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Agronomía Tropical. 42(1-2): 97-113.1992

EFECTO DE LA LABRANZA MINIMA SOBRE EL COMPORTAMIENTO DEL NITROGENO MINERAL EN UN SUELO FRANCO­ARCILLO­ARENOSO EN EL
 NORESTE DE NUEVO MEXICO (USA)

Luis R. Gil*, William Lindemann**, Neal Christensen** y Angeles Albornoz**


*
FONAIAP, Estación Experimental Anzoátegui. Apdo. 212. El Tigre
 6034. Venezuela.

** New México State University. Las Cruces. N.M. 88003. USA.

RECIBIDO: noviembre 20, 1991


RESUMEN

Los sistemas de labranza que incrementan el contenido de residuos orgánicos en la superficie del suelo, tienen un efecto profundo en la dinámica del nitrógeno. Este estudio se realizó pare evaluar los cambios en la disponibilidad del nitrógeno entre la labranza mínima (LM) y la labranza convencional (LC). E1 experimento se hizo durante 1988 y 1989, en una estación experimental de la Universidad Estatal de Nuevo México, cerca del poblado de Clovis (USA), en suelos con texturas franco-arcillo-arenosas, de la serie Pullman. E1 diseño experimental fue de parcelas divididas con tres replicaciones. Las parcelas principales consistieron en el tipo de labranza (LM y LC) y las subparcelas en los niveles de fertilización (56 kg N/ha + 9 kg P/ha y sin fertilización). Se colectaron cada dos semanas muestras superficiales de suelo (0­15 cm) en las áreas entre y sobre la hilera, y se les determinó el contenido de humedad gravimétrica, NH4­N, NO3­N, NO2­N y nitrógeno orgánico; también muestras profundas (0­150 cm), a intervalos de 30 cm, pare determinar la percolación profunda de NO3­N. Los niveles de nitrógeno mineral fueron mayores en la LC que en la LM, independientemente del tratamiento de fertilización o del área muestreada. En 1988, el promedio de nitrógeno mineral entre los niveles de fertilización fue de 15,8 mg/kg pare la LC y 7,7 mg/kg pare LM; en 1989 fue de 45,6 y 31,6 mg/kg pare la LC y la LM, respectivamente. Los datos sugieren que pudo haber una mayor desnitrificación y una menor mineralización en la LM que en la LC. No hubo diferencias entre los tipos de labranza en cuanto a la percolación profunda del NO3­N. En 1988 no se observaron diferencias significativas en los rendimientos. En 1989 la población de plantas fue muy heterogénea, no pudiéndose realizar comparaciones de los rendimientos.

INTRODUCCION

Paralelamente al desarrollo de los herbicides modernos, se han intentado cambiar los patrones tradicionales de labranza por sistemas que contemplen la conservación de agua y suelo. Un sistema que ha mostrado a nivel mundial gran potencialidad pare disminuir la erosión es la labranza mínima. A diferencia de los sistemas tradicionales de labranza, donde se desmenuzan y se incorporan los residuos vegetales en el suelo antes de la siembra, en la labranza mínima se realiza la siembra directamente sobre los residuos de la cosecha anterior. Naturalmente, esto implica cambios en el ambiente físico y químico del suelo (6), lo cual altera procesos biológicos que colectivamente determinan la disponibilidad del nitrógeno pare las plantas.

En la LM no se incorporan ni se desmenuzan los residuos, disminuyendo la superficie especifica de contacto entre éstos y los microorganismos del suelo. Esta es la razón por la cual numerosos investigadores han señalado una menor mineralización en la LM que en la LC (4, 12, 14). También, la cobertura de residuos que permanecen sobre la superficie del suelo en Ea LM, disminuye la incidencia directa de los rayos solares sobre el suelo, lo cual provoca una reducción de la temperatura. En suelos más fríos, se disminuye la tasa de descomposición biológica y, consecuentemente, la mineralización (13).

La desnitrificación es un proceso biológico que es influenciado fuertemente por diversos cambios físicos y químicos que ocurren con la adopción de la LM. Sin embargo, los cambios más influyentes están en la humedad del suelo, las poblaciones de microorganismos y los niveles de carbono orgánico del suelo. DORAN (ó) determinó poblaciones más elevadas de microorganismos desnitrificadores en la LM que en la LC. Aparentemente, el mayor contenido de agua normalmente presente en suelos con cobertura vegetal genera un ambiente menos oxidativo (1, 16). En este ambiente, microorganismos anaeróbicos y anaeróbicos facultativos son favorecidos, así como los procesos que ellos catalizan, como por ejemplo, la desnitrificación. Claro está que estos microorganismos necesitan de compuestos orgánicos donadores de electrones pare realizar las actividades desnitrificantes (7). Diversos estudios han demostrado que la LM promueve la conservación del carbono orgánico y del nitrógeno orgánico en la superficie del suelo (3, 5, 8, 9, 18). Esto podría explicar el porqué los microorganismos desnitrificadores incrementan su actividad en la superficie del suelo bajo LM. Después de 30 cm de profundidad, los niveles de carbono orgánico decrecen drásticamente, de manera que la actividad microbiana se reduce en los sistemas de LM y LC.

La percolación profunda es otra forma de pérdida de nitrógeno importante que ha sido asociada con la LM. Generalmente, se reportan menores cantidades de nitrógeno inorgánico en la LM que en la LC, esto puede ser un reflejo de la mayor infiltración del agua en suelos no disturbados (l9).

En resumen, se puede concluir que la LM resulta en una reducción del nitrógeno disponible pare las plantas. Esta reducción es atribuida principalmente a cambios en los procesos de mineralización, desnitrificación, y a un incremento en la percolación profunda del nitrógeno. Otros agregan a esta lista una mayor inmovilización del nitrógeno en la LM.

Sin embargo, los estudios que sustentan estas conclusiones han sido realizados principalmente en condiciones de clima húmedo. En condiciones semiáridas, como las presente en el noreste de Nuevo México es necesario realizar más investigaciones al respecto. Este estudio se realizó con el objetivo de identificar diferencias en la disponibilidad del nitrógeno entre la LM y la LC en condiciones semiáridas.

MATERIALES Y METODOS

E1 experimento se realizó durante 1988 y 1989 en una estación experimental perteneciente a la Universidad Estatal de Nuevo México, ubicada al noreste del Estado de Nuevo México, cerca del poblado de Clovis (USA). Los ensayos se llevaron a cabo sobre suelos con texturas franco-arcillo-arenosas, los cuales se clasifican como Torrertic Paleustolls. En los años previos a este experimento, las parcelas de estas unidades experimentales sólo habían sido trabajadas con sistemas de labranza convencional (arado y rastra de discos). La rotación de cultivos usada antes de 1988 fue de trigo-sorgo-barbecho. Más detalles de las características del suelo se enumeran en el Cuadro 1. E1 clima de la región es semiárido con una precipitación promedio de 400 mm anuales.

E1 diseño experimental fue de parcelas divididas con tres repeticiones. Las parcelas principales (26 x 60 m) representaron los tipos de labranza: labranza mínima (LM) y labranza convencional (LC). Las subparcelas (13 x 60 m) consistieron en los niveles de fertilización (56 kg N/ha + 8 kg P/ha y no fertilizadas). Las prácticas culturales y la fecha de ejecución se muestran en el Cuadro 2.

E1 cultivo utilizado durante los dos años fue sorgo (Sorghum bicolor Triumph dos 64YG). En 1988 el sorgo se sembró sobre residuos de trigo con una sembradora especial pare LM. Se usaron 6,7 kg de semilla/ha en 1988 y 7,2 kg/ha en 1989. La distancia entre hileras fue de un metro. Los tratamientos de fertilización se realizaron con una combinación de urea-nitrato de amonio y fosfato de amonio (los dos en forma líquida).

Se tomaron muestras superficiales de suelo (0­15 cm), aproximadamente cada dos semanas, durante el ciclo del cultivo, definiéndose dos áreas de muestreo. Una exactamente sobre la hilera de plantación y otra entre hileras. Con la finalidad de determinar diferencias en la percolación profunda del nitrógeno, se colectaron muestras de suelo a intervalos de 30 cm hasta 1 50 cm.

 

CUADRO 1. Características y propiedades del suelo en las parcelas experimentales.

Características

Valores


Arena (%)

46,4

Limo (%)

23,6

Arcilla (%)

30,0

pH

7,4

EC (ds/m)

0,5

Na (mg/1)

17,0

Ca (mg/l)

54,9

Mg (mg/1)

10,9

SAR

0,6

P­NaHCO3 (mg/kg)

7,6

K­NH4OAC (mg/kg)

364,0


A las muestras superficiales se les determinó el contenido de humedad gravimétrica, NH4­N, NO2­N, NO3­N y nitrógeno orgánico. La extracción pare el nitrógeno mineral se realizó con una solución 2N de KCI inmediatamente después de tomada la muestra. Las determinaciones de NH4­N, NO2­N, NO3­N se realizaron con métodos coloriméricos (11). Los análisis de NO2­N se suspendieron a comienzos del ensayo en 1988 porque los niveles estaban por debajo de la capacidad de detección del instrumental usado. E1 nitrógeno mineral se calculó mediante la adición del NH4­N y el NO3­N.

Parte de las muestras de suelo fueron usadas pare determinar el contenido de humedad gravimétrico y el nitrógeno total. E1 nitrógeno total fue determinado según BRENNER y MULVANEY (2). Los análisis estadísticos se realizaron usando SAS (17). Los análisis de varianza compararon el efecto de la labranza y su interacción con la fertilización. Se utilizó la diferencia de cuadrados mínimos (DCM) como separador de medias al 5% de probabilidad.

 

CUADRO 2. Prácticas culturales.

LC

LM


1987

Julio

Cosecha del trigo

x

x

Septiembre

Round­upl

x

x

Noviembre

Rastra y arado

x

1988

Marzo

Rastra

x

Mayo

Rastra

x

Mayo 24

Paraquat2

x

x

Mayo 24

Milogard3

x

x

Junio 13

Siembra del sorgo

x

x

Junio 17

Rotocultor

x

x

Noviembre 11

Cosecha

x

x

1989

Marzo 7

Rastra

x

Mayo 15

Rastra y cincel

x

Mayo 16

Siembra del sorgo

x

x

Junio 16

Cultivadora

x

x

Octubre 17

Cosecha

x

x


1 Herbicida sistémico (1 1/ha).
2 Herbicida de contacto (2,71/ha).
3 Herbicida del grupo de las triazinas (1,21/ha).

 

RESULTADOS Y DISCUSION

E1 nitrógeno mineral fue significativamente mayor (P < 0,05) en la LC que en la LM, independientemente del nivel de fertilización o del área muestreada en la mayoría de los caves (Figs. 1, 2, 3). Este efecto fue particularmente evidente en los tratamientos fertilizados al inicio del ciclo del cultivo (Fig. 1). En 1988 los picos presentaron valores de 120 mg N mineral/ kg en la LC contra 24 en la LM. En 1989 se repitió el mismo patrón obteniéndose 257 y 103 mg N mineral/kg en la LC y LM, respectivamente. Después de presentarse los picos, las concentraciones de N mineral declinaron rápidamente y las diferencias entre los tipos de labranza disminuyeron. En estudios de corta duración, resultados similares al obtenido en este experimento han sido reportados por diversos investigadores (15, 16).

 

Fig. 1. Efecto de la LM y LC sobre el N mineral del suelo  (0-15 cm) en la hilera fertilizada  (S= siembra; * = P <0,005)
Fig. 1. Efecto de la LM y LC sobre el N mineral del suelo  (0-15 cm) en la hilera fertilizada  (S= siembra; * = P <0,005)

 

 

Fig. 2. Efecto de la LM y LC sobre el N mineral del suelo (0-15 cm) en la hilera no fertilizada (S= siembra; *= P < 0,05)    Fig. 3. Efecto de la LM y LC sobre el N mineral del suelo (0-15 cm) en la hilera promediando la fertilización (S= siembra; *= P < 0,05)
Fig. 2. Efecto de la LM y LC sobre el N mineral del suelo (0-15 cm) en la hilera no fertilizada (S= siembra; *= P < 0,05)


Fig. 3. Efecto de la LM y LC sobre el N mineral del suelo (0-15 cm) en la hilera promediando la fertilización (S= siembra; *= P < 0,05)

En los tratamientos no fertilizados, en el área sobre la hilera, también se detectó una menor disponibilidad del N en la LM que en la LC (Fig. 2). Sin embargo, la tendencia no fue tan clara como en los tratamientos fertilizados en la hilera, sobre todo en 1989. Un promedio del N mineral pare los dos años del estudio arroja valores pare la LM de 7 mg/kg y pare la LC de 9 mg/kg. Una menor mineralización del N en la LM puede ser una explicación de estos resultados. RICE et al. (15) sugirieron que la menos disponibilidad del N. frecuentemente observada en terrenos recientemente introducidos a la LM, es el resultado de una menor mineralización del N. Sin embargo, estos autores indicaron que la menor disponibilidad de N en la LM es tan sólo un efecto de carácter temporal, ya que en el largo plazo, la mayor acumulación de N orgánico en la LM puede suministrar tanto N mineral como la LC.

También en el área entre hileras se determinaron menores niveles de N mineral en la LM (Fig. 3). En este cave se promediaron los tratamientos fertilizados muestreados entre hileras, con los no fertilizados muestreados entre hileras, porque se asumió que el N no se movió lateralmente, desde el área en la hilera fertilizada (sitio donde se colocó el fertilizante líquido en bandas) hasta el área entre hileras (observe los valores bajos en la Figura 3 con respecto a la Figura 1).

La asunción del no movimiento del nitrógeno mineral desde la hilera fertilizada hasta el área entre hileras, también se fundamentó en análisis estadísticos. No se encontraron diferencias estadísticas en el contenido de N mineral en muestras provenientes del área entre hileras de parcelas fertilizadas, con respecto a muestras provenientes del área entre hileras de parcelas no fertilizadas (P > 0,05). E1 efecto de la labranza pare los tratamientos no fertilizados fue mayor en el área entre hileras que el área sobre la hilera. Aparentemente la incorporación de residuos al momento de la siembra reauzada por los discos de la sembradora en la hilera, disminuyó las diferencias entre los tipos de labranza.

En este estudio no se hicieron evaluaciones directas de la mineralización o de la desnitrificación. Sin embargo, el monitoreo intensivo de los componentes del N mineral sugiere que una menor mineralización y una mayor desnitrificación fuero n responsables por la menor disponibilidad de N en la LM.

Algunas mediciones del N orgánico y carbono orgánico del suelo indican acumulaciones mayores de estos elementos en la LM con respecto a la LC. Un promedio del carbono y N orgánico en el área entre hileras pare los dos años del estudio arrojó 6 456 y 687 mg/kg, respectivamente, en la LC. En la LM se determinaron valores de 7143 mg/kg de carbono orgánico y 721 mg/kg de N orgánico. Esto es un indicativo de una menor descomposición de la materia orgánica en la LM. A1 mismo tiempo, la cantidad de residuo (10 mg/ha) presente en la superficie del suelo en la LM, implica que una menor cantidad de compuestos orgánicos estaba accesible a los microorganismos descomponedores.

La cantidad de N orgánico determinada en los 10 mg/ha de residuos fue equivalente a 21 kg N/ha. Si se calcula la diferencia en el N disponible entre los tratamientos de LM fertilizados y los de LC fertilizados pare 1988, se obtienen 14 mg N/ha más en la LC. En 1989 la diferencia resultó en 26 mg N/kg a favor de la LC. Asumiendo una densidad aparente del suelo de 1,6 g/cm3 y una profundidad de 15 cm, los valores arriba mencionados representan 34 y 62 kg N/ha pare 1988 y 1989, respectivamente. Posiblemente parle de esta diferencia se deba a los 21 kg N/ha represados en los residuos vegetales en la LM.

Los cálculos arriba expuestos son hasta cierto punto especulativos, pero den valores estimados que pueden ser usados desde un punto de vista práctico. Para compensar la menor disponibilidad de N mineral observada en la LM, el agricultor tendría que aplicar entre 34 y 62 kg de N/ha más que en la LC.

La hipótesis de que en la LM hubo una mayor desnitrificación que en la LC puede ser sustentada con varios argumentos. La humedad del suelo en la LM fue mayor que en la LC (Fig. 4), lo cual generó un ambiente menos oxidativo y consecuentemente con un mayor potencial pare la desnitrificación. E1 contenido de carbono orgánico y de nitrógeno orgánico en la superficie del suelo fue mayor en la LM, de manera que el componente energético necesario pare la desnitrificación estaba presente en mayor cuantía en la LM. La menor precipitación ocurrida en 1989 probablemente disminuyó la tasa de desnitrificación ese año. La Figura 1 muestra cómo los niveles superficiales de N mineral se mantuvieron más altos en 1989 que en 1988.

 

Fig. 4. Efecto de la LM y LC sobre la humedad gravimétrica del suelo (0-15 cm)  promediando todos los tratamientos (S= siembra; *= P < 0,05)
Fig. 4. Efecto de la LM y LC sobre la humedad gravimétrica del suelo (0-15 cm)  promediando todos los tratamientos (S= siembra; *= P < 0,05)

La percolación profunda del NO3­N no fue influenciada por el tipo 6 456 de labranza (P >0,05). E1 Cuadro 3 muestra el contenido de NO3 ­N en diferentes secciones del perfil del suelo en 1988. Los niveles de NO3­N a lo largo del perfil del suelo (30­120 cm) fueron mayores en 1988 que en 1989, independientemente del tipo de tratamiento (Cuadros 3 y 4).

La mayor precipitación observada en 1988 (Fig. 5) transportó los NO3­N a niveles inferiores del perfil (30­60 cm), dejando menos en los estratos superficiales. Sin embargo, este nitrógeno percolado no puede ser considerado perdido, ya que la zona comprendida entre los 30 y 60 cm de profundidad está en el área de influencia de las raíces de sorgo.

 

Fig. 5.  Precipitación registrada durante los dos años del experimento.
Fig. 5.  Precipitación registrada durante los dos años del experimento.

 

El consumo de NO3­N del suelo por parle de las plantas de sorgo fue evidente en 1988. El Cuadro 3 muestra que el NO3­N detectado en el área comprendida entre los 30 y 120 cm de profundidad en julio y agosto, prácticamente desapareció en noviembre de 1988.

 

CUADRO 3. Nitratos en diferentes secciones del perfil del suelo en 1988.

Profundidad (cm)


Tratamiento

0 ­ 30

30 ­ 60

60 ­ 90

90 ­ 120

120 ­ 150

mg/kg


Fecha: 14/7

-

-

-

-

-

LC fert

6,6

23,1

4,0

7,1

22,5

LC no­fert

6,6

8,0

3,0

3,8

2,6

LM fert

2,7

4,4

6,2

9,3

4,7

LM no­fert

2,4

4,9

3,8

5,2

8,7

Fecha: 26/7

-

-

-

-

-

LC fert

3,1

11,1

2,7

4,0

31,2

LC no­fert

0,6

2,1

1,8

3,9

11,0

LM fert

0,3

2,5

2,7

3,9

4,3

LM no­fert

0,9

2,4

4,1

3,7

2,0

Fecha: 12/8

-

-

-

-

-

LC fert

4,8

3,4

5,1

7,9

26,0

LC no­fert

1,9

3,7

2,9

4,7

14,1

LM fert

2,4

2,2

2,7

3,1

5,8

LM no­fert

4,3

5,1

3,2

4,0

12,1

Fecha: 5/11

-

-

-

-

-

LC fert

0,4

1,1

1,0

0,3

0,0

LC no­fert

2,2

0,0

0,4

0,0

1,3

LM fert

1,9

0,0

2,3

1,8

1,0

LM no­fert

5,9

1,0

0,0

2,1

0,0


 

CUADRO 4. Nitratos en diferentes secciones del perfil del suelo en 1989.


Profundidad (cm)


Tratamiento

0 ­ 30

30 ­ 60

60 ­ 90

90 ­ 120

120 ­ 150

mg/kg


Fecha: 14/3

-

-

-

-

-

LC fert

O,9

1,3

2,2

7,8

6,6

LC no­fert

2,2

0,4

1,8

12,3

29,5

LM fert

1,0

1,0

0,2

1,8

0,4

LM no-fert

1,7

1,3

0,0

2,7

3,7

Fecha: 15/5

-

-

-

-

-

LC fert

3,1

1,1

0,9

1,7

12,9

LC no­fert

1,9

1,2

3,7

2,9

4,0

LM fert

3,2

0,4

0,2

0,5

5,5

LM no­fert

2,3

0,1

0,2

0,3

1,9

Fecha: 13/6

-

-

-

-

-

LC fert

37,6

0,4

0,1

1,3

8,1

LC no­fert

7,5

0,3

0,3

0,4

26,5

LM fert

51,5

0,9

0,4

0,3

1,4

LM no­fert

5,3

0,4

0,1

1,1

4,9

Fecha: 10/7

-

-

-

-

-

LC fert

18,2

0,1

0,3

1,1

14,2

LC no­fert

1,6

0,1

0,0

0,3

1,3

LM fert

27,0

0,3

0,1

0,0

0,2

LM no­fert

0,1

0,2

0,5

0,2

11,1

Fecha: 10/8

-

-

-

-

-

LC fert

5,6

0,7

0,3

0,1

5,2

LC no­fert

1,9

0,4

0,4

0,4

6,5

LM fert

4,4

0,2

0,4

0,5

8,9

LM no­fert

5,1

0,2

0,2

0,3

3,8


Aunque los datos indican que el NO3­N probablemente no fue lixiviado profundamente fuera del sistema, valores mayores a los 10 mg/kg de NO3­N fueron ocasionalmente encontrados entre los 120 y 150 cm de profundidad. Probablemente el NO3­N detectado en esa zona (120­ 150 cm) fue el producto de lixiviaciones ocurridas en años anteriores. Los niveles de NO3­N encontrados en la zona que va desde los 30 hasta los 120 cm de profundidad fueron generalmente mucho menores a los ocurridos en la zona de muestreo más profunda. Si el NO3­N encontrado entre los 120 y 150 cm de profundidad fue el producto de lixiviaciones recientes, se deberían esperar también valores más altos en la sección de los 30 hasta los 120 cm de profundidad.

También hay que destacar que los valores altos de NO3­N detectados en las muestras más profundas fueron inconsistentes con el tipo de labranza y con los niveles de fertilización. Esos valores altos encontrados en las muestras profundas hacen pensar que existe una lámina no homogénea de nitratos que son el producto de lixiviaciones pasadas. Para corroborar esta hipótesis se tomó un ultimo grupo de muestras hasta una profundidad de 270 cm (Cuadro 5).

En este grupo también aparecieron en forma aleatoria valores altos de nitratos, sin presentar éstos ninguna consistencia con los tratamientos de fertilización o labranza.

La labranza no afectó significativamente los rendimientos en 1988 (P > 0,05). Sin embargo, la diferencia entre tratamientos fertilizados y no fertilizados fue mayor en la LM (Cuadro 6). HOWARD (10) afirmó que las dosis de N deberían ser ligeramente mayores en la LM que en la LC para obtener iguales rendimientos. Aunque la LM en los tratamientos fertilizados presentó mejores rendimientos que la LC fertilizada, estas diferencias fueron mínimas y no significativas estadísticamente.

CUADRO 5. Nitratos en diferentes secciones del perfil del suelo en noviembre de 1989.


Profundidad

Tratamientos

0 ­ 30

30 ­ 60

60 ­ 90

90 ­ 120

120 ­150

150 ­180

240 ­ 270

mg/kg


LC fert

1,9

1,0

0,8

5,1

10,1

9,0

5,6

LC no­fert

1,7

0,9

1,1

5,0

13,5

14,7

10,8

LM fert

1,5

0,7

0,6

4,1

7,1

6,1

9,1

LM no­fert

0,9

0,5

0,3

0,9

6,0

7,4

7,4


A1 comparar los tipos de labranza en parcelas no fertilizadas se observa una diferencia mayor (no significativa P > 0,05). Evidentemente que la absorción del N fue mayor en la LC que en la LM. Los valores de nitrógeno orgánico (Cuadro 6), mayores en los granos de sorgo de la LC así lo indican. Un promedio del N orgánico contenido en la biomasa (granos + planta) al final del ciclo del cultivo en 1988 resultó en 86 y 111 kg de N/ha pare la LM y LC, respectivamente. A pesar de los rendimientos obtenidos en los tratamientos fertilizados (ligeramente mayores en la LM), seria prudente aplicar dosis algo mayores de fertilizantes nitrogenados en la LM.

La población de plantas en 1989 fue extremadamente variable como consecuencia de la escasez de humedad al inicio del ciclo y también por la alta densidad de siembra. Como consecuencia de esto, los rendirnientos obtenidos en 1989 no son confiables y por eso no se muestran. Sin embargo, en 1989 los rendimientos fueron ligeramente mayores en la LM pare todos los tratamientos, ya que el factor limitante ese año fue la humedad.

Los rendimientos fueron mucho más altos en 1988 debido a la mayor precipitación. Aunque la precipitación en 1989 (311 mm) fue más baja que en 1988, superó al promedio de la zona en el periodo de siembra (297 mm). La rotación sorgo-sorgo incrementó el déficit hídrico en 1989. Los agricultores del área normalmente utilizan la rotación trigo-sorgo-barbecho-trigo-sorgo y obtienen mejores rendimientos que los obtenidos en este ensayo en 1989.

 

CUADRO 6. Rendimiento en grano de sorgo y nitrógeno orgánico presente en el grano en 1988.

Rendimiento*

N orgánico*

Tratamiento

kg/ha


LC fertilizada

5 221

57

LC no­fertilizada

4 601

37

LM fertilizada

5 302

49

LM no­fertilizada

4 172

31


* Las diferencias no fueron significativas P > 0,05).
 

Los dates indican una menor disponibilidad del nitrógeno en la LM. Los agricultores que adopten este sistema conservacionista deberían aplicar dosis ligeramente mayores de nitrógeno, al menos en los primeros años después de su implantación. En condiciones semiáridas, la percolación profunda del nitrógeno no parece ser un problema mayor en la LM que en la LC. Sin embargo, más investigación es necesaria pare determinar si existe un peligro potencial de contaminación de aguas subterráneas con NO3­N en la LM.

SUMMARY

Tillage systems that increase surface soil residues alter soil physical characteristics that in turn affect nutrient availability. This study was conducted to determine differences in nitrogen availability between clean tillage (CT) and no­tillage (NT) systems. The dryland field study was conducted in 1988 y 1989, at the Agricultural Science Center near Clovis NM, on a Pullman sandy clay loam soil. The experiment was arranged in a split­plot design with three replications. Main plots consisted of tillage variables (CT and NT), and subplots consisted of fertilized (56 kg N/ha + 8 kg P/ha) and unfertilized variables. Surface soil samples were taken within rows and between rows and analyzed for NH4­N, NO3­N and gravimetric moisture. Deep samples (0­150 cm) were taken at intervals of 30 cm to follow NO3 leaching. Mineral N levels (extractable NO3­N + NH4­N) were higher in CT than in NT, regardless of fertilizer treatment. Mineral N levels for CT and NT averaged over all fertilizer treatments were 15.8 and 7.7 mg/kg in 1988, and 45.6 and 31.6 mg/kg in 1989, respectively. Nitrate probably did not leach in any treatment. Farmers should expect to apply more fertilizer N in NT than in CT at least in the first few years of conversion to NT.

BIBLIOGRAFIA

BLEVINS, R.L., C. DOYLE, S.H. PHILLIPS and R.E. PHILLIPS. Influence of no­tillage on soil moisture. 63: 593­596. 1971.

BREMNER, J.M. y C.S. MULVANEY. Total Nitrogen. In: A. Page (ed.). Methods of soil analysis. Part. 2. 2nd. edition. Agronomy 9:539-577. 1982.

CARTER, M.R. and D.A. RENNIE. Changes in soil quality under zero tillage farming systems: Distribution of microbial biomass and mineralizable C and N potentials. Can. J. Soil. Sci.62:587­597. 1982.

CARTER,M.R. and D.A.RENNIE. Effects of tillage on deposition and utilization of 15N residual fertilizer. Soil & Till. Res. 9:3343. 1987.

DICK, W.A. Organic carbon, nitrogen and phosphorus concentrations and pH in soil profiles as affected by tillage intensity. Soil Sci. Soc. Am. J.47:102­107. 1983.

DORAN, J.A. Soil microbial and biochemical changes associated with reduced tillage. Soil Sci. Soc. Am. J. 44:765­771.1980.

FIRESTONE, M.K. Biological desnitrification. In: Stevenson, F.J. (ed) Nitrogen in agricultural soils. Agronomy No. 22. Am. Soc. Agron. Inc., Madison, Wi.1982. p.289­326.

GIDDENS, J. Rate of loss of carbon from Georgia soils. Soil Sci. Soc. Proc. 513­515. 1957.

HOUSE, G.J., B.R. STINNER, D.A. CROSSLEY, Jr. and E.P. ODUM. Nitrogen cycling in conventional and.no­tillage agro­ecosystems: Analysis of pathways and processes. J. Appl. Ecol.21:991­1012. 1984.

HOWARD,D.D. Nitrogen fertilization effects on grain sorghum in conventional and no­till systems. Tennessee Farm Home Sci. No. 141: 3­5. 1987.

KEENEY,D.R. and D.W. NELSON. Total inorganic nitrogen. In: A. Page (ed.) Methods of soil analysis. Part 2. 2nd. edition. Agronomy. 9:643­693. 1982.

LOCKE,M.A. and F.M. HONS. Effect of tillage method and fertilizer placement on recovery of labeled fertilizer nitrogen. Soil Sci. 147:215­222. 1989.

LUCAS,R.E., J.B.HOLTMAN and LJ.CONNOR. Soil carbon dynamics and cropping practices. In: W. Lockeretz (ed). Agriculture and energy. Academic Press. NY. 1977. p. 333­351.

MEISINGER,J.J., V.A. BANDEL, G. STANFORD and J.O. LEGG. Nitrogen utilization of corn under minimal tillage and moldboard plow tillage. l. Four­year results using leveled N fertilizer on an Atlantic coastal plain soil. agron. J. 77: 602­611. 1985.

RICE, C.W., M.S. SMITH and R.L. BLEVINS. Soil nitrogen availability after long­term continuous no­tillage and conventional tillage corn production. Soil. Sci. Soc. Am. J. 50: 1206­1210. 1986.

SARRANTONIO, M. and T W. SCOTT. Tillage effects on availability of nitrogen to corn following a winter green manure crop. Soil Sci. Soc. Am. J. 52:1661­1668. 1988.

SAS. SAS user's guide: Statistics. SAS Inst., INC., Cary, NC. 1984.

STANLEY, T.E., W.M. EDWARDS, C.L. SCOTT and L.B. OWENS. Soil microbial biomass and organic component alterations in a notillage chronosequence Soil Sci. Soc. Am. J. 52:998­1005. 1988.

THOMAS, G.W., R.L. BLEVINS, R.E. PHILLIPS and M.A. McMAHON. Effect of a killed sod mulch on nitrate movement and corn yield. Agron. J. 65:736­739. 1973.


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