Artículos

 

Cambios de carbono orgánico del suelo bajo escenarios de cambio de uso de suelo en México*

 

Changes in soil organic carbon under scenarios of land use change in Mexico

 

Lucila González Molina¹, Miguel Acosta Mireles¹, Fernando Carrillo Anzures², Aurelio Báez Pérez^3§ y Juan Manuel González Camacho⁴

 

¹ INIFAP-Campo Experimental Valle de México, km 13,5 Carretera Los Reyes-Texcoco, Texcoco, Estado de México. C. P. 56250. Tel: 015959212657 (gonzalez.lucila@inifap.gob.mx; acosta.miguel@inifap.gob.mx).

² Campo Experimental Toluca-INIFAP, km 4.5 Carretera Toluca-Zitácuaro, Vial Adolfo López Mateos, Col. Barbosa, Zinacantepec Estado de México. C. P. 51350 (carrillo.fernando@inifap.gob.mx).

³ INIFAP-Campo Experimental Bajío, km 6,5. Carretera Celaya-San Miguel de Allende, Celaya, Guanajuato. C. P. 38010 (baez.aurelio@inifap.gob.mx). ^§Autor para correspondencia: baez.aurelio@inifap.gob.mx.

⁴ Colegio de Postgraduados, Computación Aplicada, Campus Montecillo, km 36.5, Carretera México-Texcoco, Texcoco, México. C. P. 56230 (jmgc@colpos.mx).

 

* Recibido: enero de 2014
Aceptado: junio de 2014

 

Resumen

La información de los cambios del carbono orgánico del suelo (COS) debido al cambio de uso de suelo de vegetación secundaria a sistemas de labranza, matorrales o pastizales en México es escasa. El presente estudio se condujo en 2011 en sitios ubicados en los estados de México, Hidalgo, Tlaxcala y Veracruz, con el propósito de estimar los cambios del COS bajo diferentes escenarios de cambio de uso de suelo de los sistemas con vegetación secundaria a sistemas de labranza, matorrales o pastizales, usando el modelo de simulación de carbono RothC. Las simulaciones se realizaron para un periodo de 40 años tomando en cuenta: las mediciones puntuales de COS en los sitios de estudio, la entrada estimada de C al suelo de los residuos vegetales y abonos, y la evaluación del desempeño del modelo RothC en sitios y sistemas de México. De acuerdo con los resultados de simulación de escenarios de cambio de uso de suelo, el uso de sistemas de labranza de conservación bajo condiciones de riego o temporal, es la mejor alternativa para conservar los almacenes de COS y evitar pérdida de este elemento como emisiones de CO₂.

Palabras clave: carbono orgánico del suelo (COS), dinámica del COS, sistemas agrícolas, sistemas forestales.

 

Abstract

Information regarding changes in soil organic carbon (SOC) due to change in land use of secondary vegetation tillage systems, scrub or grassland in Mexico is meager. This study was attended in 2011, at sites located in the States of Mexico, Hidalgo, Tlaxcala and Veracruz, in order to estimate changes in SOC under different scenarios of change in land use systems with secondary vegetation tillage systems, scrub or grassland, using the Rothamsted Carbon Model (RothC). The simulations were performed for a period of 40 years, taking into account: specific measurements of SOC in the study sites, the estimated C input into the soils of the plant residues and fertilizers, and the evaluation of RothC performance in sites and systems of Mexico. According to the results of simulation of scenarios of land use change, the use of conservation tillage systems under irrigated or rainfed conditions is the best alternative to conserve SOC stores and avoid loss of this element as CO₂ emissions.

Keywords: agricultural systems, forestry systems, soil organic carbon (SOC), SOC dynamics.

 

Introducción

A nivel mundial, la cantidad de carbono (C) almacenado en el suelo (1 467 a 1 548 Pg de C, 1 Pg= 1*10¹⁵ g) es el doble de la cantidad almacenada en la atmósfera (760 Pg) y el triple de la cantidad de C de la biomasa vegetal aérea (550 Pg) (Eswaran, et al., 1993). Los cambios del COS muestran la influencia del manejo en los sistemas y la capacidad de éstos para tolerar o resistir el aumento de las concentraciones del CO₂ atmosférico (Janzen, 2003). El COS se monitorea en experimentos de larga duración, ya que en periodos menores de 10 años los cambios de C son relativamente pequeños comparados con el tamaño de este almacén (Smith, 2003; Liang et al., 2003).

En México, los experimentos de los cambios del COS, de acuerdo con González-Molina et al. (2011) son de corta duración (<20 años); en estos casos, el uso de modelos de simulación del COS es útil para estimar los cambios de este almacén a largo plazo. El modelo RothC-26.3 propuesto por Coleman y Jenkinson (2005) es uno de los más usados en la simulación de la dinámica del C en el suelo en diferentes ecosistemas del mundo (Coleman et al., 1997). En México el modelo RothC se evaluó en diferentes sitios y sistemas de México, en los sistemas agrícolas y forestales este modelo tuvo una eficiencia (EF) de 0.9 a 0.93 y en pastizales de 0.66 (González-Molina et al., 2011).

En lo referente al cambio de uso del suelo (CUS), según Lal (2004) en los últimos 200 años se ha reportado que éste y las actividades agrícolas han conducido a pérdidas del C edáfico y se estima que son del orden de 78±12 Pg de C atmosférico. Cuando el CUS se lleva de sistemas forestales o pastizales a sistemas agrícolas generalmente hay pérdidas de COS; según (Guo y Gifford, 2002) estos pueden ser en promedio del orden de 42% y 59%, respectivamente. En contraste, cuando el CUS es de sistemas agrícolas a bosques y pastizales, hay una ganancia en donde la tasa de acumulación de COS es del orden de 0.338 y 0.332 Mg ha^-1año^-1, respectivamente, (Post y Kwon, 2000).

En particular la cobertura de la vegetación original en México, se ha perdido principalmente debido al CUS y en consecuencia también ha cambiado en su estructura y composición, lo cual se refleja en la presencia de la vegetación secundaria (CONAFOR, 2012). La vegetación secundaria ocupa 29% de la superficie nacional forestal y en particular los bosques de coníferas, latifoliadas y bosque mésófilo de montaña presenta 48% (CONAFOR, 2012), superficie forestal que incluye los sitios de nuestro estudio.

Considerando los antecedentes anteriores, el presente estudio se condujo en sitios ubicados en los estados de México, Hidalgo, Tlaxcala y Veracruz, con el objetivo de estimar los cambios del COS bajo diferentes escenarios de cambio de uso de suelo de sistemas con vegetación secundaria a sistemas con labranza, matorrales y pastizales, usando el modelo de simulación de la dinámica del carbono RothC. Las simulaciones se llevaron a cabo para un periodo de 40 años con la información siguiente: mediciones puntuales de COS en los sitios de estudio, estimación de entrada de C orgánico al suelo de los residuos vegetales y abonos y considerando la evaluación del desempeño del modelo RothC en México del estudio de González-Molina et al. (2011).

 

Materiales y métodos

Características de los sitios y sistemas de estudio

En el Cuadro 1, se presentan la localización, información climática y edáfica de los cinco sitios de estudio en los estados de México, Hidalgo, Tlaxcala y Veracruz.

En cada sitio de estudio se presentan diferentes sistemas con vegetación: bosque de encino, con vegetación secundaria arbustiva (BQVSa), ubicado en el Estado de México e Hidalgo; bosque de encino, con vegetación secundaria arbórea (BQVSA), en Tlaxcala; bosque de pino, vegetación secundaria arbórea (BPVSA), en el estado de Tlaxcala; bosque de pino, vegetación secundaria arbustiva (BPVSa), en Perote Veracruz; Selva Baja Caducifolia (SBC), en Santa Fe, Veracruz.

Los sistemas de CUS considerados en el modelo RothC fueron: de agricultura tradicional y de conservación practicados en cada región; tales como, la labranza tradicional (LT) y la labranza de conservación (LC), bajo condiciones de temporal (-T) y de riego (-R) y fueron: LC-R; LC-T; LT-T; y LT-R. También se consideraron como sistemas de CUS el matorral y pastizal en los sitios de Perote y Santa Fe en el Estado de Veracruz (Cuadro 1).

 

Modelo RothC

En la simulación de los cambios de COS, se usó el modelo de múltiples compartimentos RothC (Coleman y Jenkinson, 2005). Este modelo divide el almacén de COS en cuatro compartimentos activos y uno pasivo por su tiempo de duración en el suelo, los activos son: 1) material vegetal de fácil descomposición (MVF, con una duración en el suelo de 0.165 años), 2) material vegetal resistente (MVR, 2.71 años), 3) biomasa microbiana (BIO, 1.69 años), 4) materia orgánica humificada (HUM, 49.5 años), y el pasivo es: 5) materia orgánica inerte (MOI, 1980 años). Los compartimentos activos experimentan descomposición por cinética de primer orden, según la siguiente expresión: Y= Y₀ (1 - e^-abckt), donde: Y₀ es el C inicial del compartimento activo; k es la tasa constante de descomposición anual; t es 1/12 para obtener la tasa de descomposición al final de cada mes; y a, b y c son los factores que modifican a k y son temperatura (^oC), humedad (mm) y cobertura del suelo (número de meses), respectivamente. El valor de k para cada compartimento presenta los siguientes valores: MVD (10), MVR (0,3), BIO (0,66), y HUM (0.2). El compartimento pasivo, MOI (Mg ha^-1) se obtuvo con la ecuación de Falloon et al. (1998) expresada por MOI = 0.049 * COT^1.139, donde COT es el carbono orgánico (Mg ha^-1).

 

Datos de entrada

Los datos de entrada del modelo RothC son: 1) climáticos: temperatura del aire (^oC), precipitación (mm) y evaporación (mm) promedio mensual, TPM, PPM y EPM, respectivamente; 2) edáficos: contenido de arcilla y profundidad de muestreo del suelo; 3) entrada mensual de C al suelo de residuos vegetales (RVs) y abonos orgánicos (AO); 4) la cobertura vegetal mensual del suelo, si el suelo está desnudo o con cobertura vegetal; 5) la relación MVD/MVR; y 6) el valor de la MOI obtenido de la ecuación de Falloon et al. (1998). Un archivo edafo-climático se construye con la información de 1) y 2) y los archivos de manejo de suelo, se construyen con los meses con cobertura vegetal del suelo y la información mensual de RVs y AO.

La información de entrada al modelo asumida y medida de los sitios y sistemas de estudio fue la siguiente: 1) climática, se obtuvo de las normales climatológicas de la CNA (2012); 2) edáfica: COS, contenido de arcilla y profundidad de muestreo del suelo, fue obtenida en el presente estudio; 3) la entrada mensual de C al suelo de residuos vegetales (RVs) y abonos orgánicos (AO) y las fuentes de información en los sistemas de vegetación secundaria y de CUS se muestran en el Cuadro 2, en el caso de los RVs, la concentración de C en el tejido vegetal fue de 45%, de acuerdo con las mediciones de Figueroa et al. (2005); 4) la cobertura vegetal mensual del suelo, en los sistemas con LC, matorrales y pastizales, fue de 12 meses, en la LT fue de 7 meses entre los meses de junio a diciembre; 5) la relación MVD/MVR, de acuerdo con Coleman y Jenkinson (2005), fue de 0.25 en los bosques, de 1.44 en LC, LT y pastizales y de 0.67 en los matorrales; y 6) el valor de la MOI obtenido de la ecuación de Falloon et al. (1998).

La medición del COS en los sitios de estudio se llevó a cabo en 2010 en el estrato de profundidad de 0-30 con el procedimiento siguiente: las muestras de suelo se secaron al aire, se registró su peso, con auxilio de pinzas, se retiraron raíces, restos vegetales y animales visibles, se tamizaron a 2 mm, se tomaron submuestras y a éstas se les determinó la concentración de COS por combustión seca, en un analizador automático de C, Shimadzu TOC 5000. Se determinó la densidad aparente (Da) esto es, la relación entre el peso del suelo seco y el volumen del suelo. Para determinar el peso de suelo seco se tomó en cuenta el suelo mineral más el humificado, y no se consideró el peso de los RVs orgánicos y piedras; el volumen del suelo se obtuvo como la diferencia entre el volumen total y el de los RVs y piedras.

 

Procedimiento de simulación

El procedimiento de simulación, se desarrolló en las etapas: inicialización y elaboración de escenarios de C. La inicialización, consistió en estimar el contenido inicial de C de los compartimentos activos en un estado de equilibrio, es decir donde las entradas y salidas de carbono del suelo son similares. Se asumió que los suelos de la vegetación secundaria se encontraban en equilibrio, ya que, según Nieto et al. (2010) los suelos alcanzan esta condición una vez que han permanecido con el mismo uso por más de 30 años, para esto, el modelo RothC se ejecutó 10 000 años atrás con la información edafo-climática y de manejo del suelo de la vegetación secundaria. La información de manejo de suelo de los RVs anuales se generó con el uso del RothC y se muestra en el Cuadro 3.

Los escenarios se simularon durante un periodo de 40 años (1914-2053) y fueron las combinaciones de vegetación secundaria y sistemas de labranza, matorral o pastizal, que se practican en cada lugar (Cuadro 4). Estos escenarios se componen de la información de los contenidos de C de los compartimentos activos y pasivo de la vegetación secundaria obtenida en la etapa de inicialización del modelo RothC y la del manejo del suelo de los sistemas de CUS. La información de manejo del suelo de los sistemas de CUS fue la entrada de RVs al suelo y se presenta en el Cuadro 5.

 

Evaluación del desempeño del Modelo RothC

La simulación de escenarios de CUS en el presente estudio se efectuó considerando el desempeño del modelo RothC favorable para los sistemas agrícolas y forestales obtenido en el estudio de González-Molina et al. (2011) en experimentos de corta duración (< de 20 años).

 

Resultados y discusión

En la Figura 1, se presentan los resultados de la simulación de escenarios de CUS de vegetación secundaria a sistemas de labranza (LC-R, LC-T, LT-R y LT-T), matorral o pastizal de acuerdo con el sitio de estudio. La línea base o de equilibrio en el periodo de 40 años fue la de la vegetación secundaria debido a que los suelos alcanzan este estado cuando el uso del suelo se ha mantenido por un periodo superior a 30 años (Nieto et al., 2010). En el estado de equilibrio las entradas del C al suelo son similares a las salidas (Fearnside y Barbosa, 1998), así los valores COS ubicados debajo de la línea base, mostraron pérdidas de C como emisiones de CO₂ atmosférico y los ubicados arriba de la línea base indicaron almacenamiento de C.

En el Cuadro 5, se muestran las tasas (Mg ha^-1año^-1) de almacenamiento y de pérdida de COS, con valores positivos y negativos, respectivamente. En el caso del CUS de la vegetación secundaria a los sistemas de estudio, el almacenamiento de COS, sólo se presentó cuando el cambio fue a LC-R y LC-T y estuvo en el orden de 0.1 a 0.8 Mg ha^-1 año^-1, en Perote, Tlaxcala e Hidalgo y el estado de México. El CUS a pastizales se observó como la segunda opción para incrementar almacenamiento de COS en el suelo con cambios positivos de 0.2 y 0.38 Mg ha^-1 año^-1. Estos resultados están dentro de lo reportado a escala mundial de 0.02 a 0.76 Mg ha^-1 año^-1 para el caso de sistemas que adoptan sistemas de manejo mejorado (Lal, 2000). De acuerdo con Lal, (2004), la labranza de conservación y el manejo de pastizales son prácticas de manejo que se recomiendan debido a que almacenan o secuestran COS, debido a que la LC elimina la perturbación del suelo inducida por labranza y las pérdidas de C por erosión, además de que 50% de la biomasa aérea regresa al suelo, en el caso de los pastizales hay mayor producción de raíces e incorporación de COS al subsuelo incrementando su tiempo medio de residencia en el suelo. De acuerdo con Houghton (1995), el CUS de sistemas forestales a cultivo implica la siguiente dinámica de C: la pérdida de C se da por la liberación de este después de la tala del bosque, debido a la descomposición del material vegetal aéreo y subterráneo dejado en el suelo y la superficie del suelo durante la tala, una vez que se ha establecido el cultivo la producción de residuos vegetales acumulados son menores que los del bosque y la mayoría de estos son cosechados y posteriormente consumidos o respirados, además los almacenes de C bajo cultivo tienen una tasa de descomposición de mayor magnitud ya que queda desprotegida bajo cultivo (Balesdent et al., 1998). Aslam et al., (1999), encontró que la adopción de no labranza podría proteger al suelo de la degradación biológica y mantener la calidad del suelo comparada con la labranza convencional después del CUS de pasto a cultivo.

Con respecto a las pérdidas de C estuvieron en el orden de -0.3 a -0.6 Mg ha^-1 año^-1 excepto en el caso de la SBC donde se presentaron pérdidas de C mayores en el orden de -9 a -2.3. Esto puede explicarse porque la entrada de RVs en este tipo de vegetación es alto (17 Mg ha^-1 año^-1) comparado con las entradas de C de los sistemas de CUS (1.7-4.5 Mg ha^-1 año^-1) ver Cuadros 3 y 6. Guo y Gifford (2002) reportan con base a un análisis de información mundial que son posibles pérdidas hasta de 42% de COS, cuando el CUS es de vegetación forestal a cultivos y Don et al. (2011) coinciden con estos resultados ya que indican existe una pérdida rápida de C de la biomasa acompañado de pérdida de COS que incrementan las pérdidas de C del suelo.

 

Conclusiones

De acuerdo con los resultados de las simulaciones con el modelo RothC, el CUS de vegetación secundaria a sistemas de labranza, matorrales y pastizales, indican que el CUS de la vegetación secundaria a las opciones de sistemas de labranza de conservación bajo condiciones de riego o temporal puede ser la alternativa más favorable para conservar los almacenes de COS y evitar su pérdida como CO₂. En el caso del CUS de la SBC a los sistemas de labranza se deben adoptar prácticas con mayor entrada de residuos vegetales como pastizales.

 

Literatura citada

Aslam, T.; Choudhary, M. A. and Saggar, S. 1999. Tillage impacts on soil microbial biomass C, N and P, earthworms and agronomy after two years of cropping following permanent pasture in New Zeland. Soil Tillage Res. 51:103-111.         [ Links ]

Balesdent, J.; Besnard, E.; Arrouays, D. and Chenu, C. 1998. The dynamics of carbon in particle-size fractions of soil in a forest cultivation sequence. Plant Soil. 201:49-57.         [ Links ]

Comisión Nacional del Agua (CNA). 2012. Servicio Meteorológico Nacional. Normales climatológicas 1971-2000: Estaciones: 30128, 30175, 29023, 10516 y 30002. <http://smn.cna.gob.mx/climatologia/normales/estacion/oax/NORMAL20209.TXT>         [ Links ].

Coleman, K.; Jenkinson, D. S.; Crocker, G. J.; Grace, P. R.; Klir, J.; Korschens, M.; Poulton, P. R. and Richter, D. D. 1997. Simulating trends in soil organic carbon in long-term experiments using RothC-26.3. Geoderma. 81:29-44.         [ Links ]

Coleman, K. and Jenkinson, D. S. 2005. ROTHC-26.3- a model for the turnover of carbon in soil: model description and windows users guide. Harpenden: Rothamsted Research. 1-43 pp.         [ Links ]

Comisión Nacional Forestal (CONAFOR). 2012. Inventario nacional forestal y de suelos. Informe 2004-2009. Coordinación General de Planeación e Información. Gerencia de Inventario Forestal y Geomática.         [ Links ]

Díaz-Solís, H.; Kothmann, M. M.; Grant, W. E. and De Luna-Villarreal, R. 2006. Use of irrigated pastures in semi-arid grazinglands: a dynamic model for stocking rate decisions. Agricultural Systems. http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0308521X05001022. 88:316-331.         [ Links ]

Díaz-Solís, H., Kothmann, M. M., Hamilton, W. T. and Grant, W. E. 2003. A simple ecological sustainability simulator (SESS) for stocking rate management on semi-arid grazinglands. Agricultural Systems. http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0308521X01001159. 76: 655-680.         [ Links ]

Don, A.; Schumacher, J. and Freibauer, A. 2011. Impact of tropical land-use change on soil organic carbon stocks - a meta-analysis. Global Change Biology. 17:1658-1670.         [ Links ]

Eswaran, H.; Van Den Berg, E. and Reich, P. 1993. Organic carbon soils of the world. Soil Sc. Soc. Am. J. 57:192-194.         [ Links ]

Organization of the United Nations Food and Agriculture Organization (FAO). 1998. World reference base for soil resources. World soil resources report, 84. Rome: FAO.         [ Links ]

Falloon, P.; Smith, P.; Coleman, K. and Marshall, S. 1998. Estimating the size of the inert organic matter pool from total soil organic carbon content for use in the Rothamsted carbon model. Soil Biol. Biochem. 30:1207-1211.         [ Links ]

Fearnside, P. M. and Barbosa, R. I. 1998. Soil carbon changes from conversion of forest to pasture in Brazilian Amazonia. Forest Ecol. Management 108:147-166.         [ Links ]

Figueroa-Navarro, C.; Etchevers-Barra, J. D.; Velázquez-Martínez, A. y Acosta-Mireles, M. 2005. Concentración de carbono en diferentes tipos de vegetación de la Sierra Norte de Oaxaca. Terra Latinoamericana. 23:57-64.         [ Links ]

González-Molina, L.; Etchevers-Barra, J. D.; Paz-Pellat, F.; Díaz-Solís H.; Fuentes-Ponce, M. H.; Covaleda-Ocon, S. y Pando- Moreno, M. 2011. Performance of the RothC-26.3 model in short-term experiments in Mexican sites and systems. J. Agric. Sci. 149:415-425.         [ Links ]

Guo, L. B. y Gifford, M. R. 2002. Soil carbon stocks and land use change: a meta analysis. Global Change Biology. 8:345-360.         [ Links ]

Houghton, R. A. 1995. Changes in the storage of terrestrial carbon since 1850. In: soils and global change. Lal, R.; Kimble, J.; Levine, E. and Stewart, B. A. (Eds.). Lewis, Boca Raton, FL. 45-65 pp.         [ Links ]

Janzen, H. H. 2003. Agricultural soils: their place in the global carbon cycle. In: soil organic carbon and agriculture: developing indicators for policy analyses. Agriculture and Agri-Food Canada, Ottawa and Organization for Economic Cooperation and Development. Smith, S. (Ed.). Paris, France. 11-20 pp.         [ Links ]

Kuzyakov y Domanski, G. 2000. Carbon input by plants into the soil. Review. J. Plant Nutrit. Soil Sci. 163:421-431.         [ Links ]

Lal, R. 2000. World cropland soils as a source or sink for atmospheric carbon. Adv. Agron. 71:145-191.         [ Links ]

Lal, R. 2004. Soil carbon sequestration to mitigate climate change. Geoderma. 123:1-22.         [ Links ]

Liang, B. C.; Campbell, C. A.; McConkey, B. G.; Padbury, G. and Collas, P. 2003. Methodological options for soil carbon accounting resulting from adoption of no.till on the Canadian priories: an example of mpirical model. In: soil organic carbon and agriculture: developing indicators for policy analyses. Agriculture and Agri-Food Canada, Ottawa and Organization for Economic Cooperation and Development. Smith, S. (Ed.). Paris, France. 201-210 pp.         [ Links ]

Nieto, O. M.; Castro, J.; Fernández, E. and Smith, P. 2010. Simulation of soil organic carbon stocks in a Mediterranean olive grove under different soil-management systems using the RothC model. Soil Use and Management. 26:118-125.         [ Links ]

Núñez, S.; Martínez-Yrízar, A.; Búrquez, A. and García-Oliva, F. 2001. Carbon mineralization in the southern Sonoran Desert. Acta Oecologica. 22:269-276.         [ Links ]

Pérez, O. A.; Etchevers, J. D.; Navarro, G. H. y Nuñez, E. R. 2000. Aporte de los residuos del cultivo anterior al reservorio de nitrógeno en tepetates. Agrociencia 34:115-125.         [ Links ]

Post, W. M. and Kwon, K. C. 2000. Soil carbon sequestration and land-use change: processes and potential. Global Change Biol. 6:317-327.         [ Links ]

Smith, S. 2003. Soil organic carbon and agriculture: developing indicators for policy analyses. agriculture and agri-food Canada. Ottawa and Organization for Economic Cooperation and Development, Paris. 329 p.         [ Links ]

Servicio de Información Agroalimentaria y Pesquera (SIAP). 2012. URL: http://www.siap.gob.mx/.