Intensificación de secuencias basadas en soja y su efecto sobre el nitrógeno del suelo

En la Argentina, el cultivo de soja (Glycine max (L.) Merr.), abarca en la actualidad más del 50% de la superficie cultivada (MAGyP, 2012). Esto fue debido a la incorporación de nuevas áreas para su producción, al aumento de su frecuencia en la rotación y, en otros lugares, al monocultivo, lo cual puede tener efectos negativos sobre el suelo, alterando su productividad y, por lo tanto, la sustentabilidad del sistema de producción (Martínez, 2002). Debido al escaso aporte de residuos de la soja (Domínguez y Studdert, 2006) y a la baja relación carbono/nitrógeno (C/N) de los mismos, el aumento de su frecuencia en la rotación lleva a una disminución en las fracciones lábiles de la materia orgánica (MO) (Studdert y Echeverría 2000). La dinámica de la MO está muy relacionada con la del N, siendo éste el principal nutriente limitante para la producción agrícola. Si bien la soja tiene la capacidad de fijar el N atmosférico, con ello generalmente no cubre sus requerimientos del nutriente, resultando en un balance negativo en el suelo (Álvarez et al., 1995).

Salvagiotti et al. (2008) reportaron que al estimar el aporte de N al suelo de la soja teniendo en cuenta el N proveniente de las raíces junto con el de los residuos aéreos, el balance de este nutriente en algunas situaciones puede llegar a ser neutro o sólo ligeramente negativo.

El N se encuentra en el suelo en su mayor proporción (95-99%) bajo la forma orgánica y, mediante el proceso de mineralización, el N orgánico total (NOT) es convertido por microorganismos del suelo en iones amonio (NH4 +) y nitrato (NO3 -).

Dichos iones, son las principales formas en las que el N es absorbido por las raíces de las plantas (Brady y Weil 1999). Por lo tanto, la concentración de NOT es considerada un indicador la calidad del suelo (Sainju et al., 2002). El NOT, puede separarse en su fracción más lábil (particulado, NOP) y su fracción más estable asociada al limo y las arcillas (asociado, NOA) (Cambardella y Elliott, 1992). La capacidad potencial del suelo para mineralizar N puede estimarse mediante la cuantificación del NH4 + producido luego de una incubación anaeróbica de corta duración (Nan).

En suelos del sudeste bonaerense, Genovese et al. (2009) determinaron que el Nan disminuye a medida que aumentan los años de agricultura, lo cual sugeriría su utilidad como indicador de la degradación de los mismos. Por otro lado, se han reportado estrechas relaciones entre el Nan, el carbono orgánico particulado (COP) y el NOP, los cuales son indicadores tempranos del efecto de las prácticas de manejo sobre la dinámica del C y N (Fabrizzi et al., 2003; Wyngaard, 2011).

En la Región Pampeana, el contenido de MO de los suelos prístinos depende principalmente del clima y la textura de los mismos (Álvarez y Steinbach, 2006). La disminución de la MO en esta región, han sido de relevancia, y, dependiendo de las características del suelo y de la zona, podría ser de hasta un 50% del nivel de MO original (Álvarez, 2001; Lavado, 2006). Más recientemente, Sainz Rozas et al. (2011) determinaron que las mayores reducciones en los contenidos de MO respecto de suelos prístinos habrían ocurrido hacia el norte y oeste de la Región Pampeana. 

A pesar del deterioro que presenta el suelo a causa de la actividad agrícola, y al efecto negativo que puede ocasionar el aumento de la frecuencia de la soja en la rotación, la rentabilidad y simplicidad de manejo de este cultivo hacen que su producción se encuentre en creciente expansión (Calviño y Monzón, 2009; Melgar et al., 2011). En tal sentido, existe la necesidad de identificar prácticas de manejo tendientes a mejorar el balance de carbono (C) y N en secuencias basadas en el cultivo de soja sin disminuir su producción, para mantener la calidad del suelo y la sustentabilidad del sistema productivo.

La cantidad y la calidad de los residuos ingresados al suelo junto con las labranzas son los principales factores que afectan los pooles de C y N en el suelo. Por lo tanto, la fertilización con P y S al cultivo de soja podría mantener y/o mejorar el rendimiento en grano y paralelamente incrementar la acumulación de biomasa cuando dichos nutrientes son limitantes para la producción. Otra forma de aumentar la producción de biomasa y, en consecuencia, la entrada de N al sistema, sería la intensificación sustentable del sistema de producción mediante el aumento del número de cultivos por año (Caviglia y Andrade, 2010).

En tal sentido, el índice de intensificación de las secuencias de cultivos (ISI) indica la cantidad de cultivos por año en una secuencia, y se relaciona positivamente con la eficiencia en el uso de los recursos (Caviglia y Andrade, 2010). La inclusión de cultivos de cobertura (CC) de gramíneas previo a soja, permiten la utilización del agua y la radiación durante el período invernal y captan N del suelo durante el período de barbecho (Restovich et al., 2012; Martínez et al., 2013), lo cual puede disminuir posibles pérdidas por lavado (Kaspar et al. 2012). Además, éstos responden a la oferta de N aumentando la producción de biomasa (Ruffo et al., 2004, Martínez et al., 2013). Por lo tanto, su empleo sería una alternativa para evitar las fugas perjudiciales de N del suelo e incrementar el ingreso de C y N orgánico en secuencias basadas en soja (Cordone y Martínez, 2004). En suelos de Georgia (EEUU), Sainju et al. (2002) reportaron que la inclusión de CC aumentó el COT y el NOT del suelo mejorando su productividad. Una rotación fertilizada con N, P y S, que incluya cultivos con un alto volumen de residuos y un alto ISI sería otra forma de incrementar el aporte de residuos al suelo.

El objetivo de este trabajo fue evaluar el efecto de la fertilización con P y S, la inclusión de cultivos CC y de una rotación con un alto ISI, sobre el contenido de NOT, NOP y el Nan y la relación entre dichos indicadores en secuencias con predominio del cultivo de soja en dos ambientes de la Región Pampeana Argentina.

Se trabajó sobre dos ensayos de larga duración, uno iniciado en 2007 en Arequito, Caseros, Santa Fe, sobre un Argiudol típico con textura superficial franco-limosa (Sitio 1) y otro iniciado en 2006 en la E.E.A. INTA Balcarce, Buenos Aires, sobre un Argiudol Típico con menos de 2% de pendiente y textura superficial franca (Sitio 2). En ambos sitios el diseño experimental fue en bloques completos aleatorizados con 3 repeticiones que incluyeron los siguientes tratamientos: soja continua sin fertilización (Sj); soja continua fertilizada con P y S (Sjf); CC / soja con P y S (CC/Sjf); CC fertilizado con N / soja con P y S (CCf/Sjf); rotación fertilizada con N, P y S (Rot) que incluye los cultivos de maíz (Zea mays L.), trigo (Triticum aestivum L.) / soja 2° y CCf/Sjf. Los ensayos se establecieron sobre suelos con más de 25 años de agricultura continua y signos de degradación. Al inicio de los ensayos el pH, el COT y el P-Bray a la profundidad de 0-20 cm fueron 5.83; 15.2 g kg-1 y 12.2 mg kg-1, respectivamente, en el Sitio 1 y 5.40; 26.7 g kg-1 y 14.0 mg kg-1, respectivamente, en el Sitio 2.

Los CC utilizados fueron Triticale (x Triticosecale Wittmack) y Avena (Avena sativa L.) en los Sitios 1 y 2, respectivamente y su secado se realizó en los estados de encañazón avanzado a preemergencia floral Z34-Z41 (Zadocks et al., 1974) mediante una aplicación de 3-4 L ha-1 de glifosato (48% i.a.).

Las fertilizaciones con P y S fueron de reposición, teniendo en cuenta la extracción de nutrientes por los cultivos de cada secuencia. La fertilización con N al trigo y maíz fueron las óptimas para alcanzar los máximos rendimientos de acuerdo al potencial de cada región. Las dosis de nutrientes para cada secuencia se detallan en la Tabla 1.

 

Luego de 4 años de la implementación de las secuencias de cultivos, durante el otoño se realizó un muestreo de suelo en los estratos 0-5, 5-10, 10-15 y 15-20 cm de profundidad en cada unidad experimental. Todas las muestras se secaron a 30°C en estufa con circulación forzada de aire y fueron molidas hasta pasar por un tamiz de 2 mm de apertura de malla. En forma complementaria se determinó la densidad aparente en cada unidad experimental (Blake y Hartge, 1986). Para la determinación del Nan se realizó una incubación anaeróbica a 40 ºC durante 7 días (Keeney, 1982). 

Luego se cuantificó el NH4 + mediante destilación por arrastre con vapor (Bremner y Keeney, 1965) de las muestras incubadas y sin incubar. Los valores de Nan surgieron de la diferencia entre la concentración de NH4 + inicial de las muestras sin incubar y luego de la incubación.  La determinación del NOP se realizó por diferencia entre la concentración de NOT y NOA (Cambardella y Elliott, 1992). El fraccionamiento de las muestras de suelo para obtener el NOA se realizó según la metodología descripta por Cambardella y Elliott (1992). Para la determinación del NOT, las muestras de suelo sin fraccionar se molieron hasta pasar por un tamiz de 0,5 mm. El

contenido de NOT y NOA del suelo se cuantificó por el método de Dumas, para lo cual se sometió a las muestras a combustión a 950 ºC y posterior detección de N por termoconductividad mediante un analizador TruSpec CN (LECO, 2011). Los datos de concentración de NOT y NOP de todas las profundidades fueron integradas y llevadas a Mg ha-1 utilizando una masa equivalente de 2666 Mg ha-1 para el estrato de 0-20 cm. Para las comparaciones
en 0-5 cm se utilizó una masa equivalente de 605 Mg ha-1. La concentración de Nan de cada profundidad fue integrada en el estrato 0-20 cm siguiendo el mismo criterio que para el caso del N y fue expresada en mg kg-1.

 

La cantidad de residuos aéreos retornados al suelo se calculó con los datos de biomasa aérea acumulada de los CC y la estimación de los residuos aéreos de los cultivos de soja, trigo y maíz considerando su rendimiento e índice de cosecha. En el Sitio 1 se consideraron valores de índices de cosecha de 0.38, 0.42 y 0.5 para soja, trigo y maíz, respectivamente (Milesi Delaye et al., 2013), mientras que en el Sitio 2 fueron de 0.40, 0.45 y 0.45 para soja, trigo y maíz (Echeverría y Studdert, 2000). El aporte de C de las raíces y exudados radicales se calculó según las relaciones raíz:parte aérea propuestas por Buyanovsky y Wagner (1997) las cuáles fueron 0.38, 0.48 y 0.35 para soja, trigo y maíz, respectivamente. Asimismo, se consideró que del aporte total de C a través de raíces y rizodeposiciones, la proporción que se localizó en el estrato 0-20 cm fue 0.84, 0.90 y 0.91 para soja, trigo y maíz, respectivamente (Buyanovsky y Wagner, 1986). 

 

Los análisis de la varianzas se realizaron utilizando el paquete estadístico SAS (SAS Institute, 1988) mediante un análisis combinado entre ambos sitios experimentales. Para ello se utilizó el procedimiento PROC-MIXED, evaluándose como fijos los efectos del sitio y la secuencia y como aleatorio el bloque anidado dentro del sitio. Se analizó el efecto principal de la secuencia cuando no se registró interacción sitio x secuencia (p<0.05), y en caso contrario, los efectos simples de las secuencias dentro de cada sitio. Cuando se registraron diferencias significativas entre los tratamientos (p<0.05), las medias fueron comparadas mediante el test de diferencias mínimas significativas (DMS). Los análisis de regresión lineal entre el Nan y el NOT, NOA y NT se realizaron mediante el procedimiento PROC-REG de SAS (SAS Institute, 1988) utilizando un nivel de significancia p<0.05.

La cantidad de residuos retornados al suelo por los cultivos de cada secuencia, registró interacción significativa entre sitio y secuencia (p<0.05). Sin embargo, en ambos sitios los monocultivos de soja (Sj y Sjf) acumularon una menor (p<0.05) cantidad de residuos en los 4 años de desarrollo de las secuencias, que los tratamientos CC/Sjf; CCf/Sjf y Rot (Tabla 2). Esto es debido principalmente a la mayor productividad y cantidad de residuos asociada con la cantidad de cultivos intervinientes por año (CC y doble cultivo) en las secuencias CC/Sj, CCf/Sjf y Rot, (mayor ISI) comparado con Sj y Sjf. Esto coincide con lo reportado por Caviglia et al. (2004) y Martínez et al. (2013) que reportaron una alta relación entre el ISI y la productividad del sistema. El incremento en la productividad en los tratamientos que incluyeron CC fue más evidente cuando se aplicó N, lo que aumentó significativamente la producción
de biomasa de los CC. Algo a considerar es que

 

en el Sitio 1 el aporte de los CC fue sólo de 3 campañas ya que en 2008/09 no se sembraron CC por cuestiones operativas.

A la profundidad de 0-5 cm el NOT registró interacción significativa (p<0.05) sitio x secuencia. El contenido de NOT en el Sitio 1 fue mayor (p<0.05) en la secuencia CCf/Sjf, seguida de CC/Sjf y Rot (1.31, 1.15 y 1.16 Mg ha-1, respectivamente) mientras que en los monocultivos Sj y Sjf (0.97 y 1.03 Mg ha-1, respectivamente), se registró un menor valor (Figura 1 a). Esta tendencia puede ser explicada por el diferente aporte de residuos de las secuencias, sin embargo, en el Sitio 2 no se registraron diferencias significativas entre tratamientos. En dicho sitio, en promedio el NOT registró los mayores valores (1.41 vs 1.12 Mg ha-1 para los Sitios 2 y 1, respectivamente), lo cual es explicado por su mayor contenido de MO inicial, consecuencia de una menor historia agrícola y un régimen de menores temperaturas comparado con el Sitio 1. Una posible causa que explique la ausencia de efecto de las secuencias sobre el NOT en el Sitio 2 sería el mayor contenido de MO inicial, lo que atenúa los efectos del aporte de residuos diferencial sobre el contenido de C y N, y a la menor producción de biomasa en este sitio, lo que redunda en un menor aporte de residuos por las secuencias respecto del Sitio 1.

El NOP no registró interacción significativa (p<0.05) sitio x secuencia y en ambos sitios fue mayor (p<0.05) en la secuencia CCf/Sj, seguida de CC/Sj, y Rot, tendencia que coincide con la encontrada para el NOT en el Sitio 1. El Nan no

registró interacción significativa (p<0.05) sitio x secuencia (Figura 1 b). Dicho indicador fue mayor en CC/Sjf y CCf/Sjf seguido de Rot, mientras que Sj y Sjf registraron los menores valores (83.6, 80.8, 69.9, 59.8 y 58.3 Mg ha-1, respectivamente, en promedio para ambos sitios), lo que en líneas generales coincide con lo observado en el NOP y con el aporte de residuos de las secuencias. Algo a destacar es que si bien el Sitio 1 registró menores niveles de NOT, los valores de Nan fueron mayores que en el Sitio 2 (87.3 y 53.7 mg kg-1 para los Sitios 1 y 2, respectivamente) lo cual puede ser explicado por el diferente potencial de mineralización de las fracciones del NOT entre los sitios debido a su diferente textura.

Al integrar los datos en el estrato 0-20, el NOT registró interacción significativa sitio x secuencia (p<0.05) sitio x secuencia, mientras que el NOP y el Nan no registraron interacción (p>0.05). El NOT y el NOP registraron mayores valores en el Sitio 2, mientras que el Nan que registró mayores valores en el Sitio 1 (Figura 2), coincidiendo con lo observado en 0-5 cm. En el Sitio 1, el NOT fue mayor (p<0.05) en la secuencia CCf/Sjf, seguida de Rot y CC/Sjf (3.84, 3.66 y 3.65 Mg ha-1, respectivamente), mientras que Sj y Sjf registraron los menores valores (3.33 y 3.31 Mg ha-1, respectivamente) (Figura 2 a). Sin embargo, en el Sitio 2 no se registraron diferencias (p<0.05) entre los
tratamientos y el NOT registró un valor promedio de 5.73 Mg ha-1.

En ambos Sitios, al evaluar los efectos principales el NOP fue mayor en CCf/Sjf (1.08 Mg ha-1) seguido de Rot, CC/Sjf y Sj (1.00; 0.94 y 0.90 Mg ha-1), que no difirieron entre sí (p<0.05), mientras que Sjf registró el menor valor (0.78
Mg ha-1). El Nan, sin embargo, fue mayor en las secuencias con mayor aporte de residuos que no difirieron (p<0.05) entre sí (42.3; 42.6 y 41.6 mg kg-1 para CC/Sjf, CCf/Sjf y Rot, respectivamente), mientras que en Sj y Sjf no difirió y registró los menores valores (33.2 y 32.1 mg kg-1, respectivamente) (Figura 2 b). Esto refleja la utilidad del Nan como un indicador temprano de los cambios en el suelo provocados por diferentes manejos y concuerda con lo reportado por Doran y Parking (1994), Fabrizzi et al. (2003) y Soon et al. (2007). Otro aspecto a considerar es que en 0-20 cm, coincidiendo con lo observado a 0-5 cm, el Nan fue menor en el Sitio 2, aún con un mayor NOT y NOP comparado con el Sitio 1, lo cual, como ya fue mencionado, puede haberse debido a la diferente textura de los suelos.

Al relacionar el Nan con las diferentes fracciones de N en el estrato de 0-20 cm (Figura 3) se puede observar que sólo se registró una asociación significativa con el NOT en el Sitio 1. En el Sitio 2 sólo se registró asociación significativa entre el Nan y el NOP, aunque con un bajo r2 (0.39). 

En líneas generales, la escasa variación entre secuencias registrada en 0-20 cm para NOA y NOT en el Sitio 2 (Figura 2), es la principal causa de su falta de asociación con el Nan, el cual, a diferencia de los anteriores, registró cambios más importantes entre los diferentes tipos de manejo.

En el Sitio 1, se pudo observar una considerable asociación entre el Nan y el NOA (r2= 0.64). Esta asociación puede explicar los mayores niveles de Nan del Sitio 1 respecto al Sitio 2, a pesar de registrar menores valores de NOP, NOT. Por lo tanto en el Sitio 1, las fracciones del NO asociadas a las partículas minerales tendrían una mayor labilidad que en el Sitio 2, con lo cual esta fracción podría aportar mayor cantidad de N a través de la mineralización. Esto puede ser explicado por

el mayor % de limo en el Sitio 1 (64.4% vs 36.2% para el Sitio 1 y 2 respectivamente). Por tal motivo, teniendo en cuenta que el porcentaje de arcillas es similar entre sitios, el Sitio 1 tiene una mayor proporción del NOA asociado al limo. El grado de humificación de los residuos de las plantas asociados a partículas minerales del suelo es mayor a medida que disminuye el tamaño de las partículas de suelo. Por lo tanto, las arcillas,

debido a su menor tamaño de partícula y su alta superficie específica, son capaces de formar complejos arcillo-húmicos con baja relación C/N y baja labilidad (Guggemberger et al., 1995; Six et al., 2002). Los agregados provenientes del limo son menos estables que los provenientes de las arcillas (Plante et al., 2006), razón por la cual en estos se facilita el ataque microbiano y la mineralización de la MO (Six et al., 2002). Este proceso explicaría que la relación entre el Nan y el NOA registrada en el Sitio 1 se deba a la mayor proporción de limo en su suelo, comparado con el Sitio 2. A su vez, esta tendencia explica que el Sitio 1 con menores niveles de NOT pueda registrar mayores valores de Nan comparado con el Sitio 2. Esto evidencia la contribución del NOA a la mineralización del N en el Sitio 1.

Los efectos de las secuencias registrados en este estudio sugieren indicios de un manejo más sustentable del sistema de producción con la inclusión CC o una rotación de cultivos con alto ISI comparado con la monocultura de soja. Esto se evidenció en ambos sitios en el NOP y el Nan, y aunque para el caso del NOT sólo en el Sitio 1. 

Sin embargo, es esperable que a más largo plazo los efectos de los diferentes manejos evaluados en este estudio se magnifiquen y también sean reflejados en la concentración de N total en el Sitio 2. Estos resultados están en línea con lo reportado por Sainju et al. (2002) quienes determinaron aumentos en el NOT debido a la inclusión de CC, los cuales aportaron una considerable cantidad de residuos al suelo. Sin embargo, la fertilización con P y S al cultivo de soja, si bien provocó un mayor aporte de residuos (en menor medida y estadísticamente no significativo), no mejoró ninguno de los indicadores evaluados en este estudio luego 4 años de desarrollo de las secuencias, coincidiendo por lo reportado por Wyngaard et al., (2012) en su ensayo de 7 años de duración con una rotación de maíz, soja y trigo/soja. Sin embargo, como fue mencionado, es esperable que a más largo plazo, el efecto de prácticas de manejo que incrementen la cantidad de residuos retornados al suelo sea reflejado en mayor medida por estos indicadores. 

 

 

Parte de estos resultados pertenecen al trabajo: Nitrógeno orgánico y Nan en secuencias con predominio de soja publicado en Actas del XXIV Congreso Argentina de la Ciencia del Suelo y II Reunión Nacional “Materia orgánica y sustancias húmicas” Este trabajo se realizó en el marco de los proyectos INTA PNCER 0022421 Módulo 4.2, PNCYO 1127033 y UNMP AGR383/12.