Hacia un sistema de evaluación de la sustentabilidad ambiental de predios agrícola-ganaderos en base a indicadores

Hasta hace algunos años los actores del sistema agrícola-ganadero enfocaban los esfuerzos en mantener o mejorar la rentabilidad de las empresas, trabajando en la reducción de costos de producción o en aumentos de la productividad. FUCREA (Federación Uruguaya de Grupos CREA), como institución de productores, ha liderado los aspectos asociados al manejo y análisis de márgenes de producción y se ha vinculado con la investigación pública local (principalmente INIA y FAGRO) o directamente ha utilizado el conocimiento generado en ese marco para mejorar la productividad de los sistemas. Recientemente, el aumento del área agrícola y el crecimiento en el área de relevamiento de información agrícola (de aproximadamente 10.000 ha en el año 2006 a más de 100.000 ha a partir del año 2011-12) han puesto a FUCREA en una condición diferente, ya que a partir del análisis de sus registros productivos de la fase agrícola se ha generado nueva información.

No obstante, en este tipo de trabajos se siguió apostando a alternativas de mejora de la productividad o manejo de los costos, sin tener en cuenta, al menos con intensidad, aspectos asociados al impacto que generan los sistemas de producción en el ambiente y sus posibles vías de mejora. Esto se dio en un marco en el cual el resultado económico de los sistemas productivos mejoró considerablemente por un aumento de su eficiencia, pero fundamentalmente por una mejora de los precios de los productos. Durante este período se han producido cambios en los sistemas productivos, entre los que se destaca, para los sistemas agrícola-ganaderos, una expansión del rubro agrícola, acompa- ñada por un proceso de intensificación agrícola. Estos cambios, a los que se suma el ingreso de nuevos actores al sector, son los que determinaron que, a nivel país, la agricultura se haya intensificado y expandido en los últimos años, como nunca lo había hecho en su historia.

Si bien esta intensificación agrícolaganadera es responsable, en parte, de la mejora en los resultados de los predios, los cambios tecnológicos no han sido acompañados en todos los casos, por medidas tendientes a mantener la sustentabilidad ambiental de los sistemas, lo cual podría estar comprometiendo en el mediano y largo plazo la sostenibilidad económica y social de las empresas. Recientemente, a nivel estatal se empezaron a ejecutar acciones tendientes a cumplir la ley de suelos que está aprobada desde el año 1981 (ley 15.239) con sus dos reglamentaciones (n° 333/2004 y n° 4005/2008). La información local generada demuestra las ventajas que tienen los sistemas agrí- cola-ganaderos integrados, cuando se evalúa su impacto sobre propiedades físico-químicas del suelo, uso de agroquímicos, estabilidad económica y productiva, y emisión de gases causantes del efecto invernadero. A su vez, la presión social para que los sistemas de producción sean «ambientalmente amigables» ha aumentado de forma importante, pero sustentada en escasa, incompleta y sesgada información, lo que ha imposibilitado el diálogo entre el sector agrícola y otros actores sociales.

En este marco y dado que FUCREA ha venido analizando este tema en su estructura, se empezaron a buscar fuentes de financiación para poder llevar adelante un proyecto que contemplara los aspectos ambientales de los sistemas agrícola-ganaderos. En este sentido, en 2013, FUCREA firmó un convenio con el Fondo Multilateral de Inversiones del Banco Interamericano de Desarrollo (FOMIN-BID), con el objetivo general de que las pequeñas y medianas empresas agrícolas uruguayas, mantengan su viabilidad económica, preservando su capital natural y con el objetivo específico de que incorporen planes de manejo sustentables en sus establecimientos, más allá de los exigidos legalmente.

 

El término sustentabilidad ambiental fue utilizado por primera vez en 1987, en un informe titulado «Nuestro futuro común», también conocido como informe Bruntland. En este documento la sustentabilidad es definida como la capacidad de una actividad de llevarse a cabo, manteniendo opciones para las futuras generaciones y teniendo en cuenta los sistemas ambientales que apoyan dicha actividad (McBride et al., 2011). En la actualidad, el significado de este término ha evolucionado, hablándose también de sustentabilidad agrícola. El concepto de sustentabilidad, en particular el de sustentabilidad agrícola, es amplio y tiene diferentes corrientes de interpretación, pero la mayoría coincide en que está compuesto por tres aspectos principales, que engloban todos los componentes del sistema: el ecológico, el económico y el social (FAO, 2014).

Si bien no hay demasiadas contradicciones en el concepto, a nivel local no hay herramientas validadas y confiables para evaluar la sustentabilidad en los sistemas de producción. Por lo tanto, es necesaria la disponibilidad de indicadores que permitan evaluar la condición ambiental y monitorear las tendencias a lo largo del tiempo. Los indicadores ambientales son definidos como medidas ambientales que proveen información acerca del efecto potencial o actual de las actividades humanas sobre el recurso ambiental de interés (Heink y Kowarik, 2010).

A nivel global, este tipo de problemas ha sido resuelto con el desarrollo de múltiples plataformas o sistemas de cálculo de indicadores (McBride et al., 2011). A nivel regional, Ghersa et al. (2000), en la Pampa Interior, Argentina, trabajaron con el objetivo de estimar indicadores ecológicos de la sustentabilidad a partir de parámetros de la actividad productiva, con el fin de evaluar sistemas de producción agrícola-ganaderos y hacer inferencias sobre su sustentabilidad. En la misma región argentina, Viglizzo et al. (2001) llevaron a cabo estudios para demostrar qué sucede con el flujo de energía, la dinámica de nutrientes y el proceso hidrológico en condiciones de baja utilización de insumos externos y cómo afectan a la sustentabilidad del agroecosistema.

Otro tipo de sistema, que no se basa en indicadores estimados, sino en medidas realizadas a nivel de campo, es por ejemplo, el propuesto por AAPRESID (Asociación Argentina de Productores en Siembra Directa), denominado «Agricultura Certificada (AC)». La Agricultura Certificada es un sistema de gestión de calidad de los procesos productivos en un sistema de siembra directa. Ha sido diseñado para mejorar la gestión empresarial y optimizar la eficiencia en el uso de los recursos. En sí misma, la AC consta de dos elementos constitutivos básicos: un manual de Buenas Prácticas Agrícolas (BPA) y un protocolo de uso, medición y registro de indicadores de gestión ambiental, con énfasis en el recurso suelo. Este sistema, si bien generará mucha información en el transcurso del tiempo, no utiliza información de registros y depende enteramente de muestreos a campo, con lo que limita su aplicación a nivel general y su utilización en el diseño de sistemas.

Un ejemplo más parecido a lo que se quiere lograr en el presente proyecto es la herramienta desarrollada por INTA Argentina, denominada Agroecoindex® (Viglizzo et al., 2006), que funciona bajo un conjunto de hojas de cálculo Excel. Los indicadores seleccionados corresponden a uso de la energía fósil (cantidad y eficiencia), balance de nitrógeno (N) y fósforo (P), riesgo de contaminación por N y P, riesgo de contaminación por pesticidas, riesgo de erosión, intervención en hábitat nativo, cambio en el stock de carbono (C) y balance de gases de efecto invernadero. Las salidas de estos indicadores son comparadas con información global solo para algunos indicadores, mientras que para el resto, se comparan con la media regional y, por lo tanto, son útiles solo para esa zona. A su vez, si para un indicador particular, la zona bajo comparación tiene en promedio un mal desempeño, cualquier pequeña mejora en un predio en particular, se verá como muy favorable, cuando en realidad la situación sigue siendo no aceptable.

En resumen, si bien solo se listaron algunos trabajos como ejemplos de la totalidad de los documentados en la bibliografía internacional, todos los sistemas deben ser adaptados a las condiciones locales. En el presente proyecto se pretende utilizar y analizar indicadores anteriormente utilizados por otros trabajos, pero incorporados y adaptados a los sistemas de producción locales. Los indicadores seleccionados deben ser sólidos, simples de calcular y fáciles de interpretar y usar por los tomadores de decisión y su selección debe estar dirigida por aspectos ambientales que sean causa de preocupación en los sistemas agrícolas locales. A su vez, se definirá un valor de referencia para cada uno de los indicadores, lo que permitirá hacer comparaciones en todas las situaciones. Este punto es fundamental, ya que si bien es probable que los valores de referencia y los indicadores sean imperfectos, se pretende que el sistema generado funcione como una plataforma de investigación local. En este sentido, otros grupos de investigación pública y/o privada podrían generar información que permita ajustar tanto los valores de referencia como los indicadores en sí, en la medida que exista una gran base de datos de predios con información espacial y temporal.

 

En esta sección se presentan brevemente los indicadores a utilizar y ejemplos de aplicación. Estos indicadores fueron seleccionados en el marco de una consultoría realizada por el Ing. Agr. (PhD) Armen Kemanian. En futuras presentaciones se mostrará la información obtenida en los sistemas reales de producción, en especial en 30 predios piloto que forman parte del proyecto. Si bien esa información se encuentra procesada en gran medida, aún no ha sido analizada en profundidad.

Con este indicador se pretende reflejar la cantidad de biomasa «equivalente» producida por el sistema. Cada unidad de biomasa tiene un costo de biosíntesis asociado mayormente a la composición del tejido. Tejidos con más lípidos son más costosos metabólicamente que aquellos con azúcares simples o almidón. Este indicador representa casi exclusivamente la captura de recursos del sistema, pero no valora directamente el impacto en la calidad del suelo, porque no separa el destino de la fotosíntesis primaria: valora de la misma manera a la unidad de glucosa que produce aceite y se remueve del sistema, que a la unidad de glucosa que se deposita al suelo como residuo.

Para calcular el indicador, a cada kg de biomasa hay que asignarle una composición y un coeficiente de conversión (CE, también mencionado en la literatura como valor de producción). Por ejemplo, 1 kg de azúcares primarios (glucosa) genera aproximadamente 0,7 kg de grano de trigo y 0,45 kg de grano de oleaginosa con 45% de aceite. Estos coeficientes se pueden calcular siguiendo procedimientos estándar (McDermitt y Loomis 1981, Vertregt y Penning de Vries, 1987) y se resumen en el cuadro 1. También es necesario calcular la contribución de la biomasa subterránea; se asignó una masa equivalente a 1/3 de la masa de residuos aéreos (solo para cultivos anuales) y valores estándar de índice de cosecha para Uruguay basados en literatura y juicio experto (Kemanian et al., 2007).

Si se aplican estos parámetros a los rendimientos medios de FUCREA (cuadro 2) se observa que el principal determinante de la productividad, medida en términos de glucosa equivalente, es la presencia de doble cultivo (figura 1). A su vez, el cultivo de soja, al presentar una mayor concentración energética que los cereales (cuadro 1), no llega a compensar la diferencia de rendimiento. Para este indicador originalmente se había propuesto una referencia de 7 Mg.ha^-1, pero está siendo reevaluado, ya que todos los sistemas alcanzan sin problemas este valor de referencia. Por último, un detalle que no fue considerado en esta estimación es la presencia de coberturas invernales, las que deberían acumular al momento de inicio de barbecho alrededor de 9.000 kg de materia seca (MS).ha^-1 para igualar la producción energética media de trigo y cebada, lo cual es poco probable que ocurra. En cambio, para igualar la energía fijada por el cultivo de colza debería acumular 6.000 kg MS.ha^-1, lo cual es más probable que ocurra.

 

Cuadro 1. Índice de cosecha, eficiencia de uso del agua y costo de biosíntesis para los distintos cultivos presentes en las rotaciones actuales.

 

Cuadro 2. Rendimientos medios de FUCREA para el período 2007-2014 (base 0% humedad). Solo chacras con información completa de manejo.

 

Se presentan dos indicadores que surgen del mismo cálculo, pero deben ser analizados en forma diferencial. Ambos se estiman en el indicador anterior a partir de los parámetros presentados en el cuadro 1. La masa de residuos es un indicador de la biomasa que ingresa al sistema y, por lo tanto, de la cobertura potencial del suelo. Este indicador sirve como una estimación indirecta de la capacidad del sistema de cultivos de proteger al suelo del efecto de la erosión.

Por su parte, las entradas de C se obtienen multiplicando la masa de residuos que permanece en el suelo por su concentración de C que es, aproximadamente, 0,45 g C.kg biomasa-1, con escasa variación entre años y cultivos.

Los valores de referencia usados al momento son 7 Mg residuos.ha^-1 y 4 Mg C.ha^-1. Este último valor es tentativo, dado que la textura y la cantidad de C en el suelo afectan el balance. Sin embargo, debido a que los suelos con textura más limosa o arcillosa tienen más C que los suelos arenosos, pero la descomposición de materia orgánica en suelos arenosos puede ser más rápida debido a la menor protección física, el valor crítico para cada sitio tiende a depender más de la combinación de temperatura y humedad que de la textura. Si bien es posible el uso de otros métodos, todos requieren mediciones de C orgánico a campo. Además, recientemente Mazzilli et al. (2014) mostraron que, en las condiciones de Uruguay, el ciclado de la materia orgánica del suelo pasa a ser cultivo-dependiente, lo que dificulta el desarrollo de un indicador sencillo y fijo. Esta es un área del conocimiento que está progresando rápidamente, pero mientras este avance no indique una forma clara de valorar todos los aspectos implicados en el ciclo de C, es más sencillo y seguro usar este indicador simple.

 

Figura 1. Productividad para cada una de las posibles secuencias anuales.

 

Para el mismo grupo de posibles secuencias por año, que el usado para estimar el indicador de productividad, se estimó el ingreso potencial de residuos (figura 2). Como es de esperar, los dobles cultivos con trigo o cebada superan en la mayor parte de los casos la masa de residuos de referencia (7 Mg.ha^-1), pero lo mismo no ocurre con el doble cultivo cuando el cultivo invernal es colza, ni en los cultivos de verano de primera, sin considerar el posible aporte del cultivo de cobertura invernal. Para los cultivos de verano, si se quisiera alcanzar la referencia para el indicador, deberían producirse alrededor de 3.000 kg MS.ha^-1 de cobertura, lo cual parece razonable de alcanzar.

Si se hiciera la comparación entre una rotación con doble cultivo y cultivos de primera (sin cobertura), se necesitarían al menos dos años de doble cultivo por cada año de cultivo de primera para lograr los niveles de ingreso de residuos cercanos a la referencia. Por otra parte, las gramíneas de verano no se diferencian de los cultivos de soja, lo cual está explicado por la media de rendimientos relativamente favorable para soja en relación con la media de rendimientos para gramíneas de verano (cuadro 2). Sin embargo, si bien el aporte total de residuos no se diferencia entre estos cultivos, la característica de «rastrojo anclado» de las gramíneas C4 determina que el aporte de C efectivo pueda ser mayor que el de soja.

 

Figura 2. Masa de residuos para cada una de las posibles secuencias anuales. La línea horizontal indica el nivel de referencia.

 

Figura 3. Ingreso de carbono para cada una de las posibles secuencias anuales. La línea horizontal indica el nivel de referencia.

 

Para el indicador ingreso de C al sistema, el valor de referencia es más exigente (4 Mg C.ha^-1) y determina que ninguna secuencia anual, con los rendimientos medios, logre alcanzarlo (figura 3). Por lo tanto, bajo las condiciones actuales de producción, es probable que la mayor parte de los sistemas estén teniendo pérdidas de C o, al menos, es poco probable que bajo los sistemas agrícolas locales se esté ganando C, algo que ha sido bien documentado a nivel local (Ernst y Siri Prieto, 2009; Salvo et al., 2010).

Este indicador está basado en el uso esperado de agua, en relación con las precipitaciones. Cuando el uso de agua realizado es menor al esperado, se estaría ante un indicador de que hay mayores posibilidades de pérdida de nutrientes por lavado, pérdidas gaseosas de N, de erosión y, posiblemente, de desregulación del ciclo hidrológico, o, específicamente, de que las crecidas de arroyos y ríos, luego de tormentas, pueden acentuarse debido al aumento de la escorrentía. Este indicador podría necesitar ajustes en el futuro, ya que es una primera incursión en el tema. Para desarrollar la fórmula de cálculo se utilizó el modelo «Cycles» (Kemanian y Stöckle, 2010). El modelo se usó con un sistema de doble cultivo sin limitaciones de N, y la frontera superior de la relación entre eficiencia de uso de agua (EUA) y las precipitaciones (pp) fue ajustada a una relación lineal que se toma como referencia. Por lo tanto, se usa como referencia esta frontera y se estima el desvío en relación con el valor esperado, siendo este, en realidad, la frontera de la relación y raramente alcanzado. Esto significa que los sistemas que más se aproximen a dicha frontera estarán usando más eficientemente el agua que precipita más el agua de riego, cuando esta exista. Los resultados para las posibles secuencias anuales indican que, con los rendimientos medios actuales, se están usando 100 mm menos de los que potencialmente pueden usarse, lo cual significa una ineficiencia del sistema actual (figura 4). Si bien este indicador puede ser ajustado, es una buena alternativa para empezar a discutir este aspecto de la sustentabilidad y la eficiencia de uso de los recursos.

 

Figura 4. Agua utilizada por debajo de la frontera de producción asumiendo una lluvia anual de 1.200 mm.

 

 

Estos indicadores no son novedosos, sino que son ampliamente utilizados y consideran la relación entre las entradas y salidas de nutrientes, y no tienen en cuenta otros procesos de pérdida, como lixiviación o escorrentía. Para los casos de fósforo (P), potasio (K) y azufre (S) se calculan las salidas de nutrientes en grano, utilizando las concentraciones de nutrientes en grano de las tablas publicadas por IPNI (http:// lacs.ipni.net/article/LACS-1024). Se considera como valor de referencia la neutralidad, en la medida que valores negativos indicarían pérdidas y los valores positivos ganancias de nutrientes del sistema. Es importante analizar estos indicadores en el contexto del sistema bajo estudio y considerando la fertilidad del suelo, ya que el exceso de agregado puede generar aumentos de estos nutrientes en el sistema y, por lo tanto, mayor riesgo de pérdidas al ambiente. No obstante, si el ambiente se encuentra empobrecido del nutriente, el riesgo de pérdida es menor. Por lo tanto, cuando se utilice este indicador en un predio en particular, es importante tener en cuenta, además del valor en sí, los valores de nutrientes en el suelo.

Para el mismo período que el analizado en indicadores anteriores, el balance medio de P (medido como P₂O₅), considerando los rendimientos medios (cuadro 1) y el agregado medio de este nutriente, indica balances cercanos a la neutralidad o levemente positivos para todas las secuencias (figura 5). Cuando hay doble cultivo, es claro el mayor agregado en los cultivos invernales, lo que genera un superávit durante esta etapa y un balance negativo durante el verano. Esto muestra claramente la estrategia de fertilización predominante en la base de datos. El cultivo que se destaca por su balance positivo es el de maíz, tanto de primera como de segunda, lo que indica que normalmente se fertiliza con una expectativa de rendimientos mayores que los que se obtienen.

Para el caso de K, la situación es totalmente opuesta a la de P (figura 6), con balances negativos en todas las secuencias y especialmente en las que tienen soja, ya que se combina el escaso agregado con la alta extracción, a diferencia de las gramíneas de verano. Si bien estas no tienen agregados importantes, el nivel de rendimientos y la menor concentración del nutriente en grano hacen que el balance sea menos negativo.

 

Figura 5. Balance aparente de P según secuencias anuales posibles. No se agregaron las rotaciones con colza porque la disponibilidad de datos es limitada.

 

Figura 6. Balance aparente de K según secuencias anuales posibles. No se agregaron las rotaciones con colza porque la disponibilidad de datos es limitada.

 

Por último, para el caso del S (datos no presentados) aparecen balances negativos medios del orden de los 8 kg S.ha^-1, lo que indica que hay una pérdida de este nutriente en casi todas las secuencias. De todas maneras, es un balance fácilmente corregible con el uso de fuentes con S en las fertilizaciones basales con P o en las fertilizaciones con N en las gramíneas.

Para este nutriente la mecánica de cálculo es igual a la de los anteriores nutrientes evaluados, pero difiere en el caso de los cultivos como la soja, que fijan N. Para el caso particular de las leguminosas se asume que por cada 1.000 kg.ha^-1 de biomasa producida se fijan 25 kg N.ha^-1. Esto surge de un nivel de suficiencia nutricional basada en la curva de dilución de N de una planta C3. Para una producción de biomasa área de 10 Mg.ha^-1, la concentración máxima de N es de aproximadamente 26 g N.kg- 1 biomasa, con lo cual asumir 25 g.kg-1 sería razonable.

Los resultados obtenidos con esta forma de cálculo difieren de los presentados a partir de la forma que solo contempla las entradas de N como fertilizantes, ya que para muchas situaciones de soja se obtienen balances positivos de N, lo cual contradice algunos trabajos anteriores realizados por FUCREA, pero está en línea con las últimas publicaciones internacionales sobre el tema (Álvarez et al., 2014).

Los resultados medios indican que el cultivo de sorgo, tanto de primera como de segunda, presenta valores muy negativos, lo cual está explicado por sus rendimientos, que si bien no son buenos para el potencial del cultivo, sí lo son si se considera el agregado medio de fertilizante nitrogenado (42 y 33 kg N.ha^-1 para sorgo de primera y sorgo de segunda, respectivamente). Esto no ocurre para maíz, ya que si bien tampoco presenta altos rendimientos, el agregado medio de N es mayor (63 y 54 kg N.ha^-1 para maíz de primera y maíz de segunda, respectivamente). Para los cultivos de invierno, tanto el trigo como la cebada presentan balances levemente positivos (12 kg N.ha^-1). Finalmente, el caso de la soja es el más difícil de analizar, dados los resultados anteriores, pero bajo la nueva forma de cálculo, se estarían dando balances positivos teniendo en cuenta los rendimientos medios.

 

Figura 7. Balance aparente de N según secuencias anuales posibles. No se agregaron las rotaciones con colza porque la disponibilidad de datos es limitada.

 

Un detalle no menor para este indicador es que el valor de referencia es calculado como la relación entre las entradas de N y su salida en productos cosechados. El valor asumido para N como valor de referencia es 1,3; lo que refleja 30% de N erosionado, lixiviado o perdido por volatilización y desnitrificación (y otras pérdidas menores de NO y N₂O). En promedio, un cultivo manejado ajustadamente pierde 30% del N en esas formas, según los resultados obtenidos con el modelo Cycles (Kemanian and Stöckle, 2010). Cuando se observa este valor en los distintos cultivos, prácticamente ninguno alcanza los niveles de referencia, porque si bien en términos absolutos hay balances positivos, cuando se consideran las pérdidas, la mayoría de los cultivos son negativos para el nutriente (figura 8).

Si bien en los últimos años ha aparecido una serie de indicadores de toxicología que pueden ser calculados, en esta primera instancia se optó por el uso de un indicador simple que se obtiene de la suma de las dosis letales de los herbicidas, fungicidas e insecticidas aplicados a los cultivos. Esta aproximación es actualmente utilizada en un sistema propuesto por la Universidad de Buenos Aires (http://malezas.agro.uba.ar/ripest/) (Ferraro et al., 2003). A cada producto utilizado se le asigna una dosis oral letal que mata el 50% de las ratas (mamíferos) o una dosis letal de contacto que mata el 50% de las abejas (insectos) en experimentos de exposición (LD50). Se expresa en mg de ingrediente activo por kg de peso vivo para mamíferos y en µg de ingrediente activo por abeja en el caso de insectos. El índice es la suma anual de la aplicación de agroquímicos en unidades de toxicidad para mamíferos (UTm) e insectos (UTins) (Ferraro, en esta publicación). La ventaja de este indicador es la simplicidad del cálculo. La desventaja es que no mide efectos acumulados o la retención diferencial de distintos suelos. Por su parte, si bien se han propuesto valores de referencia, dada la importancia del tema, por el momento no se han definido los valores a utilizar en el sistema en desarrollo por FUCREA, ya que están siendo discutidos por el equipo técnico del proyecto.

 

Figura 8. Relación entre las entradas y salidas de N según cultivo. La línea horizontal indica el nivel de referencia.

 

No obstante, se pueden evaluar rá- pidamente algunas de las alternativas que normalmente se usan para controlar las plagas y considerar el efecto o impacto que generan a través de la suma de sus DL50 y por tanto de UT. En la figura 9 se presentan, como ejemplos, distintos insecticidas usados en el cultivo de soja a las dosis que pueden ser utilizados y la suma de UTmam. Estos resultados corresponden a una sola aplicación de cada producto y en una única dosis. Los resultados ejemplifican bien para este limitado grupo de productos el impacto diferencial que se genera en cada aplicación.

Si bien el endosulfán tiene prohibida su importación desde el año 2011, fue considerado ya que era el principal principio activo utilizado en el control de chinches en soja y su impacto medido en UTmam era muy importante. Por otra parte, el clorpirifós, actualmente muy utilizado en el control de varias plagas, dada su alta dosis, genera un impacto muy importante por cada aplicación, algo que seguramente no es conocido por la mayoría de los tomadores de decisión en los sistemas de cultivos. En contraparte, el uso de productos para el control de lepidópteros, como el triflumurón, tiene impacto muy bajo en cada aplicación si se compara con el resto de los productos. Además los valores de UTmam para cipermetrina y la mezcla tiametoxan + lambdacialotrina parecen bajos en relación a clorpirifós y endosulfán, pero son mucho mayores que el efecto de triflumurón, por lo cual es importante tenerlo en cuenta cuando se hace la comparación. Por ejemplo, agregar en una aplicación 0,15 L.ha^-1 de cipermetrina equivale a aplicar 26 veces la dosis comercial de triflumurón. En resumen, esto es solo un ejemplo aplicado para insecticidas, pero cada chacra de producción y predio, en su conjunto, puede obtener sus UTmam y UTins, conocer el impacto sobre el sistema y comparar las distintas alternativas de manejo.

 

Figura 9. Unidades toxicológicas para mamíferos para insecticidas y dosis frecuentemente utilizadas en el cultivo de soja.

 

Si bien se presentaron los principales indicadores a utilizar, el sistema en desarrollo cuenta con otro set de indicadores que necesitan para su cálculo mediciones de campo, que permitirán evaluar el sistema desde otro punto de vista. Entre estos indicadores se encuentran: el contenido de C orgánico en relación a su saturación (máxima cantidad posible de fijar de acuerdo a la textura), y el valor de la densidad aparente en relación al ideal para la textura del suelo.

Por otra parte, este sistema de indicadores se suma al indicador de pérdida de suelo por erosión, el cual actualmente es calculado para todos los sitios bajo agricultura en la medida que presentan planes de uso de suelos, por lo que el desarrollo de este sistema permitiría agregar elementos de decisión ambiental a los ya existentes y exigidos por ley.

 

Los datos aquí presentados son solo el comienzo de un proceso que pretende terminar con un sistema disponible on-line de estimación de indicadores con sus respectivos valores de referencia. Actualmente hay 30 predios piloto que están siendo evaluados con estos indicadores. No obstante, más importante que el valor del indicador es su trayectoria (por eso los predios piloto tienen información de al menos 3 años, lo que permitirá evaluar los cambios a lo largo del tiempo) y que los productores o tomadores de decisión puedan ir modificando su comportamiento en función de esa trayectoria.

A su vez, se evaluará el compromiso «trade-off» entre trayectoria ambiental y resultado económico, para conocer a partir de datos reales, cómo es este comportamiento y tomar decisiones en función de los resultados. Por último, se tratará de evaluar la tipología de productores y su relación con el comportamiento ambiental de forma de identificar distintos perfiles de productores o tomadores de decisión para generar propuestas de comunicación adaptadas a cada tipo, para mejorar los resultados ambientales sin perder de vista el resultado económico.

El objetivo final del proyecto es desarrollar una plataforma de trabajo en la que productores y técnicos puedan monitorear la trayectoria ambiental de sus sistemas de producción, pero también para que la investigación nacional pueda usarla como base para el desarrollo de proyectos, ya que se contará con una amplia base de datos, indicadores y valores de referencia pasibles de ser mejorados.

 

Agradecemos a los productores y grupos CREA que participaron en el relevamiento, a sus asesores, a la Sectorial Agrícola-Ganadera de la Federación Uruguaya de Grupos CREA (FUCREA) y a la trama interinstitucional que hace posible la obtención y el análisis de esta información: al proyecto «Conservación del capital natural en la nueva agricultura», financiado por el Fondo Multilateral de Inversiones del Banco Interamericano de Desarrollo (FOMIN-BID) y ejecutado por FUCREA, y al Fondo de Promoción de la Tecnología Agropecuaria (FPTA) nº 327 «Sustentabilidad ambiental y económica en predios agrícola-ganaderos: un sistema de indicadores objetivos aplicable en el campo», financiado por el Instituto Nacional de Investigación Agropecuaria (INIA) y ejecutado por FUCREA.

 

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