SciELO - Scientific Electronic Library Online

 
vol.25 número2Movimiento del agua en Argiudoles de la Pampa Ondulada con diferente mineralogía de arcillas índice de autoresíndice de materiabúsqueda de artículos
Home Pagelista alfabética de revistas  

Servicios Personalizados

Articulo

Indicadores

  • No hay articulos citadosCitado por SciELO

Links relacionados

  • En proceso de indezaciónCitado por Google
  • No hay articulos similaresSimilares en SciELO
  • En proceso de indezaciónSimilares en Google

Bookmark


Ciencia del suelo

versión On-line ISSN 1850-2067

Cienc. suelo v.25 n.2 Buenos Aires ago./dic. 2007

 

Transformaciones de fósforo en un molisol bajo sistemas de labranza contrastantes

Liliana Picone*; Ignacio Capozzi; Ester Zamuner; Hernán Echeverría & Hernán Sainz Rozas

Unidad Integrada Facultad de Ciencias Agrarias (UNMP)-EEA INTA Balcarce, CC 276, (7620), Balcarce, Argentina.
*Correo electrónico: lpicone@balcarce.inta.gov.ar

Recibido: 06/03/07
Aceptado: 14/08/07

RESUMEN
Las prácticas conservacionistas pueden afectar las transformaciones de fósforo (P) a través de la aplicación de este nutriente y la ubicación de residuos en la superficie del suelo. Ante esta situación se plantearon como objetivos: 1) evaluar el efecto del sistema de labranza en las fracciones de P del suelo y su interacción con la fertilización fosfatada, y 2) relacionar las variaciones en las fracciones de P con el balance de P. La siembra directa y labranza convencional se asignaron como parcelas principales y las dosis de P (0 y 30 kg P ha-1) como subparcelas, con tres repeticiones. El P inorgánico (Pi) y orgánico (Po) se determinaron en las siguientes fracciones: membrana de intercambio aniónico (Pi-MIA), NaHCO3, NaOH, HCl y residual, extraídas sequencialmente. Cuando la cantidad de P aplicado excedió el removido en el grano, el exceso de P se distribuyó en varias fracciones, sin incrementar el P-Bray con respecto al valor inicial. En el corto plazo, no hubo efecto significativo de la interacción entre los sistemas de labranza y tratamientos de fertilización, ni del sistema de labranza en las formas de Pi; sin embargo, las fracciones Pi-MIA y Pi-NaHCO3 fueron significativamente (p<0,05) mayores al aplicar P. Sin considerar el P-residual, entre las fracciones de Pi, el Pi-HCl presentó valor relativamente altos, en términos absolutos (50 mg P kg-1) o como porcentaje del P total (9%), acorde con las características geológicas de estos suelos. No se observó interacción ni efectos principales en las fracciones de Po. De todas las fracciones de P, el Po-NaOH fue la fracción más abundante (186,7 mg P kg-1 y 34% de P total), seguida por el P-residual. Acorde con el balance positivo de P, el P total tendió a ser mayor con la aplicación de P y la suma de las fracciones extraídas con MIA, NaHCO3, NaOH y HCl explicó, en promedio, 82% del incremento en P total.

Palabras clave. Fracciones secuenciales de fósforo; Balance de fósforo; Siembra directa; Labranza convencional.

Phosphorus transfomations in a mollisol under contrasting tillage practices

ABSTRACT
Conservation tillage may affect soil phosphorus (P) fractions through the application of P fertilizer and the deposition of residue on the soil surface. The objectives were to 1) evaluate the effect of tillage systems on soil P fractions, as well as the interaction with P fertilization, and 2) relate changes in P fractions with P balance. No tillage and conventional tillage were assigned as main plots and the two P rates (0 y 30 kg P ha-1) the subplots, with three replicates. Inorganic (Pi) and organic (Po) P were measure with the anion exchange membrane (AEM), NaHCO3, NaOH, HCl and residual fractions, extracted sequentially. When the amount of P applied exceeded that removed by grain, the P excess was converted to different fractions, but with no increases in Bray-P compared to initial value. In the short time, there was no interaction neither significant effect of tillage systems on Pi forms; however, the AEM-Pi and NaHCO3-Pi fractions were significantly (p< 0,05) higher with P application. Without consideration of residual-P and among the inorganic forms, the HCl-Pi showed high values, in absolute (50 mg P kg-1) and relative (9% of total P) terms, according to geochemical characteristics of these soils. There was no interaction of fertilizer application with tillage neither main effects on Po fractions. Among all P fractions, NaOH-Po was the most abundant (186,7 mg P kg-1 and 34% of total P), followed by residual-P. In agreement with the positive P balance, total P tended to be higher with P application and the sum of fractions extracted by AEM, NaHCO3, NaOH y HCl accounted, on average, for 81% of the increment in total P.

Key words. Sequential phosphorus fractionation; Phosphorus balance; No tillage; Conventional tillage.

INTRODUCCIÓN

La Argentina ha intensificado paulatinamente su actividad agrícola hecho que se ha manifestado en una mayor productividad, como así también en un deterioro en ciertas propiedades del suelo (Echeverría & Ferrari, 1993) conjuntamente con un incremento en la superficie afectada por la erosión hídrica (C.F.A., 1995). Consecuentemente, como una medida para controlar la erosión y preservar la calidad del sistema suelo, a comienzos de los '90 los productores de la Región Pampeana comenzaron a adoptar con éxito labranzas más conservacionistas, particularmente la siembra directa (Garcia et al., 2000). Los efectos de esta práctica se vieron reflejados en niveles mayores de materia orgánica y actividad biológica en superficie (Crespoet al., 2001), en un mayor almacenamiento de agua (Fabrizziet al., 2005) y en diferencias en cuanto a la disponibilidad de nutrientes, como fósforo (P). Con respecto a este nutriente, se observó que la concentración de P-Bray es mayor en siembra directa en comparación con labranza convencional, especialmente en los 0-5 cm de suelo (Zamuner et al., 2006) como consecuencia de la falta de incorporación del fertilizante fosfatado y del mantenimiento de residuos vegetales sin descomponer o parcialmente descompuestos en la superficie del suelo.

Si se considera que a través de las labranzas conservacionistas, hay un mayor retorno de residuos vegetales y carbono orgánico sería de esperar que una proporción importante del P del suelo se encuentre bajo distintas formas orgánicas o como biomasa microbiana, conjuntamente con una menor tendencia a formar compuestos inorgánicos. Sn embargo, el efecto de las labranzas en la distribución de las fracciones de P no está totalmente comprendido, especialmente en las orgánicas, y en general se han reportado resultados contradictorios. O'Halloran (1993) encontró que siete años de no laboreo en un suelo de textura arcillosa o franco-arenosa no alteró el nivel de P orgánico total, y solamente la fracción de P orgánico extractable con NaOH en la capa de 10 a 20 cm fue significativamente inferior en labranza convencional. Por el contrario, Selles et al. (1999), encontraron que al cambiar de un sistema de labranza convencional en trigo con barbecho a labranza cero con trigo continuo, se produjo un incremento significativo del P total como resultado del aumento de las formas orgánicas lábiles y moderadamente lábiles, en los primeros 6 cm de suelo. Sin embargo, en otros ensayos de largo plazo conducidos en sitios de distintas características, no se observó un efecto claro de las labranzas sobre las fracciones de P, e incluso algunas de las diferencias encontradas entre sitios no fueron consistentes (Daroub et al., 2000).

La fertilización fosfatada es una práctica común que se realiza para reponer y mantener los niveles de P en el suelo, que ha contribuido en los últimos años a revertir la situación presentada en el sudeste bonaerense de niveles bajo de P nativo en el suelo (Echeverría & Garcia, 1998). El agregado de fertilizante fosfatado podría incrementar el P orgánico a través de la inmovilización neta que generalmente ocurre cuando la relación C/P de los residuos es >300 o mediante el reciclado del P a través de la descomposición de los residuos vegetales, como así también las formas inorgánicas de P. Beck & Sanchez (1994) mostraron que el principal destino del P agregado era el P inorgánico extractable con NaOH. Por el contrario, Selleset al. (1995) hallaron una tendencia a incrementar con la fertilización las fracciones lábiles de P como el P inorgánico de la resina es extractable con NaHCO3, el P de la biomasa micobiana y el P inorgánico moderadamente lábil extractable con NaOH.

Conocer la magnitud de cada fracción de P del suelo es importante ya que el P disponible para las plantas y microorganismos, depende del reabastecimiento a partir de las fracciones lábiles y del equilibrio de éstas con otras fracciones de P. Se ha demostrado que la fuente principal de P disponible para las plantas es el P orgánico en suelos sin fertilizar (Beck & Sanchez, 1994) y en suelos muy meteorizados, Ultisoles (Tiessen et al., 1984); mientras que en Molisoles, es el P inorgánico extractable con NaHCO3 y NaOH (Tiessen et al., 1984).

La disponibilidad de Ppuede estudiarse particionando a este elemento en fracciones orgánicas e inorgánicas de distinta labilidad. Hedley et al. (1982) propusieron un método basado en el uso secuencial de soluciones extractoras es cada vez más fuertes que remueven fracciones de P, que se suponen tienen distinta disponibilidad para la comunidad vegetal y microbiana (Cross & Schlesinger, 1995). El P extractable con la membrana de intercambio aniónica (P-MIA) es una medida del P soluble y fácilmente desorbible del suelo (Cooperband et al., 1999). El NaHCO3 extrae el P inorgánico débilmente adsorbidos por compuestos cristalinos (Tiessen et al., 1984) y el P orgánico fácilmente hidrolizable, que integra compuestos como ácido ribonucleico y glicerofosfato (Bowman & Cole, 1978). El NaOH extrae el P inorgánico quimioadsorbido a los oxihidróxidos de Fe y Al, amorfos y algunos cristalinos (Tiessen et al., 1984), y el P orgánico asociado con compuestos húmicos y adsorbido al Fe y Al (Schoenau et al., 1989). El HCl libera el P inorgánico asociado a minerales como apatita u octocalcio (Frossard et al., 1995). El P residual está constituido por el P inorgánico y orgánico, que son químicamente muy estables e insolubles. Este procedimiento ha sido usado ampliamente para caracterizar la disponibilidad de P, ya sea en suelos ligeramente meteorizados (Kuoet al., 2005) como en suelos muy meteorizados, tropicales (Neufeldt et al., 2000).

Los objetivos de este estudio fueron: 1) evaluar el efecto de la siembra directa (SD) y labranza convencional (LC) en las fracciones orgánicas e inorgánicas de P en el suelo y su interacción con la fertilización fosfatada, y 2) relacionar las variaciones en las fracciones con el balance de P.

MATERIALES Y MÉTODOS

Características del ensayo y sitio experimental

El estudio se llevó a cabo en un ensayo de Fertilización de Cultivos realizado en la Estación Experimental Agropecuaria del INTA-Balcarce (37º45' latitud sur y 58º18' longitud oeste, 138 m sobre el nivel del mar) en un suelo clasificado como un complejo Argiudol típico fino, mixto, térmico y Paleudol petrocálcico fino, illítico, térmico que presenta una textura superficial franca. El sitio experimental se mantuvo bajo LC por lo menos desde 1980, y en el año 2001 se inició el ensayo con una rotación de cultivos que incluyó maíz (2001/02) y soja de primera (2002/03) bajo SD o LC. Al inicio del ensayo (año 2001), el valor promedio de carbono orgánico fue 32,5 g kg-1 y de pH 5,8 para la capa de 0-20 cm de suelo. Los niveles de P-Bray promediaron 27,5 y 31,6 mg P kg-1 en los 20 cm de profundidad de las parcelas destinadas a SD y LC, respectivamente.

El clima del área es mesotermal, húmedo-subhúmedo con una temperatura media anual del aire de 13oC y una precipitación media anual de 928 mm (promedio 1970-2000), ocurriendo el 80% de las lluvias en el período primavera-verano.

El diseño experimental fue en bloques completos aleatorizados con tres repeticiones con un arreglo de los tratamientos en parcelas divididas. Los sistemas de labranza, SD y LC, fueron asignados como parcelas principales, y los tratamientos de fertilización con nitrógeno + azufre (NS) y nitrógeno + fósforo + azufre (NPS) como subparcelas. Las parcelas individuales fueron de 12,5m de largo y 5 m de ancho (62,5 m2).

La siembra del maíz se realizó a mediados de octubre de 2001, utilizándose la variedad Dekalb 615, con una densidad de siembra de 75.000 plantas por ha. La siembra del cultivo de soja se efectuó a comienzos de noviembre de 2002 y se utilizó una variedad de GIII adaptada a la zona e inoculada, y una densidad de siembra de 18 semillas por m lineal. Se realizó riego complementario por as persión, con un aporte total de 60 y 135 mm de agua en el cultivo de maíz y soja, respectivamente.

La LC consistió en un barbecho iniciado dos meses antes de la siembra mediante una pasada de rastra de disco, finalizando la preparación de la cama de siembra con una pasada de cultivador de campo. En SD el barbecho químico comenzó con la aplicación de 3 L de Glifosato (48%) en 120 L de agua, y previamente a la siembra se realizó una segunda aplicación, a igual dosis y volumen.

El fertilizante fosfatado se agregó bajo la forma de superfosfato triple (0-46-0) a una dosis de 30 kg P ha-1, mientras que el N se suministró como urea granulada (46-0-0) a una dosis de 120 kg N ha-1 y el S como sulfato de calcio (20% S, 16% Ca) a razón de 15 kg S ha-1. Los fertilizantes se aplicaron al momento de la siembra del cultivo y al voleo en cobertura total.

Determinaciones en el suelo

Se recogieron aproximadamente entre 20-25 cilindros de suelo (2,1 cm de diámetro) a una profundidad de 20 cm que se mezclaron para formar la muestra compuesta. El muestreo de suelo se realizó en julio del 2003, después de la cosecha de soja y a los dos años de iniciado el ensayo. Estas muestras se utilizaron para caracterizar el suelo, analizando pH, carbono orgánico total (COT) y P-Bray, y para realizar el fraccionamiento de P. Para la primera determinación se uso suelo seco al aire y tamizado por 2 mm; mientras que para COT y P-Bray se emplearon muestras de suelo secas al aire y tamizadas por una malla de 0,5 mm. El pH se determinó en una suspensión suelo:agua con una relación de 1:2,5; COT por oxidación con K2Cr2O7 y H2SO4 (Walkley & Black, 1934) y P extractable por el método de Bray & Kurtz 1 (1945). También, se determinó la concentración de P en grano mediante el método de Blanchar et al. (1965).

Para el fraccionamiento de P, las muestras secas al aire, se pasaron por un tamiz de 2 mm y posteriormente se tomó una submuestra de 50 g que fue molida con un mortero y tamizada por una malla de 0,5 mm (Selles et al., 1999). Se empleó el método de fraccionamiento secuencial originalmente propuesto por Hedley et al. (1982), y posteriormente modificado por Tiessen & Moir (1993) para extraer las fracciones de Po (P orgánico) y Pi (P inorgánico). El P se extrajo secuencialmente, en una muestra de 0,5 g, con 30 mL de agua destilada y dos membranas de intercambio aniónico (6 x 1 cm) (tipo 204-PZL-386, Ionics, Watertown, MA), con 30 mL de 0,5M NaHCO3 ajustado a pH 8,5, con 30 mL de 0,1M NaOH, y con 30 mL de 1M HCl. El P retenido en la membrana de intercambio aniónico se extrajo agitando durante 1 h con una solución 1M NaCl (Cooperband & Logan, 1994) en lugar de 16 h con 0,5M HCl (Tiessen & Moir, 1993). En cada extracción, las muestras se agitaron durante 16 h, luego se centrifugaron a 25.000 x g por 10 min a 0 oC, y posteriormente se determinó Pi en el sobrenadante. En la etapa final de la extracción secuencial, después del tratamiento con 1M HCl, el residuo de suelo se digirió con H2SO4 concentrado y H2O2 a 360 oC para remover el P residual, y ser analizado por Pi.

En los extractos de NaHCO3 e NaOH además del Pi se cuantificó P total (Pt), autoclavándolos conjuntamente con el agregado de persulfato de amonio y 0,9M H2SO4 para poder oxidar las formas orgánicas de P a Pi. Se estimaron el Po-NaHCO3 y Po-NaOH calculando la diferencia entre Pt y Pi de los correspondientes extractos.

La concentración de Pi se determinó colorimétricamente utilizando el método del molibdato-ácido ascórbico (Murphy & Riley, 1962) previo ajuste del pH entre 5,4-6,6 con H2SO4 o NaOH, y empleando p-nitrophenol como indicador.

Se calculó el balance de P para el período 2001-2003 como la diferencia entre la cantidad de P agregado vía fertilización y el exportado por el grano de maíz (campaña 2001-02) y soja de primera (campaña 2002-03). Las fracciones de P se expresaron en mg P kg-1 y se pasaron a kg P ha-1 asumiendo una densidad aparente promedio del suelo de 1,15 Mg m-3.

Análisis estadístico

Se realizó el análisis de la varianza correspondiente al diseño empleado, usando el procedimiento GLM (General Linear Model) del programa Statistical Analysis System (SAS Institute, 1985) con un nivel de significancia del 5%.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Características edáficas

No se detectó interacción entre sistemas de labranza y tratamientos de fertilización, ni efecto del sistema de labranza y tratamiento de fertilización en el contenido de COT. El mismo promedió 31,2 g kg-1, presentando el valor máximo de 32,2 g kg-1 en el sistema de LC, fertilizada con NS y el mínimo de 30,1 kg-1 en SD, con fertilización completa de NPS. Estos niveles son característicos de suelos de la zona con una prolongada historia agrícola (Studdert y Echeverría, 2000). La falta de efecto del sistema de labranza sobre el COT se atribuyó fundamentalmente, al corto tiempo transcurrido desde la implementación de las labranzas, no permitiendo que se manifieste el efecto acumulativo de las mismas de acuerdo al aporte de residuos de cada una de ellas. También, hay que considerar que el cambio en COT frente a un cambio de manejos depende del nivel inicial de COT, que en este ensayo fue bueno, de 32,5 g kg-1. En una experiencia conducida en la zona encontraron diferencias significativas en el contenido de COT a 8 años de implementar la SD en un lote degradado, con una historia de 25 años de LC; no hallando efecto del sistema de labranza en un lote proveniente de 6 años de pastura y SD (Fabrizzi et al., 2003).

Una mayor acidificación de la superficie del suelo en sistemas bajo SD y fertilizados se ha reportado en varios estudios; sin embargo, en el corto plazo el pH del suelo no mostró interacción ni diferencias significativas a causa de los sistemas de labranza o tratamientos de fertilización. El pH fue ligeramente ácido, con un valor promedio de 5,9, encontrándose dentro de los valores registrados en la zona (Echeverría y Ferrari, 1993). Se han observado disminuciones de hasta 0,4 unidades de pH, pero luego de 10 años bajo SD (Arshad et al., 1990) debido al mayor contenido de CO que al mineralizarse produce ácidos orgánicos adicionales que lentamente contribuyen a bajar el pH .

Al igual que lo observado en las variables anteriores, no se encontró interacción entre labranzas y fertilización, ni diferencias en la concentración de P-Bray entre los dos sistemas de labranza y tratamientos de fertilización. La concentración promedio de P-Bray fue de 19,4 mg P kg-1; acercándose al valor crítico para los cultivos en la zona, que es de 15 mg P kg-1, en el sistema de SD (17,2 mg P kg-1) y LC (15,2 mg P kg-1) con aplicación de NS, y superando este umbral tanto en SD (21,3 mg P kg-1) como en LC (23,7 mg P kg-1) en el tratamiento de fertilización con NPS.

Balance de fósforo

No hubo efecto de la interacción entre los sistemas de labranza y tratamientos de fertilización, ni efectos principales sobre la cantidad de P removida en el grano; esta situación se manifestó en el cultivo de maíz como en el de soja. El P extraído por el grano de maíz bajo LC promedió 19,9 y 25,2 kg P ha-1 en el tratamiento NS y NPS, respectivamente, y en SD fue 18,6 y 19,1 kg P ha-1 en el tratamiento NS y NPS, respectivamente. La cantidad promedio de P extraída por el grano de soja bajo LC fue de 13,7 y 13 kg P ha-1 en el tratamiento NS y NPS, respectivamente, y en SD de 15,1 y 15,5 kg P ha-1 en el tratamiento NS y NPS, respectivamente. La remoción neta de P en el grano (P exportado en eltratamiento NPS menosP exportado en el tratamiento NS) fue 1 y 4 kg P ha-1 en SD y LC, respectivamente, representando un porcentaje pequeño del P agregado, 2% en SD y 7% en LC, debido a la elevada concentración inicial de P-Bray en el suelo que fue de 31,6 mg P kg-1 en LC y 27,5 mg P kg-1 en SD (Tabla 1). La cantidad de P del fertilizante que no fue al grano debería quedar en el suelo bajo distintas formas y en el residuo vegetal.

Tabla1

En el caso del tratamiento NS, donde se obtuvo un balance de P negativo, el P nativo del suelo cubrió el déficit de 34 kg P ha-1. Esto se evidenció en una disminución marcada del P-Bray inicial, 23 kg P ha-1 en SD y 38 kg P ha-1 en LC, en comparación con el tratamiento NPS cuya disminución fue de 14 kg P ha-1 en SD y 19 Kg P ha-1 en LC (Tabla 1). Por el contrario, en el tratamiento NPS se obtuvo un balance positivo ya que la cantidad de P anualmente aplicado (30 kg P ha-1) fue superior a la cantidad anualmente removida por los granos de los cultivos, dando una ganancia neta de 25 kg P ha-1 en SD y 22 kg P ha-1 en LC (Tabla 1). Este exceso de P no se manifestó en un incremento del P-Bray inicial, ya que entre el 40 a 50% del P exportado en grano, dependiendo de la labranza, se explicó con la disminución en el P-Bray inicial (Tabla 1). Es de destacar que el P-Bray mide el P soluble y parte del P en la fase sólida y no está cuantificando la capacidad de reabastecimiento de P que tiene el suelo.

Estos resultados indican que en situaciones de déficit como de exceso de P deberían producirse, con el tiempo, cambios en la distribución de algunas fracciones que se verían reflejados en la capacidad de reabastecimiento de P del suelo.

Fósforo inorgánico

Se considera al Pi del suelo la sumatoria de las formas lábiles que incluyen Pi-MIA y Pi-NaHCO3, y de las moderadamente lábiles que comprenden el Pi-NaOH y Pi-HCl. En ninguna de estas fracciones se encontró interacción entre sistemas de labranza y tratamientos de fertilización, ni efecto del sistema de labranza; sin embargo, se observó un efecto significativo del tratamiento de fertilización en algunas fracciones (Tabla 3). Las fracciones Pi-MIA y Pi-NaHCO3 presentaron valores significativamente mayores al aplicar NPS con relación a la fertilización con NS (Tabla 2). Este mayor nivel de Pi lábil indica que hay una mayor cantidad de P biológicamente disponible, lo cual es consistente con la tendencia de una concentración mayor de P-Bray en las parcelas fertilizadas con NPS. Al fertilizar con NPS, el Pi-MIA superó al valor del tratamiento NS en 5 mg P kg-1 (Tabla 2) que representaron 12 kg P ha-1 en los primeros 20 cm, es decir que 20% de los 60 kg P ha-1 aplicados en los dos años se encontraron bajo esta forma lábil de Pi. Con respecto al Pi-NaHCO3, el incremento en respuesta a la fertilización fosfatada constituyó un 13% del fertilizante fosfatado aplicado. Los cambios en la fracción de Pi-NaOH debidos a la fertilización fosfatada fueron estadísticamente no significativos (Tabla 3); sin embargo esta fracción mostró una clara tendencia a incrementar con la aplicación de P (Tabla 2). El Pi asociado al Ca extraído con HCl no varió con la fertilización con P (Tabla 3). Esta forma de P presentó los valores más altos de Pi en términos absolutos, promediando los 50 mg P kg-1, o expresados como porcentaje del P total, el 9% (Tabla 2). Los valores encontrados serían consecuencia de la geología de estos suelos cuya roca madre es loess, el cual es un material calcáreo y rico en minerales alterables y volcánicos (Navarro, 1973). Estos suelos se caracterizan por tener un alto porcentaje de saturación en bases y de calcio intercambiable (Fabrizzi et al., 1998). Boschetti et al. (2003) también, reportaron altas concentraciones de Pi-HCl en suelos con porcentaje de saturación en bases superior al 70%. Los resultados obtenidos son consistentes con los logrados por otros autores quienes mostraron un incremento en las fracciones inorgánicas lábiles y moderadamente lábiles con la aplicación de P (McKenzie et al., 1992; Zhang & MacKenzie, 1997).

Tabla 2. Distribución del fósforo orgánico (Po) e inorgánico (Pi) en los 20 cm de profundidad, en los sistemas de siembra directa (SD) y labranza convencional (LC) fertilizados con nitrógeno + azufre (NS) y nitrógeno + fósforo + azufre (NPS).
Table 2. Distribution of organic (Po) and inorganic phosphorus (Pi) at 20 cm soil depth, under no-tillage (SD) and conventional tillage (LC) systems fertilized with nitrogen + sulfur (NS) and nitrogen + phosphorus + sulfur (NPS).

Tabla 3. Resultado del análisis de la varianza de las fracciones de fósforo orgánico (Po) e inorgánico (Pi) para los efectos principales y de la interacción entre los sistemas de labranza y tratamientos de fertilización.
Table 3. Data from analysis of variance of soil organic (Po) and inorganic (Pi) phosphorus fractions for main effects and interaction between tillage systems and fertilizer application.

De todas las fracciones de P, inorgánicas y orgánicas, el Pi-MIA como el Pi-NaHCO3 representaron la proporción menor del P total, aproximadamente 4% cada una de ellas; no obstante son de gran importancia como fuente de P disponible para las plantas en el corto plazo (Cross & Schlesinger, 1995). Corroborando esta observación, se demostró que el P de estas dos fracciones correlacionó altamente con la absorción de P por parte de la planta (Sharpley, 1991). Luego del Pi-HCl, el Pi-NaOH fue la fracción inorgánica más abundante ya sea en términos absolutos, con un valor promedio de 38,4 mg P kg-1 o relativos al P total, 7%.

Navarro (1973) planteó el interrogante acerca de la presencia simultánea de cantidades relativamente importantes de P ligado al Ca, Al e Fe, y la posibilidad de aportes de cenizas volcánicas en ciertos suelos de la Pampa.

Fósforo orgánico

El Po comprende las formas de Po-NaHCO3 lábil y Po-NaOH moderadamente lábil. En estas fracciones de Po no hubo interacción entre labranzas y tratamientos de fertilización, ni efecto principales (Tabla 3). La falta de efecto del sistema de labranza sobre las formas de Po podría relacionarse a que los niveles de COT tampoco fueron afectados por las labranzas. Navarro (1973) encontró una fuerte relación positiva entre el Po y el COT para suelos de la Región Pampeana, y más recientemente aún en suelos con características distintas a estos se obtuvo una alta relación entre ambas variables (Turner et al., 2003). Selles et al. (1999) reportaron incrementos en las fracciones de Po lábil y moderadamente lábil, en función de la labranza y rotación, conjuntamente con cambios en el nivel de MO y cantidad de residuo que retornaba al suelo. Posiblemente, para detectar efectos acumulativos de los sistemas de labranza sobre la distribución de Po como resultado del ciclado de P a través de los residuos vegetales, se requiera un tiempo más prolongado que el transcurrido en este estudio que fue de dos años desde la implementación de las labranzas.

El efecto de la fertilización en las fracciones de Po podría detectarse indirectamente a través de una mayor acumulación de P en la biomasa aérea que retorna al suelo, en el tratamiento NPS. En este estudio no se determinó el P acumulado en planta; sin embargo, se podría inferir que no hubo diferencias en esta variable entre tratamientos de fertilización dado que no hubo diferencias en P exportado en grano (Tabla 1) y se manifestó una falta de respuesta a la fertilización fosfatada, en rendimiento (datos no mostrados) a causa del alto nivel inicial de P-Bray (Tabla 1). Aplicando modelos se mostró que en sistemas fertilizados durante ocho años, el Po-NaHCO3 y Po-NaOH actúan como destino del Po agregado a través de los residuos de cultivos y la biomasa radical (Zhenget al., 2002).

La concentración de Po-NaHCO3 es considerablemente menor que la de Po-NaOH la cual es la fracción más abundante ya sea expresada en valores absolutos, 181,2mg P kg-1 y relativos, 34% del P total (Tabla 2).

Fósforo residual

La interacción, y el efecto del sistema de labranza y tratamiento de fertilización fueron no significativos (Tabla 3). En invernáculo, en suelos altamente meteorizados dominados por óxidos de Fe y Al, y materiales amorfos el P-residual se acumuló gradualmente, a pesar de una remoción intensa por parte de las plantas (Guo et al., 2000). Una mineralogía diferente donde predominan los silicatos y otros factores como cantidad de fertilizante aplicado (Zhang & MacKenzie, 1997) o tiempo transcurrido desde el establecimiento de los tratamientos podrían ser las razones de la falta de efecto en el P-residual. Esta fracción incluye las formas más recalcitrantes, con menos probabilidad de cambiar en el corto plazo o ser afectada por el manejo del suelo o fertilización (Selles et al., 1999).

El P-residual es una fracción importante del P total, promedió 32%, y en general fue superior a la sumatoria de las fracciones de Pi pero inferior a la de Po (Tabla 2).

En el procedimiento de fraccionamiento secuencial empleado, no se separó el P-residual en Po y Pi; no obstante se podría concluir, a partir de un trabajo previo realizado en suelos de la zona (Zamuner, 2003) que esta fracción de P se compone mayoritariamente de Po. Esto concuerda con lo reportado por Tiessen et al. (1983) quienes mencionaron que el Po contribuye en una gran proporción al P-residual en suelos Molisoles.

Fósforo total

No se encontró interacción ni efectos principales en P total (Tabla 3). Las concentraciones de P total están dentro del rango reportado por Echeverría & Navarro (1984) y más recientemente por Diezet al. (2000) para estos suelos. Del stock de P total en los 20 cm de suelo, la fracción inorgánica comprendió 24%, la fracción orgánica ascendió a 43% y el resto se atribuyó al P-residual, orgánico e inorgánico. El 17% del P total se compone de formas lábiles y el 83% de formas moderadamente lábiles o no disponibles. Confirmando observaciones previas, se concluye que la disponibilidad de P en estos suelos no estaría limitada por la concentración de P total sino por la proporción elevada de P en formas no lábiles, que a través de procesos biológicos, como la mineralización, y fisico-químicos, como la desorción o disolución, regulan la concentración de P disponible.

Relación entre cambios en las fracciones y el balance de fósforo

Si se comparan los datos obtenidos mediante el fraccionamiento con los resultados del balance de P en el suelo se nota que están en línea en la medida que las concentraciones de P total tendieron a ser mayores en el tratamiento NPS, donde el balance fue positivo, e incluso hubo incrementos significativos de la fracción lábil de P. Estas tendencias son razonables, ya que el balance mostró que sólo el 2% (en SD) a 7% ( en LC) del P aplicado se exportó con el grano, lo cual implica que gran parte del mismo quedó en el suelo bajo formas de distinta labilidad. Si se examinan los cambios positivos en las fracciones de P debidos a la fertilización con NPS se nota que la suma de los mismos para las fracciones extraídas con MIA, 0,5M NaHCO3, 0,1M NaOH y 1M HCl ascendió a aproximadamente a 46 kg P ha-1, explicando 79% de los 59 kg P ha-1 en SD y 83% de los 56 kg P ha-1 en LC que deberían quedar en los 20 cm de suelo según el balance de P (Tabla 4). La incompleta recuperación del P aplicado puede adjudicarse a varias causas, como la variabilidad en la obtención de datos en el fraccionamiento secuencial y en la estimación del balance de P.

Tabla 4. Cambios en las fracciones de fósforo, en los 20 cm de profundidad de un suelo bajo siembra directa (SD) y labranza convencional (LC), debidos a la fertilización con fósforo (P).
Table 4. Changes in soil phosphorus fractions at the 20 cm soil depth under no-tillage (SD) and conventional tillage (LC) due to phosphorus (P) fertilization.

Bajo estas condiciones, los resultados mostrados permiten concluir que sin aplicación de fertilizante fosfatado se obtuvo un balance negativo, donde la exportación de P en granos se efectuó a expensas del P nativo, con una marcada reducción del P-Bray inicial, 36% en SD y 52% en LC. Cuando la cantidad de P agregada fue superior a la removida por el grano, el exceso de P se acumuló significativamente como Pi-MIA y Pi-NaHCO3, siendo beneficioso desde el punto de vista de eficiencia de uso del fertilizante ya que es una fuente de P rápidamente disponible para las plantas. En promedio, 81% del P agregado se recuperó en las fracciones orgánicas e inorgánicas de P extraídas con MIA, NaHCO3, NaOH y HCl, adjudicándose la incompleta recuperación del P a la variabilidad de los datos correspondientes al fraccionamiento de P y a la estimación del balance. No se manifestó efecto significativo del sistema de labranza sobre las fracciones de P, especialmente en las orgánicas mediante el reciclaje de P en los residuos, posiblemente por el corto tiempo transcurrido desde la implementación de las labranzas.

AGRADECIMIENTOS

Trabajo financiado con fondos del proyecto de la UNMDP N0 15/A 163 y del convenio de vinculación tecnológica INTA-Asociación Civil Fertilizar.

BIBLIOGRAFÍA

1. Arshad, MA; M Schnitzer; DA Angers & JA Ripmeester. 1990. Effects of till vs no-till on the quality of soil organic matter. Soil Biol. Biochem. 22: 595-599.        [ Links ]

2. Beck, MA & PA Sanchez. 1994. Soil phosphorus fraction dynamics during 18 years of cultivation on a Typic Paleudult. Soil Sci. Soc. Am. J. 34: 1424-1431.        [ Links ]

3. Blanchar RW; G Rehm & AC Caldwell. 1965. Sulfur in plant materials with digestion with nitric and perchloric acid. Soil Sci Soc Am. 29: 71-72.        [ Links ]

4. Boschetti, NG; CE Quintero; RA Benavidez & L Giuffre. 2003. Cuantificación de las fracciones orgánicas e inorgánicas de fósforo en suelos de la Mesopotamia Argentina. Ciencia del Suelo 21: 1-9.        [ Links ]

5. Bowman, RA & CV Cole. 1978. Transformations of organic phosphorus substrates in soils as evaluated by NaHCO3 extraction. Soil Sci. 125: 49-54.        [ Links ]

6. Bray, RH & LT Kurtz. 1945. Determination of total, organic, and available forms of phosphorus in soils. Soil Sci. 59: 39-45.         [ Links ]

7. Cooperband, LR & TJ Logan. 1994. Measuring in situ changes in labile soil phosphorus with anion-exchange membranes. Soil Sci. 58: 58-64.        [ Links ]

8. Cooperband, LR; PM Gale & NB Comerford. 1999. Refinement of the anion exchange membrane method for soluble phosphorus measurement. Soil Sci. Soc. Am. J. 63: 58-64.         [ Links ]

9. Crespo, L; LI Picone; YE Andreoli & FO Garcia. 2001. Poblaciones microbianas y contenido de carbono y nitrógeno en el suelo en sistemas de siembra directa y labranza convencional. Ciencia del Suelo 19: 30-38.        [ Links ]

10. Cross, AF & WH Schlesinger. 1995. A literature review and evaluation of the Hedley fractionation: Applications to the biogeochemical cycle of soil phosphorus in natural ecosystems. Geoderma 64: 197-214.        [ Links ]

11. C.F.A. 1995. El deterioro de las tierras en la República Argentina. Secretaria de Agricultura, Ganadería y Pesca. Consejo Federal Agropecuario, Buenos Aires. Argentina.        [ Links ]

12. Daroub, SH; FJ Pierce & BG Ellis. 2000. Phosphorus fractions and fate of phosphorus-33 in soils under plowing and no-tillage. Soil Sc. Soc. Am. J. 64: 170-176.        [ Links ]

13. Diez, A; EC Zamuner; LI Picone & A Berardo. 2000. Efecto de la fertilización única o fraccionada sobre el fósforo del suelo. En: Actas de XVII Congreso Argentino de la Ciencia del Suelo. Mar del Plata. En CD.        [ Links ]

14. Echeverría, HE & FO García. 1998. Guía para la fertilización fosfatada de trigo, maíz, girasol y soja. Boletín Técnico 149. Est. Exp. Agrop. INTA Balcarce. 18 p.        [ Links ]

15. Echeverría, HE & J Ferrari. 1993. Relevamiento de algunas características de los suelos agrícolas del sudeste bonaerense. Estación Experimental Agropecuaria INTA Balcarce. Boletín Técnico N0 112. 18 pp.        [ Links ]

16. Echeverría, HE & CA Navarro. 1984. Fraccionamiento de fósforo total en catenas de suelos con distintos niveles de fósforo disponible en las sierras australes de la provincia de Buenos Aires. Rev. Inv. Agr. 19: 207-213.        [ Links ]

17. Fabrizzi, KP; FO Garcia; JL Costa & LI Picone. 2005. Soil water dynamics, physical properties minimum and corn and wheat responses to minimum and no-tillage systems in the southern Pampas of Argentina. Soil Till. Res. 81: 57-69.        [ Links ]

18. Fabrizzi, KP; A Moron & FO Garcia. 2003. Soil carbon and nitrogen organic fractions in degraded vs. non-degraded Mollisols in Argentina. Soil Sci. Soc. Am. J. 67: 1831-1841        [ Links ]

19. Fabrizzi, KP; LI Picone; A Berardo & FO Garcia. 1998. Efecto de la fertilización nitrogenada y fosfatada sobre determinadas propiedades químicas del suelo. Ciencia del Suelo 16: 71-76.         [ Links ]

20. Frossard, E.; M Brossard, MJ Hedley & A Metherell. 1995. Reactions controlling the cycling of P in soils. Pp 107-137. En: H. Tiessen (ed.) Phosphorus in the global environment. John Wiley & Sons Ltd., Chichester, England.        [ Links ]

21. Garcia, FO; M Ambroggio & V Trucco. 2000. No-tillage in the Pampas of Argentina: A success story. Better Crops Int. 14: 24-27.         [ Links ]

22. Guo, F; RS Yost; NV Hue; CI Evensen & JA Silva. 2000. Changes in phosphorus fractions in soils under intensive plant growth. Soil Sci. Soc. Am. J. 64: 1681-1689.        [ Links ]

23. Hedley, MJ; JWB Stewart & BS Chauhan. 1982. Changes in organic and organic soil phosphorus fractions induced by cultivation practices and by laboratory incubations. Soil Sci. Soc. Am. J. 46: 970-976.        [ Links ]

24. Kuo, S; B Huang & R Bembenek. 2005. Effects of long-term phosphorus fertilization and winter cover cropping on soil phosphorus transformations in less weathered soil. Biol Fertil Soils 41: 116-123.        [ Links ]

25. McKenzie, RH; JWB Stewart; JF Dormaar & GB Schaalje. 1992. Long-term crop rotation and fertilizer effects on phosphorus transformations. In: a Chernozemic soil Can. J. Soil Sci. 72: 569-579.        [ Links ]

26. Murphy, J & JP Riley. 1962. A modified single solution method for the determination of phosphate in natural waters. Anal. Chim. Acta. 27: 31-36.        [ Links ]

27. Navarro, CA. 1973. Contribution a l'etude de la mineralisation du phosphore organique dans des sols argentins et belges. Etude des systemes phosphatasiques de ces sols. Dissertation presentee en vue de l'obtention du grade de Docteur en Sciences Agronomiques. Faculte des Sciences Agronomiques de l'Etat Gemblous. 206 pp.        [ Links ]

28. Neufeldt, H; JE da Silva; MA Ayarza & W Zech. 2000. Land-use effects on phosphorus fractions in Cerrado oxisols.Biol. Fertil. Soils 31: 30-37.        [ Links ]

29. O'Halloran, IP. 1993. Effect of tillage and fertilization on inorganic and organic soil phosphorus. Can. J. Soil. Sci. 73: 359-369.        [ Links ]

30. SAS Institute. 1985. SAS user's guide. Statistics. Vers. 5. SAS Institute, Inc., Cary, NC.        [ Links ]

31. Schoenau, JJ; JWB Stewart & JR Bettany. 1989. Forms and cycling of phosphorus in prairie and boreal forest soils. Biogeochem. 8: 223-237.        [ Links ]

32. Selles, F; BG McConkey & CA Campbell. 1999. Distribution and forms of P under cultivator-and zero-tillage for continuous-and fallow-wheat cropping systems in the semi-arid Canadian prairies. Soil Till. Res. 51: 47-59.        [ Links ]

33. Selles, F; CA Campbell & RP Zentner. 1995. Effect of cropping and fertilization on plant and soil phosphorus. Soil Sci. Soc. Am. J. 59: 140-144.        [ Links ]

34. Sharpley, AN. 1991. Soil phosphorus extracted by iron-aluminum-oxide-impregnated filter paper.Soil Sci. Soc. Am. J. 55: 1038-1041.        [ Links ]

35. Studdert, GA & HE Echeverría. 2000. Crop rotations and nitrogen fertilization to manage soil organic carbon dynamics.Soil Sci. Soc. Am J. 64: 1496-1503.        [ Links ]

36. Tiessen, H; JWB Stewart & JO Moir. 1983. Changes in organic and inorganic phosphorus composition of two grassland soils and their particle fractions during 60-70 years of cultivation. J. Soil Sci. 34: 815-823.        [ Links ]

37. Tiessen, H; JWB Stewart & CV Cole. 1984. Pathways of phosphorus transformations in soil of differing pedogenesis. Soil Sci. Soc. Am. J. 48: 853-858.        [ Links ]

38. Tiessen, H & JO Moir. 1993. Characterization of available P by sequential extraction. Pp. 75-86. En: MR Carter (ed.) Soil Sampling and Methods of Analysis. Canadian Soc. Soil Sci. Lewis Publ., Boca Raton, FL, USA.        [ Links ]

39. Turner, BL; BJ Cade-Menun & DT Westermann. 2003. Organic phosphorus composition and potential bioavailability in semiarid arable soils of the western United States. Soil Sci. Soc. Am. J. 67: 1168-1179.        [ Links ]

40. Walkley, A & IA Black. 1934. An examination of the Degtjareff method for determining soil organic matter and a proposed modification of the chromic acid titration method. Soil Sci. 37: 29-38.        [ Links ]

41. Zhang, TQ & AF MacKenzie 1997. Changes of phosphorus fractions under continuous corn production in a temperate clay soil. Plant & Soil 192: 133-139.        [ Links ]

42. Zheng, Z; RR Simard; J Lafond & LE Parent. 2002. Pathways of soil phosphorus transformations after 8 years of cultivation under contrasting cropping practices. Soil Sci. Soc. Am. J. 66: 999-1007.        [ Links ]

43. Zamuner, EC. 2003. Formas de fósforo en el suelo y métodos de diagnóstico de la fertilización fosfatada en trigo bajo siembra directa. Tesis Magíster Scientiae en Producción Vegetal. Facultad de Ciencias Agrarias. Universidad Nacional de Mar del Plata. Balcarce, Buenos Aires. 108pp.        [ Links ]

44. Zamuner, EC; LI Picone & HE Echeverría. 2006. Comparison of phosphorus fertilization diagnostic methods for wheat under no-tillage. Soil Till. Res. 89: 70-77.        [ Links ]