Artículos

 

Efectos de diferentes agroecosistemas en la dinámica de nitrógeno, fósforo y potasio en un cultivo de tomate*

 

Effects of different agro-ecosystems in the dynamic of nitrogen, phosphorous, and potassium in the tomato crop

 

Carlos Alberto Bouzo^§ y Eugenio Domingo Astegiano^†

 

Universidad Nacional del Litoral. Facultad de Ciencias Agrarias, Departamento de Producción Vegetal. Kreder 2805, S3080HOF. Esperanza, Santa Fe, Argentina. ^§Autor para correspondencia: cbouzo@arnet.com.ar.

 

* Recibido: noviembre de 2011
Aceptado: junio de 2012

 

Resumen

El objetivo de este trabajo fue evaluar la dinámica del nitrógeno, fósforo y potasio en cultivos de tomate y suelos en diferentes agroecosistemas. El trabajo consistió en estudiar el efecto de tres agroecosistemas: agrícola (T₁), natural (T₂) y hortícola (T₃). Estos agroecosistemas se caracterizaron por la secuencia de los cultivos de maíz y trigo durante 8 años (T₁), vegetación natural de gramíneas (T₂) y rotaciones de cultivos hortícolas durante 20 años (T₃). El estudio fue realizado en Santa Fe, Argentina (31° 15' S, 60° 50' W) entre 2009 y 2010, habiéndose utilizado un cultivar de tomate híbrido redondo de crecimiento indeterminado. La concentración de N-NO₃^- en los suelos tuvo un valor alto (< 65 ppm), al inicio del cultivo en los tres agroecosistemas. La concentración de P también fue muy alta (< 250 ppm) en el agroecosistema hortícola (T₃) y menor en los restantes, con aproximadamente 50 ppm para T1 y 150 ppm para T2. Lo mismo sucedió en este agroecosistema con el K. El agroecosistema natural (T₂) fue el que tuvo la menor concentración de P en el suelo. Las concentraciones de N, P y K resultaron con diferencias altamente significativas (p≤ 0.01) en las concentraciones de los tejidos de las plantas provenientes de los tres agroecosistemas. Las concentraciones de P en planta no resultaron deficientes en ningún agroecosistema. Sin embargo, las concentraciones de N y K fueron deficientes hacia el final del estudio en los agroecosistemas agrícola (T₁) y natural (T₂).

Palabras clave: Solanum lycopersicum L., concentración de nutrientes, nutrición mineral, rotación agrícola.

 

Abstract

The objective ofthis research was to evaluate the dynamics of nitrogen, phosphorous, and potassium in tomato crops and in different soils of agro-ecosystems. The research consisted of studying the effect of three agro-ecosystems: 1) agricultural (T₁), natural (T₂) and horticultural (T₃). These agro-ecosystems are characterized by the sequence of the maize and wheat crops during 8 years (T₁), natural vegetation of grasses (T₂), and rotation of horticultural crops during 20 years (T₃). The study was done in Santa Fe, Argentina (31° 15' S, 60° 50' W) between 2009 and 2010, having used a hybrid tomato crop, round with indeterminate growth. The concentration of N-NO₃^- in the soils had a high value (< 65 ppm) at the beginning of the crop in the three agro-ecosystems. The concentration of P was also very high (< 250 ppm) in the horticultural agro-ecosystem (T₃) and less than the rest, with approximately 50 ppm for T1 and 150 ppm for T2. The same occurred in this agro-ecosystem with K. The natural agro-ecosystem (T₂) was the one that had the lowest concentration of P in the soil. The concentrations of N, P, and K resulted with highly significant differences (p≤ 0.01) in the concentrations of the stalks of the plants coming from the three agro-ecosystems. However, the concentrations of N and K were deficient towards the end of the study in the agricultural (T₁) and natural (T₂) agro-ecosystems.

Key words. Solanum lycopersicum L., nutrient concentrations, mineral nutrition, agricultural rotation.

 

Introducción

En los últimos años el rendimiento del cultivo de tomate en la región central de Santa Fe, Argentina tuvo un aumento sostenido principalmente como consecuencia de la introducción de nuevas cultivares. Sin embargo, uno de los aspectos menos estudiados está relacionado con la dinámica de los principales macronutrientes, tanto a nivel edáfico como de planta. La importancia de este tema radica en los diferentes usos agrícolas a que se destinan los suelos de la zona (Bouzo et al, 2005).

Esta situación se complica además debido al uso de abonos orgánicos de origen animal previo a la implantación de tomate. Los residuos orgánicos con una baja relación C/N presentan una mineralización mayor del N que aquellos con alta relación C/N, lo que causa una inmovilización del N durante la descomposición (Gentile et al, 2008). El conocimiento de factores tales como el historial del uso de los suelos y la incorporación de abonos orgánicos puede reducir el uso de fertilizantes químicos al tiempo que permitirían un mayor retorno económico y un menor impacto ambiental. Esto debe lograrse sin disminuir el potencial productivo de los actuales cultivares de tomate, los que requieren de un adecuado suministro de nutrientes que permitan expresar estos altos rendimientos (Richardson et al, 2009).

Por otra parte, es conocido que en este cultivo a partir del inicio de la floración existe una importante detención en el crecimiento de las raíces (Lozano et al, 2009), pudiendo modificarse así la capacidad de aprovechamiento de los nutrientes del suelo (Albacete et al, 2008). Una situación similar puede suceder cuando los suelos son muy fértiles, que, al incrementar la disponibilidad de nutrientes, las plantas destinan menos recursos para el crecimiento de las raíces (Agren y Franklin, 2003). Por otra parte, la demanda de nutrientes del cultivo se modifica en función del estado fenológico debiendo adecuarse el suministro de nutrientes a cada fase del crecimiento y desarrollo (Adams, 1986). El objetivo de este trabajo fue estudiar la dinámica del nitrógeno, fósforo y potasio en cultivos de tomate y suelos de diferentes agroecosistemas.

 

Materiales y métodos

El estudio fue realizado en el cinturón hortícola de Santa Fe (31° 15' S, 60° 50' W) entre 2009 y 2010. Se utilizaron semillas de tomate redondo de crecimiento indeterminado, cv. 'Oso' (BHN) las que fueron sembradas en bandejas de poliestireno de 228 celdas (20 cm³ por celda) usando como sustrato una mezcla de turba y perlita en la proporción de 80% y 20% (v/v), respectivamente. El transplante se realizó a los 47 días cuando las plantas tenían 4 hojas verdaderas, en líneas separadas a 1.4 m lográndose una densidad final de 24 000 plantas ha^-1 conducidas a un sólo tallo. El suelo correspondió al grupo Argiudol típico, caracterizado por su textura franco-limosa (Cuadro 1).

Los tratamientos fueron los tres diferentes agroecosistemas, denominados aquí: agrícola (T₁), natural (T₂) y hortícola (T₃). Estos agroecosistemas se caracterizaron por la secuencia de los cultivos de maíz y trigo durante 8 años (T₁), vegetación natural de gramíneas (T₂) y rotaciones de cultivos hortícolas durante 20 años (T₃). El manejo nutricional seguido en el agroecosistema T₁ fue con fertilización inorgánica y roturación del suelo. En T₂ se trató de un suelo virgen sin incorporación de abonos. En el agroecosistema T₃ el cultivo de tomate se alternó cada 4 años, momento en que se aportaron 20 t ha^-1 de estiércol de ave de corral. Los datos climáticos fueron registrados con una estación meteorológica Davis (Weather Wizard Iii) ubicada a 100 m del sitio experimental (Cuadro 2).

El modelo estadístico utilizado correspondió a un diseño jerárquico de dos etapas (Montgomery, 1991): Yijkl = μ+τí + βj (i) + γ k (j) + ε (ijk), donde u es la media poblacional, tí es el efecto del tipo de manejo previo al que fue sometido el suelo, βj ( i ) es efecto del momento en el ciclo del cultivo en que fueron realizados los muestreos dentro de cada situación de manejo, γ k (ij) es el efecto del muestreo dentro de cada momento y ε (ijk) l es el error experimental. Los análisis fueron realizados utilizando el procedimiento General Lineal Model (GLM) del programa estadístico SAS (SAS Institute Inc., 1994).

Previo a la implantación del cultivo de tomate en todos los agroecosistemas la preparación del suelo fue la misma. A 30 días antes del transplante se realizó una aplicación de 30 t ha^-1 de cama de estiércol de ave. Posteriormente y cuando en la primer inflorescencia se habían establecidos frutos mayores a 2 cm de diámetro ecuatorial, se realizó una aplicación manual en la línea de plantas, de 50 kg N ha^-1 con nitrosulfato de amonio (26% N, 6.5% N-NO₃, 19.5% N-NH₄, 37% SO₃). La composición media del estiércol utilizado fue de 2.7% de N, 4.1% P₂O₅ y 2% K₂O con una humedad aproximada de 25%.

El riego efectuado fue del tipo gravitacional por surco y el manejo sanitario de cultivo habitual para la zona. Con el fin de medir la acumulación de peso de materia seca y contenido de N, P y K, se extrajeron 5 plantas por repetición con frecuencia mensual desde el transplante hasta la finalización de la cosecha. El contenido de N, P y K en frutos, hojas y tallo se determinó en forma separada. La determinación de N se efectuó por el método de digestión Kjeldahl, el P y K por medio de digestión nitroperclórica (Sarkar y Haldar, 2005). El P se cuantificó posteriormente por espectrofotometría y el K por fotometría de llama (Sarkar y Haldar, 2005). Las muestras se suelo, que correspondieron a una composición de 10 submuestras por repetición tomadas hasta los 20 cm de profundidad fueron analizadas mediante los siguientes métodos: nitratos por fotocolorimetría, potasio asimilable por fotometría de llama y fósforo asimilable por el método de Kurtz y Bray Núm. 1 (Sarkar y Haldar, 2005).

 

Resultados y discusión

Dinámica de nutrientes en el suelo

Nitrógeno

Al momento del transplante las concentraciones de N-NO3^-edáfico en los tres agroecosistemas presentaron valores considerados muy altos para tomate (Richardson et al, 2009) (Figura 1a). Esta excesiva disponibilidad de nitrógeno en su estado nítrico se debería principalmente al aporte proveniente del estiércol de ave efectuado un mes antes del transplante. En este material el N mineralizado el primer año puede superar 60% (Agehara y Warneke, 2005). Incluso hay autores que midieron una mineralización de 50% del N orgánico en los primeros 14 días de incorporado al suelo (Cabrera etal., 1994). Considerando la profundidad hasta la que se extrajeron las muestras y la densidad aparente del suelo (1.3 Mg m^-3) el aporte de 30 t ha^-1 de estiércol incorporada aquí, con 50% de mineralización significaría un incremento de casi 120 ppm de N en el primer mes. Este valor es superior al obtenido mediante análisis químicos para los tres lotes al momento del transplante y a un mes de incorporado el estiércol al suelo (Figura 1a). Estas diferencias pueden haberse debido a las pérdidas por volatilización del N-NH₄⁺ como así también a la lixiviación parcial del N-NO₃^-, considerando que entre la incorporación del estiércol y el momento del transplante las precipitaciones fueron aproximadamente de 60 mm (Cuadro 2).

De acuerdo al balance simplificado de N-NO₃^- propuesto por Huett y Dettman (1988) (N-NO_3suelo(i)= N_{mineralizado(i-1)}-N_{extraido cultivo(i-1)}-Pérdidas(_(i-1)) las pérdidas en el periodo comprendido entre el transplante y los 24 DDT fueron de 59 ppm d^-1, 47 ppm d^-1 y 33 ppm d^-1 para los tratamientos T₁, T₂ y T₃; respectivamente. Posteriormente estas pérdidas se redujeron fuertemente a sólo 4 ppm d^-1, 1.1 ppm d^-1 y 1.5 ppm d^-1 a los 51 DDT. Esta situación es similar a la que ocurrió cuando se aplicó la totalidad del N como fertilizante inorgánico al momento de la implantación (Sainju et al., 2003). Del total de nitrógeno mineralizado del estiércol de ave, casi 40% corresponde a N-NH₄+, que a diferencia del N-NO₃^- se midió que su liberación ocurre casi en su totalidad en los primeros 20 días de aplicado (Preusch et al., 2002). Resulta difícil encontrar coincidencias entre lo esperado por mineralización y la concentración de N-NO₃^- edáfica determinada analíticamente, considerando la alta movilidad del N, la incertidumbre acerca de la tasa de mineralización utilizada y el aporte de N por mineralización de residuos de cultivos anteriores (De Neve et al, 1996). Por ejemplo, en el agroecosistema T₁ pueden haber influido varios factores en la mayor concentración inicial de N-NO₃^- medida (Figura 1a). La secuencia de los cultivos de maíz y trigo que precedieron al aporte del estiércol en el cultivo de tomate pueden haber modificado el nivel de nitrógeno estabilizado (Matus, 1997), el grado de protección de la materia orgánica aportada (Hassink and Whitmore, 1997), el tamaño de los agregados y la aireación (Balesdent et al, 1990) e incluso la actividad microbiana (Griffin y Honeycutt, 2000). Aunque la mayoría de estos efectos se encuentran ampliamente estudiados, la interacción entre ellos aún está pobremente documentada (Soon et al, 2001).

Por otra parte, el agroecosistema T₂ no presentó diferencias significativa (p≤ 0.05) con el agroecosistema T₃ (Figura 1 a). Posteriormente durante la fase inicial del crecimiento del cultivo (24 DDT) y a 54 días después de la incorporación del estiércol al suelo, se produjo un brusco descenso en el nivel de N-NO₃^-, manteniendo posteriormente un comportamiento similar para los tres agroecosistemas, con valores muy bajos a partir del momento de inicio de floración (65 DDT).

Durante este período, el descenso observado de N-NO₃^-no se debería sólo a la extracción del cultivo, sino a una importante lixiviación en función de la lámina de agua precipitada (Cuadro 2) o el riego efectuado (Jackson y Bloom, 1990). A pesar que la aplicación de nitrosulfato de amonio se realizó algunos días después del inicio de antesis de la primer inflorescencia (75 DDT), no se observaron incrementos en los niveles de N-NO₃^- (Figura 1a) en los tres agroecosistemas, lo que puede explicarse considerando que de la cantidad total de nitrógeno aportado, un poco más de 3 kg ha^-1 corresponderían a N-NO₃^-.

 

Fósforo

Los contenidos de fósforo presentaron diferencias altamente significativas entre los agroecosistemas, aunque en este caso, a diferencia de lo observado para el N-NO₃^- (Figura 1a) sin interacción con la fecha de extracción de las muestras (Figura 1b). En todos los casos el nivel de P fue alto, con valores máximos para el agroecosistema T₂, posiblemente debido a la influencia de las aplicaciones de estiércol de ave. Las diferencias en los contenidos de P medidos en cada agroecosistema, indicarían el manejo diferencial a que fueron sometidos cada uno en el pasado, tanto por los aportes como por las diferentes tasas de extracción de los cultivos. La forma química en que se encuentra el P en la materia orgánica es determinante de su tasa de mineralización (Richardson et al, 2009).

Esto explica la diferencia entre la cantidad de P como estiércol y como fertilizante inorgánico que se requiere para incrementar 1 ppm la concentración de P del suelo. Además, este incremento depende del poder tampón del suelo, ya que se pueden requerir una concentración tres veces mayor de P contenido en el estiércol de ave, que en fertilizante inorgánico para aumentar una unidad (ppm) el contenido del suelo (Lucero et al, 1995).

Considerando la anterior relación y de no ocurrir pérdida de P soluble en agua (Griffin et al, 2003), puede estimarse que si se mineralizó el P de estiércol hubiera significado un incremento de 22 ppm de P. Así, la elevada concentración de P medida en el agroecosistema T₃ comparada con el T₁ es un efecto indudable del uso repetido de estiércol (Figura 1b). Esto considerando que el nivel normal de P en estos suelos vírgenes es de aproximadamente 15 ppm.

En el agroecosistema T₁ se obtuvieron concentraciones de P intermedias a la existente en T₂ y T₃ (Figura 1b). El agroecosistema T₂ fue el de menor concentración de P (Figura 1b) aunque con un nivel que en general no ofrecería limitaciones para el crecimiento del cultivo (Tisdale et al., 1993). No obstante, el concepto de nivel limitante es variable de acuerdo al cultivo y su capacidad de absorber el P del suelo (Föhse et al, 1988). Las disminuciones observadas en los niveles de P fueron de: 17 ppm, 7 ppm y 8 ppm para los lotes T₁, T₂ y T₃, respectivamente. La magnitud de estos abatimientos en la concentración de P no fueron anormales si se considera que otros autores midieron disminuciones de 1.8 ppm (Havlin et al, 1984) a más de 15 ppm (Tisdale et al, 1993) dependiendo de la concentración de P del suelo y la tasa de fertilización realizada.

 

Potasio

Los niveles de potasio también presentaron una disminución con el tiempo, aunque con una tasa de abatimiento más marcada que para P (Figura 1c). Al momento del transplante, se observaron diferencias significativas (p≤ 0.01) entre los tres agroecosistema, el hortícola (T₃) superó en más de 200 ppm a los restantes (Figura 1c). Aunque el agroecosistema T₁ recibió abonos antes de este estudio, el momento del transplante presentó una concentración de K menor al agroecosistema natural (T₂) (Figura 1c). Estos resultados fueron inesperados, debido a que la incorporación de estiércol 30 días antes del transplante incrementó más el K en el agroecosistema T₂. Considerando el valor medio de la concentración de K en estos suelos es de 240 ppm, la aplicación de estiércol a la profundidad a la que se extrajeron las muestras teóricamente hubiera incrementado la concentración de K en 69 ppm.

Sin embargo, el incremento para alcanzar los 260 ppm medidos 30 días después de la incorporación de estiércol al suelo (0 DDT) fue 19 ppm. Estas diferencias pueden haber sido causada por una incompleta mineralización del estiércol y por el desplazamiento del potasio asimilable para las plantas (Aguado et al., 2002). La tasa de mineralización del K procedente del abono puede desestimarse como causa del menor incremento en la concentración de potasio del suelo, debido a que la mineralización se considera muy rápida, comparable a la de un fertilizante inorgánico (Eghball et al., 2004). De manera entonces que las 30 t ha^-1 de estiércol, hubieran significado el agregado de 270 kg K ha^-1, que relacionado con el incremento de 19 ppm medidos, representaron una relación de 14 kg K ppm^-1.

Con la cantidad de arcilla presente en el suelo (Cuadro 1) la concentración óptima de K debiera situarse entre 125 y 150 ppm (Saña Vilaseca et al, 1996). Al momento del transplante (0 DDT) todos los tratamientos tuvieron una concentración superior a 220 ppm, incluso el tratamiento T₃ fue superior a 475 ppm (Figura 1c). Durante el ciclo del cultivo el único tratamiento que tuvo valores inferiores a los óptimos fue T₁, al tener luego de los 90 DDT una concentración de 86 ppm. A partir del momento del transplante (0 DDT) se observó que los abatimientos en la concentración de K en el suelo se correspondieron con los niveles de extracción de los cultivos, como se analizará posteriormente. Sin embargo, y aunque se acepte que el extractante utilizado aquí (AcNH4) se corresponde con los reservorios de K asimilables por el cultivo, éste no parece haber sido el caso.

La disminución medida analíticamente en los suelos entre la primer muestra (0 DDT) y la última (106 DDT) fue 134 ppm, 125 ppm y 185 ppm, para T₁, T₂ y T₃; respectivamente (Figura 1c). En tanto que la extracción de K realizada por el cultivo en kg ha^-1 considerando la profundidad de extracción de las muestras fueron 121 ppm, 110 ppm y 154 ppm, para T₁, T₂ y T₃; respectivamente.

Como se observa, la diferencia entre los abatimientos de K en el suelo y lo extraído por el cultivo fue mayor en T₃ con una diferencia teórica de 31 ppm, en tanto que para T₁ y T₂ las diferencias fueron de 13 ppm y 15 ppm, respectivamente. Una posible explicación a lo ocurrido aquí, es que mediante la extracción analítica de K se haya sobrevalorado a la realizada por el cultivo, incluso estas diferencias podrían haber sido mayores si se considera que una parte del sistema radical absorbió K a una profundidad mayor a la de las muestras. Por ejemplo, en tomate con riego por surco, se midió que 80% del sistema radical se localizó en los primeros 40 cm de suelo (Nassar, 1986).

 

Dinámica de los nutrientes en la planta

Nitrógeno

La extracción de N en todos los tratamientos fue similares, aunque con diferencias temporales entre sí (Cuadro 3). Considerando las relaciones entre el N absorbido y el rendimiento obtenido, para los agroecosistemas T₁, T₂ y T₃ fueron de 2.78 kg Mg^-1, 2.85 kg Mg^-1 y 3.17 kg Mg^-1; respectivamente. Estas relaciones fueron un poco menores a los 3.89 kg Mg^-1 (Bar-Yosef, 1991), aunque bastante similares a 2.85 kg Mg^-1 (Kaniszewski et al, 1987) y 2.79 kg Mg¹ (Rhoads et al, 1988). Si se consideran los niveles de N-NO₃^- existentes en el suelo al momento del transplante, la extracción realizada por el cultivo representa aproximadamente 56%, 59% y 84% en los agroecosistemas T₁, T₂ y T₃; respectivamente. La fuerte disminución de N-NO₃^- en el suelo durante los 30 DDT (Figura 1c) no se explica por las extracciones que realizaron los cultivos, debido a que la disminución del N-NO₃^- disponible fue casi 200 kg N ha^-1 en los primeros 30 cm de suelo, mientras que los cultivos absorbieron en el mismo periodo casi 9 kg N ha^-1 para T₁ y T₂ y 12 kg N ha^-1 en T₃.

El contenido de N en las plantas medido en cada agroecosistema presentó diferencias significativas (p≤ 0.05) a pesar del alto coeficiente de variación, cercano a 42% que podría enmascarar la capacidad del modelo utilizado para encontrar diferencias (Cuadro 4). En la concentración de N_hoja se detectaron diferencias significativas (p≤ 0.01) entre los agroecosistemas (Cuadro 5), teniendo T₂ y T₃ las mayores concentraciones de N_hoja (Figura 3a). La curva de dilución del N_planta ha sido propuesta como un indicador del estado nutricional de la planta (Rattin et al., 2002). Las curvas de dilución obtenidas aquí mediante un ajuste logarítmico permiten apreciar un valor inicial de 5.8% muy similar en todos los agroecosistemas, aunque las plantas en T3 fueron las que tuvieron la menor disminución (Figura 2a).

Éste valor fue muy superior al obtenido por Gent y Young-Zhan (2000). En el agroecosistema T₃ la concentración de N_hoja fue superior a 4% luego de 51 DDT (Figura 3a). Precisamente la concentración de N_hoja que permitió obtener las mayores tasas fotosintéticas en tomate estuvieron en el rango de 4 a 5% (Richardson et al, 2009). Las tasas de absorción de N para los tres tratamientos tuvieron algunas diferencias con las establecidas para tomate por Adams (1986) y Hochmuth, (1994), aunque bastante similares con las indicadas por Bar-Yosef (1991) (Cuadro 3). No obstante en esta comparación hay variables no ponderadas aquí como las relacionadas a las variedades utilizadas y el clima.

Las diferencias encontradas en N_tallo aquí fueron altamente significativas (p≤0.01) (Cuadro 5) aunque a diferencia de lo observado en hoja, el tratamiento T₃ fue el de menor concentración de N_tallo (Figura 3b). La concentración de N_hoja es siempre mayor que en tallo (Adams, 1986), aquí los valores medios de esta relación fueron para T₃ de 1.70, mientras que para T₁ y T₂ de 1.37 y 1.38; respectivamente.

La mayor cantidad de N absorbido en T₃ entre los 29 y 75 días (Cuadro 3) fue principalmente destinado a incrementar la concentración de N_hoja (Figura 3a). Una concentración menor a 2% de N_hoja es indicativo de una deficiencia del nutriente en la planta (Adams, 1986). Aunque a este valor se aproximaron aquí las muestras de hojas los tres agroecosistemas sólo hacia el final a los 112 días (Figura 3a). La evolución de la concentración de N_fruto disminuyó con el tiempo, no habiéndose detectado diferencias entre los agroecosistemas (Cuadro 5). Ésta disminución correspondería principalmente al N proteico, principalmente por la mayor proporción de frutos con madurez superior al estado verde-maduro (Madhavi y Salunkhe, 2004). Por otra parte, la concentración de N_fruto encontrada aquí (Figura 3c) fue superior a la informada por aquellos autores.

 

Fósforo

Las diferencias encontradas en las concentraciones de P_planta entre los agroecosistemas fue altamente significativa (p≤ 0.01) (Cuadro 4), con una disminución inversamente proporcional al acumulo de biomasa en el cultivo (Greenwood, 1983) (Figura 2b). La relación interna de N:P en tomate se sitúa entre 8 a 10, indicando una condición nutricional óptima (Madhavi y Salunkhe, 2004), encontrándose en estos valores aquí sólo en los primeros días luego del transplante (Figuras 2a,b).

Según se observó, esto fue debido a que la relación de absorción de N y P permitió obtener una relación cercana a 10 en los primeros 30 DDT (Cuadro 3), pese a que la absorción de P fue menor en todos los agroecosistemas comparado a la propuesta por Adams (1986), aunque muy similares a las mediciones de Bar Yosef (1991) (Cuadro 3). Estas discrepancias con los antecedentes en este cultivo, revelan la participación de variables no debidamente ponderadas, como fue discutido anteriormente para N.

La concentración de P_planta resultó mayor a 0.2% (Figura 2b), valor por debajo del cual se considera que una planta de tomate se encuentra con deficiencia de fósforo (Adams, 1986). Otros autores establecieron este valor en 0.4% (Sainju et al., 2003), en tal caso el cultivo estuvo aquí con deficiencia de P luego de superar las 3 Mg ha^-1 de materia seca (Figura 2b). Las concentraciones de P_hoja resultaron con diferencias entre los agroecosistemas (p≤ 0.05) (Cuadro 5), aunque el rango de concentración de P_hoja considerado óptimo y situado en aproximadamente 0.4% P (Föhse et al., 1988) sólo fue observado en todos los tratamientos antes de los 51 DDT (Figura 2a), en coincidencia con lo expresado para P_planta.

La menor concentración de P observada, luego de ese momento particularmente en T₃ y principalmente en el tallo (Figura 2e) fue inesperado a juzgar por los altos niveles de P medidos en el suelo (Figura 1b). La absorción de P por las plantas depende del gradiente de concentración establecido entre el suelo y la raíz, y el tamaño del sistema radicular (Richardson et al, 2009). Sin embargo, cuanto mayor es la concentración de P en el suelo, menor el crecimiento de los pelos radicales (Föhseet al, 1988), lo que determina una disminución de la eficiencia de absorción (Föhse et al., 1988). Por otra parte, se considera a tomate como una especie relativamente poco eficiente en absorber el P del suelo (Föhse et al., 1988).

 

Potasio

Fueron observadas diferencias altamente significativas (p≤ 0.01) en la concentración de K_planta (Cuadro 4). Se establecieron que concentraciones menores a 1.5% en la etapa vegetativa y 2.5% en la fructificación de la planta resultaron deficitarias en K para un adecuado crecimiento y producción de tomate (Adams, 1986). Según este último criterio las concentraciones de K_planta conseguidas aquí para todos los tratamientos se situarían en valores considerados no deficientes (Figura 2c). El análisis por órganos permitió inferir diferencias entre los agroecosistemas (p≤ 0.01) para hoja y frutos, pero no para tallos (Cuadro 5). Al analizar la curva de dilución obtenida (Figura 2c) se observó la existencia de valores muy altos al inicio, que, a excepción del agroecosistema T₁ se situaron por sobre 6%. Esta concentración fue considerada como óptima por Sainju et al. (2003).

El potasio es absorbido en grandes cantidades por el cultivo de tomate, requiriéndose entre 3.1 a 4.9 kg K Mg^-1 fruto cosechado. En este trabajo la relación obtenida fue 4.5, 4.8 y 5.3 kg K Mg^-1 para los tratamientos T₁, T₂ y T₃; respectivamente. Una relación desbalanceada de N:K está asociada con un pobre establecimiento de frutos (Adams, 1986). Precisamente, en sistemas como los estudiados aquí, cuyo sistema de manejo nutricional depende principalmente de la mineralización del estiércol utilizado, es muy difícil conseguir relaciones óptimas acotadas a determinado rango entre los principales macronutrientes. Por ejemplo, las relaciones N:P:K de 1:0,8:0.7 de transplante a floración y 1:0,8:1.3 de floración a finales de ciclo son usuales de utilizar cuando se utilizan fertilizantes inorgánicos.

El potasio absorbido por el cultivo fue normal de acuerdo a Bar-Yosef (1991) solamente para el tratamiento T₃ durante los primeros 75 DDT (Cuadro 3); sin embargo, en el período de mayor importancia para la nutrición potásica, durante la plena fructificación (76 a 116 DDT) la absorción resultó inferior a lo establecido para tomate (Adams, 1986; Bar-Yosef, 1991; Hochmunt, 1994). La concentración de K_hoja considerada adecuada para tomate fue establecido en valores superiores a 2.7% (Adams, 1986), y 3.3% (Bugarín et al, 2002), por lo que en todos los tratamientos el K_hoja comenzaría a ser deficiente luego de los 51 DDT (Figura 3g).

La concentración de K_fruto considerada óptima se sitúa 4.0% (Bugarín et al., 2002), obteniéndose aquí para todos los tratamientos concentraciones muy similares a dicho valor (Figura 3i). Una alta absorción de K está asociada con una disminución en el porcentaje de frutos huecos y con madurez desigual (Sainju et al., 2003) no habiéndose observado en este trabajo ninguna de esas fisiopatías.

 

Conclusiones

La concentración de N-NO₃^- en los suelos tuvo un valor alto, mayor de 65 ppm al inicio del cultivo en los tres agroecosistemas. La concentración de P fue muy alta en el agroecosistema hortícola (T₃), mayor a 250 ppm. Lo mismo sucedió en este agroecosistema con el K, que aunque disminuyó al final del ciclo del cultivo su valor en general fue superior a 300 ppm. El agroecosistema natural (T₂) fue el que tuvo la menor concentración de P en el suelo. Las concentraciones de P en los suelos no presentaron prácticamente disminuciones con el ciclo del cultivo en los tres agroecosistemas. Las concentraciones de N, P y K resultaron con diferencias altamente significativas (p≤ 0.01) en las concentraciones de los tejidos de las plantas provenientes de los tres agroecosistemas. Asimismo, cuando se analizaron los órganos por separados (hoja, tallo y frutos) las concentraciones de N, P y K también resultaron diferentes (p≤ 0.01), con excepción del K en tallo y de N en frutos. Las concentraciones de P en planta no resultaron deficientes en ningún agroecosistema. Sin embargo, las concentraciones de N y K fueron deficientes hacia el final del trabajo en los agroecosistemas agrícola (T₁) y natural (T₂).

 

Literatura citada

Adams, P. 1986. Mineral nutrition. In: the tomato crop. A scientific basis for improvement. Atherton, J. G. and Rudich, J. (Eds.). Chapman and Hall Ltd., New York. 661 p.         [ Links ]

Agehara, S. and Warneke, D. D. 2005. Soil moisture and temperature effects on nitrogen release from organic nitrogen sources. Soil Sci. Soc. Am. J. 69:1844-1855.         [ Links ]

Ágren, G. I. and Franklin, O. 2003. Root: shoot ratios, optimization and nitrogen productivity. Ann. Bot. 92:795-800.         [ Links ]

Aguado, G.; Etcheveres, J. D.; Hidalgo, C.; Galvis, A. y Aguirre, A. 2002. Dinámica del potasio en suelos agrícolas. Agrociencia 36:11-21.         [ Links ]

Albacete, A.; Edmond, G. M.; Martínez-Andújar, C.; Acosta, M.; Sánchez-Bravo, J.; Martínez, V.; Lutts, S.; Dodd, I. C. and Pérez-Alfocea F. 2008. Hormonal changes in relation to biomass partitioning and shoot growth impairment in salinized tomato (Solanum lycopersicum L.) plants. J. Exp. Bot. 59(15):4119-4131.         [ Links ]

Balesdent, J.A.; Mariotti, A. and Boisgontier, D. 1990. Effects of tillage on soil organic carbon mineralization estimated from 13C abundance in maize fields. J. Soil Sci. 41:584-596.         [ Links ]

Bar-Yosef, B. 1991. Fertilization under drip irrigation. In: fluid fertilizer science and technology. Palgrave, D. A. (Ed). Marcel Dekker, Inc., New York. 285-329 pp.         [ Links ]

Bouzo, C. A.; Favaro, J. C.; Pilatti, R. A. y Scaglia, E. M. 2005. Cinturón Hortícola de Santa Fe: Descripción de la zona y situación actual. Revista FAVE. Sección Ciencias Agrarias. 4(1-2):63-69.         [ Links ]

Bugarín, R.; Galvis, A.; Sánchez, P. y García, D. 2002. Demanda de potasio del tomate tipo saladette. Terra. 20:391-399.         [ Links ]

Cabrera, M. L.; Tyson, S. C.; Kelley, T. R.; Pancarbo, O. C.; Merka, W. C. and Thompson, S. A. 1994. Nitrogen mineralization and ammonia volatilization from fractionated poultry litter. Soil Sci. Soc. Am. J. 58:367-372.         [ Links ]

De Neve, S.; Pannier, J. and Hofman, G. 1996. Temperature effects on C- and N-mineralization from vegetable crop residues. Plant Soil. 181:25-30.         [ Links ]

Eghball, B.; Ginting, D. and Gilley, J. E. 2004. Residual effects of manure and compost applications on corn production and soil properties. Agron. J. 96:442-447.         [ Links ]

Föhse, D.; Claassen, N. and Jungk, A. 1988. Phosphorus efficiency of plants. I. External and internal P requirement and P uptake efficiency of different plant species. Plant Soil. 110(1):101-109.         [ Links ]

Gent, M. P. N. and Young-Zhan, M. 2000. Mineral nutrition of tomato under diurnal temperature variation of root and shoot. Crop Sci. 40:1629-1636.         [ Links ]

Gentile, R.; Vanlauwe, B.; Chivenge, P. and Six, J. 2008. Interactive effects from combining fertilizer and organic residue inputs on nitrogen transformations. Soil Biol. Biochem. 40(9):2375-2384.         [ Links ]

Greenwood, D. J. 1983. Quantitative theory and the control of soil fertility. New Phytol. 94:1-18.         [ Links ]

Griffin, T. S. and Honeycutt, C. W. 2000. Using growing degree days to predict nitrogen availability from livestock manures. Soil Sci. Am. J. 64: 1876-1882.         [ Links ]

Griffin, T. S.; Honeycutt, C. W. and He, Z. 2003. Changes in soil phophorus from manure application. Soil Sci. Soc. Am. J. 67:645-653.         [ Links ]

Hassink, J. and Whitmore, A. P. 1997. A model of the physical protection of organic matter in soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 61:131-139.         [ Links ]

Havlin, J. L.; Westfall, D. G. and Golus, H. M. 1984. Six years of phosphorus and potassium fertilization of irrigated alfalfa on calcareous soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 48:331-336.         [ Links ]

Hochmuth, G. J. 1994. Sufficiency ranges for nitrate-nitrogen and potassium for vegetable petiole sap quick tests. HortTechnology. 4:218-222.         [ Links ]

Huett, D. O. and Dettmann, E. B. 1988. Effect of nitrogen on growth, fruit quality and nutrient uptake of tomatoes grown in sand culture. Australian J. Exp. Agric. 28:391-399.         [ Links ]

Jackson, L. E. and Bloom, A. J. 1990. Root distribution in relation to soil nitrogen availability in field-grown tomatoes. Plant Soil. 128:115-126.         [ Links ]

Kaniszewski, S.; Elkner, K. and Rumper, J. 1987. Effect of nitrogen fertilization and irrigation on yield, nitrogen status and quality of direct seeded tomatoes. Acta Hortic. 200:195-202.         [ Links ]

Lozano, R.; Giménez, E.; Cara, B.; Capel, J. and Angosto, T. 2009. Genetic analysis of reproductive development in tomato. Int. J. Dev. Biol. 53:1635-1648.         [ Links ]

Lucero, G. E. G.; Martens, D. C.; McKenna, J. R. and Starner, D. E. 1995. Accumulations and movement of phosphorus from poultry litter application on a Starr clay loam. Commun. Soil Sci. Plant Anal. 26:1709-1718.         [ Links ]

Madhavi, D. L. y Salunkhe, D. K. 2004. El tomate. In: tratado de ciencia y tecnología de las hortalizas. Salunkhe, D. K. and Kadam, S. S. (Eds.), 171-202. Ed. Acribia. Zaragoza. 739 pp.         [ Links ]

Matus, F. J. 1997. Mineralización de nitrógeno en suelos agrícolas: predicción, medición y recomendaciones de fertilización. Ciencia e Investigación Agraria. 24(1):59-72.         [ Links ]

Montgomery, D. C. 1991. Diseño y análisis de experimentos. Ed. Iberoamericana. México, D. F. 589 pp.         [ Links ]

Nassar, H. H. 1986. Effects of planting pattern, plant population and nitrogen level on yield and quality of tomato. Acta Hortic. 190:435-442.         [ Links ]

Preusch, P. L.; Adler, P. R.; Sikora, L. J. and Tworkoski, T. J. 2002. Nitrogen and phosphorus availability in composted and uncomposted poultry litter. J. Environ. Qual. 31:2051-2057.         [ Links ]

Rattin, J. E.; Andriolo, J. L. and Witter, M. 2002. Nitrogen concentration in dry matter of the fifth leaf during growth of greenhouse tomato plants. Hortic. Bras. 20(4):626-629.         [ Links ]

Rhoads, F. M.; Olson, S. M. and Manning, A. 1988. Nitrogen fertilization of staked tomatoes in North Florida. Soil Crop Sci. Soc. Fla. Proc. 47:42-44.         [ Links ]

Richardson, A. E.; Barea, J. M.; McNeill, A. M. and Prigent-Combaret, C. 2009. Acquisition of phosphorus and nitrogen in the rhizosphere and plant growth promotion by microorganisms. Plant Soil. 321(1-2):305-339.         [ Links ]

Sainju, U. M.; Dris, R. and Singh, B. 2003. Mineral nutrition of tomato. Food Agric. Environ. 1(2):176-183.         [ Links ]

Saña-Vilaseca, J.; Moré-Ramos, J. C. y Cohí- Ramón, A. 1996. La gestión de la fertilidad de los suelos. Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación. Madrid, España. 277 p.         [ Links ]

Sarkar, D. and Haldar, A. 2005. Physical and chemical methods in soil analysis. New Age International (P) Ltd., Publishers. New Delhi. 192 p.         [ Links ]

Soon, Y. K.; Clayton, G. W. and Rice, W. A. 2001. Tillage and previous crop effects on dynamics of nitrogen in a wheat-soil system. Agron. J. 93:842-849.         [ Links ]

Statistical Analysis System (SAS Institute Inc.) 1994. SAS/STAT procedure guide for personal computers. Version 5. SAS Institute, Cary. 494 pp.         [ Links ]

Tisdale, S. L.; Nelson, W. L.; Beaton, J. D. and Havlin, J. L. 1993. Soil fertility and fertilizers. 5^th ed. Prentice-Hall, Inc. 634 pp.         [ Links ]