La volatilización de amoníaco bajo diferentes tipos de manejo de suelo y de fertilizantes nitrogenados en el Valle del Ebro
El uso ineficiente de los fertilizantes nitrogenados puede conducir a pérdidas de nitrógeno en el sistema suelo-planta-atmósfera. Este uso ineficiente produce pérdidas económicas y puede ocasionar problemas medioambientales debido, principalmente, a la emisión de gases a la atmósfera en forma de amoníaco (NH3), óxido nítrico (NO) y óxido nitroso (N2O). En este contexto, la volatilización de amoníaco constituye una de las más importantes vías de emisión de gases en forma de nitrógeno (N) provenientes de la agricultura (Saarijärvi et al., 2006).
Introducción
La aplicación de estiércoles animales y fertilizantes minerales nitrogenados se ha constatado como la mayor fuente de emisiones amoniacales a la atmósfera (Pain et al., 1998), llegando a ser en los casos más desfavorables de hasta el 70% del N aplicado, variando en función de las condiciones climáticas y del manejo de suelo (Misselbrook et al., 2005). Estas pérdidas pueden estar provocadas por diferentes procesos ambientales y características de suelo como son el pH, la capacidad de intercambio catiónico, la materia orgánica, la presencia de restos en la superficie, la temperatura, el viento, la evaporación de agua de la superficie del suelo, así como el tipo y dosis de fertilizante y principalmente el método de aplicación. Así mismo, la emisión de amoniaco puede ser considerada precursora de la emisión de gases de efecto invernadero (GEIs) debido a que la deposición en el suelo de compuestos nitrogenados derivados del NH3 atmosférico puede devenir en la formación de NH4+, cuya oxidación a NO3-, en el proceso de nitrificación, dará lugar a la formación de NO y N2O (Wrage et al., 2001).
Por tanto, el principal objetivo de este estudio fue evaluar la influencia de los sistemas de manejo de suelo y el tipo de fertilizante sobre la volatilización de amoniaco en las aplicaciones de fondo y cobertera.
Material y métodos
El estudio fue llevado a cabo en 2 campos experimentales situados en la comarca de La Noguera (Lleida) y en Los Monegros (Huesca) situadas ambas comarcas en zonas semi-áridas representativas del clima mediterráneo propio de la zona. La precipitación media anual en La Noguera es de 450 mm y en Los Monegros de 350 mm.
En el campo de La Noguera los tratamientos de manejo de suelo consistieron en un mínimo laboreo (ML) y en no laboreo (NL). El ML se realizó mediante un vibrocultor a una profundidad de entre 5 y 10 cm justo después de la aplicación del fertilizante (12 de noviembre de 2012) con el objetivo de incorporar los productos fertilizantes y evitar pérdidas por volatilización. El NL consistió en una siembra directamente sobre el rastrojo del cultivo precedente. Los tratamientos de fertilización en este campo fueron: un control, abonado mineral, purín de cerdo, pellet de purín y gallinaza. La aplicación de fertilizantes se efectuó antes de la siembra a una dosis de 75 kg N ha-1 en todos los tratamientos excepto en el control que no se aplicó fertilizante. En el tratamiento mineral se aplicó sulfato amónico (21% de N). Las pérdidas de N-NH3 se midieron justo después de la aplicación del fertilizante en el caso de las parcelas de NL y después de la aplicación del fertilizante y el pase del vibrocultor en las parcelas de ML. Se realizaron medidas diariamente durante la primera semana y cada 10 días posteriormente hasta 40 días después de la fertilización.
En el campo de Los Monegros los tratamientos de manejo de suelo consistieron en un laboreo intensivo (LI) y no laboreo (NL). El LI consistió en un pase con grada de discos antes de la fertilización (21 de noviembre de 2012). Al igual que en el campo anterior, el NL consistió en una siembra directamente sobre el rastrojo del cultivo precedente. Los tratamientos de fertilización en este campo fueron: un control, abonado mineral y purín de cerdo. La aplicación de fertilizante se efectuó antes del ahijamiento (19 de febrero de 2013) a una dosis de 75 kg N ha-1. En el tratamiento mineral se aplicó nitrato amónico (34,5% de N). Las pérdidas de N-NH3 se midieron justo después de la aplicación del fertilizante tanto en el caso de las parcelas de NL como en las parcelas de ML. Se realizaron medidas diariamente durante la primera semana y cada 10 días posteriormente hasta 40 días después de la fertilización.
En ambos campos, las mediciones de emisiones de amoniaco se realizaron mediante el método de cámaras estáticas semi-abiertas diseñadas por Araújo et al. (2009). Este método consiste en la colocación de cámaras de tereftalato de polietileno (PET) de 2 l de capacidad con el fondo cortado sobre la superficie del suelo. A través de ellas, el amoniaco emitido por el suelo se capta mediante una esponja humedecida en una solución de ácido fosfórico al 10% + glycerol al 4%. Posteriormente en laboratorio se extrae dicha solución que se valora mediante un autoanalizador para diversas formas de nitrógeno mineral.
Resultados
En la aplicación de fondo, en todos los tratamientos analizados el 90% de la emisión de amoniaco tuvo lugar durante los siete días posteriores a la aplicación de fertilizante. La emisión acumulada de N-NH3 en el tratamiento de purín de cerdo en las primeras 24 horas fue de 8,7 kg de N ha-1, 5 veces superior al resto de tratamientos para ese periodo (Fig.1.). Sin embargo, en las primeras 24 horas, las emisiones en los tratamientos de fertilización mineral y de pellet de purín fueron menores que en el purín, incrementándose a partir de este periodo. Así las mayores pérdidas por volatilización se observaron en el tratamiento de purín de cerdo con un total acumulado de 17,5 kg N ha-1, siendo de casi el doble respecto al abonado mineral con 11,6 kg N ha-1 y del triple respecto al pellet de purín con 5,8 kg N ha-1 (Fig.1). En general, durante los primeros 40 días y para todos los tratamientos estudiados, las pérdidas de amoniaco se pueden considerar bajas en comparación con el tratamiento de purín de cerdo que llegaron a suponer el 22% del total de N aplicado.
Fig.1: Pérdidas acumuladas de amoniaco en forma de nitrógeno (N- NH3) durante los 40 días posteriores a la aplicación de fondo para cada tratamiento de fertilización analizado en un campo situado en la comarca de La Noguera (Lleida).
Fig.2: Pérdidas acumuladas de amoniaco en forma de nitrógeno (N- NH3) en los 40 días posteriores a la aplicación de fondo según el sistema de manejo de suelo utilizado (incorporación= ML o sin incorporación = SD) y el tipo de fertilizante aplicado en un campo en la comarca de La Noguera (Lleida).
En el campo situado en la comarca de Monegros (Huesca) se observó como la mitad de la emisión de amoniaco tuvo lugar en la primera semana posterior a la aplicación de fertilizante. Las pérdidas por volatilización fueron similares a lo largo del periodo estudiado para los tratamientos de purín de cerdo y fertilizante mineral. En ambos tratamientos la emisión acumulada de amoniaco fue de 14 kg de N ha-1 con unos valores de pérdida total de amoniaco cercanos al 20% del N del fertilizante aplicado (Fig. 3).
Fig.3: Pérdidas acumuladas de amoniaco en forma de nitrógeno (N- NH3) en los 40 días posteriores a la aplicación de cobertera para cada tratamiento de fertilización analizado en un campo situado en la comarca de Monegros (Huesca).
Fig.4: Pérdidas acumuladas de amoniaco en forma de nitrógeno (N- NH3) durante los 40 días posteriores a la aplicación de cobertera según el sistema de manejo de suelo utilizado y el tipo de fertilizante aplicado en un campo situado en la comarca de Monegros (Huesca).
Conclusiones
En cuanto a la aplicación de cobertera, a partir de la primera semana, se produce el 50% de las pérdidas de N por volatilización del total del periodo estudiado. Esto puede ser debido a que en la primera semana las condiciones climáticas de fuertes heladas fueron desfavorables para que hubiera mayores emisiones de amoniaco. Sin embargo a partir de la primera semana la temperatura ambiental fue incrementando lo que pudo favorecer la volatilización de amoniaco en ese periodo.
Bibliografía
- Araujo E.S., Marsola T., Miyazawa M., Soares L.H.B., Urquiaga S., Boddey R.M., and Alves, B.J.R. (2009). Calibration of a semi-opened static chamber for the quantification of volatilized ammonia from soil. Pesqi. Agropecu. Bras. 44, 769–776
- Misselbrook T.H., Nicholson F.A., Chambers B.J., and Johnson R.A (2005). Measuring ammonia emissions from land applied manure: An intercomparison of commonly used samplers and techniques. Environ. Pollut. 135, 389–397
- Ovejero J., Lampurlanés J., Álvaro-Fuentes J., Plaza-Bonilla D., Cantero-Martínez C (2013). Efecto del laboreo y de la fertilización nitrogenada sobre la volatilización de amoniaco en agroecosistemas mediterráneos de secano. Tierras 209, 48-52
- Pain B.F., van der Weerden T.J., Chambers B.J., Philips V.R., and Jarvis S.C. (1998). A new inventory for ammonia emissions from U.K. agriculture. Atmospheric Environment 32, 309-313
- Saarijärvi K., Mattila P.K., Virkajärvi P. (2006). Ammonia volatilization from artificial dung and urine patches measured by the equilibrium concentration technique (JTI method). Atmospheric Environment, 40, 5137-5145
- Wrage N., Velthof G.L., van Beusichem M.L., and Oenema O. (2001). Role of nitrifier denitrification in the production of nitrous oxide. Soil Biology and Biochemistry 33, 1723-1732.
