¿Cómo afecta el uso de la tierra a las emisiones de oxido nitroso del suelo en el chaco subhúmedo? estudio preliminar

RESUMEN

La agricultura es responsable de parte importante de las emisiones de óxido nitroso antropogénico que es liberado a la atmósfera desde el suelo. Existe una vacancia de información para la región del Chaco Subhúmedo que permita valorar y comparar las emisiones de óxido nitroso bajo distintos usos de la tierra. Los objetivos del trabajo fueron: 1- Cuantificar en tres fechas de muestreo las emisiones de óxido nitroso bajo diferentes usos de suelo (monte nativo-cortinas, pastura, lotes agrícolas con soja en centro-menor compactación- y en cabecera -mayor compactación) y 2- Determinar cuáles fueron las variables edáficas que mejor explicaron la variabilidad de las emisiones medidas. Se seleccionaron 3 sitios de cada una de las situaciones que representan los usos de la tierra más comunes en la región: monte, situaciones bajo cultivo de soja en cabecera (mayor compactación) y centro de lote (menor compactación) y pasturas de Panicum maximun cv. Gatton Panic. La extracción de gas se realizó en tres momentos: 3/2016, 4/2016 y 8/2016 y se extrajeron muestras de suelo de los primeros 10 cm para determinar densidad aparente (DAP), carbono orgánico total (COT), carbono orgánico particulado (COP), nitratos y espacio poroso lleno con agua (EPLLA). Para los lotes agrícolas tanto en cabecera como centro de lote las emisiones fueron bajas en los dos primeros muestreos (1,1 – 2,3 ugN-N2O m-2 h-1), en agosto los valores fueron negativos (3,5 ugN-N2O m-2 h-1). En las pasturas la emisión fue alta al inicio (20 ugN-N2O m-2 h-1) y final del muestreo (12 ugN-N2O m-2 h-1), en abril la tasa de emisión fue similar a la de los lotes agrícolas (1,6 ugN-N2O m-2 h-1). El monte presentó el flujo de N2O más alto durante todo el periodo 13 ugN-N2O m-2 h-1 en marzo, 10,5 ugN-N2O m-2 h-1 en abril y 20,2 ugN-N2O m-2 h-1 en agosto. Hubo una relación positiva entre el flujo de N2O y los contenidos de nitratos, COP y COT. La mayor parte de la variabilidad en el flujo de N2O fue explicada por una relación cuadrática con los nitratos del suelo (R2=0,43; P< 0,001). Las propiedades físicas (EPLLA y DAP) no presentaron correlación con la tasa de emisión.

Palabras clave: nitratos, gases efecto invernadero, carbono orgánico, espacio poroso lleno de agua, pastura, siembra directa.

INTRODUCCIÓN

El óxido nitroso (N2O) absorbe radiación infrarroja de la atmósfera contribuyendo al efecto invernadero junto con otros gases como el CO2, CH4, CFC, O3 y H2O (Solomon et al., 2007). La particularidad del N2O radica en que tiene 296 veces mayor potencial de calentamiento global que el CO2 y es mucho más estable en la atmósfera (Muñoz et al., 2010) siendo actualmente responsable del 5 % de calentamiento global (Mosier, 1998; Ravishankara et al., 2009). En 2016 alcanzó una concentración de 329 ppb, creciendo a una tasa de 0,8 ppb anual desde 1988 (OMM, 2017).

El suelo contribuye con un 53% a las emisiones globales, por eso es reconocido como la principal fuente de N2O atmosférico (IPCC, 2007). Las emisiones son máximas cuando el suelo tiene el 65-80% del espacio poroso lleno de agua (EPLLA), es decir cuando se encuentra en un estado intermedio entre aeróbico y anaeróbico (Dalal et al., 2003; Butterbach-Bahl et al., 2013) ya que intervienen procesos de nitrificación y desnitrificación simultáneamente mediados por microorganismos (Davidson et al., 2000, Rochette et al., 2004; Butterbach-Bahl et al., 2013), que además son regulados por la disponibilidad de nitrato, amonio, oxígeno, carbono orgánico lábil, temperatura y pH del suelo (Butterbach-Bahl et al., 2013). Estos factores están influenciados a su vez por la textura, drenaje y densidad aparente del suelo, por las condiciones climáticas de la región y las prácticas culturales (Flechard et al., 2007).

En el Chaco Subhúmedo, específicamente en el Este de la provincia de Santiago del Estero, se ha demostrado como el uso de la tierra afecta negativamente las propiedades físicas y los stocks de carbono del suelo hasta el metro de profundidad (Osinaga et al., 2018). En esta región desde fines de la década del ’70 se viene dando un avance de la frontera agropecuaria sobre los montes nativos, para realizar principalmente cultivos extensivos (soja, maíz, algodón) y pasturas para la producción ganadera.

La agricultura es responsable del 20-70% de las emisiones de óxido nitroso antropogénico que es liberado a la atmósfera desde el suelo (Marinho et al., 2004), las cuales están influenciadas por la fertilización y el manejo (Bouwman, 1996; Gu et al., 2009). La introducción al sistema agrícola de leguminosas, como la soja, incrementa la fijación biológica de nitrógeno que puede contribuir a la emisión de N2O (Watson et al., 1992). En la región a mediados de la década del ‘90 se produjo la adopción de la siembra directa. La compactación producida por el tránsito de la maquinaria aumenta el riesgo de emisiones elevadas de N2O (Yamulk & Jarvis, 2002; Gregorich et al., 2014) ya que hay una reducción del espacio poroso y la exploración radical está restringida (Barraclough & Weir, 1988), por lo que los niveles de EPLLA disminuyen más lentamente después de la lluvia, lo que resulta en sitios anaeróbicos donde puede ocurrir desnitrificación (Berisso et al., 2012). Varios estudios (e.g. Ball, 2013) han demostrado esta correlación entre la compactación del suelo y las emisiones de N2O y Rochette et al. (2008) ha reportado mayores emisiones de N2O en algunas situaciones bajo siembra directa.

En el oeste de la región bajo estudio, los emprendimientos ganaderos adquieren importancia, en estas situaciones el bosque nativo es reemplazado por pasturas megatérmicas. Las excreciones ricas en N de los animales constituyen una fuente de óxido nitroso importante (de Klein et al., 2006), contribuyen con el 10% de las emisiones anuales de los suelos agrícolas (Mosier et al., 1998), y la compactación producida por el pisoteo también favorecería dicho proceso (Meneer et al., 2005; van Groenigen et al., 2005; Ball et al., 2012;) aumentando hasta siete veces el flujo de N2O (Bhandral et al., 2007). El principal componente de N en la orina excretada es la urea que, cuando se deposita en el suelo, se hidroliza rápidamente en amonio (NH4+) y se transforma en nitrato (NO3-) que permite la producción de N2O (Whitehead, 1995). En la región existen cortinas del bosque original. Existe falta de información de emisiones de N2O para distintas regiones del mundo que permita valorar y comparar las emisiones bajo distintos usos de la tierra (Oertel et al., 2018).

Los objetivos del trabajo fueron: 1- Cuantificar en tres fechas de muestreo las emisiones de óxido nitroso bajo diferentes usos de suelo (monte nativo-cortinas, pastura, lotes agrícolas con soja en centro-menor compactación- y en cabecera -mayor compactación) y 2- Determinar cuáles fueron las variables edáficas y ambientales que mejor explicaron la variabilidad de las emisiones medidas.

MATERIALES Y MÉTODOS

Sitio de muestreo

El muestreo se llevó a cabo en lotes de establecimientos del Este del Departamento Moreno de la provincia de Santiago del Estero. Este sector se encuentra dentro de la región natural Chaco subhúmedo y ocupa una franja meridional que bordea el límite Este del Chaco semiárido (Vargas Gil, 1988). Las precipitaciones anuales varían de 700 mm a 1000 mm. La temperatura media anual es de 21°C.

Se seleccionaron sitios con situaciones que representan los usos más comunes en la región en la localidades de Quimilí (27°33’48’’S – 62°23’06’’O) y Roversi (27°41’13’’S – 61°56’10’’O): monte natural (en forma de cortinas), situaciones bajo cultivo de soja en cabecera (mayor compactación; Soja C) y centro de lote (menor compactación, Soja NC) y pasturas megatérmicas (Panicum maximun cv. Gatton Panic). El monte natural está dominado por varias especies de Schinopsis, Prosopis Nigra y Zizyphus mistol. El estrato inferior está formado por arbustos del género Acacia. Se evaluaron tres situaciones (lotes) independientes de cada uso del suelo. Los suelos evaluados fueron Haplustoles típicos. La composición granulométrica de 0-20 cm de las situaciones evaluadas presentó el siguiente rango: 280 -370 g kg-1 de arena, 240 -290 g kg-1 de arcilla y 390450 g kg-1 de limo. Los lotes agrícolas se manejaban bajo siembra directa con una rotación de soja-maíz desde hace 15 años, no se realizó ningún tipo de fertilización. Los mismos presentaban un manejo con alta tecnología para la zona y buenos rendimientos dependiendo de la condición de precipitaciones del año. Las pasturas poseían más de 10 años de implantación y tampoco recibieron fertilización.

Determinación de la emisión de N2O y propiedades edáficas

Se determinaron las emisiones de N2O utilizando cámaras estáticas con ventilación siguiendo las recomendaciones del protocolo GRACEnet, Chamber-based Trace Gas Flux Measurement Protocol (2010), Rochette & Bertrand (2007) y de Livingston & Hutchinson (1995), en la etapa fenológica R4 (3/3/2016), R8 (26/4/2016) del cultivo de soja y luego de la cosecha (barbecho; 10/8/2016). Para seleccionar los momentos se consideró el inicio de la fijación biológica, un momento de alta fijación y en cosecha ya sin la fijación biológica activa. En las mismas fechas de muestreo, se realizaron las determinaciones en el monte y en la pastura. En cada fecha las mediciones fueron realizadas entre las 9 y 13 h, horario donde la tasa evaluada representa la tasa media del día según Consentino et al. (2012).

Las cámaras constan de dos partes, un marco que se inserta en el suelo (la base) y la externa que se coloca en la superficie insertada en la base (cámara). Las bases son de hierro de 5 cm de profundidad y 37 cm de largo y 25,5 cm de ancho. Las cámaras son de PVC, de 37 cm x 25,5 cm x 14 cm de altura y volumen de 13,2 l. En el medio de la cámara hay una conexión que comunica el interior con el exterior de la cámara y una llave de 3 vías, de la cual extrae de aire. En una de las esquinas poseen un tubo de ventilación, de 6 mm de diámetro y 10 cm de largo. Para la extracción de nitroso, se utilizaron viales de 10 ml, a los cuales se les hace vacío antes de cada extracción. Se realizaron 3 extracciones por cámara a tiempos regulares de 0, 15 y 30 minutos. Se colocaron 3 cámaras en cada repetición de uso de la tierra. Las muestras de gas fueron analizadas utilizando cromatografía gaseosa (Agilent GC 7890 A). El volumen molar de gas (Vm) se corrigió para la temperatura del aire medida en el momento del muestreo y el flujo de gases (f) se calculó utilizando la Ecuación 1:

Para calcular la tasa de emisión se ajustó una regresión lineal utilizando los tres puntos de cada cámara, tomando como variable independiente el tiempo de emisión del N2O desde el suelo hacia la atmósfera (0, 15 y 30 minutos) y como variable dependiente la concentración de N2O dentro del vial en ppb. Cuando el R2 de la regresión lineal fue mayor o igual que 0,7, se consideró que la pendiente (positiva o negativa) de la función representó la tasa de emisión de N2O. Cuando el R2 fue menor que 0,7, el flujo de N2O en el intervalo fue considerado cero.

Durante las mediciones se registraron la temperatura del suelo a 10 cm y la temperatura del aire con termómetros digitales. A la par se tomaron muestras de suelo de los primeros 10 cm para determinar la concentración de N-NO3- por colorimetría (Keeney & Nelson, 1982), el contenido hídrico gravimétrico (CHG) se determinó secando las muestras a 110 ºC hasta peso constante, densidad aparente (DAP) por el método del cilindro, carbono orgánico total (COT) por combustión húmeda con el método de Walkley-Black (Nelson & Sommers, 1996), y carbono orgánico particulado (COP) (53µm-2000µm) (Cambardela & Elliot, 1992). A partir de los valores de DAP y CHG se calculó el EPLLA.

Análisis estadístico

Se realizó análisis de la varianza (ANOVA) para evaluar las diferencias en las tasas de emisión de N2O entre distintos usos de suelo y el test DMS (P<0,05) para la separar las medias. Cuando la variable no cumplía con homogeneidad de varianza y normalidad, fueron transformadas según con Box Cox (Box and Cox, 1964). También se realizaron análisis de correlación entre las variables estudiadas a través del coeficiente Pearson.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

En la Figura 1 se presentan los flujos de N2O para las cuatro situaciones evaluadas en los tres muestreos realizados. En las pasturas la emisión fue alta en el primer muestreo (20 ugN-N2O m-2 h-1) y último muestreo (12 ugN-N2O m-2 h-1), en abril la tasa de emisión fue similar a la de los lotes agrícola (1,6 ugN-N2O m-2 h-1). El monte presentó el flujo de N2O más alto durante todo el período 13 ugN-N2O m-2 h-1 en marzo, 10,5 ugN-N2O m-2 h-1 en abril y 20,2 ugN-N2O m-2 h-1 en agosto, aunque estadísticamente no se diferenció del resto de las situaciones por su alta variabilidad. Para los lotes agrícolas tanto en cabecera como centro de lote las emisiones fueron bajas en los dos primeros muestreos (1,1 – 2,3 ug N-N2O m-2 h-1), en agosto los valores fueron negativos (-3,5 ug N-N2O m-2 h-1).

Otros autores han reportado valores negativos indicando consumo de N2O por el suelo (Cosentino et al., 2013; Cardoso et al., 2019). Los factores y mecanismos que regulan el consumo de N2O del suelo podrían ser la baja disponibilidad de nitrógeno en el sistema y el consumo de N2O por los denitrificadores en condiciones de humedad o la diferencia de concentración de N2O dentro de los poros del suelo y la superficie (difusión) en condiciones de baja humedad (Cardoso et al., 2019). Sin embargo, los mecanismos y factores involucrados aún no se comprenden acabadamente siendo necesaria mayor investigación. En región semiárida pampeana se midieron tasas de emisión promedio de 6,31 a 8,92 µg N2O-N m-2 h-1 durante el barbecho y de 33,28 a 64,53 µg N2O-N m-2 h-1 durante el ciclo de los cultivos (Alvarez et al., 2012). Por otro lado, Cosentino et al. (2013) y Lewczuk et al. (2017) para la región pampeana húmeda cuantificaron emisiones en suelos agrícolas entre -15 a 383 µg N2O-N m-2 h-1, siendo sustancialmente menores en barbecho respecto a las ocurridas durante el ciclo del cultivo. En nuestro trabajo las emisiones en las situaciones agrícolas fueron muy inferiores a las reportadas en estos trabajos

Esto puede deberse, a que en general los picos de emisiones en los trabajos mencionados correspondían con la fertilización nitrogenada en maíz (Alvarez et al., 2012), por otro lado, es coincidente la baja emisión durante el período de barbecho. En la Tabla 1 se presenta la media, mínimo, máximo y error estándar de las distintas variables medidas. Todas las variables medidas presentaron un amplio rango de variación, cubriendo un amplio rango de escenarios de temperatura, humedad, contenido de COT y COP y DAP. A través de análisis de correlación con el coeficiente de Pearson se observó una relación positiva y significativa entre el flujo de N2O y el contenido de nitratos (r= 0,56, p<0,05), COP (r= 0,26, p<0,05), COT (r= 0, 25, p<0,05), temperatura del suelo (r= 0,20, p<0,05) y temperatura del aire (r= 0,25, p<0,05). A su vez no hubo asociación entre el flujo de N2O con el EPLLA (rp>0,05) ni con la Dap (p>0,05).

La mayor parte de la variabilidad fue explicada por los nitratos del suelo, coincidiendo con que fue el que mayor rango de variación presentó de todas las variables evaluadas. Se ajustó una función cuadrática a la relación tasa de emisión vs. contenido de nitratos del suelo (R2=0,43, Figura 2). En este trabajo, las emisiones presentaron la mayor relación o asociación con el contenido de nitratos del suelo. Numerosos autores mencionan una correlación positiva entre la disponibilidad de N inorgánico y las emisiones de óxido nitroso (Alvarez et al., 2012, Cosentino et al., 2013). Una situación particular es monte que presenta las tasas de emisión de N2O en general más elevadas. Un factor determinante puede ser que posee especies leguminosas perennes dentro de su composición florística que pueden llevar a un mayor aporte de nitrógeno al sistema por fijación biológica (Kesik et al., 2005).

Adicionalmente, los procesos de producción de N2O puede derivarse tanto del proceso de nitrificación como de denitrificación. En consecuencia, en el monte la mayor producción de N2O, también puede deberse a una alta mineralización ya que esta situación posee los mayores niveles de COT y COP. Esta tendencia coincide con lo hallado por Araujo et al. (2020) para sistemas naturales de monte en Argentina. Asimismo, las pasturas presentan mayores tasas por la orina (Mosier et al., 1998). Finalmente, si bien los valores de DAP en los lotes de soja en cabecera (SC) fueron superiores a los otros tratamientos (1,13 gcm-3) no resultan superiores a los valores considerados críticos. y por ello, posiblemente no se observó un efecto del mayor tránsito en cabecera sobre las emisiones.

CONCLUSIONES

Las emisiones de N2O más altas durante todo el periodo de muestreo correspondieron al monte, coincidente con el elevado contenido de nitratos y carbono del suelo, a pesar de que su EPLLA fue bajo debido a la elevada evapotranspiración producida por su vegetación. Esta misma al tener en su composición especies de la familia Fabáceas puede explicar los altos valores de nitrógeno en forma de nitratos en el suelo o a que el flujo de N2O deriva principalmente del proceso de nitrificación. La compactación no mostró impactar sobre las emisiones de óxido nitroso, tal vez porque los valores de DAP no son aún críticos. La pastura presentó valores intermedios de emisión. Emiten más que los lotes con soja, pero menos que el monte. La relación más importante observada fue entre el flujo de N2O y los niveles de nitratos del suelo, la cual explica casi la mitad de la variación existente.

AGRADECIMIENTOS

Los autores agradecen la financiación a la Universidad de Buenos Aires (UBACYT, 20020130100274BA. Programación 2014-17). Se agradece al Sr. Juan Pablo Miretti y a la familia Huber por la disposición de los lotes donde se llevó a cabo la experimentación.

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Por: Natalia Andrea Osinaga 3; Carina Rosa Alvarez 1; Miguel Angel Taboada 2,3

1 Cátedra de Fertilidad y Fertilizantes Facultad de Agronomía Universidad de Buenos Aires
2 Instituto de Investigación de Suelos, CIRN, INTA.
3 CONICET

Revista Ciencia del Suelo