El Balance de Nutrientes en 36 Predios Comerciales del GIPROCAR II (FUCREA/INIA): Una Primera Aproximación al Proceso de Intensificación en Sistemas Agrícola-Ganaderos y su Potencial Impacto en el Ambiente.

Publicado el: 14/4/2015
Autor/es:

Introducción

La ganadería bovina nacional ha enfrentado dos décadas de importantes cambios productivos, industriales y comerciales, con un fuerte crecimiento e incremento en su eficiencia y competitividad (Montossi y Soares de Lima, 2011). Actualmente, el stock ganadero alcanza 11,7 millones de cabezas (DIEA, 2010), habiéndose mantenido relativamente constante en los últimos años pese a la reducción ocurrida en el área dedicada a la recría y engorde de ganado y/o el desplazamiento de esta actividad a los suelos de menor potencial productivo. Los sistemas de producción de bovinos para carne en el país varían desde un manejo extensivo sobre pastizales naturales hasta un sistema intensivo que pueden llegar al uso del confinamiento. Los nuevos acuerdos comerciales logrados a nivel internacional con la cuota de calidad de la UE, posicionan al Uruguay como un potencial abastecedor de la misma. Recientemente Uruguay consiguió, junto a EEUU, Canadá, Nueva Zelanda y Australia, acceder a la cuota de alta calidad para carne bovina ofrecida por la Unión Europea (UE). Los animales que acceden a ella deben ser novillos y vaquillonas criados a corral por lo menos durante 100 días (sin uso de hormonas) y con edades menores a 30 meses (Montossi y Soares de Lima, 2011).

A pesar del conocimiento técnico disponible para el incremento de la productividad del rubro, poco se sabe sobre el impacto ambiental de esta actividad, en especial sobre los cursos de agua. En países desarrollados se ha demostrado que existe una fuerte relación causa-efecto entre la actividad ganadera y la contaminación difusa de los cursos de agua superficiales, en especial de su eutrofización por altas concentraciones de nitrógeno (N) y fósforo (P) (Alfaro y Salazar, 2005). El mayor uso de insumos, el incremento de la carga animal, la falta de normas de manejo mejoradas e integrales y la incorporación de zonas de mayor pendiente y suelos marginales, permiten prever un bajo nivel de eficiencia en el uso del N y P, los cuales ingresan como fertilizantes a los sistemas ganaderos de la región, incrementándose potencialmente sus pérdidas, con los efectos negativos que ello tiene en el ambiente.

El manejo de nutrientes es un área de reciente interés para la investigación y de creciente preocupación por parte de la sociedad y de los organismos reguladores de los aspectos ambientales, como forma de disminuir la contaminación por nitrógeno y fósforo en los sistemas ganaderos de carne y leche. A medida que la actividad pecuaria se intensifica hasta llegar a producciones donde el ganado pastorea muy pocas horas por día, o directamente permanece estabulado, los residuos animales pueden producir grandes impactos en el ambiente (Herrero et al., 2006).

Una herramienta que se utiliza como indicador de manejo de nutrientes (indicadores de sostenibilidad) es el balance de nutrientes, el cual sirve para cuantificar (presupuestar) la entra y salida de nutrientes de los sistemas productivos, favoreciendo su manejo apropiado, en aspectos asociados a su eficiencia de utilización y el impacto potencial sobre el medio ambiente. En la UE es obligatorio su cálculo anual por los productores, algunos países comenzaron a realizarlo en 1993 (Holanda). En USA, también es realizado en los diferentes estados, como es el caso de California, Maryland y Florida. Existen distintas metodologías, aplicadas a su vez para diferentes fines y por distintos países. Por ello, los resultados obtenidos por las diferentes metodologías no son comparables entre sí.

Los balances de nutrientes son buenos indicadores del impacto de la producción ganadera en el flujo de nutrientes, tanto a nivel predial como de cuenca hidrográfica, pudiendo relacionarse con el potencial de contaminación para un área determinada (Jarvis, 1993; Gerber et al., 2002, citados por Salazar et al., 2008). Permiten conocer el potencial de riesgo ambiental de los sistemas productivos. La evaluación de los mismos resulta en una herramienta necesaria para disminuir la excreción de nutrientes, desde una comprensión integral del sistema productivo, buscando la mejor ecuación productiva, económica y ambiental (Herrero et al., 2006).

Estos indicadores constituyen una herramienta importante para determinar la eficiencia de los distintos sistemas productivos, lo que bien utilizados pueden significar un ahorro en fertilizantes y concentrados y por ende reducir los costos en la compra y/o eficiencia de uso de los insumos. Se calculan como la diferencia entre las entradas y salidas de un nutriente en un sistema determinado, pudiendo ser enfocado a distinto nivel de resolución y/o precisión que se requiera: región, macrocuenca, predio, potrero, parcela experimental, etc. Los más comunes son los balances ‘prediales’. Este tipo de balance brinda información del manejo del área y la eficiencia de conversión en producto de los nutrientes utilizados, y por su facilidad de cálculo es el más usado en la determinación de políticas y reglamentos ambientales en diferentes países. Este tipo de balance puede ser con cierto grado de facilidad ser utilizado por el productor y/o por su asesor.

 

¿Cómo estimamos un balance de nutrientes?

El balance de nutrientes se estima como la diferencia entre la cantidad de nutrientes que entran y que salen de un sistema definido en el espacio y en el tiempo.

Balance = Σ ingresos – Σ salidas

Unidades = flujo neto / unidad tiempo/unidad área

Para todos los nutrientes, los ingresos al predio se estiman a partir de las cantidades de fertilizantes, concentrados, forrajes, animales y deposición atmosférica. Cuando se trata de nitrógeno y según la metodología utilizada, se puede tomar como un ingreso de nitrógeno al N2 fijado por las leguminosas (FBN), el cual, para Uruguay, se estima que cada 1000kgMS de leguminosas se fija 30kg de N2 (García et al., 1994). Por otro lado, los nutrientes son removidos del sistema como animales y productos vendidos (carne, leche, lana, granos, forrajes, estiércol que se vende como abono, etc.) (Figura 1). El nitrógeno puede perderse además vía lixiviación, volatilización y denitrificación mientras que el fósforo y otros minerales vía escurrimiento, considerándose también como salidas del sistema (Goh y Williams, 1999). La diferencia entre el ingreso y las salidas determinará la eficiencia del predio y dicho valor puede usarse como un indicador del riesgo ambiental del predio. Si este valor es positivo da cuenta de una acumulación o ganancia de nutrientes y por el contrario si el valor es negativo implica una agricultura de ‘minería’ con una sobre explotación de la fertilidad del predio.

Los sistemas de producción animal generalmente tienen baja eficiencia del uso de nutrientes (nutrientes consumidos comparado con lo que es retenido por el animal en carne o leche), lo cual representa un riesgo de contaminación hacia el medio ambiente, junto con las pérdidas económicas que esto representa (Jarvis, 1993; Oenema and Van den Pol-Van Dasselaar, 1999). La baja eficiencia de los sistemas animales se debe a la ineficiencia de los rumiantes en convertir los nutrientes ingeridos en productos (lana, cuero, carne o leche). El exceso es excretado en heces y orina y es retornado directamente sobre la pradera durante el pastoreo. Uno de los aspectos que más fuertemente afecta un balance es la contribución del nutriente en fertilizantes y alimentos que se haga al sistema productivo, donde también, dependiendo de las características de los sistemas productivos la entrada o salida de nutrientes por el uso de residuos orgánicos puede ser relevante.

En sistemas ganaderos intensivos, normalmente, la aplicación de fertilizante nitrogenado determina la acumulación de este elemento (balance positivo), mientras que en sistemas de cultivos, la eficiencia de utilización de este elemento aumenta debido a la extracción que realizan las plantas (balance neutro). La producción de carne sobre pasturas mejoradas puede estar balanceada en casos donde las entradas son bajas (ej. sin fertilización). De todos modos, la producción animal de dichos sistemas es baja también. A medida que la producción de carne sobre pasturas se intensifica, las entradas aumentan ya sea por el uso de fertilizantes o la FBN por las leguminosas. Las entradas van a ser resultado de grandes producciones de materia seca por parte de las pasturas (Goh y Williams, 1999).

 

Figura 1. Entradas y salidas de nutrientes de un predio.

 

La producción de carne en correales de encierre es una forma extrema de intensificación, en donde la cantidad y composición del alimento empieza a ser más importantes. Desde el punto de vista ambiental, el principal problema en este tipo de sistemas son los efluentes y el manejo de los mismos. Los animales son alimentados con concentrados y retienen aproximadamente el 10% del nitrógeno ingerido. El resto de los nutrientes son excretados en las heces y orina. La mayor pérdida de nitrógeno en estos sistemas ocurre por medio de la volatilización de amoniaco y la desnitrificación.

Sistemas extractivos o muy extensivos, donde el ganado se alimenta a base de praderas de poco desarrollo y no hay incorporación de fertilizantes, arrojarán balances negativos. El ingreso anual de nutrientes al predio en estos sistemas se da principalmente por deposición atmosférica, la cual es baja incidencia relativa. La salida de nutrientes en forma de productos animales también es limitada. Algo similar ocurre en el caso del P, aunque en este caso, incluso con aplicaciones de fertilizantes muy bajas se logra la acumulación de este nutriente en los sistemas ganaderos debido a su ingreso en alimentos traídos desde fuera del predio y a su escasa movilidad y, por ende, por ejemplo en predios lecheros en el producto final (carne o leche) (Salazar et al., 2008).

 

Pérdidas de nutrientes en los predios ganaderos

Hasta hace algunos años, el foco mundial de atención en relación a la contaminación de cursos de agua era su contaminación directa o puntual. Sin embargo, en la actualidad existe una creciente preocupación por la contaminación difusa, principalmente desde predios agrícolas (Jarvis, 2002). La contaminación difusa puede ser definida como la introducción de contaminantes a un curso de agua superficial o subterráneo, a través de vías indirectas y desde fuentes que no es posible establecer con exactitud y puntualmente, siendo muy difícil encontrar a los responsables directos. La contaminación difusa puede ser continua o intermitente, siendo esta última más común debido a que está relacionada a actividades estacionales propias de la agricultura, como la época de fertilización o fenómenos ocasionales como altas precipitaciones, que terminan provocando pérdidas de nutrientes por lixiviación y arrastre. Esto la hace difícil de controlar y regular, a diferencia de la contaminación directa (Carpenter et al., 1998).

En los sistemas ganaderos se pueden presentar ambas fuentes de contaminación: aquellas bien definidas (ej.: corrales temporales), donde las pérdidas son identificables y podemos realizar un manejo para minimizar su impacto, y aquellas fuentes difusas o de más de un punto (Por ej. los sistemas ganaderos extensivos, percolación, escurrimiento, etc.), cuyas pérdidas tienen gran impacto en la calidad del agua, suelo y aire. El manejo de nutrientes es la estrategia para encarar este tipo de pérdidas.

El principal mecanismo de pérdida de N asociado al movimiento de agua es la lixiviación del N inorgánico, principalmente como nitrato. La contaminación del agua de bebida con nitrato es un fenómeno conocido que tiene efectos adversos en la salud animal y humana (Heathwaite et al., 1996). El nitrato es un ion móvil que se encuentra normalmente en la solución del suelo. La cantidad presente dependerá del balance entre la cantidad de N aplicada como fertilizante, reciclaje o fijación biológica, la deposición atmosférica y la extracción de las plantas (Jarvis y Aarts, 2000). Todo el N que al final del período de mayor crecimiento de las plantas (primavera-verano), no haya sido utilizado por éstas, permanece en el suelo con riesgo de perderse por lixiviación a través del drenaje del exceso de agua que normalmente ocurre durante el invierno (Jarvis, 2002).

 

Objetivo

El objetivo del presente trabajo fue evaluar los balances de nitrógeno (N) y fósforo (P) y sus eficiencias de aprovechamiento a través de tres indicadores, a escala predial, en 36 predios ganaderos y agrícola-ganaderos integrantes del GIPROCAR II - Grupo InterCREA de Producción de Carne, en el marco del convenio de FUCREA e INIA.

 

Metodología

Se evaluaron los balances de nitrógeno (N) y fósforo (P) y sus eficiencias de aprovechamiento a través de tres indicadores, a escala predial, en sistemas de producción de carne bovina intensiva de Uruguay. El cálculo de balances se realizó por diferencia entre ingresos y egresos para N y P en 36 establecimientos, en base anual, expresados en kg ha-1 año-1. Se estimó la eficiencia de aprovechamiento de dichos nutrientes a través de la aplicación de distintos indicadores, a escala predial.

  • Indicador de uso de nutrientes IUN (%) = (exceso / ingreso) *100
  • Indicador de consumo de nutrientes ICN = Ingresos / Egresos
  • Eficiencia Global del Balance (%) = (Egresos / Ingresos) * 100

 

Resultados

El balance de nutrientes promedio de los 36 establecimientos está resumido en los Cuadros 1 y 2, junto con los valores máximos y mínimos de cada una de las variables trabajadas y su mediana. Los resultados obtenidos para ambos nutrientes, respecto al balance predial (kg/ha/año) fueron positivo para ambos nutrientes, salvo para el fósforo en el caso de algunos establecimientos en donde se obtuvieron balances negativos. Generalmente, en pocos trabajos de investigación, se han observado balances de fósforo negativos. Klausner (1995), Lanyon y Beegle (1989), y otros estudios de balance de nutrientes no se han observado balances de fósforo neutro o negativo. Koelsch y Lesoing (1999) observaron en varios predios ganaderos analizados balances de fósforo neutros o negativos. Según dichos autores, dichos establecimientos contaban con una gran extracción de fósforo por parte de los cultivos, la cual no se lograba cubrir con la fertilización fosfatada. Gil et al. (2009) encontraron en Argentina balances negativos de fósforo en predios dedicados a la producción de carne extensiva, principalmente por la falta de reposición de este nutriente vía fertilizantes.

 

Cuadro 1. Balance de N para los valores promedios, máximos y mínimos y mediana de los predios ganaderos bajo estudio.

 

Las fuentes de aporte de nutrientes en los predios ganaderos, incluyendo el nitrógeno fijado por las leguminosas, así como lo aportado por los fertilizantes y los alimentos comprados, se ilustran en la Figura 2. En el caso del nitrógeno, una gran entrada al predio se da por medio de la fijación biológica de nitrógeno (FBN) por parte de las leguminosas, la cual varía entre el 25 hasta el 72% de los ingresado en total cuando existen otras fuentes de nitrógeno, llegando a ser el 100 % del nitrógeno que ingresó al establecimiento en aquellos predios en donde no utilizan la fertilización nitrogenada ni tampoco se compran alimentos para el engorde del ganado. En aquellos casos en donde se aplican fertilizantes, su importancia varía entre el 18 y 55% del total del nitrógeno ingresado. En el caso del alimento, su aporte muestra muy poca variación, que va desde el 10 al 20% del total. Para el caso del fósforo, su mayor ingreso se da por parte de la fertilización, la cual aporta entre el 65 hasta el 83% del total de fósforo que ingresa a los establecimientos, siendo el resto aportado por los alimentos comprados.

 

Cuadro 2. Balance de P para los valores promedios, máximos y mínimos y la mediana para los predios ganaderos bajo estudio.

 

Figura 2. Fuentes relativas de entradas nitrógeno y fósforo.

 

la magnitud de las entradas de nitrógeno aumenta a medida que se observa un mayor porcentaje de mejoramiento de praderas y una mayor producción de carne por hectárea. En el caso de los egresos la relación es inversa. En el caso del desbalance de nitrógeno, este aumenta a medida que existe una mayor producción por hectárea y superficie pastoril mejorada. Sin embargo, existe una relación inversa (R2=-0,37) con el tamaño (has) del establecimiento, existiendo un mayor desbalance de N cuanto menor es el área pastoril. En el caso de los ingresos de P (fertilizantes + alimentos) se observó una relación (R2= 0,37) con la carga animal del establecimiento.

Con respecto a los indicadores, en el caso del nitrógeno, existió una gran variación del IUN entre los establecimientos, tanto para N como para P. Los valores menores de IUN indican mayor eficiencia de utilización de los nutrientes. El ICN de N calculado fue desde 1,3:1 hasta 38,6:1, siendo el promedio de 7:1. Los establecimientos que tuvieron un menor ICN de N fueron aquellos que vendieron alimentos (fardos) como un egreso de nutrientes agregado además de la venta de producto (carne). En el caso del ICN de P se observó una menor variación del mismo (0,2:1 hasta 17,6:1) siendo el valor promedio de 4,4:1. Los establecimientos con menos ICN de P fueron aquellos que tuvieron un bajo ingreso de P al establecimiento, llegando a tener balances de P negativos, lo cual puede significar que esté existiendo una extracción por parte del sistema de fósforo, por lo tanto, presentan una extracción del nutriente del sistema.

El indicador que muestra la eficiencia de aprovechamiento de cada nutriente es el EGB. Los valores de EGB de N analizados (2,6% a 75,3%) presentan una gran variación entre los diferentes establecimientos. En el caso del P la variación fue similar (5,7% a 94,7%). Sin embargo, en el caso del P, la eficiencia promedio hallada (30,6%) fue mayor con respecto a la EGB de N (14,7%).

Si bien la bibliografía disponible en el ámbito internacional presenta una variedad de casos de estudio, principalmente en sistemas lecheros y/o ganaderos intensivos, no representan la realidad de los sistemas de producción de carne de Uruguay. Koelsch y Lesoing (1999) construyeron el balance de nutrientes para 33 predios ganaderos intensivos (confinamiento). En dicho trabajo, los balances de nitrógeno variaban según el número total de cabezas del establecimiento. Aquellos predios con menor cantidad de animales presentaron balances de nitrógeno alrededor de los 8kgN ha-1 año-1 y en el caso del fósforo valores promedio de 0,6kgP ha-1 año-1. A medida que el número de animales aumentó, el desbalance de N y P también lo hizo, llegando a valores para el caso de nitrógeno de 466 kgN ha-1 año-1 y 60 kgP ha-1 año-1 en el caso del fósforo.

A nivel nacional se conocen datos principalmente del sector lechero. La Manna y Durán (2008) presentaron datos de balance de nitrógeno para cinco modelos de intensificación de la lechería uruguaya (extensivo, mejorado, organizado, controlado y avanzado). A medida que aumenta el nivel de intensificación, aumenta también es desbalance de nitrógeno, llegando este a valores de 72 kgN ha-1 año-1. Sin embargo, en dicho trabajo se tuvieron en cuenta el cálculo de pérdidas no controladas (lixiviación, erosión, etc.), las cuales fueron de 58,7 kgN ha-1 año-1.

 

Conclusiones

Los balances de nutrientes permiten conocer el potencial de riesgo ambiental de los sistemas productivos. La evaluación de los mismos resulta en una herramienta necesaria, particularmente en situaciones de riesgo, que puede ser utilizada para definir estrategias de disminución de la excreción de nutrientes, desde una comprensión integral del sistema productivo, buscando la mejor combinación productiva, económica y ambiental. Sin embargo, a nivel nacional, no existen trabajos publicados sobre el tema en cuestión que permitan comparar los valores logrados en este estudio. Para algunos países esta herramienta permite el control y monitoreo del balance de nutrientes ante excesos en el manejo de los mismos, principalmente en áreas de concentración de explotaciones intensivas, en las cuales se puede controlar para establecer restricciones de ingreso de nutrientes y evaluar el balance entre superficie/cabezas animales. Si bien en Uruguay dichas estrategias de control actualmente no están aún establecidas por reglamentación, los nuevos acuerdos comerciales que se logren a nivel internacional, pueden establecer demandas pueden establecer nuevas demandas ambientales en aquellos sistemas más intensivos y por lo tanto un mayor control a futuro del impacto ambiental de los mismos.

Igualmente, dicha herramienta no debería ser utilizada sólo como medida de control, sino que permite conocer al productor y su asesor el estado de situación actual y en base a ello poder mejorar, a futuro, la eficiencia con que se manejen los nutrientes en su establecimiento.

Un balance positivo no quiere decir necesariamente que se esté perdiend uede ser todo lo contrario. Es necesario contar con valores mayores a cero para no estar extrayendo nutrientes del predio y quedar en un balance negativo. Sin embargo, existen valores máximos recomendables para que no existan elevadas pérdidas al medio, los cuales aún no se encuentran definidos a nivel nacional para los diferentes sistemas de producción y regiones

 

Bibliografía Consultada

Gil S. B., Herrero, M. A., Flores, M. C., Pachoud, M. L., Hellmers, M. M. 2009. Evaluación de procesos de intensificación agropecuaria mediante indicadores de sustentabilidad ambiental. Arch. Zootec. 58: 413-423.

Goh K.M. and Williams P.H., 1999. Comparative Nutrient Budgets of Temperate Grazed Pastoral Systems. Nutrient Disequilibria in Agroecosystems. Pp. 265 – 293.

Herrero M.A., Gil S.B., Flores M.C., Sardi G.M., Orlando A.A., 2006 Balances de nitrógeno y fósforo a escala predial en sistemas lecheros pastoriles en Argentina. Revista InVet, vol 8: 9-21.

Koelsch, R.; Lesoing, G., 1999. Nutrient balance on Nebraska livestock confinement systems. J. Anim. Sci. 77 Suppl. 2/ J. Dairy Sci., 82, Suppl. 2:77:63-71.

Montossi F. y Soares de Lima J.M, 2011. Después de 20 años de crecimiento de la ganadería del Uruguay: desarrollo de propuestas tecnológicas desde la cría para. El próximo salto productivo. Revista INIA 26:31-38.

Salazar F., La Manna A., Herrero M. A. 2008. Balances de nutrientes en tambos ganaderos bobinos. JICAL 2008.

 
remove_red_eye 78 forum 0 bar_chart Estadísticas share print
Compartir:
close
Ver todos los comentarios
 
   | 
Copyright © 1999-2019 Engormix - All Rights Reserved