y los T fueron semejantes, aunque los ITN fueron 2,3 veces mayores en los tratamientos fertilizados que en los T, lo que evidenciaría que las diferencias entre ellos en ambas labranzas, se debieron al estímulo que produjo la aplicación de fertilizantes sobre la mineralización de N (Jenkinson et al., 1985; Kuzyakov et al., 2000)

El ITN osciló entre 136,6 y 593,8 kg ha⁻¹ (Tabla 4.19). Los procesos que aportaron al ITN son, en orden decreciente y promedio de todos los tratamientos, el aporte de la mineralización (186,5 kg ha⁻¹), el nitrato en el suelo previo a la siembra del cultivo (88,6 kg ha⁻¹), la solubilización del fertilizante (50 kg ha⁻¹) y la erosión eólica (13,7 kg ha⁻¹).

Tabla 4.19. Procesos involucrados en los ingresos y destinos del N durante el ciclo del cultivo del cultivo de soja 2002/3, fertilizado con urea (U) y fosfato diamónico (PDA), en siembra directa (SD) y labranza convencional (LC).

Tratamientos

Labranza

Proceso

T

U

PDA

(kg ha⁻¹)

Ingresos de N

LC

MI

58,5

401,4

217,2

F

0,0

50,0

50,0

NI

125,3

125,3

125,3

EE

17,1

17,1

17,1

ITN

200,9

593,8

409,6

SD

MI

74,4

167,4

200,3

F

0,0

50,0

50,0

NI

51,9

51,9

51,9

EE

10,3

10,3

10,3

ITN

136,6

279,6

312,5

Destinos de N

LC

V

0,6

1,8

0,8

RE

144,5

189,3

234,5

GR

57,5

52,5

39,1

ETN

202,6

243,6

274,4

SD

V

0,3

0,4

0,3

RE

190,1

150,3

185,7

GR

44,0

59,4

52,7

ETN

234,4

210,1

238,7

T= testigo sin fertilizar, MI= mineralización del N del suelo, F= Fertilización, NI= contenido de nitrato en el suelo previo a la siembra, EE= material transportado por erosión eólica, GR= nitrógeno en grano, RA= nitrógeno en rastrojo, RE= nitrato remanente en el suelo, V= volatilización, ITN= ingreso total de nitrógeno, ETN= extracción total de nitrógeno.

Hubo una tendencia en la que los ITN fueron mayores en LC que en SD, aunque las diferencias no fueron significativas (p = 0,3894) (Tabla 39 del anexo), aun cuando los valores promedio fueron 401,4 y 242,9 kg de N ha⁻¹, respectivamente. Indudablemente, esto fue producto de la alta variabilidad de los resultados (error estándar de 88,9 kg ha⁻¹), que fueron mayores a los hallados para CI (error estándar de 13,1 y 20,6 kg ha⁻¹, para labranza y fuente respectivamente), aunque se desconocen las causas por las que se manifestó tal variabilidad, se piensa que la mayor amplitud térmica y la mayor variación de las condiciones de humedad en épocas estivales podrían incrementar la variabilidad de cada proceso y por ende de los ITN. Sin embargo, la tendencia en la que LC tuvo mayor ITN que SD, sobre todo asociado al proceso de mineralización de N, fue suficiente para que el balance de N fuera mayor en LC que en SD.

Los ITN (promedio entre labranzas) en U (436,7 kg ha⁻¹) y PDA (361 kg ha⁻¹) fueron mayores que en T (168,8 kg ha⁻¹) (p = 0,0204), mientras que entre el ITN de U y PDA no hubo diferencias. Estas diferencias fueron generadas, además de los 50 kg ha⁻¹ de N que aportaron los fertilizantes, por el alto estímulo que produjo la fertilización sobre el proceso de mineralización, el cual aportó el 57,7 % de los ITN. Esto confirma que la mineralización fue la principal causa que produjo que el balance de N de los tratamientos fertilizados fuera positivo, y el de los T negativos, ya que las ETN fueron similares. A diferencia balances deficitarios de N en el suelo determinados por García (2005) y Álvarez et al. (2012), quienes lo atribuyeron, principalmente, a la alta extracción del cultivo, aquí el N absorbido por el cultivo representó sólo el 21,8 % de la ETN.

La ETN (obtenida a partir de la suma de todos los destinos del nitrógeno), osciló entre 202,6 y 274,4 kg ha-1 (Tabla 4.19). La ETN no fue diferente entre labranzas (p = 0,6106) ni entre fuentes con N (p = 0,3715) (Tabla 40 del anexo). Los procesos que extrajeron N del suelo se ordenaron de la siguiente manera: el contenido de N-NO⁻₃ remanente en el suelo a cosecha del CV (182,4 kg ha⁻¹), que representó el 77,9 % de la ETN, el N extraído por el grano (50,9 kg ha⁻¹, como promedio de ambas labranzas) que representó el 21,8 % de la ETN, y la volatilización que promedió 1,1 kg ha⁻¹ en LC y 0,4 kg ha⁻¹ en SD, que no superó el 0,4 % de la ETN. En este cultivo no hubo extracción de N por erosión eólica, sino que por el contrario este proceso produjo ingreso de N.

Cabe destacar que, la disponibilidad de N en el suelo no fue limitante para el consumo del cultivo debido a los altos ITN registrados. Aun así, una alta proporción del mismo no fue aprovechada por el cultivo, quedando como N remanente en el suelo luego de la cosecha. Algunos autores (Pilbeam, 1996; Echeverría Videla, 1998) mencionan que las bajas precipitaciones y el estrés térmico (Molino, 2011) constituyen la principal limitante para el desarrollo de cultivos, explicando así la baja absorción de N de estos, sobre todo, en períodos estivales. En nuestro caso, la escasez de precipitaciones (Alessandro, 2008) (230,8 mm durante el ciclo del cultivo respecto de 306,7 mm de promedio histórico para el mismo período) fue determinante durante la implantación y el desarrollo del CV. Esta situación, junto con el bajo stand de plantas logradas, pudo contribuir a una baja absorción del N por parte del mismo.

El proceso de erosión eólica, que puede ser una vía de pérdida de suelo y de nutrientes importante (Buschiazzo et al., 2007), en este caso generó ingresos de N, lo que aportó positivamente al balance del mismo.

La volatilización, al igual que en los cultivos de invierno, fue el proceso que menos ETN produjo. Si bien varios autores (Nannipieri et al., 1990; Videla et al., 1996; Sainz Rozas et al., 1997; Echeverría Videla, 1998; Barbieri Echeverría, 2000), determinaron importantes pérdidas de N a través de este proceso, aquí fueron muy inferiores a las mismas, lo que determinó que el proceso genere baja influencia sobre el balance.

De esta manera, la hipótesis que planteaba que la erosión eólica y la volatilización generan las mayores pérdidas de N en la región, fue, por lo tanto rechazada.

4.4.3. BALANCES DE N EN CULTIVOS INVERNALES Y ESTIVALES

Todos los cultivos fertilizados presentaron balances positivos a diferencia de los citados en la bibliografía (Álvarez et al., 1995; Di Ciocco et al., 2004; Cordone Martínez, 2004; García, 2005; Álvarez et al., 2012) quienes determinaron balances negativos de N. Las principales causas de ello serían la baja absorción de N, tanto en CI como en CV, asociadas fuertemente a factores climáticos como las precipitaciones y las temperaturas, las que resultaron ampliamente irregulares (Vergara, 2008) a lo largo de cada campaña y la alta mineralización del N del suelo. Durante los CI, hubo períodos con una concentración de lluvias en pocos meses que sobrepasaron la capacidad de campo del suelo e incrementaron el desplazamiento vertical del N y en consecuencia, redujeron su absorción por los cultivos, por un lado (Figura 4.17). Pero por otro lado, durante las mismas campañas se registraron períodos con precipitaciones por debajo de la media histórica que, acompañados por incrementos en la temperatura del aire superiores al valor umbral crítico del cultivo (Gaido Dubois, 2008) constituyeron una limitante para la absorción de N de los cultivos, aun con una adecuada humedad en el suelo (Casagrande com pers). En la campaña de soja 2002/3, se registró una intensa sequía registrada a partir de enero de 2003 (Alessandro, 2008) (203,4 mm durante todo el ciclo del cultivo) (Figura 4.17). Esto ocasionó estrés hídrico que no sólo redujo la absorción de agua y nutrientes, sino que también disminuyó la supervivencia de las plantas por unidad de superficie. Sumado a ello, las elevadas temperaturas registradas en esta campaña condicionaron la absorción de N por el cultivo de soja (Vu et al., 1997; Heinemann et al., 2006; Thomas Raper, 1978) reduciendo su la absorción de N por el cultivo.

Los balances de N de los CV (157,2 kg ha⁻¹, como promedio de los tratamientos fertilizados de ambas labranzas) fueron semejantes a los de los CI (167,8 y 95,7 kg N ha-1 , para trigo 2001 y 2002, respectivamente), aunque la absorción de N fue mayor en los CI que los CV, siendo las diferencias entre tipos de cultivos debidas, principalmente, a las bajas precipitaciones y las altas temperaturas durante el período de mayor extracción de N del CV. Además, los CI recibieron mayores precipitaciones que lo CV, lo que pudo mejorar su absorción de N del fertilizante. Se especula que la soja pudo tener una menor respuesta a la fertilización con N (Díaz-Zorita Duarte, 2002; Scheiner et al., 2000; Scheiner et al., 2002; Aguirrezabal Andradre 1998; Bono et al., 2003; Bono Álvarez, 2007), que los cultivos de trigo (Bono Scianca, 2003; Barraco Díaz-Zorita, 2005; Caviglia et al., 2014) debido al mayor ingreso total de nitrógeno (ITN), lo que implica en estos últimos, una mayor absorción del N proveniente de los fertilizantes. El mayor ITN en CV que CI (322,2 y 231,8 kg ha⁻¹ N, como promedio de todos los tratamientos, respectivamente), pudo competir con el N aplicado a través de la fertilización, generando menor consumo de N proveniente del fertilizante en CV que en CI.

Las pérdidas generadas por volatilización y erosión eólica no afectaron significativamente al balance de N, ya que, como máximo, representaron un 5,2 y un 6,4 %, respectivamente, del N aplicado como fertilizante. Debe tenerse en cuenta que las precipitaciones ocurridas durante las campañas analizadas fueron, en su gran mayoría, más elevadas que el promedio histórico, lo que pudo reducir la magnitud de las pérdidas de estos procesos y por ende su incidencia sobre el balance de N. No obstante, hubo mediciones en las que, durante breves períodos, la erosión eólica alcanzó pérdidas del orden del 15 % respecto al N aplicado como fertilizante, lo que demuestra el peligro de ocurrencia de estos procesos. Existe también la probabilidad de que estos procesos hayan sido subestimados a causa de, posiblemente, las metodologías utilizadas para determinar los resultados de ambos procesos, incluso, en el caso de la volatilización, por la duración del período de medición. En erosión eólica, debido a que la capacidad máxima de transporte de material erosionado se manifiesta en distancias horizontales mayores a los 160 m (Fryrear et al., 1998), ésta constituyó la distancia lineal mínima de separación entre mástiles dentro de cada labranza. Esta condición sine qua non, dificultó la utilización de diseños experimentales que contemplen réplicas de cada tratamiento y mucho menos de más de un tratamiento, o de implementarse las mismas se requerirían lotes de superficies extremadamente grandes, que por un lado son inexistentes en nuestra región, pero de haberlas, dificultaría el manejo de las mismas. Esta ausencia de réplicas no permite aseverar con rigor estadístico las conclusiones a las que se arribaron en este estudio. Por otro lado, son conocidas las dificultades para determinar con precisión la magnitud del proceso de erosión eólica a través de diferentes metodologías a campo (Buschiazzo et al., 1999a y b) y es cuestionada la extrapolación de los resultados a diferentes escalas (Stroosnijder, 2005; Ellis et al., 2009). Es posible que la metodología utilizada pueda subestimar las pérdidas de N por erosión eólica, dado que el tamaño de muestra recolectado en cada tormenta resultó del orden de magnitud del miligramo, lo que podría implicar un incremento en el error experimental debido a la manipulación del material. Otro aspecto que resultó imposible cuantificar, debido esta característica del proceso, fue el balance de N de cada fuente con N, con lo cual se desconoce cómo incidió la erosión eólica sobre el balance de N de U y PDA.

En el proceso de volatilización también pudo haber subestimaciones. En este proceso el N se determina a partir de la captación del NH₃ gaseoso que se libera cada fertilizante. Con el equipamiento utilizado (Nömmik, 1973) es altamente probable que la captación del mismo no haya sido totalmente eficiente. Estas trampas constituyen un sistema semi-abierto, y durante el cambio diario de las esponjas de imbibición o debido a alguna imperfección en el armado de las trampas, se pueden producir fugas del gas amoníaco, disminuyendo la cantidad de N cuantificado. Por otro lado, existen controversias acerca de la duración necesaria de las mediciones, luego de aplicados los fertilizantes, como para obtener mediciones precisas (Harper et al., 1983; Murdock Frye, 1985; Fox et al., 1986). Barbieri Echeverría (2003) mencionan que, aún luego de precipitaciones de 10 mm, siguen produciéndose pérdidas de N por volatilización, sobre todo con dosis elevadas de N (180 kg ha⁻¹). En este estudio, no se midió el proceso luego de la ocurrencia de lluvias, con lo cual podría existir una mayor incidencia de este proceso sobre el balance de N, que no fue cuantificada.

Las bajas precipitaciones y elevadas temperaturas durante los CV, principales causas de la baja absorción de N, ocasionaron mayores extracciones totales de N en CV (234 y 106,4 kg ha-1 de N, para CV y CI, respectivamente), sobre todo nitrato remanente en el suelo a cosecha, aunque los balances de N para ambos tipos de cultivos fueron semejantes.

Figura 4.17: Precipitaciones y temperatura durante las campañas 2001 y 2002 de trigo y soja 2002/3. S y flechas = representan el momento de siembra de cada cultivo, barras púrpuras= representan temperaturas máximas del aire, barras blancas= representan precipitaciones mensuales, línea continua= representan precipitaciones medias históricas, línea punteada representan temperatura umbral en períodos críticos de cultivo.

En síntesis, se puede concluir que las limitantes hídricas y/o térmicas fueron los factores más determinantes en la reducción de la absorción de N de los CV, lo que pudo incrementar el balance positivo de N. Los procesos de pérdidas por volatilización y erosión eólica no incidieron significativamente sobre el balance de N.

CAPÍTULO V

CONCLUSIONES

Los resultados obtenidos permiten obtener las siguientes conclusiones:

1ª. Contrariamente a lo previsto, las pérdidas de N por erosión eólica y volatilización tuvieron una baja incidencia sobre el balance del N en todos los cultivos analizados. Ambos procesos, en conjunto, produjeron pérdidas máximas equivalentes a sólo un 11,6 % del N aplicado con los fertilizantes. Esto se debió a que la ocurrencia de precipitaciones durante los barbechos y luego de la aplicación de los fertilizantes, inhibió ambos procesos en todos los casos estudiados.

2ª. La erosión eólica produjo tanto pérdidas como ganancias de N. Esto último ocurrió tanto en cultivos de invierno (máximo 9,6 kg ha⁻¹ de N) como en cultivos de verano (máximo 17,1 kg ha⁻¹ de N), bajo condiciones de elevados flujos de masa (material transportado por el viento desde fuentes externas al lote de medición), y alta cobertura vegetal de la superficie del suelo (principalmente en siembra directa). Por el contrario, las pérdidas se produjeron, principalmente, en condiciones de bajo flujo de masa en cultivos de invierno (máximo -3,1 kg ha⁻¹ de N) y de elevada intensidad del viento en cultivos de verano (máximo -7,5 kg ha⁻¹ de N). en ambos sistemas de labranza.

3ª. La volatilización produjo pérdidas máximas de N de hasta 2,6 kg ha⁻¹ en trigo cultivado en labranza convencional y fertilizado a la siembra con urea. Las pérdidas por volatilización se explicaron un 54 % por la temperatura media máxima diaria.

4ª. Todos los balances de N de los tratamientos fertilizados con N fueron positivos, tanto en los cultivos de invierno (167,8 y 95,7 kg ha⁻¹ de N, en 2001 y 2002, respectivamente) como en los de verano (157,2 kg ha⁻¹ de N). Los únicos balances negativos obtenidos fueron en los dos tratamientos no fertilizados (T) en cultivo de verano (-97,5 y -1,8 kg ha⁻¹ de N en SD y LC, respectivamente) y uno sin fertilizar en cultivo de invierno (-48,2 kg ha⁻¹ de N). La principal causa por la cual los balances resultaron positivos, fue el elevado estímulo que se produjo sobre el proceso de mineralización de N (186,5 y 166,8 kg ha⁻¹ de N en cultivos de verano e invierno, respectivamente) cuando se aplicó fertilizante, lo que permitió cubrir satisfactoriamente la demanda de todos los cultivos.

5ª. El principal destino del N fue, en los cultivos de invierno, la extracción por cosecha de grano (38,3 kg ha-1 de N) , mientras que en cultivos de verano fue el contenido de nitratos remanentes en el suelo luego de la cosecha (182,4 kg ha-1 de N). En cultivos de invierno, el contenido de nitratos remante en el suelo no resultó despreciable (24,2 kg ha-1 de N). Esta alta cantidad de N remanente estuvo vinculada, principalmente, a la traslocación de N-NO₃⁻ hacia zonas profundas del perfil en condiciones de altas precipitaciones, lo que disminuyó transitoriamente la disponibilidad del elemento, en cultivos de invierno, Mientras que en los cultivos de verano se debieron a condiciones de estrés hídrico y térmico en momentos de alta demanda del cultivo.

6ª. La presencia de malezas en una de las campañas del cultivo de invierno, no prevista en este estudio, fue uno de los principales destinos del N (33,8 kg ha-1 de N, en promedio de todos los tratamientos), consumiendo un 18,2 % del N aportado por los fertilizantes.

CAPÍTULO VI. BIBLIOGRAFÍA

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ANEXOS. TABLAS

Tabla 1. Distribución de las precipitaciones mensuales y promedio mensuales por cada año. Precipitaciones totales anuales, totales durante el ciclo de cada cultivo en 2001, 2002, 2003 y 2004 y media histórica (1911- 2000).

Meses

Promedio

Mensual

Total

C. Trigo

Total

C. Soja

Total

Anual

AÑO

ENE

FEB

MARZ

AB

MAY

JUN

JUL

AG

SEP

OCT

NOV

DIC

2001

67,8

157,4

188,1

154,7

3,8

12,9

4,7

38,9

147,2

207

62,4

49,5

91,2

509,7

1094,4

2002

176,4

19,6

70,5

68,5

45

16,4

20

93

41

73

34,1

84,2

61,8

345,3

741,7

2003

50,7

13

55,5

54

13,3

0,7

2,8

14,4

4,8

53,7

64,6

50,2

31,4

203,4

377,7

2004

40,8

64,8

83,8

81,6

7

2,7

79,3

33,6

8

90,1

85,9

130,8

59,0

708,4

Media Histórica

69,5

74,3

83,6

51,9

28,5

19,3

18,5

21,3

40,1

74,8

76,4

79,3

53,1

637,5

Volatilización en CI

Tabla 2. Análisis de la varianza (MLM) de los factores Labranza (SD y LC), Fuente con N (T, U y PDA), Momento de aplicación de las fuentes (siembra y macollaje) y las correspondientes interacciones. Gl: grados de libertad. P: valor probabilístico.

Gl

p-valor

Labranza

1

0,9821

Fuente

2

<0,0001

Momento

1

0,6120

Labranza: Fuente

2

0,9080

Labranza: Momento

1

0,4205

Fuente: Momento

2

0,0034

Evolución del N inorgánico en CV.

Tabla 4. Valores medios de volatilización ajustados y errores estándares para la interacción Fuente * Momento.

Fuente

Momento

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

Urea

Siembra

1,46

0,41

A

PDA

Macollaje

0,64

0,45

B

Urea

Macollaje

0,63

0,45

B

Testigo

Macollaje

0,57

0,45

B

PDA

Siembra

0,39

0,41

B

Testigo

Siembra

0,25

0,41

B

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0.05)

Volatilización en CV

Tabla 5. Análisis de la varianza (MLM) de los factores Labranza (SD y LC) y Fuente con N (T, U y PDA), y la correspondiente interacción. Gl: grados de libertad. P: valor probabilístico.

Gl

p-valor

Fuente

2

0,0010

Labranza

1

0,0109

Fuente: Labranza

2

0,0399

Tabla 6. Valores medios de volatilización ajustados y errores estándares para el factor Fuente.

Fuente

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

Urea

1,15

0,14

A

PDA

1,03

0,14

A

Testigo

0,52

0,14

B

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0.05)

Tabla 7. Valores medios de volatilización ajustados y errores estándares para el factor Labranza.

Labranza

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

LC

1,08

0,12

A

SD

0,72

0,12

B

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0.05)

Tabla 8. Valores medios de volatilización ajustados y errores estándares para la interacción Labranza * Fuente.

Labranza

Fuente

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

LC

Urea

1,59

0,18

A

LC

PDA

1,04

0,18

B

SD

PDA

1,02

0,18

B

SD

Urea

0,72

0,18

B

C

LC

T

0,62

0,18

B

C

SD

T

0,42

0,18

C

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0.05).

Evolución del N inorgánico en CI

Tabla 9. Análisis de la varianza (MLM) de los factores Labranza (SD y LC) y Fuente con N (T, U y PDA), Momento de aplicación de las fuentes, Mes de muestreo y las correspondientes interacciones para N-NO⁻₃ en la capa a) superficial (0-0,20 m) y b) subsuperficial (0,20-0,80 m) del suelo. Gl: grados de libertad. P: valor probabilístico.

a)

Gl

p-valor

Labranza

1

0,0001

Fuente

2

0,3487

Mes

5

<0,0001

Momento

2

0,0016

Momento: Labranza

2

0,0160

Labranza: Fuente

2

0,8341

Fuente: Mes

10

0,7596

Labranza: Mes

5

0,0015

Labranza: Fuente: Mes

10

0,9884

b)

Gl

p-valor

Labranza

1

0,0264

Fuente

2

0,6453

Mes

5

<0,0001

Momento

2

0,0642

Fuente: Mes

10

0,7637

Labranza: Fuente

2

0,3164

Labranza: Mes

5

0,0009

Momento: Labranza

2

0,2165

Labranza: Fuente: Mes

10

0,7989

Tabla 10. Valores medios de N-NO⁻₃ ajustados y errores estándares para la interacción Labranza * Momento de aplicación de la fuente (N superficial).

Labranza

Momento

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

LC

Siembra

11,71

0,99

A

LC

Testigo

9,05

1,40

A

B

SD

Siembra

6,42

0,99

B

C

SD

Macollaje

5,92

1,40

B

C

LC

Macollaje

5,47

1,40

C

SD

Testigo

4,9

1,40

C

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05).

Tabla 11. Valores medios de N-NO⁻₃ ajustados y errores estándares interacción Labranza * Mes de muestreo (N superficial).

Labranza

Mes

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

LC

Ag

16,26

1,49

A

LC

Jul

14,44

1,49

A

LC

Sept

10,3

1,49

B

LC

Dic

9,54

1,49

B

SD

Ag

9,35

1,49

B

SD

Jul

7,75

1,49

B

C

LC

Oct

5,12

1,49

C

D

SD

Dic

4,97

1,49

C

D

SD

Oct

4,82

1,49

C

D

SD

Nov

4,06

1,49

D

SD

Sept

4,03

1,49

D

LC

Nov

3,03

1,49

D

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05).

Tabla 12. Valores medios de N-NO⁻₃ ajustados y errores estándares interacción Labranza * Mes de muestreo (N subsuperficial).

Labranza

Mes

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

LC

Dic

20,95

5,12

A

LC

Ag

18,01

5,12

A

B

LC

Sept

16,69

5,12

A

B

SD

Ag

13,49

5,12

B

C

SD

Sept

13,46

5,12

B

C

LC

Jul

13,2

5,12

B

C

SD

Jul

9,77

5,12

C

D

SD

Oct

9,05

5,12

C

D

SD

Dic

8,62

5,12

C

D

SD

Nov

5,75

5,12

D

E

LC

Oct

5,75

5,12

D

E

LC

Nov

2,6

5,12

E

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05).

Tabla 13. Valores medios de N-NO⁻₃ ajustados y errores estándares para el factor Momento de aplicación de la fuente (N subsuperficial).

Momento

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

Siembra

12,13

4,89

A

Testigo

11,84

4,89

A

B

Macollaje

8,59

4,89

B

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Mineralización potencial (N₀) en CI

Tabla 14. Análisis de la varianza (MLM) de los factores Labranza (SD y LC), Fuente con N (T, U y PDA), Mes de muestreo y las correspondientes interacciones, para la mineralización potencial (N₀). Gl: grados de libertad. P: valor probabilístico.

Gl

p-valor

Mes

5

<0,0001

Fuente

2

0,0235

Labranza

1

0,3011

Mes: Fuente

10

0,8744

Mes: Labranza

5

0,0005

Fuente: Labranza

2

0,8603

Mes: Tratamiento: Labranza

10

0,9938

Tabla 15. Valores medios de mineralización potencial (N₀) ajustados y errores estándares para el factor Mes.

Mes

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

Nov

50,38

9,75

A

Ag

45,10

9,75

A

B

Sept

25,99

9,75

B

C

Oct

25,67

9,75

B

C

Dic

24,36

9,75

B

C

Jul

18,01

9,75

C

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Tabla 16. Valores medios de mineralización potencial (N₀) ajustados y errores estándares para el factor Fuente.

Fuente

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

Urea

38,81

8,66

A

PDA

34,24

8,66

A

B

Testigo

21,70

8,66

B

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Tabla 17. Valores medios de mineralización potencial (N₀) ajustados y errores estándares para el factor Labranza.

Labranza

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

SD

34,31

8,56

A

LC

28,86

8,56

A

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Tabla 18. Valores medios de mineralización potencial (N₀) ajustados y errores estándares interacción Mes * Labranza.

Mes

Labranza

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

Nov

SD

75,53

11,45

A

Ag

LC

49,89

11,45

B

Ag

SD

40,31

11,45

B

C

Dic

SD

28,92

14,46

B

C

D

Sept

LC

28,25

11,45

B

C

D

Oct

LC

27,76

11,45

B

C

D

Nov

LC

25,23

11,45

C

D

Sept

SD

23,73

11,45

C

D

Oct

SD

23,58

11,45

C

D

Jul

LC

22,21

11,45

C

D

Dic

LC

19,80

11,45

C

D

Jul

SD

13,81

11,45

D

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Tabla 19. Valores medios de mineralización potencial (N₀) ajustados y errores estándares para interacción Fuente * Labranza.

Tratamiento

Labranza

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

Urea

SD

39,97

9,53

A

PDA

SD

38,49

9,53

A

Urea

LC

37,66

9,53

A

B

PDA

LC

29,98

9,53

A

B

Testigo

SD

24,48

11,06

A

B

Testigo

LC

18,93

11,06

B

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Tabla 20. Análisis de la varianza (MLM) de los factores Labranza (SD y LC), Fuente con N (T, U y PDA) y las correspondientes interacciones, para Efecto Priming en CI. Gl: grados de libertad. P: valor probabilístico.

Gl

p-valor

Fuente

2

0,6569

Labranza

1

0,9965

Labranza:Fuente

4

0,4630

Tabla 3. Valores medios de volatilización ajustados y errores estándares para el factor Fuente.

Fuente

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

Urea

1,05

0,41

A

PDA

0,51

0,41

B

Testigo

0,41

0,41

B

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0.05)

Evolución del N inorgánico en CV

Tabla 21. Análisis de la varianza (MLM) de los factores Labranza (SD y LC), Fuente con N (T, U y PDA), Mes de muestreo y las correspondientes interacciones, para N-NO⁻₃ en la capa a) superficial (0-0,20 cm) y b) subsuperficial (0,20-0,80 cm) del suelo. Gl: grados de libertad. P: valor probabilístico.

a)

Gl

p-valor

Mes

2

0,0188

Labranza

1

0,0585

Fuente

2

0,4439

Mes: Fuente

4

0,7599

Mes: Labranza

2

0,4130

Labranza: Fuente

2

0,7824

Mes: Labranza: Fuente

4

0,9723

b)

Gl

p-valor

Mes

2

0,0001

Labranza

1

0,0041

Fuente

2

0,6108

Mes: Fuente

4

0,8607

Mes: Labranza

2

0,5430

Labranza: Fuente

2

0,2408

Mes: Labranza: Fuente

4

0,4665

Tabla 22. Valores medios de N-NO⁻₃ ajustados y errores estándares para factor Etapa (N superficial).

Etapa

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

Abr

94,27

11,49

A

Feb

94,12

11,49

A

Dic

52,22

11,49

B

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Tabla 23. Valores medios de N-NO⁻₃ ajustados y errores estándares para el factor Labranza (N superficial).

Labranza

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

LC

93,17

9,38

A

SD

67,24

9,38

B

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Tabla 24. Valores medios de N-NO⁻₃ ajustados y errores estándares para el factor Fuente (N superficial).

Fuente

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

PDA

89,47

11,49

A

Urea

82,29

11,49

A

Testigo

68,84

11,49

A

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Tabla 25. Valores medios de N-NO⁻₃ ajustados y errores estándares para el factor Etapa (N subsuperficial).

Etapa

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

Abr

88,12

7,32

A

Feb

67,10

7,32

B

Dic

36,32

7,32

C

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Tabla 26. Valores medios de N-NO⁻₃ ajustados y errores estándares para el factor Labranza (N subsuperficial).

Labranza

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

LC

76,82

5,98

A

SD

50,88

5,98

B

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Tabla 27. Valores medios de N-NO⁻₃ ajustados y errores estándares para el factor Fuente (N subsuperficial).

Fuente

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

PDA

69,44

7,32

A

Urea

62,88

7,32

A

Testigo

59,22

7,32

A

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Mineralización potencial (N₀) en CV

Tabla 28. Análisis de la varianza (MLM) de los factores Labranza (SD y LC), Fuente con N (T, U y PDA), Mes de muestreo y las correspondientes interacciones, para la mineralización potencial (N₀). Gl: grados de libertad. P: valor probabilístico.

Gl

p-valor

Mes

1

0,0008

Labranza

1

0,1790

Fuente

2

0,0143

Mes: Fuente

2

0,1866

Mes: Labranza

1

0,1400

Labranza: Fuente

2

0,1684

Mes: Labranza: Fuente

4

0,1903

Tabla 29. Valores medios de mineralización potencial (N₀) ajustados y errores estándares para factor Mes.

Mes

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

Dic-ene

147,76

20

A

Feb-abr

38,78

20

B

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Tabla 30. Valores medios de mineralización potencial (N₀) ajustados y errores estándares para el factor Fuente.

Fuente

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

Urea

142,19

24,50

A

PDA

104,37

24,50

A B

Testigo

33,24

24,50

B

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Tabla 31. Análisis de la varianza (MLM) de los factores Labranza (SD y LC), Fuente con N (T, U y PDA) y las correspondiente interacción, para Efecto Priming en CV. Gl: grados de libertad. P: valor probabilístico.

a)

Gl

p-valor

Fuente

1

0,3636

Labranza

1

0,1099

Labranza: Fuente

2

0,2044

Balance de N en CI

Tabla 32: Análisis de la varianza (MLM) de los factores Labranza (SD y LC), Fuente con N (T, U y PDA) y la correspondiente interacción, para el ingreso total de N (ITN). Gl: grados de libertad. P: valor probabilístico.

Gl

p-valor

Labranza

1

0,0371

Fuente

1

0,0025

Labranza: Fuente

1

0,1300

Tabla 33. Valores medios de ITN ajustados y errores estándares para el factor Labranza.

Labranza

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

SD

256,70

13,05

A

LC

206,81

13,05

B

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Tabla 34. Valores medios de ITN ajustados y errores estándares para el factor Fuente con N (U y PDA), aplicado a la siembra (s) y al macollaje (m) y el testigo sin fertilizar.

Fuente

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

PDAs

277,13

20,64

A

Ureas

275,25

20,64

A

Uream

263,20

20,64

A B

PDAm

204,38

20,64

B

Testigo

126,90

20,64

C

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Tabla 35. Análisis de la varianza (MLM) de los factores Labranza (SD y LC), Fuente con N (T, U y PDA) y la correspondiente interacción, para extracción total de N (ETN). Gl: grados de libertad. P: valor probabilístico.

Gl

p-valor

Labranza

1

0,0024

Fuente

1

0,0705

Labranza: Fuente

1

0,0569

Tabla 36. Valores medios ETN ajustados y errores estándares para el factor Labranza.

Labranza

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

LC

108,8

24,77

A

SD

91,3

24,77

B

Tabla 37. Valores medios ETN ajustados y errores estándares para el factor Fuente con N (U y PDA), aplicado a la siembra (s) y al macollaje (m) y el testigo sin fertilizar.

Fuente

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

PDAs

107,2

25,04

A

Uream

105,4

25,04

A

PDAm

103,0

25,04

A

Ureas

98,2

25,04

A B

Testigo

86,4

25,04

B

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05)

Tabla 38. Valores medios ETN ajustados y errores estándares interacción Labranza (LC y SD) * Fuente con N con N (U y PDA), aplicado a la siembra (s) y al macollaje (m) y el testigo sin fertilizar

Labranza

Fuente

Medias

(kg ha⁻¹)

E.E.

(kg ha⁻¹)

LC

PDAs

122,3

25,48

A

LC

PDAm

112,2

25,48

A

B

SD

Um

111,7

25,48

A

B

LC

Us

109,7

25,48

A

B

LC

T

100,8

25,48

B

C

LC

Um

99,2

25,48

B

C

SD

PDAm

93,8

25,48

B

C

SD

PDAs

92,2

25,48

B

C

D

SD

Us

86,7

25,48

C

D

SD

T

72,1

25,48

D

Letras distintas indican diferencias significativas (p<= 0,05).

Balance de N en CV

Tabla 39. Análisis de la varianza (MLM) de los factores Labranza (SD y LC), Fuente con N (T, U y PDA), para el ingreso total de N (ITN). Gl: grados de libertad. P: valor probabilístico.

Gl

p-valor

Labranza

1

0,3894

Fuente

1

0,2040

Tabla 40. Análisis de la varianza (MLM) de los factores Labranza (SD y LC), Fuente con N (T, U y PDA), para la extracción total de N (ETN). Gl: grados de libertad. P: valor probabilístico.

Gl

p-valor

Labranza

1

0,6106

Fuente

1

0,3715