ARTÍCULO CIENTÍFICO

Efecto de la siembra directa en la estabilización del carbono orgánico del suelo a escala de sitio en Santiago del Estero, Argentina

Effect of no tillage in the stabilization of soil organic carbon at site scale in Santiago del Estero, Argentina

L.M. Koritko^1,2*; R.A. Suárez¹; A.L. Anriquez¹; M. Pece³; A.S. Albanesi^1*

¹ Facultad de Agronomía y Agroindustrias, Universidad Nacional de Santiago del Estero (FAyA-UNSE). Av. Belgrano (S) 1912, Santiago del Estero (4200), Santiago del Estero, Argentina. ^*E-mail: lucaskoritko@gmail.com, adaalbanesi@gmail.com

² Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET).

³ Facultad de Ciencias Forestales, Universidad Nacional de Santiago del Estero (FCF, UNSE). Av. Belgrano (S) 1912, Santiago del Estero (4200), Santiago del Estero, Argentina.

Resumen

En la actualidad el 90 % de la agricultura argentina se hace bajo el sistema de siembra directa (SD) o labranza cero; sin embargo, existe escasa información de las tendencias en el tiempo de las formas del carbono orgánico del suelo (COS) en sitios del NE de Santiago del Estero, Argentina (Chaco Semiárido). En este trabajo se describen y explican los cambios en el contenido de COS, carbono orgánico particulado (COP), carbono orgánico asociado a la fase mineral (COA), carbono potencialmente mineralizable (C₀), tasa de mineralización (k_c) y stock de C, bajo sistema de siembra directa de 3 a 17 años en las profundidades de 0,05 y 0,20 m. Se concluye que el cambio de uso de suelo de monte nativo polifítico caducifolio a sistemas agrícolas de labranza cero reduce el stock de C y sus formas de mayor labilidad, incrementa la tasa de mineralización y se estabilizan todas ellas en el tiempo, ya que el desmonte total provoca que los procesos de mineralización del carbono del suelo aumenten debido a las diferencias en cantidad y calidad de residuos de hojarasca que ingresan al suelo, siendo los residuos de cultivos de menor cuantía y mayor labilidad. Ello constituye un riesgo importante para la conservación de los ecosistemas del Chaco semiárido, con énfasis en el recurso suelo como sustento de la productividad primaria y confirma la susceptibilidad de estos ecosistemas ante disturbios como la deforestación.

Palabras claves: Región chaqueña; Labranza cero; Deforestación; Materia orgánica del suelo.

Abstract

Currently 90% of Argentine agriculture is done under no-tillage agriculture (zero tillage) and there is scarce information about trends over time of forms of soil organic carbon (SOC) in NE sites. from Santiago del Estero, Argentina (Chaco Semi-Arid). Here we describe and explain changes in the content of COS, particulate organic carbon (COP), organic carbon associated with the mineral phase (COA), potentially mineralizable carbon (C₀), mineralization rate (kc) and C stock under no-tillage from 3 to 17 years in depths of 0.05 and 0.20 m. It is concluded that the land use change of native polyphytic deciduous forest to no-tillage agriculture reduces C stock and the forms of greater lability, increases the rate of mineralization, stabilizing them over time, since land clearing causes increases in the mineralization of COS due to different contribution in amount and quality of litter, being litter of crops of smaller quantity and greater lability. This constitutes an important risk for conservation of Chaco semi-arid ecosystems, with emphasis on soil resource as a basis for primary productivity and confirming the susceptibility of these ecosystems to disturbances such as deforestation.

Keywords: Chaco region; Zero tillage; Deforestation; Soil organic matter.

Recibido 06/11/2018; Aceptado 12/04/2019.

Los autores declaran no tener conflicto de intereses.

Introducción

La ecorregión denominada Gran Chaco ha sido particularmente afectada por una tasa de deforestación mayor que el promedio continental y mundial, siendo la misma de 0,82 % en Argentina, 0,51 % en Sudamérica y 0,2 % en el mundo (FAO, 2009; Volante et al., 2012).

En Argentina, la mayor tasa de deforestación ocurrió en el norte del país, particularmente en Santiago del Estero, Salta y Chaco (García Collazo et al., 2013). Durante el período 2000-2012 la tasa de transformación de bosques nativos a cultivos en Santiago del Estero fue mayor a la producida en toda la Región Chaqueña, Sudamérica e incluso en el mundo. Esta provincia presentó una tasa de transformación de cobertura vegetal natural por cultivos y pasturas 13 veces superior a la de los bosques tropicales, 39 veces superior a la de los subtropicales y 45 veces superior a la de los bosques templados de todo el mundo (Vallejos et al., 2015).

La pérdida de carbono orgánico del suelo (COS) es una de las principales amenazas a nivel mundial, con importantes pérdidas por conversión de la vegetación natural a sistemas agrícolas intensivos (Yang et al., 2013). Diversos autores han documentado disminuciones en los contenidos de COS en la región chaqueña y particularmente en Santiago del Estero (Albanesi et al., 2003 a,b; Sánchez et al., 2006; Barbero et al., 2010; Osinaga et al., 2014; Rojas et al., 2016).

El cambio del uso del suelo y la necesidad de mejorar la sostenibilidad de las prácticas agropecuarias ha llevado a la adopción generalizada de los procesos de mínimo impacto (Bisset et al., 2013). En este sentido las prácticas de labranza conservacionista como la siembra directa (SD) ayudan a preservar y/o acumular el COS (Yang et al., 2013). Se han registrado aumentos en los niveles de COS con SD en la provincia de Bs. As., Argentina (Zanettini, 2013) y en los trópicos (Bayer et al., 2006; Maia et al., 2010), entre otros. No obstante, se evidencia que los cambios en el COS después de la conversión en el uso del suelo varían ampliamente y se atribuyen a diversas cuestiones como el tipo de suelo, posición topográfica, clima, productividad de los ecosistemas, especies de plantas, intensidad de manejo y tratamientos de habilitación de la tierra (Albanesi et al.,2003 a,b; Poeplau et al., 2011).

Six et al. (1998, 1999, 2000) desarrollaron un modelo conceptual que relaciona los agregados con el ciclado y la dinámica de la materia orgánica del suelo (MOS) para explicar las diferencias en la estabilización y el secuestro de C en diferentes sistemas de labranza. La persistencia de la MOS depende también de la acción combinada de mecanismos de protección físicos y químicos. Los mecanismos físicos se refieren a la oclusión de la MOS dentro de agregados y depende, principalmente, del nivel de agregación, ya que se ha demostrado que la protección de la misma es mayor dentro de microagregados.

El sistema de labranza con SD modifica la fauna del suelo y aumenta los macroagregados ricos en C (Six et al., 2004). Por lo tanto, la agregación contribuye al aumento del COS en sistemas de labranza con SD por una mayor cantidad de macroagregados ricos en C y una mayor estabilidad de macroagregados ya existentes.

La SD considera tres principios básicos vinculados tales como la mínima remoción de suelo, la diversidad de cultivos y la cobertura permanente del suelo a través de cultivos de cobertura, cultivos o rastrojo. En la actualidad el 90 % (33.189.747 ha) de la agricultura argentina se hace con SD, conocida en el ámbito internacional como agricultura de conservación o labranza cero (AAPRESID, 2018). Al respecto hay algunos cuestionamientos y temas poco esclarecidos como las tendencias en el largo plazo del COS en la ecorregión del Chaco Semiárido.

El objetivo del presente trabajo fue describir y explicar los cambios en el contenido de carbono orgánico del suelo (COS), carbono orgánico particulado (COP), carbono orgánico asociado a la fase mineral (COA), carbono potencialmente mineralizable (C₀), tasa de mineralización (k_c) y stock de C en sitios del NE de Santiago del Estero (Chaco Semiárido) bajo sistema de SD de 3 a 17 años provenientes de bosque nativo, en las profundidades de 0,05 y 0,20 m.

Materiales y métodos

Área de estudio

El trabajo se realizó en la unidad de suelos Llanura nororiental suavemente ondulada en los departamentos Moreno y J.F. Ibarra (Fig. 1), NE de la provincia de Santiago del Estero, Argentina (área con mayor tasa de desmonte). Los suelos y la vegetación del monte nativo (MN) se ubican a lo largo de una catena o gradiente topográfico desde la planicie, donde se encuentra el bosque de Schinopsis lorentzii, quebracho colorado, y Aspidosperma quebracho blanco y especies arbóreas del género Prosopis, Acacia, Celtis, Larrea hasta la sabana de Elionorus muticus (aibe) en los bajos topográficos con suelos de textura más fina y con mayor desarrollo. El clima es semiárido, megatermal (Boletta et al., 1992), con precipitaciones que oscilan entre 550 a 600 mm (Angueira et al., 2007) y una temperatura media anual de 19,6 ºC donde el ciclo de lluvias es primavero-estival y la evapotranspiración potencial promedio de aproximadamente 1.000 mm anuales.

Toma de muestras

Con base en el uso de fotografías aéreas y la observación en terreno se seleccionaron 3 campos denominados Puma Amarillo y Búfalo Negro en Otumpa (Dpto. Moreno) y Jagüel Pampa en Colonia Josefina (Dpto. Juan F. Ibarra) los que constituyeron los bloques. Dentro de cada bloque se seleccionaron lotes (tratamientos) de 3 (SD3), 6 (SD6), 10 (SD10) y 17 (SD17) años con agricultura bajo siembra directa (SD) y el respectivo monte nativo (MN) correspondientes a cortinas entre los lotes.

El suelo correspondiente a todos los bloques fue Haplustol típico, la textura de todos ellos fue Franco Arcillo Limoso y el pH promedio fue de 6 para MN y 7 para los tratamientos de SD, en ambas profundidades.

Dentro de cada tratamiento se marcaron unidades muestrales de 250 m². En cada unidad se tomó una muestra compuesta de 15 submuestras, a dos profundidades: 0-0,05 m (P1) y 0,05-0,20 m (P2). Las edades de los lotes oscilaron entre 0 y 17 años (mayor historia agrícola encontrada en la zona). El historial de cultivos y rotaciones fue proporcionado por los productores. La proporción fue de 50 a 70 %, 30 a 40 % y de 0 a 20 % de soja (Glycine max (L.) Merril), maíz (Zea mays L.) y de otros cultivos tales como trigo (Triticum aestivum L.), sorgo (Sorghum spp.), algodón (Gossypium hirsutum L.) respectivamente.

En las unidades muestrales con mayor historia bajo siembra directa se cultivó al primer año maíz (Mz), sorgo (So) y trigo (Tr)/soja (Sj) entre los diferentes lotes logrando los últimos años predominio de soja (Mz-Sj-Sj-Mz-Sj-Sj) en lotes con una historia más corta. Los muestreos se realizaron durante el barbecho invernal.

Variables analizadas

Densidad aparente (DA). Se realizó por medio de la técnica del cilindro y se determinó en laboratorio por gravimetría (USDA, 1999). Los resultados se expresan en g cm^-3.

Carbono orgánico del suelo (COS). Se mezclaron 0,5 g de suelo con 0,5 g K₂Cr₂O₇ y 7,5 mL de H₂SO₄, se colocó la mezcla en estufa a 120 ºC durante 90 min. Se enrasó a 50 mL con matraz, se centrifugó una alícuota de 20 mL y se midió absorbancia a 590 nm (Nelson y Sommers, 1996). Los resultados se expresan en g C kg suelo seco^-1.

Carbono orgánico asociado a limos y arcillas (COA) y carbono orgánico particulado (COP). El COA se determinó por dispersión en hexametafosfato de sodio y se analizó la fracción de tamaño menor a 53 mm (COA) siguiendo la metodología del COS. El COP incluye a la fracción ligera y a la intermedia de la materia orgánica del suelo, aquella asociada a los macroagregados y microagregados y se obtuvo por diferencia entre COS y COA (Cambardella y Elliott, 1992). Los resultados se expresan en g C kg de suelo seco^-1.

Carbono potencialmente mineralizable (C₀) y tasa de mineralización C(k_c). Se midieron con el sistema comercial Oxitop (WTW, Weilheim, Germany) que determina la demanda bioquímica de O₂, realizando lecturas durante 14 días a intervalos de 1 h. Los valores medios acumulados se ajustaron al modelo: C_t = C₀*(1-e^-kc*t), donde C_t es cantidad acumulada de C, t tiempo en días y las constantes del modelo se interpretan C₀ como la máxima cantidad de carbono potencialmente mineralizable por la actividad respiratoria de la microflora heterotrófica aeróbica, k_c la constante de mineralización (Albanesi et al.,2003b). Los resultados de C₀ se expresan en mg C-CO₂ kg^-1de suelo y de k_c en mg C-CO₂ kg^-1 de suelo día^-1.

Stock de Carbono. Se determinó la cantidad de carbono acumulado total en los diferentes compartimentos de todos los tratamientos, según la siguiente fórmula:

Stock de C = 10.000*profundidad*DA*COS

donde: 10.000 m² = superficie de 1 ha expresada en m²; profundidad = profundidad de la capa muestreada expresada en m; DA = densidad aparente, expresada en Mg m^-3 y COS = carbono orgánico del suelo expresado en Mg C kg suelo^-1_. Los resultados se expresan en Mg C ha^-1 equivalentes a la masa de suelo del monte nativo (Ellert et al., 2008).

Análisis de los datos

El diseño experimental fue factorial 5 x 2 en bloques completos. El análisis de cada variable se realizó con modelos lineales generales y mixtos con el programa R a través de InfoStat y para seleccionar el mejor modelo se utilizó el criterio de AIC (Akaike) y BIC (Bayesiano) mediante cociente de verosimilitud para comprobar si la disminución del AIC es significativa (Di Rienzo et al., 2012). Se consideraron como factores fijos del modelo los bloques, los factores profundidad y tratamientos y las interacciones. Por tratarse de datos de profundidad correlacionados, se utilizaron diferentes funciones (simetría compuesta, sin estructura, autorregresivo de orden 1, autorregresivo continuo de orden 1 y ARMA) para corregirlos; en caso de varianzas heterogéneas se modeló la estructura de las varianzas con las funciones varIdent, varExp, varPower, varConstPower y varFixed. Se utilizó el test de DGC (5 %) para seleccionar el ambiente, la profundidad o la interacción de ambas que proporcione mayores valores de las variables.

Resultados y discusión

Densidad aparente (DA)

Los valores medios de DA oscilaron entre 0,82 y 1,20 g cm^-3 (Tabla 1) y fueron similares a los reportados por otros autores para suelos Haplustoles énticos, típicos y údicos de la Región Chaqueña (Anriquez et al., 2005; Albanesi et al., 2003a,b; Kunst et al., 2014). DA aumentó significativamente cuando se produjo el cambio de uso de monte nativo al sistema agrícola (SD3) en P1 (26 %) y en P2 (16 %). Ese aumento se mantuvo sin variaciones durante los años posteriores a la habilitación (SD6, SD10 y SD17), excepto en P2 de SD17 que registró un significativo incremento (29 %), respecto del MN.

Los aumentos en la DA se atribuyeron principalmente a la disminución del COS (Figs. 2 y 3), a la presión que ejerce el tránsito agrícola, a la consolidación de las partículas (Álvarez y Steinbach, 2009; Álvarez et al., 2012), y probablemente a la disminución en la actividad de la macrofauna del suelo, factor que influye marcadamente en la capacidad de mantener valores bajos de DA (Álvarez et al., 2009). No obstante, es importante destacar que luego de 17 años con SD no se superaron los valores umbrales entre 1,5-1,6 g cm^-3 establecidos por Reynolds et al. (2002) para suelos arcillosos que permitan el normal desarrollo de las raíces de los cultivos.

Carbono orgánico del suelo y fracciones

Los valores de COS, COA y COP disminuyeron significativamente en los sitios agrícolas con relación al monte (Figs. 2 a y b), en concordancia con Álvarez (2006) que describe, en suelos agrícolas con SD en la Pcia. de Buenos Aires, Argentina, la pérdida de COS con relación a la vegetación nativa y lo explica por el menor aporte y mayor mineralización de los residuos de cosecha incorporados al suelo. Rojas et al. (2016) en el Chaco subhúmedo de Argentina indican reducciones significativas de COS y COP en suelos habilitados de monte a sistemas agrícolas convencionales. Se suma la perturbación mecánica del suelo por la habilitación que genera mayor aireación y un efecto estimulante en la oxidación microbiana del COS (Baker et al., 2007). Luego de modelar para la correlación con las diferentes funciones antes mencionadas y cotejar mediante una prueba de cociente de verosimilitud, resultó con menor AIC la función autorregresiva de orden 1 (p < 0,0001). Posteriormente se modelaron las varianzas y se seleccionó la función varExp (p < 0,0001). La interacción resultó no significativa, indicando que SD y profundidad actúan de manera independiente por lo que el análisis se realizó sin tener en cuenta la mejor combinación de los factores.

Los valores medios de COS, COA y COP en SD3 se redujeron significativamente en 40 %, 30 % y 60 % respectivamente en los primeros 0,05 m de suelo (Fig. 2 a) y disminuyeron 30 %, 16 % y 60 %, respectivamente, en la profundidad de 0,05-0,20 m (Fig. 2 b), en valores absolutos.

Los valores medios de COS, COA y COP en SD6, SD10 y SD17 no se modificaron significativamente respecto a SD3 aun cuando se registraron disminuciones promedio del 11 % de COA y del 17 % de COP con relación a SD3 en la primera profundidad (P1).

El COP se estabilizó en P1 y P2 a partir de SD3 y el COA se estabilizó en P1 a partir de SD3 y en P2 a partir de SD6. La estabilización de las formas del C en P1 se vinculan a los residuos de cosecha en superficie, característicos de la labranza cero que darían lugar al incremento de la MOS en los primeros cm del perfil, relevante en la protección a la degradación (Powlson et al., 2014). De igual manera, Franzluebbers (2002) y Piñeiro (2006) señalaron que, en sistemas conservacionistas, la acumulación de COS en los primeros cm del suelo está relacionada con el aporte de residuos, la biomasa radicular, la rizodeposición y la escasa remoción.

Se destaca que las mayores modificaciones en las fracciones de C se registraron de MN a SD3, es decir en la habilitación. Resultados similares han sido reportados en Argentina en sistemas agrícolas provenientes de monte o pastizal (Álvarez, 2006; Quiroga, 2007; Volante, 2012; Abril et al., 2013; Rojas et al., 2016) y en sistemas pastoriles (Banegas et al., 2015). Nosotros atribuimos esta diferencia a la cantidad y calidad de los residuos. En MN, los residuos vegetales del monte polifítico caducifolio contribuyen de manera diferencial a las fracciones de MOS, ya que el tipo y composición del mantillo inciden significativamente en la estabilidad de la misma (Kovaleva y Kovalev, 2009; Abril et al., 2013; Lal et al., 2014); por ejemplo: las hojas de A. quebracho-blanco (Schl.) son resistentes a la degradación lo que resulta en un residuo más humificable (Torres et al., 2005) en comparación con Prosopis flexuosa (Griseb) y Geophroea decorticans (Gilles ex Hook y Arn.) cuyos folíolos son fácilmente degradables y permanecen en la superficie del suelo por cortos períodos de tiempo (Abril et al., 2013); Ziziphus mistol produce mayor hojarasca con mayor tasa de descomposición que los quebrachos favoreciendo la actividad microbiana (Biani et al., 2005; Silberman et al., 2015).

Después de la habilitación, aun cuando se realice labranza cero, la cobertura es mucho menor respecto a MN, lo que favorece la fotodegradación de la MOS (Austin y Vivanco, 2006) y promueve la actividad microbiana por los eventos discretos de precipitación en ambientes semiáridos (Huxman et al., 2004). Estos factores antes mencionados en combinación con bajos contenidos de MOS estable y altas temperaturas determinan una rápida mineralización del COS (Abril et al.,2013), con efectos negativos en la captura de C (Stockmann et al., 2013).

Se destaca que en general las fracciones de C se mantienen estables a partir de SD3. Resultados similares fueron encontrados por Six et al. (2004) quienes evidenciaron en sistemas sin perturbación física (labranza cero) la formación de macro y microagregados que favorecen la estabilidad de la MOS protegiéndola de la mineralización; y a su vez forman una barrera física que limita el acceso a los descomponedores, a la difusión del O₂ y las enzimas a los sustratos orgánicos (Plaza et al., 2013).

Carbono potencialmente mineralizable (C₀) y tasa de mineralización (k_c)

Considerándose los términos del modelo tales como el bloque, factor profundidad, factor SD y su interacción para obtener el menor índice de AIC; se modeló y se comparó mediante el cociente de verosimilitud, donde la función ARMA resultó significativa con p < 0,0001 y la estructura de las varianzas con la función varPower con p < 0,0001 para la variable C₀. Para la variable k_c se seleccionó la función autorregresiva de orden 1 (p < 0,0001) y la función varianza con varPower (p < 0,0001). La interacción resultó no significativa en C₀ (p = 0,4183) y k_c (p = 0,0171) de manera tal que los factores operan de forma independiente uno del otro.

Los mayores valores de C₀ se registraron en MN con 283,04 y 154,75 mg C kg suelo^-1 para P1 y P2, respectivamente (Tabla 2). Los valores mayores de C₀ en MN son consecuencia de la mayor proporción COP: COS siendo de 0,51 en MN y 0,39 en SD3 para P1 y de 0,25 en MN y 0,12 en SD3 para P2; se atribuyen a la deposición constante y de mayor cantidad de residuos vegetales del monte caducifolio. Ello concuerda con Nunes et al. (2016) que sugieren que la cobertura de monte contribuye significativamente a la acumulación de carbono y con Lal (2006) que señala que el cambio de uso de suelo provoca pérdidas rápidas y agudas de C.

C₀ se redujo significativamente en SD3 con respecto a MN, siendo dicha disminución del 39 % en P1 y 24 % en P2, de manera similar al COS.

Los valores de C₀ fueron similares a SD3 en los años posteriores al cambio de uso y en SD17 se obtuvieron las magnitudes más bajas con 146,32 mg C kg suelo^-1 y 95,17 mg C kg suelo^-1 en P1 y P2, respectivamente.

El cambio de uso de suelo de MN a SD produjo disminuciones significativas de C₀ como consecuencia del incremento en la tasa de mineralización en concordancia con Abril et al. (2013) en sistemas con SD y con Albanesi et al. (2003b) para los mismos ambientes de este estudio y con agricultura convencional.

Se conoce que la mayor proporción de soja en la rotación, como sucede en nuestro estudio, aporta menor cantidad de residuos al suelo y tiene mayor tasa de descomposición lo que conduciría a menores niveles de fracciones más lábiles de C (Duval et al., 2013) como se evidencia en los resultados obtenidos en nuestro trabajo.

Los valores de k_c aumentaron en P1 de 0,19 mg C día^-1 (MN) a 0,47 mg C día^-1 (SD3), y en P2 de 0,14 mg C día^-1 (MN) a 0,23 mg C día^-1 (SD3), lo que representa aumentos de 60 % y 39 %, respectivamente. 

En nuestro trabajo este incremento se explica por la disminución de la relación COP: COS de MN a SD3 que involucra la estimulación de la mineralización del carbono por la habilitación. Sinegani y Maghsoudi (2011); Zhang et al. (2011); Kujur y Kumar Patel (2014) atribuyen el aumento de kc a otras variables como el mayor contenido hídrico y la cinética de las actividades enzimáticas

La actividad respiratoria de los microorganismos del suelo (k_c) disminuye en SD17 a valores similares a MN, especialmente en P1 aun cuando el COP se estabilizó en los primeros años de SD, evidenciando que no todo el C soluble es biodisponible (Albanesi et al., 2003b).

Stock de Carbono

Se obtuvo un modelo corrigiendo la estructura de las varianzas con la función varIdent, el que resultó con menor AIC y cociente de verosimilitud con p < 0,0001.

Los valores de COS, COA y COP acumulados en el suelo de MN fueron 53, 35 y 16 Mg C ha^-1 respectivamente (Fig. 3), en concordancia con Gasparri et al. (2008).

En el corto plazo (SD3) los valores se redujeron a 33, 27 y 6 Mg C ha^-1. Las pérdidas de COS a los 0,20 m en periodos más largos de SD se debieron probablemente a la disminución de los ingresos de C por el menor aporte de biomasa aérea respecto del bosque nativo (Volante et al., 2012), aumentos en la tasa de mineralización por mayor exposición y en consecuencia mayor temperatura y humedad edáfica (Rojas et al., 2013).

Los valores acumulados de COA disminuyeron 49 % entre MN y SD6, equivalente a 17 Mg C ha^-1.

El C asociado a los macroagregados (COP) disminuyó 62 % en el corto plazo (SD3) con relación a MN. Fue la variable que mermó en mayor cuantía con el cambio de uso de suelo sugiriendo a esta fracción como un buen estimador del COS lábil.

Además, el COP es considerado en el corto plazo un indicador clave de la calidad del suelo, está relacionado con la capacidad de suministrar N a las plantas (Ferrary Laguzzi et al., 2014), cumple un rol importante en la formación y reciclaje de macro y microagregados del suelo (Six et al., 2004) y la mayor cantidad de COP se asocia a agregados con mayor capacidad de resistir la ruptura (Studdert, 2014); por ello la importancia de su conservación.

Conclusiones

El cambio de uso de suelo de monte nativo polifítico caducifolio a sistemas agrícolas de labranza cero en sitios del NE de Santiago del Estero, Argentina (Chaco Semiárido) reduce el stock de C y las formas de mayor labilidad, incrementa la tasa de mineralización y se estabilizan todas ellas en el tiempo, ya que el desmonte total provoca que los procesos de mineralización del carbono del suelo aumenten debido a las diferencias en cantidad y calidad de residuos de hojarasca que ingresan al suelo, siendo los residuos de cultivos de menor cuantía y mayor labilidad.

Ello constituye un riesgo importante para la conservación de los ecosistemas del Chaco semiárido, con énfasis en el recurso suelo como sustento de la productividad primaria y confirma la susceptibilidad de estos ecosistemas ante disturbios como la deforestación.

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