pastizalesdelsur.files.wordpress.comel tercero es la ausencia de sesgo, que la posible diferencia...

7574

4. Estimación del Índice de Cobertura Vegetal (ICV) en el marco del Indice de Conservación de los Pastizales Naturales (ICP) en campos ganaderos de los Pastizales del Cono Sur

Mariano Oyarzabal, M. Laura Bustamante y José M. Paruelo

Introducción

El presente artículo propone una manera relativamente practica, objetiva y poco cos-tosa en el uso de tiempo y recursos humanos de medir la «cobertura vegetal» de cada establecimiento rural. con la cobertura medida se calcula un índice relativo que se incor-pora al cálculo del Índice de Contribución a la Conservación de Pastizales Naturales del Cono Sur de Sudamérica (ICP, ver Cap. 2).

El índice de cobertura vegetal (ICV) es uno de los componentes del ICP (ver Cap. 2). Existe consenso en el ámbito de la Alianza del Pastizal que el ICV debería ser un índice riguroso. Ese rigor puede descomponerse en algunos elementos centrales (Oesterheld et al. 2005). El primero es que el ICV tenga base biofísica, que sea una valoración cuantita-tiva directa de las características estructurales de los pastizales, en contraposición a un abordaje de «caja negra», en donde un atributo de la superficie (por ej. la cobertura) se relaciona con otra variable dada sin conocer los mecanismos del vínculo (Paruelo 2008). El segundo es la precisión o exactitud, la medida en que las observaciones reflejen lo más cercanamente posible la realidad. El tercero es la ausencia de sesgo, que la posible diferencia con el valor real no tienda a un sentido particular. El cuarto refiere a cuán bien documentadas son las observaciones, de manera que se pueda volver a ellas, cues-tionarlas, ponderarlas, repetirlas. Por último, el quinto es la aplicabilidad de un único protocolo de medición, muy relevante dado el vasto alcance geográfico de la iniciativa.

Una aproximación al problema

El uso de datos espectrales provistos por sensores remotos para caracterizar la cober-tura de los pastizales de la región es una alternativa que, en gran medida, cumple con las condiciones detalladas arriba. Desde el punto de vista biofísico, existen evidencias muy bien documentadas que permiten relacionar la cobertura vegetal con índices de vegeta-ción como el NDVI (Normalized Difference Vegetation Index o Índice de Ve-getación Normalizado) (Curran, 1983; Tucker et al. 1985). El NDVI estima con muy alta precisión y mínimo sesgo una variable directamente vinculada a la cobertura vegetal: la cantidad de la radiación que está siendo absorbida por la vegetación en relación a la radiación incidente (Sellers et al. 1992). La radiación absorbida depende fundamentalmente del

Jornada de explicación de los alcances del ICP en el Uruguay. Foto: Aníbal Parera

Estimación del Índice de Cobertura Vegetal (ICV) en el marco del Indice de Conservación de los Pastizales Naturales (ICP) en campos ganaderos de los pastizales del Río de la Plata Mariano Oyarzabal, M. Laura Bustamante y José M. Paruelo

77 76

índice de área foliar (IAF, m2 de hoja/m2 de suelo). Si bien en distintos tipos de vegeta-ción la disposición de las hojas (más erectas o más planas) puede modificar la relación IAF-cobertura del suelo, en el caso de pastizales naturales esta variación es menor. En muchos casos, las imágenes satelitales quedan disponibles en servidores de tal manera que se pueden revisar y/o repetir los cálculos. Además, la teledetección permite disponer de una cobertura completa del territorio y no es necesario, por lo tanto, definir protocolos de intra o extrapolación de observaciones puntuales como las que se podrían generar a partir de recorridas de campo lógicamente no exhaustivas (Paruelo 2008). En definitiva, si bien el NDVI no mide directamente cobertura, no existe ninguna aproximación me-todológica que permita una estimación de las variaciones relativas en el tiempo y espacio con mayor precisión, menor sesgo y mejor cobertura espacio-temporal y repetibilidad.

En este capítulo se utilizan datos de NDVI del satélite MODIS para estimar el ICV de campos ganaderos de la región de los pastizales del Río de la Plata. Dada la heterogenei-dad ambiental de la región, los campos se agruparon en grandes unidades de vegetación de tal manera que el ICV fuera una medida que cuantificara la cobertura en ambientes relativamente homogéneos. El resultado principal es una serie de tablas con una cuanti-ficación del ICV de cada campo durante la campaña ganadera Julio 2011- Junio 2012. Se generó además una base de datos y un sistema de información geográfica que permite revisar las mediciones hechas y/o hacer nuevas en siguientes campañas ganaderas. La base de datos dispone de registros de NDVI desde 2000 a fines de 2012, de modo que también podría utilizarse para, por ejemplo, evaluar el cambio en el ICV de cada campo a lo largo de los últimos años o campañas ganaderas.

Materiales y métodos

Se generó un sistema de información geográfica para el cual la Alianza del Pastizal proveyó los perímetros digitalizados de las áreas de pastizal natural de cada campo de interés. Estos polígonos excluían áreas con coberturas distintas a la de pastizal, como las de los cultivos agrícolas o forestales, montes y lagunas. Con ayuda de imágenes de Google Earth, dentro de cada polígono se eligieron los píxeles o áreas que «releva» el satélite MODIS que mejor representaban al campo. Los píxeles tienen 250 m de lado, cubren unas 6 ha, y se disponen en una grilla cuadriculada que cubre todo el territorio. Se seleccionaron aquellos píxeles cuya superficie quedaba más de un 90% comprendida dentro de cada campo (Fig. 1). Por último, los campos se agruparon según su pertenen-cia a unidades ambientales. Las unidades se delimitaron a partir de mapas de vegetación disponibles para Argentina, Paraguay, Brasil y Uruguay (Fig. 2; ver citas en la sección Bibliografía). Dado que algunas unidades de vegetación estaban escasamente represen-tadas por campos y que el ICV se calcularía por unidad ambiental, se eligieron sitios al azar y se generaron polígonos que simularan campos mediante círculos de 500 m de radio (78 ha). Así, todas las unidades de vegetación tuvieron al menos 10 campos cada una. El sistema de información geográfica generado incluyó en total 211 campos distri-buidos en 17 unidades de vegetación. De ese conjunto, 132 campos correspondieron a

unidades con límites, nombres y propietarios conocidos, que aquí llamamos «campos conocidos». Los 79 campos restantes fueron los ubicados al azar en determinadas uni-dades de vegetación (ver más abajo en resultados). Como era de esperar, el número de píxeles elegidos dentro de cada campo dependió principalmente del tamaño y forma de cada establecimiento. En el 10,5% de los campos se pudieron elegir 5 o menos píxeles, en el 30% entre 6 y 10 píxeles, en el 46,5% entre 11 y 100 píxeles y en el 13% restante de los campos se pudieron seleccionar más 100 píxeles.

Se utilizó el NDVI del satélite MODIS. En particular, se utilizó el producto MOD13Q1, que comprende a un valor de NDVI por píxel y cada 16 días, desde 2000 al presente (23 registros por año). De este modo, para cada fecha se tuvieron tantos valores de NDVI como píxeles elegidos dentro de un campo. Para cada campo y cada fecha se obtuvo el promedio del NDVI. Luego, con el fin de disponer de un dato promedio de NDVI por campo durante la campaña ganadera de interés, para cada campo se calculó el promedio del NDVI entre julio de 2011 y junio de 2012 (23 registros).

Por último, se calculó el ICV como una función lineal del NDVI. La unidad desarrolla-dora de la fórmula del ICP para el proyecto que encomendó la tarea estableció que el ICV debería decuarse a un rango de 0,8 a 1. Para cada grupo de campos, y a partir del NDVI

Figura 1. Croquis digital (líneas negras) del área de pastizal natural de un campo brasilero, «Terra Um-bra», ubicado en la unidad «Campo com flechilhas do Cristalino Central» (unidad 4, ver Figura 2) con los 133 píxeles (rombos rojos) del satélite MODIS elegidos para estimar el ICV, todo sobre una imagen de Google Earth. Campo «Terra Umbra», Brasil. Lat -33,350466º long -56,011848º. Google Earth. Abril 9, 2013. Julio 20, 2013.


79 78

de cada campo, se calculó el percentil 5 y 95. El/los campo/s con NDVI promedio iguales o menores al percentil 5 recibieron el mínimo ICV (0,8), mientras que el/los campos con NDVI promedio iguales o mayores al percentil 95 recibieron el máximo ICV (1). Los campos restantes recibieron el ICV con valores intermedios según una interpolación lineal simple entre estos extremos.

Resultados y Discusión

Se calculó el ICV para un total de 211 campos distribuidos en 17 unidades de vegeta-ción de Argentina, Brasil, Paraguay y Uruguay. Más abajo se presenta el ICV para cada campo agrupado según unidades de vegetación. Las tablas son homólogas por lo que, a modo de ejemplo, se comenta el contenido de una de ellas. En la Unidad de Vegetación 1, denominada «Bosque de esclerófilas con Prosopis affinis», se contó con un sólo «campo conocido», Borguese, ubicado en la Provincia de Entre Ríos, Argentina (Tabla 1). En esta región se agregaron otros 9 campos al azar, denominados con números, ubicados en Entre Ríos y Corrientes (Tabla 1). El NDVI promedio anual durante 2011-12 varió entre campos entre un máximo de 0,650 y un mínimo de 0,569 (Tabla 1), el percentil

Figura 2. Mapa de grandes unidades de vegetación de Argentina, Brasil, Paraguay y Uruguay, y ubicación de los campos para los que se calculó el ICV.

95 correspondió a 0,644 y el percentil 5 a 0,571. El máximo ICV se registró en el campo «70», de Entre Ríos, y el mínimo ICV en el campo «66», de Corrientes (Tabla 1). El campo Borguese tuvo un ICV = 0,891 (Tabla 1). La tablas restantes, una por cada unidad de vegetación, se interpretan igual que esta (Tablas 2 a 17).

El ICV así calculado es una medida relativa de la cobertura y es comparable entre campos de una misma unidad de vegetación. Independientemente del estado de con-servación de los pastizales, en cada unidad de vegetación existen campos con mínimo y Tabla 1. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 10 campos de Argentina ubicados en la unidad 1 («Bosque de esclerófilas con Prosopis affinis», ver Fig. 2). Para cada campo se indica también la Provincia a la que pertenece y el NDVI promedio anual durante la campaña. En este grupo, el único «campo conocido1K es Borguese, mientras que los restantes, denominados con números, fueron ubicados al azar y delimitados arbitrariamente para generar una masa mínima de valores (ver Materiales y Métodos).

Nro Unidad de Vegetación País Provincia Campo NDVI 2011-12 ICV 2011-12

1 Bosque de esclerofilas con Prosopis affinis

Argentina

Corrientes

Entre Ríos

646566676869707172

Borguese

0,5960,5830,5690,6140,5730,6290,6500,6210,6370,604

0,8680,8340,8000,9180,8060,9591,0000,9360,9800,891

Tabla 2. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 19 campos de Argentina ubicados en la unidad 2 («Bosque xerofítico con Schinopsis balansae, sabana y selva de albardón» ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.


2Bosque xerofitico con Schinopsis balansae,

sabana y selva de albardónArgentina

Formosa

Santa Fe

Don FlavianoEto El Bagual

La CamilaReserva El Bagual

San Ignacio

Carmen LuisaFirmanGarcia

Las MariasLos LaurelesMenapace

NardelliPaduanPividoriQuadrioRenieroSandrigo

ScarelZilli

0,6170,5960,6420,6440,700

0,5550,5540,6180,5310,5560,5810,5490,5230,6180,5170,6280,5590,5680,584

0,9480,9160,9880,9911,000

0,9750,8490,9500,8140,8530,8920,8420,8010,9510,8000,9650,8580,8710,896


81 80

Tabla 3. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 26 campos de Brasil y Uru-guay ubicados en la unidad 3 («Campo arbustivo», ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.


3 Campo arbustivo

Brasil

Uruguay

s/d

s/d

Arthur JardimCabanha Sao Crispim

Estancia LeoesEstancia Sao Crispim

EucaliptoF.Q.da Pedreira NorteF.Q.da Pedreira Sur

Fazenda Dos PinheiroFazenda Tres Butias

GuabijuJoao Bonifacio

LanceirosMarca Pe de Galinha

Sabio BarbosaSalamancaSossegoTapera

Gerardo Mora MaldonaGerardo Mora RochaHumberto Rodriguez

Ignacio GonzalezLas Ruinas

Lorenzo RodriguezMargarita Ruiz

Otto RieraShirley Acevedo

0,6940,6520,6520,6510,6590,6790,6560,6490,6730,6330,6490,6690,6780,6220,6460,6730,655

0,6580,6730,6700,6860,6530,6660,6790,6700,688

1,0000,8610,8600,8580,8890,9650,8760,8500,9420,8000,8500,9280,9620,8000,8380,9440,873

0,8850,9440,9330,9950,8660,9180,9680,9321,000

Tabla 4. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 11 campos de Uruguay ubicados en la unidad 4 («Campo com flechilhas do Cristalino Central», ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.


4 Campo com flechilhas do Cristalino Central

Uruguay s/d

El Alambre de PuaEl Rebusque

El SauceLas AcaciasLas PalmasLomas Bien

Los MacachinesPalmas y Ombues

San LuisSanta Ema de la Cost

Terra Umbra

0,6290,6420,6390,5890,6360,6670,6420,6640,6420,6620,608

0,8930,9310,9210,8000,9121,0000,9300,9970,9290,9880,829

Tabla 5. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 10 campos de Uruguay ubicados en la unidad 5 («Campo con flechilhas do Cristalino Meridional», ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.


5Campo com flechilhas do

Cristalino MeridionalUruguay s/d

151617181920212223

Los Talas

0,6290,7290,6170,6940,6290,6370,6390,6530,6470,651

0,8151,0000,8000,9570,8140,8310,8360,8670,8530,862

Tabla 6. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 23 campos de Uruguay ubicados en la unidad 6 («Campo con flechilhas do Cristalino occidental», ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.


6 Campo com flechilhas do Cristalino ocidental

Uruguay s/d

CaeudresCazard AgustinCazard Ramon

El ArrayanEl HorneroEl MatreroEl Viraro

EmanuelleFigari

LafourcadeLas Camelias

Las GolondrinasMenegazzi 1Menegazzi 3

PariettiPortela fraccion 30Portela fraccion 32

Rosa AdanRuiz

San AntonioSan Jacinto

Santa CatalinaSanta Rita

0,6370,6790,6380,6390,6030,6590,5890,5810,6830,6110,6310,6170,6650,6390,5900,6350,5870,6510,6100,6080,6380,6220,577

0,9151,0000,9170,9200,8440,9620,8160,8001,0000,8610,9040,8740,9740,9190,8180,9110,8110,9450,8590,8550,9170,8850,800


7 Campo de solos rasos

Brasil

Uruguay

Brasil

s/d

Fazenda Santo AntoniSao Joao

Sao Roberto

GuimaraensLa ChircaMerelloMi Viejo

Pea_Fraccion46Potrero de los toros

Ruiz RubenSantiago Silva

Urruty

0,6340,5880,588

0,6150,5930,5910,6240,5930,6640,5980,6130,627

0,9380,8000,800

0,8910,8160,8110,9200,8171,0000,8330,8840,933


8 Campo graminoso Brasil s/d

7879

Boa VistaJose Carlos Pfeifer

SalsoSanta CorinaSanta ElaineSanta HelenaSanta Pepita

Silencio de Sao Jose

0,6340,6330,6360,6740,6610,6330,6370,6180,6390,658

0,8430,8410,8541,0000,9670,8370,8570,8000,8650,953

Tabla 7. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 12 campos de Uruguay y Brasil ubicados en la unidad 7 («Campo de solos rasos», ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.

Tabla 8. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 10 campos de Brasil ubicados en la unidad 8 («Campo graminoso», ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.


83 82


9 Campo litoraneo

Brasil

Uruguay

s/d

s/d

282930

24252627

Alicia RodriguezEduardo Martinez

Juan Muzio

0,5960,6150,615

0,6620,6290,6560,5950,6490,7080,627

0,8020,8420,842

0,9450,8730,9320,8000,9161,0000,868

Tabla 9. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 10 campos de Brasil y Uruguay ubicados en la unidad 9 («Campo litoraneo», ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.

Tabla 10. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 10 campos de Brasil y Uruguay ubicados en la unidad 10 («Campo misto de andropogoneas e compostas», ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.


10 Campo misto de andropogoneas e compostas

Brasil

Uruguay

s/d

s/d

31333435363738

Fazenda Fomento

3239

0,6070,6230,6030,5950,6340,6010,5930,625

0,7020,649

0,8320,8690,8220,8030,8940,8170,8000,873

1,0000,930

Tabla 11. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 10 campos de Uruguay ubicados en la unidad 11 («Campo misto do Cristalino Oriental», ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.


11 Campo misto do Cristalino Oriental

Uruguay s/d

404142434445464748

Uberfil Batista

0,6650,6720,6370,6360,6260,6390,6870,6350,6620,671

0,9370,9680,8270,8220,8000,8371,0000,8180,9260,964

Tabla 12. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 10 campos de Argentina ubicados en la unidad 12 («Estepa halofítica con Spartina argentinensis y sabana», ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.


15 Praderas y bosques en galeria

Argentina Entre Rios

Don ConradoDon Cristobal

FernandezHors RicardoLa CatalanaLos Paraisos

SiguraSoracioSortinoVera

0,6700,6600,6040,6200,6560,6310,6410,5170,6400,512

1,0000,9930,9190,9400,9880,9540,9680,8040,9660,800


12Estepa halofitica con

Spartina argentinensis y sabana

Argentina Santa Fe

495051525354555657

El Historico

0,5550,5180,5680,5510,5540,5090,4850,5360,5570,516

0,9740,8671,0000,9620,9740,8380,8000,9180,9820,860

Tabla 13. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 10 campos de Paraguay ubicados en la unidad 13 («Litoral Central», ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.


13 Litoral Central Paraguay s/d

585960616263

Estancia Delia ClaraEstancia Irum

Estancia TalaveraPerrone

0,5410,6600,6230,6990,6220,6190,6750,6590,6610,651

0,8000,9500,8831,0000,8820,8770,9760,9470,9510,934

Tabla 14. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 10 campos de Paraguay ubicados en la unidad 14 («Neembu cú», ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.


14 Neembu cú Paraguay s/d

123456

Estancia BerreritoEstancia Guajho

Ña EusebiaSanta Filomena

0,5710,6370,6370,6140,6180,6200,6010,5990,6130,592

0,8001,0000,9990,9190,9330,9400,8740,8660,9170,841

Tabla 15. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 10 campos de Argentina ubicados en la unidad 15 («Praderas y bosques en galería», ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.

Tabla 16. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 de 10 campos de Paraguay ubicados en la unidad 16 («Selva Central», ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.


16 Selva Central Paraguay s/d

7891011121314

Estancia HildebrandSan Rafael

0,6400,6280,6660,6330,6490,6360,6250,6400,6510,678

0,8600,8080,9730,8280,8980,8420,8000,8590,9081,000


85 84


17

Selva y sabana de Copernicia alba y

Soghastrum agrostoidesArgentina Formosa

7374757677

Don FelipeEl SapucaiEl TrianguloLa CarmelaSanta Rosa

0,6450,7070,6660,5940,6570,6230,5750,6480,6340,637

0,9161,0000,9570,8200,9400,8740,8000,9230,8960,901

Tabla 17. ICV - Índice de Cobertura Vegetal durante la campaña 2011-12 calculado en 10 campos de Argentina ubicados en la unidad 17 («Selva y sabana de Copernicia alba y Sorghastrum agrostoides», ver Fig. 2). Otros detalles como en Tabla 1.

máximo ICV (0,8 y 1 respectivamente) que se corresponden con los percentiles 5 y 95 del set de datos (ver Tablas 1 a 17). Los valores intermedios del ICV se calcularon por inter-polación lineal entre ambos ICV extremos. Por ejemplo, si en un grupo de nueve campos donde existe uno de ellos con el máximo ICV se incorporara un décimo campo con una cobertura mayor al resto, aquel que antes ostentaba el valor máximo pasará a tener un valor menor de ICV no porque su cobertura haya cambiado en términos absolutos sino porque en términos relativos su cobertura es menor a la del nuevo campo incorporado al grupo. Siendo una medida relativa a cada grupo de campos, el ICV no es comparable entre campos de distintas unidades de vegetación. Por ejemplo, no se puede afirmar que el campo «70» (Tabla 1) tiene igual cobertura que el campo «San Ignacio» (Tabla 2), pero sí que ambos son los que exhiben, del grupo, la mayor cobertura vegetal en cada una de las unidades de vegetación (Tablas 1 y 2). Esto, que podría verse como una aparente limitación del ICV, surge como consecuencia del previo conocimiento de la heterogenei-dad ambiental de la región. Este reconocimiento de la heterogeneidad ambiental es una fortaleza del ICV que sobrecompensa la limitación mencionada. Si no se reconociera la heterogeneidad de ambientes, el ICV estaría muy fuertemente asociado a gradien-tes regionales de cobertura (por ej. los campos correntinos tendrían mayor ICV que los bonaerenses). En el futuro convendría incorporar mayor detalle de heterogeneidad ambiental que el utilizado, por ejemplo mediante mapas de unidades fitosociológicas (ver por ejemplo Baeza et al. 2011 para Uruguay).

Bibliografía

Baeza, S, F Gallego, F Lezama, A Altesor, JM Paruelo (2011) Cartografía de los pastizales naturales en las regiones geomorfológicas de Uruguay predominantemente ganaderas. En Altesor, A, JM Paruelo (Eds.) Pastizales naturales: Bases ecológicas para su manejo. Marcos conceptuales e investigaciones sobre la estructura y el funcionamiento de los pastizales naturales y de su aprovechamiento en sistemas ganaderos extensivos. Instituto Nacional de Investigación Agropecuaria, Montevideo. pp 33-54.

Curran, PJ (1983) Multispectral remote sensing for the estimation of green leaf area index. Philosophical Transactions of the Royal Siciety of London A 309:257-270.

Hasenack, H, E Weber, II Boldrini, R Trevisan (2010) Mapa de Sistemas Ecológicos Da ecorregião das savanas uruguaias em escala 1:500.000 ou superior e relatório técnico descrevendo insumos utilizados e metodologia de elaboração do mapa de sistemas ecológicos. Projeto IB/CECOLcecol/tnc produto 4. 22 pp.

Oesterheld, M, MR Aragón, G Grigera, M Oyarzabal, M Semmartin (2005) ¿Cómo deben percibir la heterogeneidad quienes manejan la vegetación de los agroecosistemas? El caso de la Pampa Deprimida. En Oesterheld, M, MR Aguiar, CM Ghersa, JM Paruelo (Eds.) La heterogeneidad de la vegetación de los agroecosistemas. Un homenaje a Rolando León. Editorial Facultad de Agronomía, Buenos Aires. 472 pp.

Oesterheld et al. (2012) Grandes unidades de vegetación de Argentina. En: Sistema nacional de diagnóstico, planificación, seguimiento y prospección forrajera en sistemas ganaderos, informe etapa II. 114 pp.

Sellers, PJ, JA Berry, GJ Collatz, CB Field, FG Hall, (1992) Canopy relectance, photosynthesis and transpiration. A re-analysis using improved leaf models and a new canopy integration scheme. Remote Sensing of Environment 42:187-216.

Paruelo, JM (2008) La caracterización funcional de ecosistemas mediante sensores remotos. Ecosistemas 17:4-22.

Secretaría del Ambiente del Paraguay (2006) Ecorregiones del Paraguay. Ley 3001/06.Tucker, CJ, JR Townsend, TE Gof, (1985) African land cover classification using satellite data.

Science 227:369-75.

8786

Felipe Lezama y Luis López

Presentación

La fórmula del Índice de Contribución a la Conservación de Pastizales Naturales del Cono Sur (ICP) integra tres escalas espaciales relevantes: (1) el Sistema Pastizal (SPz) propiamente dicho, (2) el Sistema Predial (SPr) que contiene al Sistema Pastizal y (3) el Sistema Externo (SE), que representa el entorno que contiene a los anteriores (Cap. 2,). La escala de mayor detalle (SPz), implica el registro de observaciones tanto remotas a partir de satélites como a campo del estado del pastizal natural. Por un lado está previsto que la información satelital incorpore estimaciones de la cobertura vegetal (Índice de Cobertura Vegetal, ICV), mientras que por otro lado, las visitas a campo proveerán información de la composición y estructura del pastizal (Especies de Valor Forrajero, EVF).

En este trabajo se propone un juego de características y metodología para el empleo del indicador EVF.

Introducción

Servicios ecosistémicos del pastizal: atributos e indicadores

Los pastizales proporcionan una amplia serie de servicios ecosistémicos (SE) a los hu-manos que pueden ser agrupados en dos grandes tipos (Ludwig et al., 2004): (i) funciones biofísicas que incluyen una alta capacidad de retener agua, capturar energía, producir bio-masa, ciclar nutrientes y proveer hábitats para poblaciones nativas de animales y plantas, y (ii) funciones socio-económicas proveyendo necesidades culturales y materiales para la población humana habitante. El mantenimiento de los SE implica que estas funciones biofísicas y socioeconómicas necesariamente sean medidas y reportadas, lo que requiere desarrollar procedimientos de monitoreo y un sistema de reporte de datos a los interesa-dos. Las funciones, tanto biofísicas como socio-económicas (atributos), muchas veces son complejas de medir directamente, razón por lo cual se recurre a indicadores más simples de medir y que funcionan como sustitutos del atributo (Feinsinger, 2004).

5. Especies vegetales indicadoras de la condición del pastizal natural: una aproximación metodológica para su aplicación en el Índice de Contribución a la Conservación de Pastizales del Cono Sur1

1 El artículo y los estudios aportados por los autores fueron realizados en una época temprana del desarrollo del ICP, contribuyendo de manera consistente a su construcción. Sin embargo, como podrá advertirse, ciertos aspectos metodológicos descriptos en este capítulo fueron luego adaptados a las posibilidades prácticas de desempeño de técnicos en el terreno. Pastizal natural de la Estancia São Crispim,

Lavras do Sul, Brasil. Foto Aníbal Parera.

Felipe Lezama y Luis LópezEspecies vegetales indicadoras de la condición del pastizal natural: una aproximación metodológica para su

aplicación en el Índice de Contribución a la Conservación de Pastizales del Cono Sur

89 88

La selección de indicadores refleja en primer lugar el atributo objetivo pero también debe tener en cuenta una multiplicidad de aspectos como la capacidad de alerta temprana, la simplicidad, etc. (para un análisis detallado sobre indicadores ver Feinsinger, 2004). La utilidad de la medición de indicadores está supeditada a que estén contenidos dentro de un marco conceptual explícito y desarrollado que vaya más allá del significado de las variables individuales medidas y permita interpretar procesos claves del ecosistema (Feinsinger, 2004).

En el contexto del monitoreo del estado de pastizales, el modelo de sucesión desarro-llado por Clements (1916) ha servido como soporte generalizado a los programas de estudio de pastizales en diversas partes del mundo. Según este modelo las comunidades vegetales, en ausencia de perturbaciones, atraviesan un conjunto de etapas serales hasta llegar a un estado de madurez o clímax. Las ideas de Clements fueron aplicadas al ma-nejo de pastizales por varios autores, destacándose los trabajos de Dyksterhuis (1949). La aproximación sucesional para el manejo de pastizales supone un estado climáxico en ausencia de pastoreo, mientras que el pastoreo produce cambios progresivos y en dirección opuesta a la sucesión (disclímax). De esta manera los estados de la vegetación pueden ser acomodados en un continuo desde pastoreo muy intenso hasta la condición clímax en ausencia de pastoreo. Este modelo sucesional para pastizales también incorpo-ra la variabilidad climática, los efectos de la sequía afectarían a la vegetación en la misma dirección que el pastoreo y por el contrario, un régimen de precipitación por encima de la media actuaría en la misma dirección que la tendencia sucesional. En consecuencia, en los años húmedos se podría manejar el pastoreo con cargas mayores y éstas deberían reducirse en los años secos. En este marco, la noción de evaluar la condición de un pastizal consiste en medir cuánto se aleja la composición de especies de éste en relación a una comunidad «climáxica teórica» (punto de referencia) (Dyksterhuis 1949). Una idea central del modelo es que en el elenco de especies del pastizal hay especies crecientes y decrecientes con el pastoreo, y estas últimas, aquellas perjudicadas por el sobrepastoreo, representan las especies de mayor valor forrajero.

El modelo sucesional clásico está basado en el supuesto de que considera al pastoreo como única perturbación de origen antrópico del pastizal y visualiza los cambios de con-dición de los pastizales como reversibles (manejables con el factor intensidad de pasto-reo). Las ideas del modelo clásico aplicadas a pastizales fueron modificadas por Westoby et al. (1989) al plantear los Modelos de Estados y Transiciones. Éstos representan la diná-mica de los ecosistemas cuyo comportamiento no se ajusta a los modelos direccionales clásicos, incorporando la importancia de eventos estocásticos, diferentes mecanismos para el reemplazo de especies y la caracterización de las perturbaciones. La idea básica es que un pastizal puede presentar un número variable de estados diferentes dentro de un estado estable, con transiciones entre estados causados por perturbaciones. Luego de superar ciertos umbrales el pastizal transita a un estado estable diferente, también con múltiples «estados y transiciones». Una vez traspasado un umbral, la reversión de la transición hacia el estado estable previo no es fácilmente alcanzable por medidas de manejo simples sino que son necesarias medidas acentuadas de restauración. De esta

manera, bajo esta perspectiva la dinámica de las comunidades de pastizal es conceptua-lizada tanto en forma continua como discontinua, y tanto reversible como irreversible (Westoby et al., 1989).

Marcos de referencia para la aplicación de indicadores

Los pastizales presentan inherentemente una alta variabilidad estructural y de funcio-namiento a distintas escalas espaciales (Chaneton, 2005). A escala local, con alta resolu-ción espacial, la heterogeneidad de los pastizales ha sido relacionada fundamentalmente a la micro heterogeneidad ambiental, las interacciones entre especies y las estrategias de colonización espacial. A escalas mayores, de paisaje y región, la variabilidad espacial de los pastizales se encuentra asociada principalmente a la variación en tipos y usos de suelo, materiales geológicos y variables climáticas (Chaneton, 2005).

En el contexto del monitoreo y de la calificación de la calidad de pastizales es impres-cindible que las evaluaciones sean estrictamente relacionadas al uso actual o pasado del predio y no influenciadas por factores como la región en la que esté situado el predio o tipo de suelo sobre el cual se desarrolla el pastizal. Atributos deseables de un pastizal, como la productividad de forraje o la resistencia a la invasión de plantas exóticas, pueden ser altamente dependientes de factores ajenos a medidas impulsadas por el hombre. Por ejemplo, la importancia de especies forrajeras de alta calidad está correlacionada con la fertilidad del suelo (Millot et al., 1987). Más aún, la capacidad de respuesta de un pastizal a medidas de manejo está relacionada significativamente a su productividad (Millot et al., 1987). Es decir, la variación de un indicador en un sitio debe ser evaluada en relación a los valores potenciales de este indicador en un estado de referencia real o hipotético a definir en cada región y dependiente del tipo de pastizal de que se trate (Pereira y Morales 2011; Stokes et al. 2009). De esta manera la evaluación de un pastizal consiste en asignarle un grado que ilustra y posiciona su condición con respecto a la situación potencial (Pereira y Morales, 2011).

Por los motivos detallados arriba la valoración de un pastizal está sujeta a compara-ciones en relación a situaciones de referencia (por ejemplo, comparaciones dentro un mismo tipo de pastizal). Desde este punto de vista se torna un requisito indispensable contar con descripciones detalladas de la vegetación que provean marcos de extrapola-ción de las observaciones realizadas en los predios.

Adicionalmente a la elevada heterogeneidad espacial que presentan los pastizales estos son extremadamente variables temporalmente. Por ejemplo, los pastizales presentan una alta variabilidad entre años en la productividad primaria neta aérea, variabilidad asociada en gran medida a la acción de factores climáticos como las precipitaciones. Se hace imprescindible en el marco del ICP separar el efecto del manejo del pastizal de los eventuales efectos asociados a factores climáticos. Es vital para ello contar con una red de situaciones de referencia de cada tipo de pastizal de la región que permita discriminar entre variaciones de los indicadores atribuibles al manejo del predio, al clima o a su inte-



91 90

racción (Ludwig et al. 2004). Se recomienda asimismo que el establecimiento de sitios de referencia regional para el monitoreo se realice preferentemente en áreas con alto control sobre su manejo como en Áreas Protegidas y en Estaciones Experimentales.

Antecedentes de aplicación de indicadores en pastizales de la región

A pesar de que la región de Pastizales del Cono Sur representa una de las zonas con dominancia de pastizales más importantes en términos de superficie a escala mundial, el desarrollo y la aplicación de indicadores de monitoreo del estado del pastizal ha sido escaso. Más aún, los pocos ejemplos de indicadores de la región han tenido un desa-rrollo independiente entre sí, con un fuerte foco en realidades productivas locales. Los antecedentes encontrados presentan en común una atención centrada predominante-mente en el valor agronómico del pastizal (Millot et al. 1987; Altesor et al. 2005; Pizzio y Bendersky 2008; Pereira y Morales 2011). En definitiva el análisis de los antecedentes indica que resta aún la elaboración de indicadores con criterios amplios y aplicables consistentemente a través de toda la región.

Aproximación metodológica

La definición de los criterios para el término EVF de la fórmula del ICP se llegó a través de la integración de tres enfoques: revisión bibliográfica, discusión con distintos espe-cialistas integrantes del Grupo Técnico, y finalmente una encuesta semi-estructurada a referentes seleccionados (Anexo). La encuesta fue enviada a un total de 155 especialistas seleccionados a partir de su afinidad temática por al menos un aspecto abordado en el cuestionario. De este conjunto, se obtuvo respuesta de 47 especialistas distribuidos a través de la totalidad de la región abarcada por el proyecto (Cap. 3, Anexo).

Revisión bibliográfica: análisis de información disponible

La revisión bibliográfica en torno a la descripción de patrones de vegetación y califica-ción de especies según su valor forrajero en la región de Pastizales del Cono Sur indican una alta disponibilidad de información para las áreas contenidas dentro de los Pastizales del Río de la Plata (Rio Grande do Sul, Uruguay, Provincias de Buenos Aires y Entre Ríos). En una situación contrastante aparece Paraguay con ningún trabajo en la temática. Esta disparidad de situaciones representa un claro desafío a la hora de definir indicado-res de aplicación masiva en la región. Los antecedentes de aplicación de indicadores de la condición del pastizal fueron mencionados más arriba en la introducción.

Encuestas

El 66 % de los encuestados coincidió en identificar la cobertura de especies forrajeras de alto valor forrajero como el indicador de máxima importancia, arrojando un valor promedio de 4.6 (Tabla 1). En segundo lugar de importancia fue identificada la variable disponibilidad de forraje con un valor promedio de 3.9. Un aspecto a destacar de estos resultados es que la propuesta de indicador detallada más adelante encuentra amplio apoyo entre las opiniones consultadas.

Si bien el cuestionario de la encuesta abría la posibilidad de sugerir indicadores alterna-tivos hubo escasas menciones en este sentido. Cabe mencionar sin embargo dos aspectos que fueron señalados por más de un encuestado. Por un lado, surgió la opinión de con-templar el tipo de comunidad en la calificación del pastizal. Es decir que los valores de un sitio sean relativos a un estado de pastizal potencial específico. Por otro lado, al igual que en los talleres, surgió en reiteradas oportunidades la observación de contemplar otros atributos del pastizal en la fórmula, no exclusivamente su función ganadera.

CALIFICACIÓN PROMEDIOINDICADOR

2.63.73.94.63.42.73.92.83.23.5

Riqueza de especiesRiqueza de especies de alto valor forrajero *Frecuencia de especies de alto valor forrajeroCobertura de especies de alto valor forrajeroCobertura de gramíneas perennesCobertura de gramíneas anualesDisponibilidad de forrajeFrecuencia de especies de bajo valor forrajeroCobertura de especies de bajo valor forrajeroRelación entre la cobertura de especies invernales y la cobertura de especies estivales

Propuesta de procedimiento para evaluar la calidad de pastizales naturales en el ámbito del ICP

La propuesta presentada surge a partir de la síntesis de los intercambios en las instan-cias de talleres, en las encuestas y en la comunicación personal con varios referentes en la temática de la región, así como también de la revisión bibliográfica. La propuesta no es una sustitución del indicador EVF como variable «Efecto de Manejo» contemplado inicial-mente en la fórmula (Viglizzo, 2012), sino la ampliación de sus alcances. La idea central es incorporar atributos del pastizal no abarcados hasta el momento a través de la integración de los siguientes indicadores: grado de invasión de especies vegetales exóticas (CEE), he-terogeneidad estructural (HE) y eventualmente la importancia de cobertura de especies perennes (CEP) y el índice de suelo desnudo (ISD). La propuesta presentada se basa en una adaptación del trabajo de Whitehead et al. (2000) sobre indicadores en sabanas de Australia. Los atributos representados por cada uno de los indicadores son presentados en

Tabla 1. Resultados de la encuesta. Se indica el valor promedio de las 47 respuestas obtenidas según la escala de puntuación empleada en la encuesta (1= importancia nula, 2=mínima importancia, 3=impor-tante, 4=muy importante, 5= máxima importancia).



93 92

la Tabla 2. La expansión de los indicadores, más allá del foco fuerte del estado del pastizal desde la perspectiva de su uso ganadero, está en concordancia con la tendencia mundial de los programas de monitoreo de pastizales y áreas de pastoreo en general (Ludwig et al. 2004, Quiñones y Picasso, 2011). La integración de estos atributos al ICP permitirá capturar los efectos no solo del pastoreo en los predios sino también de otros usos, muchas veces estrechamente ligados a la ganadería, como el agregado de fertilizantes y semillas por intersiembra sobre pastizales naturales así como también su reemplazo directo con labores agrícolas (laboreo, herbicidas).

Existen distintas posibilidades de integrar los indicadores a la fórmula. Una posibili-dad sería simplemente promediando los tres coeficientes. Otra alternativa es la siguiente:

EFV = CEF*CEE*HE

Es decir, se añaden factores a la multiplicación por lo cual el término EVF original ahora es el resultado del triple producto de los tres indicadores. Eventualmente se podría considerar ponderar en forma diferencial cada factor dependiendo de que se considere que haya diferencias en su relevancia. A continuación se definen los indicadores pro-puestos y una escala tentativa para la calificación de cada uno. Las escalas propuestas tienen un carácter meramente tentativo, siendo la idea más apropiada ajustar la escala a situaciones de referencia.

CALIFICACIÓN PROMEDIOINDICADOR

Cobertura de especies forrajeras (CEF)Heterogeneidad estructural del pastizal a escala de stand (HE)Cobertura de especies exóticas (CEE)

Provisión de forraje para el uso ganaderoProvisión de hábitat para fauna y floraMantenimiento de poblaciones reducidas de especies exóticas invasoras

Tabla 2. Lista de atributos propuestos para incluir en la fórmula y sus indicadores respectivos (adap-tado de Ludwig et al. 2004).

Cobertura de Especies Forrajeras (CEF): representa en esencia el mismo signifi-cado ecológico que el indicador EVF de la fórmula original (Viglizzo, 2012), solo que se precisa su cuantificación en términos de cobertura. En forma resumida se puede expre-sar como la capacidad de un pastizal de producir forraje en calidad y cantidad. El cambio sugerido en su denominación se basa principalmente en que toma en consideración la totalidad de las especies forrajeras del pastizal. Este indicador podría adoptar dos formas según la región de su aplicación dependiendo de la información disponible. En algunas circunstancias consistiría en cuantificar la cobertura de especies forrajeras totales de un sitio (CEF1), mientras que en otras circunstancias se abre el abanico ponderando la co-bertura de dos o más categorías forrajeras según su valor en términos de productividad y calidad forrajera (CEF2) (Daget y Poisonett, 1971, Pereira y Morales 2011). Es decir, en este caso la CEF resulta de la sumatoria de los productos de un indicador de la calidad forrajera de las especies y de una medida de su importancia dentro de la comunidad. Naturalmente, dentro de una misma zona política de aplicación (estado, provincia) no puede ocurrir variación de este criterio.

La propuesta metodológica en relación a la cuantificación de CEF es la evaluación de la cobertura de las 10 especies dominantes de cada sitio. Según varios antecedentes (Pereira, com. pers.; Ayala y Bermúdez, 2005), este número reúne al menos el 80% de la cobertura vegetal de un sitio. Ante esta alternativa se torna un requisito indispensable el conocimiento de las especies campestres dominantes por parte del técnico evaluador. La diversidad de especies a conocer puede variar entre regiones dependiendo de la hetero-geneidad presente y el rango de esta heterogeneidad abarcado en las evaluaciones. Por ejemplo, Lezama et al. (2006) reportan un total de 274 especies vegetales registradas en 46 censos florísticos llevados a cabo en la Región Basáltica del Uruguay. De este conjunto de especies solamente 60 aparecen claramente como dominantes al menos en un sitio. Si acotamos la variabilidad de tipos de pastizal a aquellos sobre suelos profundos, la lista de especies dominantes se reduce a 42.

Heterogeneidad estructural (HE). Este parámetro refiere a la heterogeneidad dentro de un stand o de una comunidad asociada principalmente al pastoreo y no a la variación en tipos de suelo y topografía. Indica la capacidad de un pastizal de satisfacer los requerimientos de refugios a la fauna y a la flora nativa, suelos apropiados, sitios de nidificación, etc. Entendida de esta manera, una mayor heterogeneidad estructural implica una mayor diversidad de hábitats y microhábitats y por ende una mayor diver-sidad biológica asociada.

Debido a que la HE es un parámetro que contempla un atributo de la totalidad del predio, su cuantificación posiblemente deba abarcar más de un potrero, capturando la variabilidad intra e interpotreros. Aquí se propone clasificar los parches en las siguientes clases fisonómicas (adaptado de Lezama et al. 2011).

Fisonomía 1. Altura del estrato menor a 5 cm de altura con predomino de graminoides postradas y dicotiledóneas arrosetadas.

Fisonomía 2. Altura del estrato entre 5 y 10 cm. Compuesto fundamentalmente por graminoides postradas y graminoides erectas de mediano porte.

Fisonomía 3. Altura del estrato entre 10 y 30 cm. Compuesto por graminoides erectas de mediano porte, subarbustos y hierbas de alto porte.

Fisonomía 4. Altura del estrato dominante mayor a 30 cm, compuesto por graminoi-des de alto porte y arbustos.

A partir de la presencia e importancia relativa de estas clases fisonómicas dentro del potrero se pueden distinguir 3 condiciones y valores de coeficiente respectivos:

1. Dominancia neta de una fisonomía, si ocurriesen parches de otras clases fisonómi-cas serían de una superficie total menor al 1% (despreciable). HE: 0,6.

2. Codominancia de dos fisonomías HE: 0,8.

3. Codominancia de tres o más fisonomías. HE: 1.



95 94

Cobertura de Especies Exóticas (CEE). Existe amplia evidencia a nivel mundial de que la invasión de especies exóticas representa una de las amenazas más importantes para la conservación de la biodiversidad de los pastizales (Gurevitch y Padilla 2004). El indicador CEE permite evaluar el manejo de un predio en cuanto a su capacidad de ex-clusión o de mantenimiento de bajas poblaciones de especies exóticas invasoras. Si bien la lista de especies exóticas de la región de los pastizales del Cono Sur es amplia (Ziller et al. 2005; IABIN, 2012), el número de especies de importancia desde el punto de vista de su cobertura es reducido (Bresciano et al. en prensa; Lezama y Rossado, 2012).

El indicador consiste en la sumatoria de la cobertura del total de especies exóticas en un área determinada y su relativización al 50%, valor umbral para que un pastizal sea considerado nativo (Oyarzábal, 2012). De esta manera, el valor máximo que pueda adoptar CEE es 1 correspondiendo a un 50% de cobertura. La integración del indicador a la fórmula del ICP es a través de su inverso (1-CEE).

Se recomienda cuantificar a nivel del pastizal dos variables adicionales a las descri-tas en la sección precedente. Es posible que durante el desarrollo de la etapa piloto del proyecto se encuentre redundancia en la información provista por estos indicadores en relación al término Índice de Cobertura Vegetal (ICV) (ver cap. 4). Sin embargo, por la simplicidad de su cuantificación en el terreno pensamos que es conveniente sean consi-deradas en esta etapa de pruebas.

Cobertura de especies vegetales perennes (CEP). La cobertura vegetal peren-ne garantiza una alta retención y captura de recursos edáficos y también de agua en el sistema (Ludwig et al. 2004; Quiñones y Picasso, 2011). Un atractivo de este indicador radica en que refleja uno de los procesos de modificación de la comunidad de pastizal natural más generalizados asociados a la intensificación productiva como es el incre-mento en la importancia de especies anuales en las comunidades (anualización) (Millot, 1987, Boggiano, 2003). La distinción entre especies anuales y perennes y la importancia relativa de cada grupo en la comunidad no representa una dificultad desde el punto de vista operativo. A partir de pocos caracteres es posible reconocer si la planta es anual o perenne (tenacidad de arraigamiento, presencia de lignificación). Una alternativa simple es calificar este indicador identificando las especies perennes y anuales entre las diez especies dominantes de la comunidad.

Índice de Suelo Desnudo (ISD). En el caso del ISD se trata de un indicador ne-gativo, lo que implica que a mayores % se aleja del valor máximo 1. Este índice apunta en el mismo sentido que el ICV de la fórmula ICP (Viglizzo, 2012) al dar una idea del grado de integridad biológica del sistema pastizal en cuanto a la provisión de servicios ecosistémicos básicos como protección de suelos, ciclado de nutrientes, regulación de aguas, hábitat, etc. Sin embargo, el % de SD es uno de los componentes de la cobertura no vegetal, y el más informativo en relación a la intensidad de uso, al ser relativo al suelo potencialmente cubierto por vegetación. El procedimiento a campo para evaluar los in-dicadores detallados más arriba permite en forma sencilla registrar simultáneamente la cobertura vegetal, rocosidad, pedregosidad y suelo desnudo.

Si bien en la fórmula inicial está previsto evaluar el ICV en forma remota (a partir de imágenes satelitales), la información estimada a nivel de campo permite desglosar la cobertura no vegetal en sus distintos componentes. La complementariedad entre ambos índices es alta y cada uno presenta ventajas sobre el otro. Por un lado, el ISD se estaría registrando con una frecuencia anual (visita de terreno) y es de alcance espacial reduci-do, mientras que el ICV (aproximado por el Índice de Vegetación Normalizado - IVN) es registrado en forma continua y espacialmente exhaustiva. Por otro lado, el ISD permite detectar en forma más clara la intensidad de utilización del pastizal por el pastoreo. In-clusive el registro a campo de estas variables permitiría calibrar las estimaciones a través de satélites tal como está previsto en Viglizzo (2012).

Propuesta de protocolo de evaluación del SPz mediante una visita instantánea de un técnico al terreno

Esta propuesta de protocolo involucra los siguientes pasos:

1° Reconocimiento de tipos de vegetación presentes en el predio

El primer paso es realizar una amplia recorrida del predio, para lo cual es recomen-dable el empleo de cartas de suelo, cartas de vegetación, imágenes satelitales y /o fotos aéreas. El trabajo de gabinete con la información disponible previo a la salida es un re-quisito indispensable para un relevamiento efectivo y no improvisado en el campo. En el caso de que hubiera caracterizaciones de la heterogeneidad de la vegetación disponibles para la zona, es altamente recomendable sostenerse en tales descripciones a estos efectos.

2° Selección de potreros (lotes) a monitorear

La selección de los potreros se basará en su representatividad de la totalidad del pre-dio en cuanto a uso y características ambientales. En el caso de que haya una marcada heterogeneidad ambiental y/o de uso entre potreros sería necesario seleccionar varios potreros. Como criterio de base recomendamos abarcar al menos dos potreros del esta-blecimiento. El paso de selección de los potreros es clave en la evaluación y los criterios deben ser explícitamente expuestos por el técnico (adjuntando la información de varia-bles de manejo de la totalidad del predio).

En la Figura 1a se representa a modo de ejemplo el croquis de un establecimiento ganadero con los distintos potreros y tipos de vegetación principales presentes (tomado de Baeza et al. 2011). En este ejemplo, los recursos forrajeros son exclusivamente pastizales naturales, de los cuales hay dos tipos principales: pastizales sobre suelos profundos (de color verde en la figura) y pastizales sobre suelos superficiales (de color amarillo en la figura). Dentro del predio aparecen además áreas con bosques y afloramientos rocosos, de colores marrón y gris respectivamente. El establecimiento tomado como ejemplo presenta pastoreo mixto de vacunos y ovinos, a excepción del potrero que está separado, que presenta exclusivamente



97 96

Figura 1a. Mapa de establecimiento ganadero con subdivisiones y tipos de cobertura del suelo presentes (C. Inv: cultivo de invierno, C. Ver: cultivo de verano, D. Cultivo: doble cultivo, P. Sie1: pastizales de sierras sobre suelos superficiales, P. Sie2: pastizales de sierras sobre suelos profundos) (tomado de Baeza et al. 2011).

pastoreo vacuno. La carga promedio y la relación lanar vacuno de los potreros son muy si-milares entre potreros. Por consiguiente, en este caso, descartando el potrero que está en la esquina superior izquierda debido al elevado % de afloramientos que presenta, podría ser seleccionado cualquiera de los restantes siete potreros.

3° Selección del o los stands a monitorear

Una vez seleccionado el potrero, es necesario realizar la selección de los stands de comunidad dominante dentro del potrero donde efectuar las observaciones. En el caso de que no hubiera una comunidad claramente dominante sería necesario la inclusión de más de un stand en el monitoreo. Se recomienda en este punto seleccionar los stands de pastizal asociados a suelos profundos drenados característicos de la región donde está ubicado el predio. Se deben evitar sitios de descanso del ganado y áreas próximas a bebederos y plantaciones de abrigo y sombra para los animales.

4° Localización de parcelas de muestreo

El cuarto paso consiste en la ubicación de las parcelas permanentes de 1 m2 en el centro de los stands seleccionados, dispuestas a lo largo de una transecta a intervalos de 25 m (el n° de parcelas por transecta es variable dependiendo del tamaño del stand, recomendándose un número entre 3 y 10 parcelas). En la Figura 1b se ilustra un ejemplo de disposición de parcelas a lo largo de una transecta sobre un parche de pastizal de

suelos profundos. Se recomienda marcar la ubicación de las parcelas con estacas y/o georeferenciarlas a efectos de poder relocalizarlas en futuros muestreos.

5° Cuantificación de los indicadores

En la Figura 2 se puede apreciar un cuadro de 1m2 del tipo sugerido para los releva-mientos. En el ángulo inferior izquierdo se puede observar un cuadrado de 10x10 cm (1% del área) que sirve como referencia para estimar visualmente los valores de cobertura de las especies. Dentro de este cuadro se debe identificar las 10 especies más importantes en cobertura y realizar una estimación visual de la cobertura de cada una. Además, la descripción debe incluir un registro del número de estratos presentes y de la cobertura de cada uno. Adicionalmente a la estimación de la cobertura vegetal y del porcentaje de suelo desnudo recomendamos incluir la estimación de la rocosidad (afloramientos roco-sos) y la Pedregosidad (fragmentos gruesos superficiales, mayores a 0.2cm de diámetro) del sitio como información complementaria.

Los muestreos florísticos, así como la cuantificación de variables como la cobertura vegetal, % de suelo desnudo deben realizarse en un período acotado del año, recomen-dándose la época primaveral en que la mayoría de las especies presentan estructuras reproductivas que permiten su rápido reconocimiento a campo. De otra forma se pro-duciría una variación entre predios asociada a la fecha de muestreo.

Figura 1b. Potrero del establecimiento con disposición de parcelas de muestreo cada 25 m a lo largo de una transecta (representados por los cuadrados rojos) (escala meramente ilustrativa).

Figura 2. Cuadro de 1m2 del tipo sugerido para llevar a cabo la cuantificación de los indicadores.



99 98

Bibliografía

Altesor, A, F Lezama, G Piñeiro, E Leoni, C Rodríguez, JM Paruelo, S Baeza (2005) El efecto del pastoreo sobre la estructura y el funcionamiento de las praderas naturales uruguayas: ¿Qué sabemos y cómo podemos usar ese conocimiento para manejarlas mejor? Serie Técnica INIA v. 151, pp. 21-32.

Ayala, W, R Bermúdez (2005) Estrategias de Manejo en Campos Naturales sobre Suelos de Lomadas en la Región Este. INIA, Serie Técnica 151:41-50.

Baeza, S, F Gallego, F Lezama, A Altesor, JM Paruelo (2011) Cartografía de los pastizales naturales en las regiones geomorfólogicas de Uruguay predominantemente ganaderas. En Altesor, A, W Ayala, JM Paruelo (Eds.) Bases ecológicas y tecnológicas para el manejo de pastizales. Serie FPTA Nº 26. INIA.

Boggiano, P (2003) Manejo integrado de ecosistemas y recursos naturales en Uruguay. Componente «Manejo y conservación de la diversidad biológica. Subcomponente» Manejo integrado de pradera. Montevideo. Proyecto Combinado GEF/IBRD. Uruguay.

Boldrini I, S Mohito, H Longhi-Wagner, V Pillar, K Marzall (1998) Aspectos florísticos e ecológicos da vegetaçao campestre do Morro da Polícia, Porto Alegre, RS, Brasil. Acta Botanica Brasilica. 12:89-100.

Bresciano, D, A Altesor, C Rodríguez, F Lezama (en prensa). Patrones de invasión de los pastizales de Uruguay a escala regional. Ecología Austral.

Chaneton, E (2005) Factores que determinan la heterogeneidad de la comunidad vegetal en diferentes escalas espaciales. En Oesterheld, M, MR Aguiar, CM Ghersa, JM Paruelo (Eds.). La heterogeneidad de la vegetación de los agroecosistemas. Un homenaje a Rolando León. Editorial Facultad de Agronomía, Buenos Aires. pp 19-42.

Clements, FE (1916) Plant succession: an analysis of the development of vegetation. Carnegie Institution of Washington. 512 pp.

Daget, P, S Poissonet, (1971) Une méthode d’analyze phytologique des prairie. Annales Agronomiques 22:5-41.

Dyksterhuis, EJ (1949) Condition and management of range land based on quantitative ecology. Journal of Range Management 2:104-115.

Feinsinger, P (2004) El diseño de estudios de campo para la conservación de la biodiversidad. Editorial Fundación Amigos de la Naturaleza. Santa Cruz de la Sierra, Bolivia.

Gurevitch, J, DK Padilla (2004) Are invasive species a major cause of extinctions? Trends in Ecology & Evolution 19:470-474.

IABIN (2012) http://i3n.iabin.net/Landi, M, G Arguissain (1985) Primer curso de Pastizales naturales de la Provincia de

Entre Ríos. INTA-EEA Concepción del Uruguay y AACREA-CREA Zona Litoral Sur.Lezama, F, A Altesor, RJC León, JM Paruelo (2006) Heterogeneidad de la vegetación en

pastizales naturales de la región basáltica de Uruguay. Ecología austral 16:167-182.Lezama, F, A Altesor, M Pereira, JM Paruelo (2011) Descripción de la heterogeneidad

florística en los pastizales naturales de las principales regiones geomorfológicos de Uruguay. En Altesor, A, W Ayala, JM Paruelo (Eds.) Bases ecológicas y tecnológicas para el manejo de pastizales. Serie FPTA Nº 26. INIA.

Lezama, F, A Rossado (2012) Efectos del pastoreo en la estructura de los pastizales naturales del Parque Nacional San Miguel y la Estación Biológica Potrerillo de Santa Teresa. Programa de Conservación de la Biodiversidad y Desarrollo Sustentable en los Humedales del Este. Documentos de Trabajo N°48. Rocha, Uruguay.

Ludwig, JA, DJ Tongway, GN Bastin, CD James (2004) Monitoring ecological indicators of rangeland functional integrity and their relation to biodiversity at local to regional scales. Austral Ecology 29:108-120.

Millot, JC, D Risso, R Methol (1987) Relevamiento de pasturas naturales y mejoramientos extensivos en áreas ganaderas del Uruguay. Ministerio de Ganadería, Agricultura y Pesca y Comisión Honoraria del Plan Agropecuario.

Oyarzábal, M (2012) Informe final de consultoría. Incentivos para la Conservación de Pastizales Naturales Del Cono Sur. Proyecto ATN-OC 12514 RG

Pereira, M, H Morales (2011) An approach to the appraisal of the condition of Uruguay´s grasslands. IX International Rangeland Congress , Rosario- Argentina.

Pizzio, R, D Bendersky (2008) Evolución de un campo natural de loma en una ex-arrocera. Noticias y Comentarios Nº 430. EEA Mercedes- Centro Regional Corrientes. INTA.

Quiñones, A, V Picasso (2011) A proposal of sustainability indicators for the Uruguayan campos production systems. In Feldman, S, G Oliva, M Sacido (Eds.) Diverse Rangelands for a Sustainable Society. 9º International Rangeland Congress. Rosario, 2011.

Stokes, CJ, RI Yeaton, MB Bayer, BT Bestelmeyer (2009) Indicator patches: exploiting spatial heterogeneity to improve monitoring systems. The Rangeland Journal 31:385-394.

Viglizzo, E (2012) ICP: Hacia un Indicador de la Contribución a la Conservaciónde Pastizales Naturales en Establecimientos Rurales. En Primer Informe Semestral - Proyecto Incentivos Pastizales Naturales Cono Sur.

Westoby, M, B Walker, I Noy-Meir (1989) Opportunistic management for rangelands not at equilibrium. Journal of Range Management 42:266-274.

Whitehead, PJ, J Woinarski, P Jacklyn, D Fell, D Williams (2000) Defining and measuring the health of savanna landscapes: a north Australian perspective. Published by the Tropical Savannas Cooperative Research Centre, Charles Darwin University, Darwin, Australia.

Ziller, SR, JK Reaser, LE Neville, K Brandt (Eds.) (2005) Invasive alien species in South America: national reports & directory of resources. Global Invasive Species Programme, Cape Town, South Africa.

101100

Resumen

El cambio en el uso del suelo produce grandes consecuencias en la estructura y funcio-namiento de los ecosistemas alterando su capacidad de producir servicios beneficiosos para la humanidad en su conjunto. Los pastizales naturales son uno de los sistemas más amenazados ante el avance de la agricultura lo que reduce su capacidad de proveer ser-vicios ecosistémicos, fundamentalmente aquellos sin valor de mercado. Particularmente en los pastizales del Río de la Plata, una de las zonas de pastizales más grande del mundo, el avance de la agricultura ocurre a tasas sin precedentes. En este trabajo evaluamos el impacto relativo de los diferente remplazos en el uso del suelo que están siendo someti-dos los pastizales naturales (Forestación, Cultivos anuales, Pasturas implantadas) sobre una serie de servicios ecosistémicos, a partir de la revisión de trabajos empíricos y la opinión de especialistas. La forestación aparece como el remplazo con mayor impacto en la provisión de servicios ecosistémicos, fundamentalmente a través de su efecto sobre los ciclos hidrológicos y la biodiversidad. Los cultivos anuales tienen un impacto relativo ligeramente menor, fundamentalmente dado por la disminución en el nitrógeno, el car-bono orgánico del suelo y la biodiversidad. Las pasturas implantadas tiene un impacto sensiblemente menor que la forestación o los cultivos anuales y se debe principalmente a la disminución de la biodiversidad y no tanto a alteraciones de los flujos de materia y energía. Este trabajo puede aportar información para la generación de políticas de conservación de los pastizales naturales al sintetizar y ordenar los principales impactos negativos producidos por diferentes categorías de cambio en el uso del suelo. En parti-cular, este trabajo propone una categorización práctica y una escala de impacto de los diferentes cambios en el uso del suelo sobre los servicios ecosistémicos provistos por los pastizales naturales para su aplicación en el ICP.

Introducción

La cobertura del suelo y el uso de la tierra (las modificaciones que los humanos hace-mos de la cobertura original) son los principales controles en el espacio y en el tiempo de la dinámica del carbono, la energía y el agua (Townshend et al., 1992). La humanidad transforma el paisaje para obtener comida, fibras, combustibles y otros bienes provistos por los ecosistemas. Sanderson et al. (2002) estiman que el 83% de la superficie terrestre esta directa o indirectamente influenciada por la acción del hombre. Tilman et al. (2001) calcularon que alrededor de 4 millones de hectáreas por año de vegetación natural se des-

6. Impacto relativo del cambio en el uso del suelo sobre la provisión de servicios ecosistémicos en Pastizales Naturales

Santiago Baeza y Federico Gallego

Plantación de pinos en un ambiente de pastizal natural que aún muestra marcas de haber sido cultivado con arroz en el pasado, Esteros del Iberá, Corrientes, Argentina. Foto: Aníbal Parera.

Impacto relativo del cambio en el uso del suelo sobre la provisión de servicios ecosistémicos en Pastizales Naturales Santiago Baeza y Federico Gallego

103 102

tinaron agricultura en los últimos 40 años. Los cultivos y las pasturas dedicadas a la gana-dería cubren el 40% de la superficie terrestre libre de hielos (Ramankutty and Foley 1999).

Las implicancias de estos cambios en el uso del suelo son profundas, siendo uno de los principales determinantes del fenómeno conocido como «cambio global» (Foley et al., 2005). La conversión de vegetación natural a cultivos produce grandes cambios en los ciclos del carbono y nitrógeno (Vitousek et al., 1997; Houghton et al., 2001), en la bio-diversidad (Sala et al., 2000) y, en términos generales, la provisión de bienes y servicios ecosistémicos, afectando en última instancia el bienestar humano (Daily et el, 1997).

¿Qué entendemos por servicios ecosistémicos (SE)? En términos generales, los SE son todos los beneficios que, activa o pasivamente, los humanos obtenemos de los ecosiste-mas. Una de las primeras definiciones de SE fue acuñada por Daily (1997) para quien los SE son las condiciones y procesos a través de los cuales los ecosistemas sostienen y satisfacen la vida humana. El concepto de SE recibió el apoyo de la comunidad científi-ca internacional como se observa en el Millenium Ecosystem Assessment (MEA 2004) donde más de 1300 científicos analizaron los servicios ecosistémicos a nivel mundial. En este informe se propuso una clasificación de los SE en cuatro grandes grupos: Servi-cios de provisión (productos obtenidos directamente de los ecosistemas, como madera, agua potable, fibras, etc.), Servicios de regulación (los procesos ecosistémicos, como la regulación climática, hídrica, la polinización, etc.), Servicios culturales (beneficios no materiales como la recreación, educación, estética, etc.) y Servicios de soporte (procesos necesarios para la producción del resto como la productividad primaria, formación de suelo y ciclado de nutrientes).

Una revisión y reclasificación más actual del concepto de SE es la propuesta por Fisher et al. (2009). Estos autores limitan el concepto de SE a los aspectos ecosistémicos usados de manera activa o pasiva para generar bienestar humano, restringiendo el significado a fenómenos (i.e., procesos y estructuras) del ecosistema. Estos autores distinguen entre SE intermedios y finales dependiendo de su relación directa o indirecta con los beneficios a la población. Por ejemplo, un aspecto central del funcionamiento de los ecosistemas como la Productividad Primara Neta (PPN), es considerado un servicio intermedio; mientras que la producción de forraje o el secuestro de carbono (ambos vinculados con la PPN) son considerados servicios finales, ya que los humanos obtenemos beneficios directos como la carne consumida o la regulación del clima. Esta forma de clasificar los SE permite reco-nocer las interacciones entre ellos y de los SE con los beneficios finalmente obtenidos. Un mismo servicio intermedio puede proveer más de un servicio final y más de un beneficio. En el otro sentido, un beneficio obtenido por los humanos puede proveer de varios servi-cios finales y varios servicios intermedios.

Parte del proceso de la utilización operativa del concepto de SE para evaluar los impac-tos del cambio en el uso del suelo pasa por identificar las relaciones existentes entre los procesos ecosistémicos y los servicios a los que están asociados (Paruelo et al. 2010, Altesor, 2011). Estas relaciones se conocen como «funciones de producción» y describen cuantitativamente las relaciones causales entre atributos estructurales y/o de funciona-miento del ecosistema y los servicios que proveen (Daily et al., 2000; 2009).

El otro aspecto importante a definir es la magnitud y el sentido del cambio en los niveles de provisión de un SE, generados a partir de un cambio en uso del suelo. Estas relaciones se conocen como «funciones de afectación» y relacionan la magnitud o intensidad de las perturbaciones (en este caso, un cambio en el uso del suelo) con el nivel de provisión de un servicio ecosistémico (Paruelo et al., 2010. Altesor, 2011).

Los sistemas de pastizales, representan la vegetación natural potencial de aproxi-madamente 46 millones de km2, un 27% de la superficie terrestre continental (Sala et al., 1996; Henwood, 1998). Son sistemas dominados por vegetación herbácea, predo-minantemente gramíneas con o sin vegetación leñosa (Sala, 1996). Los Pastizales del Río de la Plata constituyen una de las áreas más extendidas de pastizales naturales en el mundo, abarcando una superficie de más de 70 millones de hectáreas, cubriendo la gran planicie del centro-este de Argentina, Uruguay y el sur del Brasil (Soriano, 1991). En las últimas décadas las zonas ocupadas por este ecosistema han sido reemplazadas fundamentalmente por cultivos, pasturas implantadas y forestaciones (Baeza et al., 2011; 2012; Jobbágy et al., 2006 Paruelo et al., 2001; 2006). Si bien existen todavía relictos de pastizales naturales, estos se encuentran únicamente en zonas marginales de la región, en donde la agricultura o la ganadería intensiva no son actividades económicamente rentables (Krapovickas y Di Giacomo, 1998; Paruelo et al., 2007).

Los pastizales naturales proveen una serie de SE con valor de mercado, como la carne, leche, lana o cuero; simultáneamente los pastizales naturales proveen a la humanidad

Servicios intermedios BeneficiosServicios finales

Biodiversidad

Productividad primaria

Estructura y procesos

Ciclado de nutrientes

Ciclo hidrológico

Valor estético o deexistencia

Secuestro de C

Estabilidad ecosistémica

Resistencia biótica

Resistencia a la sequía

Resistencia a la presión de consumo

Formación de suelos

Control de la erosión

Producción de forraje

Balance de energía

Provisión de agua

Calidad de agua

Culturales

Producción de carne, leche, lana, cueroSalud

Control climático

Protección contra enfermedades, plagas e invasiones

Protección contra deslizamientos y derrumbes

Regulación de inundaciones

Agua para beber y de uso doméstico

Recreación, agua para irrigación o uso hidroeléctrico


105 104

una serie de servicios sin valor de mercado y generalmente poco conocidos como el mantenimiento de la composición atmosférica, la provisión de agua de calidad, el man-tenimiento de la fertilidad de los suelos o la biodiversidad (Sala y Paruelo, 1997).

¿En qué medida los diferentes tipos de remplazo afectan las aéreas de pastizal? o, dicho de otra manera, ¿Cuál es el impacto relativo de los diferentes cambios en el uso del suelo sobre las áreas de pastizal? Esta es la pregunta que busca responder este trabajo a través de una revisión bibliográfica y una encuesta a especialistas, sobre los niveles de provisión de diferentes servicios ecosistémicos ante el remplazo de pastizales naturales. Como apéndice a este trabajo se muestra como se utilizó la información recogida en este trabajo para su uso en la fórmula del Índice de Conservación de Pastizales Naturales (ICP).

Métodos

Para evaluar el impacto relativo de los diferentes remplazos a los que están sometidos los pastizales naturales se evaluaron los cambios en los niveles de provisión de una serie de SE intermedios y finales. Se intenta identificar el impacto relativo (i.e. reducción o aumento) en la provisión de un servicio ecosistémico luego del remplazo por diferentes categorías de uso del suelo. Para esto, se seleccionaron una serie de servicios que proveen los ecosistemas de pastizal que son afectados por los cambios en el uso del suelo. El impacto generado por el remplazo del pastizal en cada uno de los SE analizados dependerá de la escala espacial y temporal considerada. Estos cambios asociados a la escala de análisis escapan a los ob-jetivos de este trabajo y no serán tenidos en cuenta. Este trabajo se centra en identificar los impactos negativos del remplazo de pastizales, por los que todos aquellos servicios ecosistémicos con valor de mercado (por ej. producción de granos, carne, etc.) que surgen de la sustitución de pastizales naturales no son tenidos en cuenta.

La información sobre el impacto de los diferentes remplazos a los que están sometidos los pastizales naturales se relevó a partir de análisis empíricos, datos publicados en revistas arbitradas y/o informes técnicos y de la opinión de profesionales y técnicos vinculados a la investigación y manejo de pastizales naturales. Los aspectos elegidos para evaluar el efecto de los cambios en el uso del suelo, resumen y sintetizan los principales impactos causados por el remplazo de pastizales naturales encontrados en la bibliografía, resaltando sus con-secuencias sobre los flujos de materia y energía (Rendimiento hidrológico de las cuencas; Evapotranspiración; Carbono orgánico en el suelo; Exportación y pérdida de nutrientes); sobre la biodiversidad (Biodiversidad; Preencia de especies exóticas vegetales; Presencia de fauna no deseada) e intentan evaluar la reversibilidad del proceso de cambio en el uso del suelo (Posibilidad de restauración luego del abandono de la actividad). A continuación se detallan los servicios ecosistémicos intermedios y finales analizados en el marco de este trabajo, acompañados de una breve descripción de cada uno de ellos.

Servicios vinculados al impacto del cambio en el uso del suelo sobre los flujos de materia y energía

Los servicios hídricos involucran tanto la provisión de agua para distintos usos (con-sumo humano, industria, riego, esparcimiento) como también la regulación de los flujos de agua como fuerzas destructoras y/o contaminantes (crecientes, inundaciones, salini-zación, contaminación de reservas de agua) (Jobbagy, 2010; MA, 2005). En el esquema de clasificación propuesto por Fisher et al. (2009) los servicios hídricos involucran tanto SE intermedios como finales y sus correspondientes beneficios directos para lo pobla-ción. El rol de los ecosistemas en general y de la vegetación en particular, en la regulación de los ciclos hidrológicos pasa por su papel central en la partición de la precipitación en «flujos evaporativos», que retornan a la atmósfera, y «flujos líquidos», que alimen-tan cuerpos superficiales y subterráneos de agua (Nosetto et al., 2012). El impacto del remplazo de pastizales naturales por otros usos del suelo fue analizado a través de dos aspectos que contemplan ambos flujos hídricos, el rendimiento hidrológico y la evapo-transpiración.

Rendimiento hidrológico de las cuencas

El rendimiento hidrológico es la suma de dos flujos líquidos del ciclo del agua, escorren-tía superficial y drenaje profundo.

Evapotranspiración

La evapotranspiración está definida como la pérdida de humedad de una superficie por evaporación directa junto con la pérdida de agua por transpiración de la vegetación.

Carbono orgánico en el suelo

El contenido de carbono orgánico del suelo (COS) está estrechamente vinculados a una serie de servicios ecosistémicos intermedios y finales muy importantes, entre ellos biodiversidad, el control de la erosión, la provisión de nutrientes y el mantenimiento de la composición atmosférica (Sala y Paruelo 1997). Los cambios en los niveles de COS por la sustitución de pastizales naturales afectarían estos servicios. Caride et al. (2012), resumen los principales aportes del contenido de COS a estos servicios ecosistémicos. Los aspectos destacados por estos autores son: la relación estrecha y directa del COS con la estabilidad de los agregados del suelo y con la resistencia a la erosión; la relación entre la cantidad de materia orgánica (y COS) y la disponibilidad de nutrientes para las plantas (en particular el nitrógeno) y la correspondiente mejora de la eficiencia en el uso de fertilizantes debido a su elevada capacidad de intercambio catiónico; la relación entre las pérdidas de COS, fundamentalmente como CO2 (gas con efecto invernadero) y la composición de la atmosfera.


107 106

Exportación y pérdida de nutrientes

Este aspecto evaluado está relacionado con el anterior y se asocia con los niveles de provisión de nutrientes. Está vinculado con servicios ecosistémicos intermedios, como el mantenimiento de la fertilidad de los suelos o con servicios finales como el secuestro de carbono, la provisión de forraje y los procesos de formación de suelos.

Servicios vinculados al impacto del cambio en el uso del suelo sobre la biodiversidad:

Biodiversidad

En el esquema de clasificación de Fisher et al. (2009) la biodiversidad constituye un SE en sí mismo, actuando como servicio intermedio. La diversidad combina dos impor-tantes atributos estructurales del ecosistema, la riqueza de especies y sus abundancias relativas. La diversidad florística constituye un SE en tanto beneficia directa e indirec-tamente a los humanos. Altesor (2011), analiza el rol de la biodiversidad como SE final, destacando el beneficio que obtenemos de la diversidad florística por valor estético o de existencia, el cual constituye un servicio cultural.

Como SE intermedio, Altesor (2011) destaca el rol de la biodiversidad en la produc-tividad primaria, el ciclado de nutrientes, la estabilidad ecosistémica y el control de la erosión. La riqueza de especies se relaciona con la productividad primaria, un SE in-termedio clave del que los humanos obtenemos bienes con valor de mercado (carne, leche, grano) y sin valor de mercado (circulación de nutrientes, secuestro de C, etc.). Si bien la relación entre riqueza de especies (uno de los componentes de la diversidad) y productividad primaria está en debate en la literatura ecológica, las hipótesis clásicas y la mayor parte de los trabajos reportan relaciones positivas (McNaughton, 1994; Vitousek y Hooper, 1994; Sala et al., 1996). En cuanto a la relación con el ciclado de nutrientes, la riqueza de plantas favorece el número y actividad de los organismos descomponedores, aumenta la calidad de la broza y la concentración de nutrientes en el suelo (Balvanera et al., 2006). La diversidad de especies confiere a los ecosistemas mayor estabilidad frente a la variación en las condiciones ambientales o la presión de consumo por los herbívoros (Balvanera et al., 2006) y está relacionada positivamente con la resistencia a las invasio-nes biológicas (Fargione et al., 2003, Perelman et al., 2007). Con respecto al control de la erosión, una mayor diversidad de plantas asegura la cobertura del suelo a lo largo del año, incrementa la biomasa radicular y promueve la abundancia de redes micorrízicas que controlan los procesos de erosión (Balvanera et al., 2006).

La otra cara de los cambios en la biodiversidad la constituyen las invasiones biológi-cas, muchas veces promovidas por la sustitución de la cobertura original. Por ejemplo, Jobbagy et al. (2006) mencionan la aparición de varias especies problemáticas asociadas a la forestación comercial como la zarzamora (Rubus fruticosus), el ligustro (Ligustrum sp.) y la acacia negra (Gleditsia triacanthos). Las invasiones biológicas fueron analizadas en este trabajo a través de dos componentes: Presencia de especies exóticas vegetales y la Presencia de fauna no deseada.

Posibilidad de restauración luego del abandono de la actividad

Si bien este aspecto a analizar no es estrictamente un SE, es importante para la conser-vación de los pastizales naturales, e involucra la participación de varios SE intermedios y finales. Las posibilidades de restauración están vinculadas con la reversibilidad de los procesos ecosistémicos, los valores umbrales en las funciones de afectación y los fenó-menos de histéresis. Las perturbaciones a las que están sometidos los ecosistemas, entre ellos el cambio en el uso del suelo, comprometen la capacidad del mismo de resistir perturbaciones (resiliencia) y pueden generar cambios no lineales en el estado del sis-tema que imposibilitan el regreso al estado anterior por el mismo camino (histéresis), condicionando la reversibilidad de las transformaciones (Altesor, 2011; Paruelo 2010).

Recopilación, revisión y análisis de la bibliografía

Se realizó una amplia revisión de la bibliografía regional e internacional referente a los servicios ecosistémicos arriba descriptos. Esta incluye artículos en revistas arbitra-das, libros, informes técnicos y, para algunos SE para los cuales había poca información disponible, se utilizaron también trabajos presentados en congresos. Se recopilaron y revisaron más de 100 trabajos. Del total de trabajos revisados, se utilizaron para evaluar el cambio en la provisión de los diferentes SE, sólo aquellos que presentaban compara-ciones pareadas entre los niveles de uno o varios SE en pastizales naturales y en alguna categoría de cambio en el uso del suelo. La información utilizada proviene de 27 trabajos, varios de los cuales son meta-análisis o revisiones que incluyen la revisión de otro am-plio conjunto de trabajos (Tabla 1).

Para cada trabajo seleccionado y cada SE analizado se identificó el nivel de provisión del servicio (por ejemplo, cantidad de carbono orgánico en el suelo, biodiversidad, etc.) en el pastizal natural y en el remplazo del pastizal considerado, o en su defecto, el cambio porcentual en los niveles de provisión. El número de categorías de remplazo en cada servicio analizado dependió de la disponibilidad de información. En general se utiliza-ron tres grandes categorías: Forestación, Cultivos y Pasturas implantadas. En algunos SE la categoría forestación se pudo desglosar entre forestación con especies de hoja ancha (fundamentalmente Eucaliptus sp.) y forestación con coníferas (fundamentalmente Pinus sp.). En la mayor parte de los SE analizados la clase cultivos se pudo separar entre agricultura continua y sistemas de rotación Cultivos-Pasturas. Para cada SE analizado se calculó el impacto porcentual promedio en los niveles de provisión para cada categoría de remplazo y se reporta el rango de valores encontrados en la bibliografía.

No se encontró suficiente información sobre invasiones biológicas asociadas a los distin-tos cambios en el uso del suelo y tampoco con respecto a las posibilidades de restauración luego del abandono de los diferente remplazos, por lo que el impacto en estos atributos se obtuvo de la opinión de especialistas (ver más adelante).


109 108

Finalmente, el impacto relativo global de cada categoría de remplazo del pastizal se calculó promediando los impactos porcentuales promedio de los diferentes servicios analizados para los que hubo disponibilidad de información. La elección de esta forma de cálculo responde a la imposibilidad de asumir algún SE como más importante que el resto (por ejemplo, no se puede asumir a priori que las pérdidas de carbono orgánico de los suelos de pastizales naturales, generadas por un cambio en el uso del suelo, sean más importantes que los cambios producidos en el rendimiento hidrológico o en la biodiver-sidad). El impacto relativo global sintetiza información de SE muy distintos, por lo que no debe considerarse un valor absoluto sino una simple aproximación a la intensidad del efecto del remplazo asociada a cada categoría de uso del suelo.

Azpiroz y Blake, 2009 Berthrong et al., 2009Berthrong et al., 2012 Bilenca et al., 2009 Blumetto y Tosi-Germán, 2011Blumetto, 2008Caride et al., 2012Davison, 1993Eclesia et al., 2012Farley et al., 2005Guo y Giffor, 2002Has y Evans, 1957Isacch et al., 2005Lantschner et al., 2007Marchao et al., 2009 Nosetto et al., 2005 Nosetto et al., 2012 Oehl et al., 2003Post y Mann, 1990Sala y Paruelo, 1997Serrano y Longares, 2012 Silveira y Alonso, 2008Sinclair et al., 2012 Six et al., 1998von Stackelberg et al., 2007Zaitsev et al., 2006Zerbino, 2008

Autor Rendimiento Hidrológico

BD RiquezaEvapotranspiración C. orgánico Nitrógeno

Tabla 1. Bibliografía utilizada para el cálculo del impacto relativo del cambio en el uso del suelo sobre la provisión de servicios ecosistémicos provistos por los pastizales naturales. Se indica la cita abreviada y los servicios para los cuales fue utilizado cada trabajo.

Encuesta a especialistas

Para recabar la opinión de especialistas sobre del impacto de los cambios en el uso del suelo sobre las áreas de pastizal, se realizó una encuesta destinada a académicos y téc-nicos vinculados la investigación, manejo y asistencia técnica en pastizales de Uruguay, Argentina, Brasil y Paraguay. La pregunta realizada se muestra en el Anexo del capítulo 3 y busca evaluar la opinión de especialistas sobre el impacto relativo del cambio en el uso del suelo sobre los SE arriba descriptos para cuatro grandes categorías de remplazo de los pastizales naturales: Forestación, Cultivos Anuales, Pasturas implantadas e intersiembra con leguminosas. Los tipos de reemplazo coinciden con los relevados en la bibliogra-fía con la excepción de la intersiembra con leguminosas, una práctica común en varias zonas de los Pastizales del Cono Sur. Se enviaron en total 155 encuestas y se recibieron 45 encuestas respondidas (Cap. 3, Anexo). Para cada SE considerado se calculó el impacto relativo promedio y su error estándar.

Resultados y discusión

Revisión bibliográfica

Resultados por servicio ecosistémico analizado

Carbono orgánico en el suelo: Para evaluar los impactos del remplazo de pastizales natu-rales en el contenido de carbono orgánico del suelo (COS) se utilizaron 31 comparaciones provenientes de 10 trabajos distintos, varios de estos trabajos son revisiones o meta-análisis, que contemplan a su vez un número importante de trabajos.

Las mayores pérdidas de COS se dieron frente a la sustitución de pastizal natural por cultivos anuales en agricultura continua (promedio: -33,1%, máximo: -59%, mínimo: -18,5) seguidos por los cultivos en rotación con pasturas (promedio: -15,6%, máximo: -34%, mínimo: 0,3) y la forestación (promedio: -8,4%, máximo: -10%, mínimo: -6,7) (Fig. 1). La sustitución por pasturas implantadas tuvo como resultado ganancias de COS (promedio: 5,3%, máximo: 9,5%, mínimo: 2,2).

Si desglosamos la categoría forestación puede observarse que las pérdidas promedio están principalmente impulsadas por las pérdidas generadas por la forestación por coníferas (pro-medio: -24,4%, máximo: -62,2%, mínimo: -10,3), mientras que las pérdidas de COS por forestación con especies de hoja ancha son mínimas (-2%) (Fig. 1).

Los valores reportados para los cambios en el COS debido a la sustitución por cultivos incluyen siembra convencional y siembra directa con y sin fertilización. En el caso de los cultivos con rotación, la fase pasturas incluye diferentes largos de la fase pasturas, y durante la fase pasturas, siembra convencional y directa con y sin fertilización.


111 110

Figura 1. Cambios porcentuales promedio en el carbono orgánico del suelo, producto del remplazo de pastizales naturales por diferentes usos/coberturas del suelo. Las barras representan el rango de valores encontrados. Cultivos: cultivos anuales en agricultura continua; Cult-Rotación: cultivos anuales en rotación con pasturas; Forest-Prom: forestación en general, incluye diferentes especies; Forest-Conif: forestación con coníferas (fundamentalmente Pinus); Forest-hoja ancha: forestación con especies de hoja ancha (fundamentalmen-te Eucaliptus).

20

10

0

-10

-20

-30

-40

-50

-60

-70

C. orgánico

Cam

bio

porc

entu

al

Cultivos

Cult-Rotación

Forest- Prom

Forest - Conif

Forest- hoja ancha

Pasturas

salinización de suelos y napas) del 71% en la forestación en general, que alcanza el 250% en la forestación con Eucaliptus. Estos cambios en la concentración de iones y saturación de bases traen aparejados descensos en el pH del suelo del 5% en promedio.

Ciclo hidrológico: Los impactos en el ciclo hidrológico derivados de la sustitución de pastizales naturales fueron evaluados a través de los cambios en la evapotranspiración y el rendimiento hidrológico. En el caso de la evapotranspiración se realizaron siete comparaciones provenientes de dos trabajos. La forestación con Eucaliptus provoco aumentos promedio de la evapotranspiración (perdidas de agua) del 62,1% (máximo: 83,1%, mínimo: 41%) mientras que los cultivos anuales provocaron una disminución promedio del 5,8% (máximo: 2,6%, mínimo: -14,1%) (Fig. 3). En la revisión realizada no se encontraron trabajos que evaluaran los cambios en la evapotranspiración por la sustitución con cultivos en rotación con pasturas y por pasturas permanentes.

En el caso del rendimiento hidrológico se realizaron nueve comparaciones a partir de cuatro trabajos, uno de ellos es una síntesis global (Farley et al., 2005). La forestación generó disminu-ciones promedio del rendimiento hidrológico del 41 % (máximo: -44%, mínimo: -38%), mien-tras que los cultivos aumentaron en promedio el rendimiento hidrológico un 16% (máximo: 28,6%, mínimo: 3,6%). La disminución promedio en el rendimiento hidrológico fue mucho mayor en forestaciones de hoja ancha (promedio: -60,7, máximo: -75%, mínimo:-46,4 %) que en forestaciones con coníferas (promedio: -31,5, máximo: -40%, mínimo:-23 %) (Fig. 4). En la revisión realizada no se encontraron trabajos que evaluaran los cambios el rendimiento hi-drológico por la sustitución con cultivos en rotación con pasturas y por pasturas permanentes.

Figura 2. Cambios porcentuales promedio en el nitrógeno del suelo, pro-ducto del remplazo de pastizales naturales por diferentes usos/coberturas del suelo. Las barras representan el rango de valores encontrados. Cultivos: cul-tivos anuales en agricultura continua; Cult-Rotación: cultivos anuales en ro-tación con pasturas; Forest-Prom: forestación en general, incluye diferentes especies; Forest-Conif: forestación con coníferas (fundamentalmente Pinus).

0

-5

-10

-15

-20

-25

-30

-35

-40

-45

Nitrógeno

Cam

bio

porc

entu

al

Cultivos

Cult-Rotación

Forest- Prom

Forest - Conif

Exportación y pérdida de nutrientes: Debido a la disponibilidad de información, la evaluación de este SE estuvo restringida al cambio en el contenido de Nitrógeno en los suelo. Se relevó información sobre el cambio en otros nutrientes en base al meta-análisis de Berthrong et al. (2009) exclusivamente para el remplazo con forestaciones. Para los cambios en los niveles de nitrógeno se utilizaron nueve comparaciones provenientes de cuatro trabajos, tres de ellos meta-análisis y revisiones que incluyen muchos otros trabajos.

Al igual que con el COS, las pérdidas de nitrógeno en el suelo asociadas al remplazo de pastizales fueron mayores para los cultivos anuales en agricultura continua (promedio: -26,1%, máximo: -38,5%, mínimo: -6), seguido por los cultivos en rotación con pastu-ras (promedio: -23,5%, máximo: -24%, mínimo: -23) y la forestación (15%). (Fig. 2). Ninguno de los trabajos revisados incluyó comparaciones de pastizales naturales con pasturas implantadas en términos del nitrógeno en el suelo. De igual forma que en el caso anterior, las pérdidas de nitrógeno vinculadas a la forestación en general están prin-cipalmente impulsadas por las pérdidas generadas por la forestación por coníferas (-20 %) (Berthrong et al., 2009).

El meta-análisis realizado por Berthrong et al. (2009) sobre los impactos de la fores-tación en pastizales reporta, además de los cambios en C y N, pérdidas de Calcio del 29% en la forestación en general, del 52% en los niveles de Magnesio en la forestación con coníferas, y pérdidas del 23 % en los niveles de Potasio en la forestación con Pinus. A su vez reportan aumentos en los niveles de Sodio (y el consecuente aumento en la


113 112

Figura 3. Cambios porcentuales promedio en la evapotranspiración, pro-ducto del remplazo de pastizales naturales por diferentes usos/coberturas del suelo. Las barras representan el rango de valores encontrados. Cultivos: cultivos anuales en agricultura continua; Forest-hoja ancha: forestación con especies de hoja ancha (en este caso, únicamente Eucaliptus).

100

80

60

40

20

0-

20

Evapotranspiración

Cam

bio

porc

entu

al

Cult-Prom

Forest - hoja ancha

Obviamente el SE rendimiento hidrológico no tiene el mismo efecto en todos los si-tios, y un aumento o disminución del rendimiento, puede verse como un beneficio o como un problema en diferentes regiones. Por ejemplo, disminuciones en el rendimiento hidrológico en zonas habitadas frecuentemente inundables, producto del remplazo de pastizales por forestación podría verse como un beneficio. Debido a que lo cambios en el rendimiento hidrológico están fuertemente asociados a los cambios en al evapotranspi-ración para la generación del balance global en la provisión de SE debido a los diferentes usos del suelo, se utilizo únicamente el rendimiento hidrológico.

Biodiversidad: Para analizar los cambios en la biodiversidad del pastizal asociados al remplazo por otros usos del suelo, se realizaron 26 comparaciones a partir 11 tra-bajos distintos que involucran a diversos grupos biológicos (fundamentalmente aves, pero también fauna del suelo, ácaros y micorrizas). Estas comparaciones se realizaron tomando en cuenta únicamente uno de los componentes de la biodiversidad, que es la riqueza de especies. Si bien la mayor parte de los trabajos analizados también reportan cambios en la abundancia de los organismos, debido a que se estaban incluyendo dife-rentes especies y grupos biológicos, comparar los cambios promedio en el número de individuos carecía de sentido. Las mayores pérdidas de riqueza de especies en pastizales naturales debido al remplazo por otros usos del suelo se dieron con los cultivos anuales (promedio: -33,5%, máximo: -63,6%) seguidos por la forestación (promedio: -32,1%, máximo: -66,7%), los cultivos en rotación con pasturas (promedio: -12,6%, máximo: -29,7%) y las pasturas permanentes (promedio: -7,4%, máximo: -66,9%). En los 4 tipos de remplazo analizados hubo casos que reportaron aumentos de la riqueza alcanzando valores máximos en el cambio porcentual de 11,1% en los cultivos anuales, 2% en la forestación, 12 % para los cultivos en rotación con pasturas y 90% para las pasturas (Fig. 5). Es importante destacar que el análisis de la biodiversidad se limita al cambio en el número de especies detectado al comparar pastizales naturales con otros usos del suelo, por lo que la sustitución por forestación podría estar aportando especies típicas de bosque (por ej., aves o algunas leñosas) que no son parte de la biodiversidad «propia» de los pastizales naturales.

40

20

0

-20

-40

-60

-80

-100

Rendimiento hidrológico

Cam

bio

porc

entu

al

Cult-Prom

Forest- Prom

Forest - Conif

Forest- hoja ancha

Figura 4. Cambios porcentuales promedio en el rendimiento hidrológico, producto del remplazo de pastizales naturales por diferentes usos/coberturas del suelo. Las barras representan el rango de valores encontrados. Cultivos: cultivos anuales en agricultura continua; Forest-Prom: forestación en gene-ral, incluye diferentes especies; Forest-Conif: forestación con coníferas (fun-damentalmente Pinus); Forest-hoja ancha: forestación con especies de hoja ancha (fundamentalmente Eucaliptus).

Debido a la ausencia de trabajos en la bibliografía revisada que dieran cuenta de los niveles de invasiones biológicas (tanto vegetales, como animales) asociados al remplazo de pastizales por otros usos del suelo, el SE resistencia a la invasión biológica no fue analizado a partir de la revisión bibliográfica. La mayor parte de los trabajos encontrados hablan de la invasión asociada al remplazo de pastizales como un proceso genérico, sin cuantificar la cantidad de especies exóticas, y cuando lo hacen, generalmente se refie-ren a la agriculturización en sentido amplio, sin desglosar entre los diferentes tipos de remplazo (ver por ejemplo, Chaneton et al., 2002 o Brugnoli et al., 2009). Tampoco se encontraron en la revisión suficientes trabajos que evaluaran los tiempos y posibilidades de restauración luego del abandono de la actividad agrícola que sustituyó el pastizal na-tural. Además, entre los trabajos encontrados algunos evalúan la sucesión vegetal luego del abandono (ver por ejemplo Bocanelli et al., 2010) y otros prueban diferentes técnicas de resembrado de especies nativas (ver por ejemplo Hedberg and Kotowski, 2010), lo que dificulta su comparación.

Debido a lo antes expuesto, el impacto relativo de los diferentes remplazos del pasti-zal natural sobre los atributos relacionados con la resistencia a las invasiones biológicas (presencia de exóticas vegetales y presencia de fauna no deseada) y las posibilidades de restauración luego del abandono de la actividad, fue evaluado exclusivamente a través de la encuesta a especialistas (ver más abajo).Integración de la información

Como se explicó anteriormente, el impacto relativo global de cada categoría de remplazo se obtuvo de promediando los impactos relativos promedio de los diferentes servicios ecosistémicos analizados. Debido a la estrecha asociación entre evapotranspi-


115 114

Figura 5. Cambios porcentuales promedio la biodiversidad (consideran-do únicamente la riqueza de especies), producto del remplazo de pastizales naturales por diferentes usos/coberturas del suelo. Las barras representan el rango de valores encontrados. Cultivos: cultivos anuales en agricultura conti-nua; Cult-Rotación: cultivos anuales en rotación con pasturas; Forest-Prom: forestación en general, incluye diferentes especies).

100

80

60

+40

20

0

-20

-40

-60

-80

BD-riqueza

Cam

bio

porc

entu

al

Cult - Prom

Cult - Rotación

Forest - Prom

Pasturas

ración y el rendimiento hidrológico se optó por incluir en los cálculos exclusivamente al rendimiento hidrológico. La Figura 6 reúne los SE utilizados para evaluar el impacto relativo global de cada categoría de remplazo, mientras que la Tabla 2 resume los valores obtenidos y los cálculos realizados del impacto porcentual promedio de los diferentes remplazos y el impacto relativo global calculado. El mayor impacto relativo global ocurrió bajo la sustitución de pastizales naturales por forestación, con una reducción promedio de 24% en la provisión de los diferentes SE analizados, seguida por los cultivos en agricultura continua (-19,2%), los cultivos en rotación con pasturas (-17,2%) y las pasturas permanentes (-7,4%) (Tabla 2).

Si bien para la categoría Pasturas no se encontraron datos en la revisión realizada sobre los niveles de nitrógeno y el rendimiento hidrológico, es de esperar que el patrón encon-trado se mantenga. La práctica común de incluir leguminosas en las pasturas permanentes hace suponer que los niveles de nitrógeno del suelo no descenderían o incluso podrían aumentar. En términos del rendimiento hidrológico, la estructura de la vegetación de una pastura, relativamente similar a la de un pastizal natural, hace suponer que no haya cambios mayores en la evapotranspiración y, por tanto, tampoco en el rendimiento hidro-lógico. En el caso de la clase cultivos en rotación con pasturas, la ausencia de datos sobre rendimiento hidrológico no cambiaría a priori el patrón encontrado o incluso reduciría levemente sus niveles de impacto global promedio. Esto se debe a que durante la fase cul-tivo los niveles de rendimiento hidrológico tenderían a ser mayores a los de los pastizales naturales y durante la fase pasturas serían relativamente similares.

20

10

0

-10

-20

-30

-40

-50C

ambi

o po

rcen

tual

Cult

Cult-Rot

Forest- Prom

Past

C. orgánico Nitrógeno

Rend. Hidrológico

BD-Riqueza

Figura 6. Cambios porcentuales promedio en los diferentes servicios ecosistémicos analizados, producto del remplazo de pastizales naturales por diferentes usos/cobertu-ras del suelo. C. orgánico: carbono orgánico del suelo; Nitrógeno: nitrógeno en el suelo; Rend hidrológico: rendimiento hidrológico; BD-riqueza: Biodiversidad (considerando únicamente la riqueza de especies). Cult: cultivos anuales en agricultura continua; Cult-Rotación: cultivos anuales en rotación con pasturas; Forest-Prom: forestación en general, incluye diferentes especies; Past: pasturas permanentes.

Consulta a especialistas

Debido a la formulación de la pregunta, los resultados de la encuesta no pueden leerse como una reducción porcentual en los niveles de provisión de diferentes SE, sino como el impacto relativo de la sustitución de pastizales naturales por otros usos/coberturas del suelo sobre los diferentes SE.

En términos generales los resultados de la opinión de especialistas coinciden con lo arrojado por el análisis de la bibliografía, aunque al evaluar cada servicio por separado surgen algunas diferencias. La Figura 7 muestra los resultados (promedio +/- error es-tándar) de la encuesta. A continuación se analiza cada servicio por separado, comparán-dolo cuando corresponde, con el análisis obtenido de la bibliografía.

Evapotranspiración y rendimiento hidrológico

La mayor parte de los especialistas consultados coincide con asociar las mayores pérdi-das de agua con la forestación, con mayores niveles de evapotranspiración y menor ren-dimiento hidrológico (con valores promedio de impacto de 4,3 y -4,5 respectivamente), seguida por los cultivos anuales (1,8 y -1,4 respectivamente), las pasturas permanentes (0,9 y -0,6 respectivamente) y la intersiembra con leguminosas (0,39 y -0,1 respectiva-mente). A diferencia de los resultados encontrados en la bibliografía, los cultivos anuales son asociados por la mayor parte de los especialistas con una disminución en la cantidad de agua. Las pasturas permanentes y la intersiembra con leguminosas son vistas como actividades con muy poco impacto sobre los flujos hídricos.

Exportación y pérdida de nutrientes y carbono orgánico en el suelo

La mayor parte de las respuestas coincide en asignar mayor impacto en los niveles de fertilidad (nutrientes) al remplazo de los pastizales naturales con cultivos anuales


117 116

Tabla 2. Resumen del impacto porcentual de los diferentes servicios ecosistémicos (SE) analizados e impacto relativo global para las diferentes categorías de uso/cobertura del suelo. C. orgánico: carbono orgánico del suelo; Nitrógeno: nitrógeno en el suelo; Rend. hidrológico: rendimiento hidrológico; BD-riqueza: Biodiversidad (considerando únicamente la riqueza de especies). SD: sin datos.

Forestación PasturaPermanente

Cultivos en Rotación

Pastizal Natural

Cultivos

C. OrgánicoNitrógenoRend. HidrológicoBD-Riqueza

0000

-33,1-26,116,1-33,5

-15,6-23,5SD

-12,6

-8,4-15,0-41,0-32,1

5,3SDSD-7,4

Figura 7. Resultados de la encuesta a especialistas sobre el impacto relativo en los niveles de provi-sión de diferentes servicios ecosistémicos debido a la sustitución de pastizales naturales por otro usos/coberturas del suelo. La escala va de -5 (mayor reducción) a 5 (mayor aumento). Evapot: evapotrans-piración; Rend. Hidro.: rendimiento hidrológico; Exp. Nutr.: exportación y pérdida de nutrientes; C. org.: carbono orgánico del suelo; Exo. Veg.: presencia de exóticas vegetales; Biodiv: biodiversi-dad; Fauna ND; presencia de fauna no deseada; Pos. Rest.: posibilidades de restauración luego del abandono de la actividad. Forest: forestación; Cult. An.: cultivos anuales; Past: pasturas implantadas; Intersiem: intersiembra con leguminosas.

(3,8). La respuesta debe leerse como el aumento en las perdidas de nutrientes luego del remplazo. Los cultivos son seguidos por la forestación (2,9), las pasturas (1,2) y la in-tersiembra con leguminosas, con un impacto casi nulo en la exportación y perdida de nutrientes (0,3). Esto coincide con lo obtenido a partir de la revisión bibliográfica para los niveles de nitrógeno en el suelo, donde los cultivos anuales presentaron las mayores reducciones, seguidos por los cultivos en rotación con pasturas y luego por la forestación.

En el caso del carbono orgánico en el suelo, el patrón es similar, con las mayores re-ducciones asociadas a los cultivos anuales (-2,9), seguido por la forestación (-0,31) y las pasturas (-0,27) ambos usos con impacto muy bajo en los niveles de carbono orgánico. En el caso de la intersiembra con leguminosas, los especialistas asignan, en promedio, un pequeño aumento en los niveles de carbono (0,66).

Biodiversidad y aumentos en las invasiones biológicas

Al igual que lo sucedido con la revisión bibliográfica, los especialistas consultados asig-naron mayor impacto relativo en las perdidas de biodiversidad a los cultivos anuales (-3,9), seguida por la forestación (-3,7) y las pasturas permanentes (-2,2). Con respecto a la inter-siembra con leguminosas, en promedio, los especialistas asignaron leves aumentos en la biodiversidad (0,4).

Con respecto a la incidencia de los diferentes remplazos del pastizal en la presencia de es-pecies exóticas, los especialistas asignaron niveles mayores de impacto a los cultivos anuales (3,9) seguidos por la forestación (3,5), las pasturas permanentes (2,8) y la intersiembra con leguminosas (1,3), cuando se les preguntó por especies vegetales. Con respecto a la fauna no deseada los especialistas asignaron una incidencia mayor en el remplazo por forestación (2,9), seguida por los cultivos anuales (2,5), las pasturas (0,8) y prácticamente sin impacto (0,03), las intersiembras con leguminosas.

Posibilidades de restauración

Al preguntarles por las posibilidades de restauración luego del abandono de la ac-tividad, los especialistas asignaron menores posibilidades de restauración (valores negativos) a la forestación (-3,8) seguida por los cultivos anuales (-2,5) y las pasturas permanentes (-0,5). Las posibilidades de restauración para la intersiembra con legumi-nosas fueron las más altas con valores promedio positivos de 1,5.

En resumen, los especialistas asignaron mayores niveles de impacto a la forestación y los cultivos anuales, que alternaron su orden de acuerdo al SE considerado. La fo-restación tuvo los mayores impactos negativos en la evapotranspiración (mayor evapo-transpiración y por tanto mayores pérdidas de agua), el rendimiento hidrológico (menor rendimiento) la presencia de fauna no deseada (mayor presencia) y en las posibilidades de restauración luego del abandono de la actividad (menores posibilidades). Los cultivos anuales por su parte, tuvieron mayores impactos negativos con respecto a la exportación y pérdida de nutrientes (mayores pérdidas), los niveles de carbono orgánico en el suelo (menores niveles), la presencia de exóticas vegetales (mayor presencia) y la biodiversidad (menor biodiversidad). Haciendo el ejercicio de considerar exclusivamente el sentido del impacto en términos de la reducción de los SE provistos por los pastizales naturales (por ejemplo usando signos negativos para las respuestas en el aumento de fauna no

-5

-4

-3

-2

-1

0

1

2

3

4

5

Evapot. Rend. Hidro.

Exp. Nutr. C. org. Exo. Veg. Biodiv. Fauna ND. Pos. Rest.

Forest

Cult. An.

Past

Intersiem


119 118

deseada o la exportación de nutrientes, ya que estos aumentos implican impacto negati-vo), el impacto relativo global de los diferentes remplazos a los que están sometidos los pastizales naturales quedaría ordenado por los especialistas de la siguiente manera: las consecuencias negativas de la forestación son levemente mayores que las de los cultivos anuales (promedios -3, 2 y -2,9 respectivamente); las pasturas permanentes tendrían ni-veles de impacto sensiblemente menores (-1,1) y la intersiembra con leguminosas prác-ticamente no tendría impacto negativo en comparación con los otros remplazos (0,09). Estos resultados coinciden con los resultados de la revisión bibliográfica.

Conclusiones

Este trabajo resume los principales impactos causados por el cambio en el uso del suelo sobre la provisión de servicios ecosistémicos que brindan los pastizales naturales a partir de dos fuentes de información, trabajos empíricos y la opinión de especialistas. Ambas fuentes de información coinciden en asignar mayores niveles de impacto relativo a la fores-tación comercial, seguida por los cultivos anuales. En el caso del los cultivos, los sistemas de agricultura continua aparecen con valores de impacto mayores a aquellas prácticas que incluyen la rotación con pasturas implantadas. El impacto relativo de las pasturas implan-tadas fue sensiblemente menor al encontrado para la forestación y los cultivos anuales, mientras que la intersiembra con leguminosas tuvo, a juicio de los especialistas, un impac-to relativo prácticamente nulo en la provisión de servicios ecosistémicos.

Según la revisión bibliográfica, los mayores niveles de impacto relativo de la forestación comercial están impulsados principalmente por las disminuciones en el rendimiento hi-drológico y las pérdidas de biodiversidad mientras que en el caso de los cultivos anuales estuvieron asociadas a la disminución en las cantidades de nitrógeno, carbono orgánico del suelo y biodiversidad. En el caso de las pasturas implantadas, el impacto negativo estuvo asociado a las pérdidas de biodiversidad y no a la alteración de los intercambios de materia y energía.

El presente trabajo puede aportar información para la generación de políticas de conser-vación de los pastizales naturales al sintetizar y ordenar los principales impactos negativos producidos por diferentes categorías de cambio en el uso del suelo. Políticas de pago por servicios ambientales (o exoneraciones impositivas) requerirían para ser efectivas, además de cuantificar el porcentaje de pastizales naturales, de una visión predial o regional que dé cuenta de el resto de mosaico paisajístico que rodea al pastizal natural objeto de conser-vación. En este sentido contar con información sintética sobre el impacto relativo de las categorías de remplazo de pastizales más comunes seria de gran utilidad.

Bibliografía

Altesor, A (2011) Servicios ecosistémicos de los pastizales naturales. En Altesor, A, W Ayala, JM Paruelo (Eds.) Bases ecológicas y tecnológicas para el manejo de pastizales. INIA Serie FPTA 26 INIA. pp. 221 -234.

Azpiroz, AB, JG Blake (2009) Avian assemblages in altered and natural grasslands in the northern campos of Uruguay. The Condor 111:21-35.

Baeza, S, I Baldassin, D Arocena, P Pinto, JM Paruelo (2012) Clasificación del uso/cobertura del suelo en Uruguay mediante series temporales de imágenes de satélite y árboles de decisión. 25° Reunión Argentina de Ecología, Luján, Argentina.

Baeza, S, F Gallego, F Lezama, A Altesor, JM Paruelo (2011) Cartografía de los pastizales naturales en las regiones geomorfólogicas de Uruguay predominantemente ganaderas. En Altesor, A, W Ayala, JM Paruelo (Eds.) Bases ecológicas y tecnológicas para el manejo de pastizales. INIA Serie FPTA 26 INIA. pp. 33-54.

Balvanera, P, A Pisterer, N Buchmann, J He, T Nakashizuka, D Rafaelli, B Schmid (2006) Quantifying the evidence for biodiversity efects on ecosystem functioning and services. Ecology Letters 9:1146–1156.

Berthrong, ST, EG Jobbágy, RB Jackson (2009) A global meta-analysis of soil exchangeable cations, pH, carbon, and nitrogen with aforestation. Ecological Applications 19:2228–2241.

Berthrong, ST, G Piñeiro, EG Jobbágy, RB Jackson, (2012) Soil C and N changes with aforestation of grasslands across gradients of precipitation and plantation age. Ecological Applications 22:76–86.

Bilenca, D, M Codesido, C Fischer (2009) Cambios en la fauna pampeana. Ciencia Hoy 18:8-17.

Blumetto, O (2008) Población de aves y distribución de especies en diferentes usos del suelo en la cuenca del Río Tacuarembó. XXII Reunión del Grupo Técnico en Forrajeras del Cono Sur-Grupo Campos , Minas - Uruguay , 2008.

Blumetto, O, RA Tosi-Germán (2011) Efects of agricultural use of grassland and its substitution by forestry on bird community structure. IX International Rangeland Congress- Diverse Rangeland for Suistainable Development .

Boccanelli, S, E Pire, J Lewis (2010) Vegetation changes ater 15 years of abandonment of crop fields in the Pampas Region (Argentina). Ciencia e Investigación Agraria 37:45-53.

Brugnoli, E, S Masciardi, P Muniz (2009) Base de datos de especies exóticas e invasoras en Uruguay un instrumento para la gestión ambiental y costera. ECOPLATA.

Caride, C, G Piñeiro, JM Paruelo (2012) How does agricultural management modify ecosystem services in the argentine Pampas? The efects on soil C dynamics. Agriculture, Ecosystems & Environment 154:23-33.

Chaneton, E, S Perelman, M Omacini, R León (2002) Grazing, environmental heterogeneity, and alien plant invasions in temperate Pampa grasslands. Biological Invasions 4:7-24.

Daily, GC (1997) Introduction: What are ecosystem services? En Daily, G (Ed.) Nature’s Services: Societal Dependence on Natural Ecosystems. Island Press, Washington, D.C. pp 1-10.


121 120

Daily, G, T Söderqvist, S Aniyar, K Arrow, P Dasgupta, PR Ehrlich, C Folke, AM Jansson, B-O Jansson, N Kautsky, S Levin, J Lubchenco, K-G Mäler, D Simpson, D Starrett, D Tilman, B Walker (2000) The value of nature and the nature of value. Science 289:395-396.

Daily, GC, S Polasky, J Goldstein, PM Kareiva, HA Mooney, L Pejchar, TH Ricketts, J Salzman, R Shallenberger (2009) Ecosystem services in decision making: time to deliver. Frontiers in Ecology and the Environment 7:21-28.

Davidson, EA, IL Ackerman (1993) Changes in Soil Carbon Inventories Following Cultivation of Previously Untilled Soils. Biogeochemistry 20:161-193.

Eclesia, R, E Jobbágy, R Jackson, F Biganzoli, G Piñeiro (2012) Shits in soil organic carbon for plantation and pasture establishment in native forests and grasslands of South America. Global Change Biology 18:3237–3251.

Fargione, J, CS Brown , D Tilman (2003) Community assembly and invasion: an experimental test of neutral versus niche processes. Proceedings of the National Academy of Sciences of the USA 100: 8916-8920.

Farley, K, E Jobbágy, R Jackson (2005) Efects of aforestation on water yield: a global synthesis with implications for policy. Global Change Biology 11:1565–1576.

Fisher, B, RK Turner, P Morling (2009) Defining and classifying ecosystem services for decision making. Ecological Economics 68:643-653.

Foley, JA, R DeFries, GP Asner, C Barford, G Bonan, SR Carpenter, FS Chapin, MT Coe, GC Daily, HK Gibbs, JH Helkowski, T Holloway, EA Howard, CJ Kucharik, C Monfreda, JA Patz, IC Prentice, N Ramankutty, PK Snyder (2005) Global consequences of land use. Science 309:570–574.

Guo, LB, RM Giford (2002) Soil carbon stoks and land use change: a meta analysis. Global Change Biology 8:345-360.

Haas, HJ, CE Evans (1957) Nitrogen and carbon changes in Great Plains soils as influenced by cropping and soil treatments. USDA, Technical Bulletin 1164.

Hedberg, P, W Kotowski (2010) New nature by sowing? The current state of species introduction in grassland restoration, and the road ahead. Journal for Nature Conservation 18:304–308.

Henwood, WD (1998) An overview of protected areas in the temperate grasslands biome. En Parks. Grassland Protected Areas. IUCN, Gland, Switzerland. pp: 3-8.

Houghton, R (2001) Counting terrestrial sources and sinks of carbon. Climatic Change, 48:525-534.

Isacch, JP, NO Maceira, MS Bo, MR Demaría, S Peluc (2005) Bird-habitat relationship in semi-arid natural grasslands and exotic pastures in the west pampas of Argentina. Journal of Arid Environments. 62:267-283.

Jobbágy, E, M Vasallo, K Farley, G Piñeiro, M Garbulsky, M Nosetto, R Jackson R, J Paruelo (2006) Forestación en Pastizales: hacia una visión integral de sus oportunidades y costos ecológicos. Agrociencia 10:109-124.

Jobbágy, E (2010) Servicios hídricos de los ecosistemas y su relación con el uso de la tierra en la llanura chaco-pampeana. En Laterra, P, E Jobbágy, J Paruelo (Eds.) Valoración de los Servicios Ecosistémicos. Conceptos, herramientas y aplicaciones para el ordenamiento territorial. Ediciones INTA, Buenos Aires, Argentina, pp. 163–183.

Krapovickas, S, AS Di Giacomo (1998) The conservation of Pampas and grasslands in Argentina. Parks 8:47-53.

Lantschner, MV, V Rusch, C Peyrou (2007) Bird assemblages in pine plantations replacing native ecosystems in NW Patagonia. Biodiversity and Conservation 17:969–989.

Marchao, RL, T Becquer, D Brunet, LC Balbino, L Vilela, M Brossard (2009) Carbon and nitrogen stocks in a Brazilian clayey Oxisol: 13-year efects of integrated croplivestock management systems. Soil and Tillage Research 103:442–450.

MA (2005) Millennium Ecosystem Assessment. World Resources Institute, Washington, D.C. EE.UU.

MEA (2004) Ecosystems and human well-being: our human planet. Washington, D.C. Island Press. EE.UU.

Mcnaughton, SJ (1994) Biodiversity and function of grazing ecosystem. pp 361-383. En Schulze, ED, HA Mooney (Eds.) Biodiversity and Ecosystem Function. Springer. Berlin, Heidelberg, New York.

Nosetto, M, E Jobbágy, J Paruelo (2005) Land-Use change and water losses: the case of grassland aforestation across a soil textural gradient in central Argentina. Global Change Biology 11:1101–1117.

Nosetto, M, EG Jobbágy, AB Brizuela, RB Jackson (2012) The hydrologic consequences of land cover change in central Argentina. Agriculture, Ecosystems & Environment 154:2-11.

Oehl, F, E Sieverding, K Ineichen, P Mäder, T Boller, A Wiemken (2003) Impact of Land Use Intensity on the Species Diversity of Arbuscular Mycorrhizal Fungi in Agroecosystems of Central Europe. Applied and Environmental Microbiology 5:2816-2824.

Paruelo, JM, E Jobbajy, OE Sala (2001) Current distribution of ecosystem functional types in temperate South America. Ecosystems 4:683-698.

Paruelo, JM, JP Guershman, G Piñeiro, EG Jobbágy, SR Verón, G Baldi, S Baeza (2006) Cambios en el uso de la tierra en Argentina y Uruguay: marcos conceptuales para su análisis. Agrociencia 10:47-61.

Paruelo, JM, EG Jobbágy, M Oesterheld, RA Golluscio, MR Aguiar (2007) The grasslands and steppes of Patagonia and the Rio de la Plata plains. En Veblen, T, K Young, A Orme (Eds.) The Physical Geography of South America. Oxford University Press, Oxford, UK. pp. 232-248.

Paruelo, J (2010) Valoración de servicios ecosistémicos y planificación del uso del territorio ¿es necesario hablar de dinero? En Laterra, P, E Jobbágy, J Paruelo (Eds.) Valoración de los servicios Ecosistémicos. Conceptos, herramientas y aplicaciones para el ordenamiento territorial. Ediciones INTA, Buenos Aires, Argentina, pp. 121–139.

Perelman, SB, EJ Chaneton, WB Batista, SE Burkart, RJC León, (2007) Habitat stress, species pool size and biotic resistance inluence exotic plant richness in the Flooding Pampa grasslands. Journal of Ecology 95:662-673.

Post, WM, LK Man (1990) Changes in SOC and N as a result of cultivation. En Bouwman, AF (Ed.) Soils and greenhouse efects.

Ramankutty, N, JA Foley (1999) Estimating historical changes in global land cover: croplands from 1700 to 1992. Global Biogeochemical Cycles 13:997-1027.


123 122

Sala, O E, WK Lauenroth, SJ Mcnaughton, G Rusch, X Zhang (1996) Biodiversity and ecosystem fuctioning in grasslands. En Mooney, H, JH Cushman, E Medina, OE Sala, ED Schulze (Eds.) Functional roles of biodiversity: a global perspective. John Wiley & Sons Ltd, Hoboken, Nueva Jersey, USA.

Sala, O, J Paruelo (1997) Ecosystem services in grasslands. En Dialy , GC (Ed.) Nature’s Services: Societal Dependence on Natural Ecosystems. Island Press, Washington, D.C. Chapter 13

Sala, OE, FS Chapin III, JJ Armesto, E Berlow, J Bloomield, R Dirzo, E Huber-Sanwald, LF Huenneke, RB Jackson, A Kinzig, R Leemans, DM Lodge, HA Mooney, M Oesterheld, NL Pof, MT Sykes, BH Walker, M Walker, DH Wall (2000) Global Biodiversity Scenarios for the Year 2100. Science 287:1770-1774.

Sanderson, EW, M Jaiteh, MA Levy, KH Redford, AV Wannebo, G Woolmer (2002) The human footprint and the last of the wild. BioScience 52:891–904.

Serrano, R, R Longares (2012) Comunidad aviar y cambios de uso del suelo en el Piedemonte del sistema ibérico (Comarca de Borja, Zaragoza-España). Polígonos. Revista de Geografía. 22:183-211.

Silveira, L, J Alonso (2008) Runoff modii cations due to the conversion of natural grasslands to forests in a large basin in Uruguay. Hydrological Process 23:320–329.

Sinclair, ARE, SAR Mduma, P Arcese (2012) Protected areas as biodiversity benchmarks for human impact: agriculture and Serengueti avifauna. Proceedings of the Royal Society 269:2404-2405.

Six, J, ET Elliott, K Paustian, JW Doran (1998) Aggregation and Soil Organic Matter Accumulation in Cultivated and Native Grassland Soils. Soil Science Society of America Journal 62:1367-1377.

Soriano, A (1991) Rio de la Plata Grasslands. En Coupland RT (Ed.) Natural grasslands. Introduction and Western Hemisphere. Elsevier, Amsterdam, The Netherlands. pp. 367-407.

Tilman, D, J Fargione, J, B Wolf, C D’Antonio, A Dobson, R Howarth, D Schindler, WH Schlesinger, D Simberlof, D Swackhamer (2001) Forecasting agriculturally driven global environmental change. Science 292:281-284.

Townshend, JRG (Ed.) (1992) Improved global data for land applications: a proposal for a new high resolution dataset. Report No 20, International Geosphere-Biosphere Program, Stockholm, Sweden.

Viglizzo, E (2012) Hacia un Indicador de Conservación de Pastizales. En Parera, A, I Paullier, A Bosso (Eds.) Incentivos para conservar los pastizales naturales del Cono Sur. Una oportunidad para gobiernos y productores rurales. Aves Uruguay, pp. 96-111.

Vitousek, PM, DU Hooper (1994) Biological diversity and terrestrial ecosystem biogeochemistry. En Schulze, ED, HA Mooney (Eds.) Biodiversity and Ecosystem Function. Springer-Verlag, Berlin. pp 3-14.

Vitousek, PM, HA Mooney, J Lubchenco, JM Melillo (1997) Human domination of earth’s ecosystems. Science 277:494– 499.

von Stackelberg, NO, GM Chescheir, RW Skaggs, DM Amatya (2007) Simulation of the hydrologic efects of aforestation in the tacuarembo river basin, Uruguay. Trans ASABE 50:455–468.

Zaitsev, AS, V Wolters, R Waldhardt, J Dauber (2006) Long-term succession of oribatid mites alter conversion of croplands to grasslands. Applied Soil Ecology 34:230-239.

Zerbino, MS (2008) Efecto de la forestación de una pradera natural en el Noreste de Uruguay sobre la macrofauna del suelo. XXII Reunión del Grupo Técnico en Forrajeras del Cono Sur-Grupo Campos, Minas – Uruguay.


125 124

Tabla A1. Resumen del impacto porcentual de los diferentes servicios ecosistémicos (SE) analizados, el impacto global promedio, los niveles de reducción escalados en la provisión de SE y los coeficientes de reducción calculados para la fórmula del ICP. C. orgánico: carbono orgánico del suelo; Nitrógeno: nitró-geno en el suelo; Rend hidrológico: rendimiento hidrológico; BD-riqueza: Biodiversidad (considerando únicamente la riqueza de especies). SD: sin datos.

Apéndice Cálculo del «Valor uso» en la fórmula del Índice de Conservación de Pastizales (ICP).

A partir del impacto global promedio calculado para cada uno de los remplazos del pastizal natural analizado mediante la revisión bibliográfica, se propone una serie de coeficientes de reducción para su aplicación en la fórmula del ICP. Este cálculo implicó el escalado de los valores de impacto global promedio para llevarlos a valores comprendidos entre 0 y 1. En aras de aumentar la sensibilidad del término «valor uso» en la fórmula del ICP, el escalado entre 0 y 1 se realizó considerando al mayor impacto promedio en los diferentes servicios analizados como valor 1 (o reducción máxima en los niveles de provisión de SE). Los coeficientes de reducción se calcularon restando al valor 1 (los pasti-zales naturales como situación de referencia) el valor de impacto escalado de las diferentes categorías de remplazo (Tabla A1).

Forestación PasturaPermanente

Cultivos en Rotación

Pastizal Natural

Cultivos

C. OrgánicoNitrógenoRend. HidrológicoBD-Riqueza

0000

-33,1-26,116,1

-33,5

-15,6-23,5SD

-12,6

-8,4-15,0-41,0-32,1

5,3SDSD-7,4

Propuesta de categorización

En base al análisis anterior (bibliografía y consulta a especialistas) se propone la si-guiente tabla para la categorización del impacto relativo del cambio en el uso del suelo sobre las áreas de pastizal (Tabla A2).

Justificación:

Los valores de la Tabla A2 responden a una serie de consideraciones. En el caso del pastizal, su valor de uso es 1 ya que es la situación de referencia y el objetivo de conser-vación del ICP. De esta manera, al multiplicar el coeficiente correspondiente al sistema predial (ver Cap. 2, por detalles en la formulación del ICP), el porcentaje de pastizal natural del establecimiento no afecta los valores del ICP. Lo mismo sucede con el resto de

las categorías «naturales» presentes en el establecimiento (bosques naturales, humedales y sabanas cerradas), si bien no son la situación de referencia, no es el objetivo de este índice «castigar» la presencia de vegetación natural dentro de los establecimientos.

La categoría «otros pastizales» comprende todos aquellos pastizales que por su nivel de invasión de exóticas, estado de degradación, etc., no clasifican como pastizales naturales, y por tanto no computan para el porcentaje de campo natural del establecimiento en la fórmula del ICP (ver Viglizzo 2012 por detalles en la formulación).

En el caso de las categorías de remplazo se optó por bajar un decimal a los coeficientes de reducción obtenidos del análisis de la bibliografía en todas las categorías (ver Tabla A1). Esto intenta captar la opinión de los especialistas consultados, donde por ejemplo, el remplazo por pasturas perennes tuvo valores de impacto muy bajos pero no práctica-mente nulos como se desprendía del análisis bibliográfico. La reducción de un decimal en los valores que se desprenden de la bibliografía, también permite ampliar el abanico para categorías no relevadas ni consultadas, como la forestación por silvopastoreo. Es de esperar que plantaciones forestales sembradas con entre-líneas más anchas que las forestaciones comerciales clásicas tengan niveles menores de impacto debido a que al mantener parte de la cubierta original, poseerían menores pérdidas de agua, nutrientes y carbono, y también menores cambios en la biodiversidad.

Tabla A2. Propuesta de categorización del impacto del cambio en el uso del suelo sobre lo pastizales naturales.

Uso / Cobertura Valor Uso

Pastizal naturalHumedal Bosque natural Sabana cerradaOtros pastizalesPasturas perennesCultivos anuales en rotación con pasturasCultivos anuales, agricultura continuaForestación para silvopastoreoForestación comercial

1,0 1,0 1,0 1,00,90,90,50,40,40,3

Impacto relativo del cambio en el uso del suelo sobre la provisión de servicios ecosistémicos en Pastizales Naturales

126

Definición de los ambientes considerados como «ambientes diferentes de pastizal natural» (ADPN)

Humedal: Fracción del predio cubierta permanentemente por agua (lagos, lagunas, es-teros, cañadas), sin valor pastoril debido a sus condiciones de anegamiento permanente. Cuando el anegamiento es sólo temporario o la lámina de agua permite el pastoreo, enton-ces podrán ser considerados pastizales naturales. Destacar cuando estos humedales sean de origen antrópico (represas, tajamares).

Bosque natural: Fracción del predio cuya cobertura aérea de especies leñosas nativas supere el 50%.

Sabana cerrada: Fracción del predio cubierta por pastizales naturales con una cobertura aérea de especies leñosas nativas de entre 30 y 50%.

Otros pastizales: Fracciones del predio cubiertas por pastizales que, debido a factores antrópicos, como descuido en el manejo, sobre pastoreo o abandono de chacras, se en-cuentran visiblemente deteriorados, con mayoría de suelo desnudo, compactado o severa-mente invadido por especies exóticas (y que por tanto no computan para el porcentaje de pastizal natural en la fórmula del ICP).

Pastura perenne: Pasturas (o «praderas»), cultivadas con especies exóticas (o aun na-tivas), con una o dos especies perennes con cobertura dominante. La intersiembra en cobertura de campo natural, siembra al voleo o parcelas de «mejoramiento» de campo nativo (según distintas denominaciones o modalidades) puede ser considerada «Pastizal Natural», siempre que la fracción cultivada no se convierta en dominante.

Cultivos anuales (agricultura continua): Parcelas dedicadas a la agricultura con espe-cies anuales (por ej.: trigo, soja, maíz, sorgo, etc.), con uno o dos ciclos de cultivo por año, aun cuando puedan descansar por algún tiempo lógico entre cultivos y se encuentren momentáneamente en barbecho. Se solicita anotar tipo y secuencia normal de cultivos.

Cultivos anuales (en rotación con pasturas): Todo tipo de cultivo con «descansos» de uno o más años (tomando una ventana de 6 a 10 años, al menos la mitad de las campañas debieron haber estado en descanso). Normalmente el período de descanso ocupado por pastoreo sobre pasturas perennes (a veces sobre vegetación espontánea en recuperación, o con algún aporte de semillas).

Forestación: Forestación comercial con densidad de siembra para maximizar creci-miento de los árboles (normalmente pinos o eucaliptus). Si bien temporariamente puede existir ganado en bordes y callejones, no mantiene funciones de pastizal.

Forestación para silvopastoreo: Forestación con siembra de árboles a menor densidad que la forestación comercial clásica que permite el crecimiento de cierta fracción del pas-tizal bajo la cubierta de árboles, y que además mantiene calles generando corredores y espacios de reproducción de plantas. Mantiene ciertas funciones del pastizal.

pastizalesdelsur.files.wordpress.comel tercero es la ausencia de sesgo, que la posible diferencia...

Documents