Caracterización de sistemas de producción regionales

En Valle de Santiago se trabajó con 55 sistemas de cultivo de maíz y en Salvatierra con 13 sistemas del mismo tipo. En ambos municipios se realizaron encuestas para caracterizar los tipos de itinerarios técnicos del maíz.

Muestreo de sistemas de cultivo

a) Suelo. En los sistemas de cultivo seleccionados se tomaron 10 submuestras de suelo por hectárea, a una profundidad de 0 a 20 cm, posteriormente, se realizó una muestra compuesta para su análisis en laboratorio. Las propiedades analizadas fueron pH (1:2, suelo:agua), materia orgánica (método de Walkley-Black), nitrógeno total (método de Kjeldahl-N), fósforo (Olsen), potasio intercambiable (en acetato de amonio, pH 7.0) y capacidad de intercambio catiónico (acetato de amonio, pH 7.0) con los métodos especificados en la norma mexicana NOM-021- SEMARNAT-2000 (^{Secretaría del Medio Ambiente y Recursos Naturales [SEMARNAT], 2000}), y contenido de carbono, estimado a partir del valor obtenido de materia orgánica. El Cuadro 1 presenta los resultados promedio por cada municipio.

b) Biomasa. Para estimar la biomasa total aérea, en cada sistema de cultivo se seleccionaron al azar tres áreas de muestreo (de 3 m lineales cada una) en las que se midió la densidad poblacional. Todas las plantas de la unidad de muestreo se cortaron a ras de suelo y se pesaron en campo, posteriormente se separaron las mazorcas y se obtuvo su peso fresco total. De las plantas cortadas se seleccionaron al azar tres plantas, se pesaron y se secaron en una estufa a 70 °C durante 48 h para determinar el contenido de humedad y el peso seco, después se estimó la biomasa total y el rendimiento de grano. De estas tres plantas se separaron los órganos vegetales (hojas y tallos) y los granos, mismos que se enviaron al laboratorio para analizar su contenido de N, P y K. El nitrógeno total se analizó con la técnica semi-micro Kjeldahl (^{Bremner, 1965}), mientras que el P y K se determinaron por espectrometría de plasma acoplado inductivamente (Varian Liberty Series II ICP-AES, Varian®, EUA) (^{Alcántar & Sandoval, 1999}).

Análisis de la información

a) Extracción de nutrientes. El contenido de N, P y K en la biomasa vegetativa y en los granos, de las tres plantas analizadas, se multiplicó por su respectiva biomasa producida (kg MS·ha^-1) y se sumó para obtener la extracción total de nutrientes.

b) Aporte de nutrientes (N, P y K) del suelo y fertilizantes. La disponibilidad (f) de N, P y K, y el aporte potencial del suelo de estos nutrientes (SN, SP y SK, respectivamente) se calcularon de acuerdo con el modelo Quantitative Evaluation of the Fertility of Tropical Soils (QUEFTS; ^{Janssen et al., 1990}; ^{Sattari, van Ittersum, Bouwman, Smit, & Janssen, 2014}):

donde C es el carbono orgánico del suelo (g·kg^-1), asumiendo que este representa el 58 % del contenido de materia orgánica del suelo, N es el nitrógeno total (g·kg^-1), P es el fósforo disponible (mg·kg^-1), K es el potasio intercambiable (cmol·kg^-1) y el pH es el del suelo. La eficiencia de recuperación de fertilizantes utilizada fue: N = 0.4, P = 0.2 y K = 0.4 (^{Bruulsema, Fixen, & Snyder, 2004}; ^{Ghosh, Singh, & Mishra, 2015}; ^{Peña-Cabriales, Grageda-Cabrera, & Vera-Núñez, 2001}).

c) Mineralización de carbono orgánico del suelo (COS) y residuos. Se utilizó el coeficiente de mineralización de ^{Henin y Dupuis (1945)} (K₂) para suelos arcillosos, y en los residuos se asumió que el 45 % de estos era carbono. Para estimar humificación de la materia orgánica se utilizó el coeficiente isohúmico (K₁) de 0.12 (^{Soltner, 1990}). Con base en los residuos disponibles, se hicieron tres escenarios de retención: 100, 50 y 30 %.

Aportes para el análisis de la gestión de N, P y K en el suelo

En los sistemas de cultivo de maíz de Valle de Santiago y Salvatierra se encontró gran variación en el rendimiento de grano (entre 7 300 y 15 800 kg·ha^-1), sin asociación entre la disponibilidad de nutrientes y dicho rendimiento (Figura 1). Lo anterior cuestiona la existencia de una diversidad de factores limitantes (abióticos, bióticos y sus interacciones) que actúan en forma eventual sobre el crecimiento biológico para la producción de biomasa y el rendimiento.

Figura 1 Relación entre nutrientes disponibles y rendimiento del maíz en sistemas de cultivo de Valle de Santiago (2012, ○) y Salvatierra (2014, ●), Guanajuato, México. 

La cantidad de nitrógeno disponible presentó una amplia variación (de 86 a 284 kg N·ha^-1) (Figura 1A), aunque la mayoría de los sistemas de cultivo se concentraron en el rango de 134 a 236 kg N·ha^-1. La aplicación de este nutriente vía fertilización varió de 71 a 554 kg N·ha^-1, situación que fue más notoria en Valle de Santiago. En el caso de fósforo (Figura 1B), su disponibilidad varío entre 8 y 91 kg P·ha^-1; no obstante, la mayor disponibilidad se ubicó entre 28 y 75 kg P·ha^-1, solo 10 % de los sistemas de cultivo fueron mayores de 70 kg P·ha^-1. Es importante señalar que la dosis de fósforo aplicado a través de fertilizantes fue en promedio de 45 kg P·ha^-1, con un rango de variación entre 26 y 92 kg P·ha^-1.

La mayoría de los sistemas de cultivo tuvieron alta disponibilidad de potasio (Figura 1C), ya que este nutriente es abundante en la región (Cuadro 1), lo que implica poca necesidad de su aplicación. Sin embargo, en 57 % de los casos evaluados se aplican fertilizantes potásicos, con dosis que varían de 18 a 50 kg K·ha^-1. Es importante mencionar que las necesidades de este nutriente por el cultivo de maíz suelen ser similares a las de nitrógeno (^{Cruzate & Casas, 2003}), por lo que dichos aportes contribuyen en cierta forma para aminorar la descapitalización a corto y medio plazo de potasio en el suelo.

Por otro lado, el balance de N, P y K (extracción vs. disponibilidad) mostró tendencias diferentes entre ellos (Figura 2). En el caso del nitrógeno (Figura 2A), se aprecia que en 59 % de los sistemas de cultivo la extracción fue inferior a la disponibilidad, en 29 % de los casos la extracción fue superior a la disponibilidad y en 12 % se presentó una condición de balance. Además, el 90 % de los sistemas de cultivo presentaron entre 150 y 250 kg·ha^-1 de nitrógeno disponible, y cerca del 80 % de estos extrajeron entre 100 y 200 kg N·ha^-1. La dosis promedio de nitrógeno aplicada fue de 309 kg·ha^-1, y la cantidad de nitrógeno no utilizada varió de 7 a 195 kg·ha^-1. En general, el 89 % de la oferta de nitrógeno al sistema corresponde a fertilizantes, lo que indica la poca disponibilidad de este nutriente en el suelo. Se estima que en la región se consumen alrededor de 330 mil toneladas de nitrógeno por año, con una eficiencia de recuperación de 20 a 40 % (^{Peña-Cabriales et al., 2001}). Considerando los resultados y asumiendo que existe una eficiencia de recuperación de 40 %, las pérdidas pueden estar asociadas con la forma y momento de aplicación, volatilización, inmovilización y lixiviación (^{Grageda-Cabrera et al., 2011}; ^{Liu, Herbert, Hashemi, Zhang, & Ding, 2006}).

Figura 2 Relación entre nutrientes disponibles y extraídos en sistemas de cultivo de maíz de Valle de Santiago (2012, ○) y Salvatierra (2014, ●), Guanajuato, México. 

Es importante resaltar que no hubieron suficientes elementos técnicos ni información agroeconómica para definir las estrategias de la dosis y el momento de aplicación de los fertilizantes de acuerdo con los estados fenológicos y reproductivos del maíz. En general, se realizan dos fertilizaciones, una en la siembra y la otra entre los 30 y 40 días después de la siembra; sin embargo, esto puede generar pérdidas debido a que no se ajustan a las etapas de mayor demanda de nutrientes del maíz. En los casos donde el N extraído fue superior al disponible, se cree que la eficiencia de recuperación pudo ser superior a 40 %, además de que existen aportes vía lluvia y mineralización de nitrógeno del suelo y residuos. Diversos estudios en la región han demostrado que los cultivos no recuperan cerca de 260 mil toneladas de nitrógeno, en donde de 20 a 30 % se desnitrifica como óxido nitroso y nitrógeno molecular, entre el 20 y 30 % se lixivia como nitratos, y del 10 al 18 % se volatiliza como amoniaco (^{Grageda-Cabrera et al., 2011}) y contribuye con el 60 % de dióxido de nitrógeno (^{Montzka, Dlugokencky, & Butler, 2011}; ^{Reddy, 2015}).

Debido a la naturaleza de los fertilizantes nitrogenados, se deben implementar estrategias técnicas encaminadas a reducir las pérdidas y mejorar la eficiencia de recuperación. En este sentido, es necesario definir las dosis de fertilización adecuadas de acuerdo con el objetivo de rendimiento y el nitrógeno disponible en el suelo; además, de acuerdo con la curva de demanda del maíz, la aplicación de los fertilizantes debe ser multi-fraccionada, preferentemente tres aplicaciones vía mecánica o en fertirrigación (^{Andraski, Bundy, & Brye, 2000}; ^{Cueto-Wong et al., 2013}; ^{Paredes, Alamilla, & Mandujano, 2014}).

En el caso del fósforo (Figura 2B), se observó que 87 % de los sistemas de cultivo presentaron una extracción inferior a la disponibilidad. La eficiencia de recuperación de fósforo es de particular interés debido a que es uno de los nutrientes menos disponibles y móviles. En general, la eficiencia de recuperación anual varía entre 15 y 25 %; no obstante, el fósforo tiende a acumularse en el suelo, principalmente en sistemas de cultivo donde se hacen aplicaciones anuales de fertilizantes fosforados, situación generalizada en este caso. Considerando lo anterior, la eficiencia de recuperación debe evaluarse a largo plazo (^{Ghosh et al., 2015}; ^{Smil, 2000}).

En los sistemas estudiados, el 20 % del fósforo extraído proviene de los fertilizantes y el resto lo obtienen del suelo, lo que indica que existen reservas suficientes de este nutriente, ya que los valores promedio en ambos municipios son superiores a 11 mg·kg^-1 (Cuadro 1). De acuerdo con la norma mexicana NOM-021-RECNAT-2000 (^{SEMARNAT, 2000}), que establece las especificaciones de fertilidad, salinidad y clasificación de suelos, dicho valor es alto. De esta forma, se considera que en Valle de Santiago y Salvatierra, el fósforo no es un factor limitante; sin embargo, el manejo del fósforo debe enfocarse en el historial de nutrición, con el fin de mantener las reservas y hacer un manejo más eficiente y rentable de los fertilizantes fosforados.

Por otro lado, el balance de potasio (Figura 2C) también indicó que la extracción (100 kg K·ha^-1) fue inferior a la disponibilidad, ya que en promedio no se utilizaron 226 kg K·ha^-1. La aplicación de potasio es una práctica poco generalizada y relativamente nueva, considerando que no se incluía a finales del siglo XX. En este sentido, se registró que el 62 % de los agricultores lo utilizan; no obstante, señalaron que el potasio no era considerado en su plan de nutrición del maíz debido a que desconocían el rol que tiene en el cultivo. Además, los suelos de esta región se caracterizan por tener alto contenido de potasio intercambiable (Cuadro 1), condición asociada con su naturaleza (^{Ramírez-Barrientos, Figueroa-Sandoval, Ordaz-Chaparro, & Volke-Haller, 2006}), y es suficiente para cubrir los requerimientos del maíz. En diversos estudios se ha observado una respuesta en el rendimiento al aplicar este nutriente en suelos ricos en potasio (^{Aguado-Lara, Etchevers-Barra, Hidalgo-Moreno, Galvis-Spíndola, & Aguirre-Gómez, 2002}), lo que podría estar asociado con la disponibilidad de nitrógeno.

Considerando los resultados obtenidos, se hace necesario establecer los mecanismos para determinar los efectos antagónicos y sinérgicos entre el potasio y el nitrógeno (^{Zhang et al., 2010}). Además, en México, y en particular en este tipo de suelos, existe poca información sobre la interacción suelo-planta del potasio, lo que sugiere la necesidad de investigar a profundidad este y otros elementos para mejorar el diagnóstico de su presencia en el suelo (^{Aguado-Lara et al., 2002}) y generar modelos empíricos regionales que permitan tener bases técnicas para un uso adecuado y eficiente. Adicionalmente, es importante mencionar que la mayor parte del potasio extraído por los cultivos se concentra en sus partes vegetativas, lo que indica que los residuos son una fuente importante de potasio. Por ello, un elemento clave que contribuye a incrementar los niveles de potasio en el suelo es incorporar los residuos, ya que pueden promover de manera significativa el reciclaje de este nutriente en el sistema de cultivo (^{Zhang et al., 2010}), con sus consecuentes ventajas ecológicas y económicas en la durabilidad del sistema regional.

Los comportamientos registrados en las Figuras 1 y 2 muestran que existe un manejo diferenciado en la aplicación de los nutrientes en el sistema de cultivo de maíz, lo que además se reflejó en un desbalance generalizado entre la disponibilidad y la extracción de N, P y K; esto tiene implicaciones en la reducción o agotamiento de los nutrientes esenciales (^{Cassman et al., 1996}). No obstante, en el suelo existen reservas de P y K que cubren la demanda del maíz, lo cual indica que actualmente no son factores limitantes para la producción de este grano. Por su parte, el N es un factor limitante debido a que el suelo solo aporta el 11 % del nitrógeno total disponible, y el resto se suministra a través de fertilizantes nitrogenados. El fraccionamiento de la fertilización nitrogenada y su aplicación de acuerdo con su demanda en las distintas etapas fenológicas del maíz son determinantes para hacer un uso eficiente de los fertilizantes (^{Ali et al., 2005}).

Aportes para el análisis de la gestión del C en el suelo

La producción de grano osciló entre 7 300 y 16 100 kg·ha^-1, y tiene implícita una producción similar de residuos, esto considerando que el índice de cosecha promedio fue de 0.5. Los residuos generados en los sistemas de cultivo evaluados juegan un rol determinante en el incremento de los niveles de materia orgánica, carbono y nutrientes. En el escenario donde se asumió el 100 % de retención de residuos, la mineralización del COS fluctúo entre 345 y 1 000 kg C·ha^-1·año^-1 (Figura 3A). En este caso, el 19 % de las parcelas se ubicó en la parte superior de la bisectriz, lo que indica que los volúmenes de residuos incorporados mejoran las reservas de C en el suelo. Sin embargo, aún con este manejo se presentan retos, ya que en la mayoría de los sistemas de cultivo las reservas orgánicas y su mineralización en el suelo son insuficientes respecto al C aportado por los residuos.

Figura 3 Mineralización del carbono, de suelo y residuos, en tres escenarios de retención de residuos en sistemas de cultivo de maíz de Valle de Santiago (2012, ○) y Salvatierra (2014, ●), Guanajuato, México: A) 100 %, B) 50 % y C) 30 %. 

En los escenarios de 50 y 30 % de retención de residuos (Figuras 3B y 3C), se aprecia que la mineralización y aporte de C de los residuos tiende a ser menor a la mineralización de C del suelo, lo cual contribuye a suponer su descapitalización húmica, además de indicar un desbalance entre ambas fuentes de C. En el escenario de 50 % (Figura 3B), la mineralización de C de residuos varió de 153 a 442 kg C·ha^-1, y solo un caso estuvo en condición de balance. Mientras que, al reducir la retención de residuos al 30 % (Figura 3C), la mineralización de C presentó mayor desbalance, ya que la diferencia entre la mineralización de C del suelo y de residuos fue de 509 kg C·ha^-1. Este último escenario ilustra la tendencia generalizada de los sistemas de cultivo de la región, en donde los residuos se retiran o se queman para facilitar las labores de preparación del suelo.

Diversos estudios han demostrado que la retención de residuos incrementa los niveles de materia orgánica, principalmente en regiones donde son la única fuente de materia orgánica (^{Fregoso-Tirado, 2008}; ^{Flores-Sánchez, Groot, Lantinga, Kropff, & Rossing, 2015}; ^{Rusinamhodzi, Wijkc, Corbeels, Rufino, & Giller, 2015}). Por otro lado, la quema de residuos genera emisiones de carbono a la atmosfera y descapitalización del C del suelo, aunque la captura de carbono atmosférico por los cultivos y su incorporación al suelo puede mitigar las emisiones de CO₂. Además, la quema de residuos ha reducido los niveles de materia orgánica del suelo (de 2.6 a 0.6 %) en las últimas tres décadas, y ha favorecido el incremento de las dosis de fertilización (^{Fregoso-Tirado et al., 2002}); en consecuencia, se presentan problemas de compactación del suelo y disminución de la eficiencia de los nutrientes. En el contexto regional, un reto es mejorar la calidad del suelo y realizar un manejo técnico-económico eficiente.

La incorporación de residuos, así como la aplicación eficiente de fuentes minerales y orgánicas, son estrategias que contribuyen a incrementar las reservas de materia orgánica y carbono, liberar nutrientes (^{Govaerts et al., 2009}), influir en el rendimiento y reducir las necesidades de fertilizantes minerales en un largo plazo (^{Kamkar, Akbari, Teixeira-da Siliva, & Movahedi-Naeni, 2014}). Estas estrategias deben aplicarse a través de un enfoque holístico-integral (^{Liu et al., 2006}), ya que demandan conocimientos sobre los procesos de descomposición en escala local y su potencial de replicación regional, lo cual es esencial para el reciclaje, mineralización, disponibilidad de macronutrientes y reducción de impactos negativos al ambiente (^{Powlson, Whitmore, & Goulding, 2011}). Estas opciones deben ser un componente esencial en estrategias encaminadas a mejorar de la productividad de los sistemas de cultivo, además de que permiten incrementar la resiliencia al cambio climático (^{Lal, 2009}).