Impactos de la actividad agropecuaria sobre la...

Impactos de la actividad agropecuaria sobre la biodiversidad en la ecorregión pampeana

Impactos de la expansión agrícola y de la intensificación de la agricultura y de la ganadería de campo, con algunas

recomendaciones de manejo para su mitigación.

Trabajo realizado en el marco del Proyecto Específico: Evaluación de impactos ambientales en ecosistemas y categorización de

tecnologías de gestión.(PNECO1302).

Autores:

David Bilenca (1), Mariano Codesido (2), Carlos González Fischer (2) y Lorena Pérez Carusi (2)

Grupo de Ecología de Agroecosistemas. Departamento de Ecología, Genética y Evolución, Facultad de Ciencias Exactas y Naturales, Universidad de Buenos Aires.

(1) Doctor de la Universidad de Buenos Aires (Área Ciencias Biológicas); Investigador Adjunto, CONICET

(2) Becarios CONICET; doctorandos de la Universidad de Buenos Aires

Con el apoyo de

En el marco del convenio INTA-FVSA y de las acciones llevadas a cabo por el Programa Pastizales y el Proyecto Agro y Medioambiente de la Fundación Vida Silvestre Argentina.

Índice

Prólogo ............................................................................................................................

1. Introducción ................................................................................................................

2. Breve reseña de los principales cambios en el paisaje de la ER Pampeana .............

2.1. Desde la colonización española hasta 1970 ...........................................................

2.2. Desde la década de 1970 hasta la actualidad ........................................................

3. Revisión de antecedentes: Efectos derivados de prácticas de manejo habituales

sobre componentes de la biodiversidad en la ER Pampeana .......................................

3.1. Impactos sobre la biodiversidad asociados con la reciente expansión e

intensificación de la agricultura en la ER Pampeana ....................................................

3.1.1. Impactos sobre la vegetación ...............................................................................

3.1.2. Impactos sobre la fauna ........................................................................................

3.1.3. Impacto de productos fitosanitarios utilizados en la agricultura sobre la

biodiversidad ...................................................................................................................

3.2. Impactos sobre la biodiversidad asociados a la intensificación de la ganadería de

campo en la ER Pampeana .............................................................................................

3.2.1. Impactos sobre la vegetación ...............................................................................

3.2.2. Impactos sobre la fauna ........................................................................................

4. Recomendaciones de manejo .....................................................................................

4.1. Restauración de pastizales .......................................................................................

4.2. Algunas recomendaciones de manejo ganadero para su aplicación en la ER

Pampeana ........................................................................................................................

4.3. Algunas recomendaciones de manejo agrícola para su aplicación en la ER

Pampeana ........................................................................................................................

5. A modo de conclusión ................................................................................................

6. Agradecimientos .........................................................................................................

7. Bibliografía ..................................................................................................................

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5Impactos de la actividad agropecuaria sobre la biodiversidad en la ecorregión pampeana

Prólogo

El Proyecto Nacional PNECO 1302, en el marco del cual se encuadra la presente revisión, tiene por

objetivo evaluar el impacto que sobre diferentes dimensiones del ambiente generan las actividades

agropecuarias más relevantes de cada ecorregión argentina.

En el caso de la ecorregión pampeana, el efecto directo y masivo del uso humano ha sido la trans-

formación de extensísimas áreas de pastizales naturales en tierra de cultivos de granos y de explotación

ganadera. Esta transformación ha ocurrido en forma progresiva desde los inicios de la colonización de

la región, y en las últimas décadas ha sufrido un acelerado proceso de intensificación productiva por

efecto del avance de la agricultura sobre tierras antes ganaderas y el empleo de tecnologías y mate-

riales genéticos que han permitido un aumento considerable de la producción agrícola, modificando

marcadamente los sistemas productivos y el paisaje original.

El conocimiento sobre las consecuencias de estos cambios sobre la biodiversidad pampeana es parcial

y disperso, por lo que un paso inicial en su análisis es recopilar y ordenar la información existente, en

busca de elementos concretos que nos permitan establecer un diagnóstico preliminar.

A esto apunta el presente trabajo, que en su última parte ingresa en algunas recomendaciones

orientadas a minimizar los impactos negativos derivados de la explotación agropecuaria sobre la diver-

sidad animal y vegetal de la región.

Néstor O. Maceira

INTA EEA Balcarce

Coordinador Proyecto Nacional PNECO 1302:

Impacto ambiental en ecosistemas y categorización de tecnologías de gestión

6 Impactos de la actividad agropecuaria sobre la biodiversidad en la ecorregión pampeana


1. Introducción

Una de las definiciones habituales señala a

los agroecosistemas como ecosistemas que son

manejados por el hombre con la finalidad de

producir alimentos y fibras (y, más recientemente

también, combustibles), por lo que son sometidos

a frecuentes e intensas modificaciones tanto de sus

componentes bióticos como abióticos (Soriano y

Aguiar 1998). Algunos de los factores bióticos ma-

nejados incluyen la productividad y la composición

de especies (qué cultivos introducir, qué plantas y

animales controlar, etc.), en tanto que entre los

factores abióticos que son modificados figuran

la disponibilidad de nutrientes o la humedad del

suelo, entre muchos otros. Además de los compo-

nentes físicos y biológicos, las características de

los agroecosistemas dependen de factores socio-

económicos, como las tendencias de mercado, las

políticas comerciales de las empresas, los precios

y las políticas fiscales y de subsidios, que influyen

tanto sobre los tipos de alimentos y fibras que se

han de producir como sobre los sistemas de pro-

ducción y los paquetes tecnológicos que se han

de emplear.

La práctica de la producción agropecuaria trae

aparejada una serie de profundas transformacio-

nes que afectan prácticamente todos los aspectos

y procesos que son estudiados por los ecólogos,

y que incluyen desde el comportamiento de los

individuos y la dinámica de las poblaciones hasta la

composición y estructura de las comunidades y los

flujos de materia y energía a través del ecosistema

(Tilman 1999, Donald 2004, Kareiva et al. 2007).

En tal sentido, los cambios en el uso de la tierra

ligados a la implantación de agroecosistemas están

considerados, junto a la intensificación agrícola,

entre las principales fuerzas que inciden sobre el

cambio global (Foley et al. 2005) y entre los fac-

tores de mayor impacto sobre la biodiversidad a

escala global (Sala et al. 2000).

Análogamente a lo ocurrido en otras regiones,

la implantación de agroecosistemas en la ER Pam-

peana (Fig. 1) ha modificado sustancialmente su es-

tructura y su funcionamiento, con los consecuentes

cambios que ello implica para la biodiversidad del

sistema (Ghersa y Martínez-Ghersa 1991, Ghersa y

León 1999, 2001, Ghersa et al. 1998, 2000, 2002,

Mateucci et al. 1999, Viglizzo et al. 2001, 2002,

Guerschman et al. 2003; Martínez-Ghersa y Ghersa

2005; Frank 2007).

Fig. 1. La eco-región Pampeana (adaptado de Chaneton 2006).


Diversos estudios han señalado la notable

sensibilidad con que las comunidades de plantas,

animales y microorganismos responden a las

transformaciones introducidas por el hombre en

los agroecosistemas, y que comprenden desde

respuestas en la escala de paisaje hasta la de mi-

crohábitat (Andren 1994, McLaughlin y Mineau

1995, Delattre et al. 1998). No obstante, los efectos

de estas transformaciones no son uniformes para

todas las especies sino más bien diferenciales, de

modo tal que las características particulares de

cada especie (tamaño, requerimientos de hábitat,

hábitos alimentarios, habilidad dispersiva, etc.)

determinan las escalas espaciales de sus respues-

tas, con las consecuentes repercusiones para las

interacciones interespecíficas y la estructura de la

comunidad (Hansen y Urban 1992, Robinson et al.

1992, Fahrig y Merriam 1994, Bolger et al. 1997).

Los objetivos de este trabajo son 1) realizar

una breve descripción de los principales rasgos

que han caracterizado a los cambios en el paisaje

de la ER Pampeana, junto con 2) una revisión de

antecedentes sobre los efectos derivados de la

aplicación de una serie de prácticas de manejo

habituales en la ER Pampeana sobre componen-

tes de su biodiversidad. Complementariamente,

se revisan también antecedentes en procura de

proponer una serie de recomendaciones con

prácticas de manejo alternativas que permitirían

evitar, revertir o mitigar el daño eventual sobre

la biodiversidad que pudiera estar asociado a las

prácticas de manejo habituales.

2. Breve reseña de los principales cambios en el paisaje de la ER Pampeana

2.1. Desde la colonización española hasta 1970

Numerosos estudios han descripto y analizado

los cambios que han estado operando en el paisaje

pampeano durante los últimos siglos, y que han

afectado simultáneamente la composición, estruc-

tura y funcionamiento de sus ambientes naturales

y su biodiversidad (Randle 1969, Ras 1977, León et

al. 1984, Barsky 1991, Soriano et al. 1992, Ghersa

et al. 1998, Solbrig 1999, Barsky y Gelman 2001,

Ghersa y León 2001, Bilenca y Miñarro 2004, Mar-

tínez-Ghersa y Ghersa 2005, Baldi et al. 2006, Baldi

y Paruelo 2008). Buena parte de la descripción de

los primeros cambios provienen de los relatos de

viajeros que llegaron a América durante la colo-

nización española, y de los viajes realizados por

investigadores y naturalistas que formaron parte

de diversas expediciones científicas. En su diario de

viaje realizado por estas tierras en 1833 a bordo del

Beagle, Darwin (1876, en Soriano et al. 1992) ya

señalaba que „...pocos lugares han sufrido cambios

tan marcados, desde el año 1535, cuando los pri-

meros colonizadores de la pampa desembarcaron

con setenta y dos caballos y yeguas. Las incontables

manadas de caballos, vacas y ovejas no sólo han

alterado el aspecto general de la vegetación, sino

que casi han hecho desaparecer al guanaco, al

venado y al ñandú.‰ (otros relatos sobre las carac-

terísticas de la flora y fauna pampeanas en épocas

tempranas de la colonización pueden consultarse

en Hudson 1984, D´Orbigny 1945, Falkner 1974,

entre otros).

Para 1585, poco después de la segunda funda-

ción de Buenos Aires por Juan de Garay, se conta-

bilizaban cerca de ochenta mil caballos salvajes en

los alrededores de la ciudad (Ghersa et al. 1998).

El propio Garay fue quien introdujo el ganado

vacuno en las pampas en 1573, el cual rápidamen-

te se hizo también cimarrón y muy abundante.

Aparentemente no había por entonces enemigos

naturales (predadores o competidores) capaces

de controlar el incremento de las poblaciones del

ganado silvestre y cimarrón, y éste se convirtió en

un importante recurso tanto para los indios como

para los europeos que paulatinamente se fueron

instalando en la región. En 1609 se realiza en Bue-

nos Aires la primera vaquería o caza de ganado,

con el objetivo fundamental de explotar los cueros;

ya para comienzos del siglo XVIII unos 75 mil cue-


ros se exportaban anualmente desde el Río de la

Plata (Ghersa et al. 1998). Los fuegos fueron una

herramienta muy utilizada para manejar el ganado

y los caballos, así como para mejorar las pasturas y

„espantar a los indios‰ (Vervoorst 1967, Ghersa et

al. 1998). Poco a poco los rodeos fueron rempla-

zando a las vaquerías, y la instalación de saladeros

de carne representó un importante avance en el

aprovechamiento del ganado; al mismo tiempo,

se fueron incorporando lentamente tecnologías

como el balde volcador y las norias, con las que

se procuraba garantizar la disponibilidad de agua

a los animales.

Esta serie de procesos que operaron durante

unos 250-300 años (entre fines del siglo XVI y

hasta la primera mitad del siglo XIX) modificaron

sustancialmente los ecosistemas y el paisaje de

las pampas. Entre los cambios más significativos

pueden enumerarse (Ghersa et al. 1998, Ghersa

y León 2001, Martínez-Ghersa y Ghersa 2005; ver

también Chaneton y Facelli 1991):

1. una reestructuración de las comunidades,

con un aumento de la diversidad y una reducción

(y/o sustitución) de las especies dominantes gene-

rada por los incendios y el pastoreo,

2. una mayor homogenización del paisaje,

con pérdida de los límites ecotonales, y

3. una invasión del pastizal de numerosas

especies. Por un lado ingresaron leñosas como el

caldén (Prosopis caldenia) y el chañar (Geoffroea

decorticans) provenientes de la provincia fito-

geográfica de Monte, que estuvo promovido por

la dispersión de sus semillas durante los arreos

ganaderos. A ello se le sumó el ingreso de otras

especies como el añapindá (Acacia bonariensis)

o la cina-cina (Parkinsonia sp.) que fueron planta-

dos para la conformación de cercos, así como de

ombúes (Phytolacca dioica), ligustros (Ligustrum

lucidum), palmeras (Phoenix canariensis), y pos-

teriormente álamos (Populus spp.) y eucaliptos

(Eucaliptus spp.), que fueron plantados y disemi-

nados como montes peridomésticos y de sombra

para el ganado. La introducción de este conjunto

de especies arbustivas y arbóreas fue rápidamen-

te aprovechado por numerosas especies de aves

como el hornero (Furnarius rufus) y la cotorra

(Myiopsitta monachus), quienes a su vez funcio-

naron como agentes para la dispersión de semillas

de muchas otras especies y que contribuyeron así a

modificar la fisonomía del paisaje. Los flujos comer-

ciales favorecieron además la dispersión tanto por

viento como a través de los animales de numerosas

malezas nativas y exóticas peridomésticas pertene-

cientes a los géneros Bidens, Tagetes, Carduus,

Cirsium, Cynara y Silybum, entre otras.

Varios relatos de la época (ver, por ejemplo,

Darwin 1876 y Hudson 1918, en Rapoport 1996)

dan cuenta de la intensidad que tuvo durante este

período la invasión de cardos en las pampas de la

provincia de Buenos Aires. Para dar una idea de la

magnitud de este fenómeno, basta con mencionar

que los malones y arreos de ganado se interrum-

pían entre enero y abril a causa del desarrollo de los

cardales. Rapoport (1996) considera que la especie

responsable de este fenómeno habría sido Silybum

marianum, y que la invasión de este cardo podría

llegar a explicar la extinción de al menos unas 170

especies de plantas vasculares endémicas de la

provincia de Buenos Aires. El fuego y el pastoreo

habrían contribuido a la expansión de los cardales

en desmedro de las gramíneas que hasta entonces

dominaban el paisaje (Ghersa y León 2001).

Hacia la segunda mitad del siglo XIX, el tendido

de los ferrocarriles, junto con la llamada Campaña

al Desierto y la consecuente eliminación de los

malones, y el arribo de una fuerte inmigración

europea, imprimieron una nueva serie de trans-

formaciones en el uso y manejo del suelo y en la

estructura y dinámica del paisaje regional. Durante

este período tiene lugar lo que se dio en conocer

como la „pampa agrícola cerealera‰ (Chiozza

1978 en Ghersa et al. 1998 y Ghersa y León 2001).

Este proceso se inició en Santa Fe y se expandió

desde allí hacia el resto de la pampa, aunque las

restricciones de los suelos anegadizos en la Pampa

Deprimida y la escasez de lluvias en la porción oc-

cidental de la Pampa Interior determinaron que el


fenómeno se concentrara fundamentalmente en

la Pampa Ondulada.

Los adelantos incorporados para el manejo de

los sistemas agropecuarios fueron expandidos por

los colonos que comenzaron a establecerse en la

región. Los cultivos más frecuentes eran el maíz,

el trigo y el lino; los alfalfares eran implantados

posteriormente al concluir el ciclo agrícola y se usa-

ban tanto para alimentar a los animales de trabajo

como al ganado. La superficie de tierras agrícolas,

que para 1875 representaban apenas unas 100 mil

hectáreas (o, según las zonas, de un tres a un cinco

por ciento del territorio), se incrementaron rápi-

damente y pasaron a cubrir en 1930 alrededor de

diez millones de hectáreas (Hall et al. 1992, Ghersa

et al. 1998). Además de las adversidades climáti-

cas (sequías, inundaciones, granizo), las mayores

restricciones a los incrementos en la producción

de los cultivos estaban dadas por las malezas y las

mangas de langosta. Los implementos agrícolas

más utilizados eran el arado y las rastras tirados por

animales; el uso incorrecto de estas herramientas

en suelos de textura gruesa y bajo contenido de

materia orgánica derivó luego, particularmente

en zonas semiáridas, en una generalizada erosión

eólica (Soriano et al. 1992). La comunidad del pasti-

zal se empobreció sensiblemente, particularmente

por la pérdida de las gramíneas perennes (Ghersa

y León 1999).

También por esos años (décadas de 1880 y

1890) la empresa rural pampeana incorporó una

serie de mejoras en los campos dedicados a la

ganadería que se tradujeron en nuevos cambios

para la estructura del paisaje, con la incorporación

del cerco de alambre y el molino de viento (Hora

2008). El cerco puso fin a la cría a campo abierto y

favoreció el mejoramiento de las razas, aunque dio

lugar, por un lado, al confinamiento del ganado

en una superficie durante buena parte del año y al

desarrollo del denominado „pastoreo continuo‰,

que ha causado el deterioro de los pastizales y de

las propiedades de los suelos (Deregibus y Soriano

1981, Sala et al. 1986, Jacobo et al. 2006) y, por

otra parte, contribuyó a profundizar los límites y

cambios de las comunidades naturales siguiendo

ahora las divisiones geométricas de los potreros.

Al mismo tiempo, el molino ayudó a resolver la

falta de aguadas naturales pero alteró el patrón

de pastoreo de los animales. Por su parte, el tendi-

do de los ferrocarriles constituyó un nuevo factor

adicional para la dispersión de especies exóticas,

algunas de las cuales, como el gramón (Cynodon

dactylon) o las enredaderas del género Ipomoea,

se utilizaban para fijar los terraplenes (Martínez-

Ghersa y Ghersa 2005).

En lo que respecta a la fauna, el reemplazo

de pastizales por campos de cultivo, sumado a

la actividad cinegética, trajo aparejado un pro-

fundo desequilibrio en la estructura trófica de la

comunidad de mamíferos que habría favorecido al

desarrollo de roedores (en particular, del género

Calomys; Bilenca y Kravetz 1995, Pardiñas 1999) en

desmedro de los depredadores de mediano tama-

ño (zorros, gatos, zorrinos, hurones; Crespo 1966,

Kravetz 1977). De este período datan también los

primeros casos documentados de retracciones en la

distribución geográfica de aves típicas del pastizal

como el tordo amarillo (Xanthopsar flavus, Fraga

et al. 1998), el yetapá de collar (Alecturus risora,

Di Giacomo y Di Giacomo 2004), la monjita domi-

nicana (Heteroxolmis dominicana, Fraga 2003) y

la loica pampeana (Sturnella defilippii, Tubaro y

Gabelli 1999, Fernández et al. 2003).

El período que se inicia hacia finales de la Se-

gunda Guerra Mundial marca una nueva etapa

de transformación tecnológica de la agricultura,

caracterizada entre otros factores por 1) la intro-

ducción de cultivares resistentes a la acción de

fitopatógenos y de híbridos de maíz que duplica-

ban la productividad de los materiales disponibles

hasta entonces, 2) la aplicación de herbicidas como

el 2-4 D que facilitaron la adopción de los nuevos

cultivos, y 3) la instalación de empresas dedicadas

a la producción de maquinaria agrícola, agroquími-

cos y de producción y comercialización de semillas.

Esta serie de cambios, junto con la incorporación

de nuevos cultivos, como el girasol, la cebada y el

sorgo, determinaron una intensificación del uso


del suelo y un aumento de la productividad. Otro

cambio significativo en el paisaje durante este

período fueron las cárcavas de erosión, que en al-

gunos casos derivaron en el desarrollo de pastizales

secundarios en aquellas áreas donde el tránsito

del tractor quedó impedido. Al mismo tiempo, se

crearon instituciones como el Instituto de Suelos

y Agrotecnia (ISA) y posteriormente el Instituto

Nacional de Tecnología Agropecuaria (INTA) que

comenzaron a analizar y combatir los efectos de la

erosión y a elaborar las primeras cartas de suelos,

que fueron publicadas en la década de 1970.

2.2. Desde la década de 1970 hasta la actualidad

A mediados de la década de 1970, la introduc-

ción del cultivo de soja en la Pampa Ondulada mar-

ca un cambio en los modelos de uso agropecuario

adoptados hasta entonces. Entre los principales

cambios estructurales y funcionales introducidos

por este nuevo modelo productivo caben mencio-

nar 1) el aumento de la intensidad de laboreo del

suelo, 2) el incremento en el uso de plaguicidas, 3)

el manejo diferente de los residuos de cosecha y 4)

la alteración de la distribución temporal del área

foliar (Ghersa y Martínez-Ghersa 1991).

Paralelamente, hacia fines de la década de

1980 tiene lugar un proceso de mayor intensifica-

ción agrícola asociado al paulatino reemplazo del

sistema de labranza convencional por el sistema

de siembra directa. La siembra directa tiene la par-

ticularidad de que, al mantener el suelo cubierto

por los residuos de cosecha, reduce sensiblemente

las pérdidas por erosión y favorece el aprovecha-

miento más eficiente del contenido de agua en

el suelo, lo que, en parte, permitió extender la

agricultura a zonas que tradicionalmente no eran

agrícolas (Panigatti et al. 1998, 2001). A su vez, el

menor tiempo dedicado a las labores que demanda

el sistema de siembra directa junto al empleo de

variedades de cultivos de ciclo corto favoreció el

uso más intensivo del suelo a través del doble cul-

tivo (Satorre 2005). Este proceso estuvo apoyado

fundamentalmente en la expansión del cultivo de

soja y en el incremento del doble cultivo trigo-soja

de segunda, a la vez que incorporó un mayor uso

de agroquímicos (fertilizantes y pesticidas). La

adopción por parte de los productores del cultivo

de soja cobró un nuevo impulso a partir de 1996,

con el lanzamiento al mercado de variedades

de soja transgénica resistentes al glifosato y su

excelente asociación con la siembra directa. Este

proceso ha situado a la soja como el cultivo más

sembrado de Argentina (con más de 16 millones

de hectáreas, trece de las cuales corresponden

aproximadamente a las provincias que integran

la ER Pampeana), y a la siembra directa como el

sistema de manejo dominante en las provincias

que integran la región pampeana (cerca del 75%

de la siembra de la soja de primera y del 85% de

la soja de segunda, así como altos porcentajes de

otros cultivos, son sembrados bajo esta modalidad;

Estimaciones Agrícolas -SAGPyA- 2008).

De este modo, la expansión agrícola cobra un

nuevo impulso que alcanza a zonas periféricas de

la ER Pampeana y que hasta hace poco eran consi-

deradas tierras marginales dedicadas mayormente

a la ganadería extensiva sobre pastizales naturales.

En una vasta zona del centro de la provincia de

San Luis, por ejemplo, estudios de clasificación de

imágenes satelitales han detectado una drástica

reducción en la cobertura de pastizales naturales,

que pasaron de cubrir casi el 93% de la superficie

en 1985 a tan sólo el 44% en 2001, a manos de

cultivos y pasturas (Demaría et al. 2008). Otro

tanto ha sucedido con los departamentos que

conforman la Pampa Mesopotámica en el sur de

la provincia de Entre Ríos, donde la proporción

de la superficie cubierta por cultivos anuales se ha

duplicado, de acuerdo a los datos proporcionados

por los últimos Censos Nacionales Agropecuarios

(CNA 1988-2002; Paruelo et al. 2005).

La conversión de tierras para la agricultura se

ha dado incluso con intensidad hacia el interior

de los límites preexistentes de la frontera agro-

pecuaria de la ER Pampeana (Viglizzo et al. 2002,

2006; Tabla 1). Si bien la agriculturización en la ER

Impactos de la actividad agropecuaria sobre la biodiversidad en la ecorregión pampeana

Pampeana es un fenómeno generalizado y en au-

mento, la magnitud de este proceso varía entre las

diferentes sub-regiones o unidades agro-ecológicas

contenidas en la ER Pampeana (Frank 2007, Baldi

y Paruelo 2008, Demaría et al. 2008).

nutricional o con alimentación a corral de los ani-

males y, por otra parte, ha conducido al desarrollo

de ganadería en áreas que hasta entonces también

eran consideradas marginales (como la llamada

„ganadería de islas‰, en las islas del río y del Delta

Tabla 1. Cambios relativos de los principales usos de la tierra entre 1960 y 2002 en la ER Pampeana. Porcen-tajes referidos al total de la superficie de las unidades censadas. (Fuente: adaptado de Viglizzo et al. 2006).

La agriculturización ha generado a su vez una

serie de cambios en la práctica de la actividad

ganadera en la ER Pampeana. Una de las princi-

pales consecuencias ha sido el reordenamiento

territorial de la ganadería y la reducción de la su-

perficie ganadera, particularmente de los campos

de invernada. Este proceso ha impulsado, por un

lado, una mayor intensificación de la ganadería, de

modo tal que ahora el engorde es realizado con

mayor frecuencia con algún tipo de suplemento

Fig. 2. Variación en la carga animal (EV/ha ganadera) estimada para los cuarteles correspondientes el área de influencia de la EEA Cuenca del Salado 1999-2005 (Fuente: extraído de Vázquez et al. 2005).

del Paraná). Otra consecuencia importante ha sido la concentración de la hacienda y el aumento de la carga animal en las áreas que quedan disponibles para la ganadería (pastizales naturales, montes, verdeos y pasturas implantadas, Paruelo et al. 2005, 2006, Vázquez et al. 2005, Fig. 2). En ciertos casos, este aumento en la carga animal no ha sido acompañado con medidas de manejo orientadas a incrementar la receptividad de dichas áreas, lo que estaría promoviendo la caída en los índices de preñez y destete (Rearte 2007).

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3. Revisión de antecedentes: Efectos derivados de prácticas de manejo habituales sobre componentes de la biodiversidad en la ER Pampeana

Inicialmente, y en función de los problemas críti-

cos identificados para la ER Pampeana de acuerdo

al documento base del programa PNECO 1302

y al taller inicial de agosto 2006, este trabajo se

centrará sobre los impactos sobre la biodiversidad

asociados con:

1. la expansión e intensificación de la agri-

cultura, y con

2. la intensificación de la ganadería de campo.

Los taxa incluidos en este trabajo de revisión

corresponden fundamentalmente a la flora de

plantas vasculares y la fauna de vertebrados (en

especial aves y mamíferos), aunque puede también

contener menciones acerca de otros componentes

de la biodiversidad (algas, invertebrados, etc.).

3.1. Impactos sobre la biodiversidad asociados con la reciente expansión e intensificación de la agricultura en la ER Pampeana

3.1.1. Impactos sobre la vegetación.

Si bien no se dispone de un inventario completo

para la flora vascular de la ER Pampeana, ésta se

suele identificar en gran medida con la de la pro-

vincia de Buenos Aires (Cabrera 1968), que cuenta

con alrededor de 1800 especies. Al respecto, cabe

mencionar que ya en la primera mitad del siglo

XX, algunos de los primeros estudios sistemáticos

sobre la vegetación en la ER Pampeana señalaban

la dificultad de encontrar, particularmente en la

Pampa Ondulada, comunidades de pastizales que

aún conservaran su composición y estructura en

estado prístino (Parodi 1930, 1947). En efecto,

diversos estudios comparativos realizados con

posterioridad (Lewis 1996, Ghersa y León 1999,

Martínez-Ghersa y Ghersa 2005, Ghersa 2006,

Burkart et al. 2006, Perelman et al. 2006) han

dado cuenta de los profundos cambios ocurridos

en las comunidades vegetales que integran los

pastizales de la región. Sólo a modo de ejemplo,

basta con mencionar que las dos terceras partes

de las especies exclusivas de mayor constancia que

se encuentran en la actualidad en los pastizales de

la Pampa Ondulada son exóticas (Perelman et al.

2006), y que de las especies relevadas en 1930-45

en pastizales zonales relictuales de la Pampa Ondu-

lada y de la Pampa Interior hoy sólo se encuentran

presentes en esos mismos sitios menos del 30% de

las especies originales (Burkart et al. 2006).

En las últimas décadas, las comunidades de

malezas han sufrido diversas reestructuraciones en

función de los cambios producidos en las labores

implementadas y en los herbicidas aplicados (Gher-

sa y León 1999, Martínez-Ghersa y Ghersa 2005,

ver 2.2.). Más recientemente, la implementación

masiva de la siembra directa ha derivado en una

nueva reestructuración, caracterizada por una

significativa reducción en el número de especies

que componen la flora de malezas, particularmen-

te de dicotiledóneas anuales (de la Fuente et al.

2006). Estudios sobre la composición de malezas en

campos de soja de la Pampa Ondulada realizados

entre 1995 y 2003 (de la Fuente et al. 2006) han

detectado importantes cambios en la constancia

de ciertas especies en los lotes (Tabla 2), de modo

tal que algunas especies que hasta hace tan sólo

quince años atrás eran muy frecuentes como el

chamico (Datura ferox), la quinoa (Chenopodium

album), el yuyo colorado (Amarathus quitensis)

o la chinchilla (Tagetes minuta) hoy han práctica-

mente desaparecido o mermado notablemente y

en su lugar han comenzado a incorporarse otras

como la escoba dura (Sida rhombifolia), el cebollín

(Cyperus rotundus) o el pie de gallina (Eleusine

indica). Dichos estudios sugieren que, si las prácti-

cas agrícolas vigentes continúan con este proceso

de homogenización del ambiente a escala del pai-

saje, se seguirá profundizando la disminución en

la riqueza de especies, con posibles consecuencias


para el sostenimiento de la vida silvestre en los

agroecosistemas.

Al mismo tiempo, diversos estudios (Faccini

2000, Papa 2005), dan cuenta de aumentos en

las poblaciones de ciertas especies de malezas aso-

ciadas al nuevo paquete tecnológico, que habrían

facilitado el desarrollo de malezas adaptadas a la

falta de laboreo y que son relativamente tolerantes

-en forma natural- al glifosato. Entre las malezas

que más proliferaron en respuesta a este nuevo

proceso se encuentran la correhuela (Convol-

vulus arvensis), la enredadera (Ipomoea spp.),

la verbena (Verbena litoralis), el pensamiento

silvestre (Viola arvensis) y la comelina (Comme-

lina erecta), donde en algunos casos es necesario

aplicar entre el doble y el triple de la dosis media

corriente para lograr un control medianamente

efectivo (Faccini 2000, Papa 2005).

Otro de los cambios significativos recientemen-

te registrados en la vegetación ha sido el aumento

en el riesgo de diseminación de especies leñosas

asociado a la implementación de la siembra directa.

Al respecto, se ha detectado que la presencia de lo-

tes con malezas leñosas como la acacia negra (Gle-

ditsia triacanthos) aumentó con la proporción de

lotes trabajados bajo siembra directa (de la Fuente

et al. 1999). Al mismo tiempo, un estudio sobre los

cambios sucesionales en los agroecosistemas de la

Pampa Ondulada (Ghersa et al. 2002) detectó la

invasión de unas 40 especies leñosas, entre las que

sobresalen con mayor constancia la acacia negra, la

Tabla 2. Constancia de algunas especies de malezas en campos de soja de la Pampa Ondulada 1995; 2003 (en porcentaje; fuente: adaptado de de la Fuente et al. 2006).

mora (Morus alba) y el paraíso (Melia azederach).

Más aún, dichos autores plantean que existe en la

actualidad una considerable presión de propágulos

de especies leñosas en la Pampa Ondulada impul-

sada por la actividad humana, de modo tal que el

proceso de invasión ha alcanzado un punto en el

cual los pastizales pampeanos que se encuentran

en los suelos mejor drenados tienen una buena

probabilidad de desarrollar una sucesión con una

trayectoria hacia la formación de bosques en lu-

gar de pastizales. Bajo este nuevo escenario, los

pastizales no retornarían a su condición original

a menos que cuenten con cierto grado de inter-

vención (Ghersa et al. 2002). En este sentido, es

oportuno remarcar que en las últimas décadas se

han desarrollado también bosques con vegetación

ribereña a lo largo de cursos de agua de la Pampa

Ondulada que carecían originalmente de vegeta-

ción leñosa en sus márgenes, y se ha profundizado

el enmalezamiento con acacia negra en pastizales

anegadizos (Ghersa et al. 1998, 2002, Morello et

al. 2000). Trabajos experimentales realizados en

la Pampa Interior han demostrado que la acacia

negra logra establecerse con éxito en pastizales

que han sufrido algún disturbio en el suelo, como

los producidos por las labores agrícolas, y que su

establecimiento afecta diferencialmente a grupos

funcionales del pastizal, favoreciendo a las her-

báceas invernales, fundamentalmente gramíneas

exóticas, en detrimento de las especies estivales

(Mazia et al. 2001, Miranda y Chaneton 2006). En


otros casos, se ha reportado también la invasión

de árboles exóticos en los pastizales de los sistemas

serranos de Tandilia y Ventania en la Pampa Aus-

tral (Zalba y Villamil 2002), aunque en estos casos

no parece haber una relación directa entre estos

procesos y la actividad agropecuaria.

Finalmente, resulta oportuno destacar que du-

rante las últimas tres décadas se ha producido el

avance de plantaciones forestales comerciales en

algunas áreas de la ER Pampeana con especies de

crecimiento rápido (típicamente pinos, eucaliptos y

salicáceas –álamos y sauces–). Este nuevo uso de la

tierra, aplicado a superficies originalmente cubier-

tas por pastizales y que hasta ahora estaban desti-

nadas típicamente a la ganadería o la agricultura,

involucra fuertes cambios en el funcionamiento del

ecosistema (para una buena síntesis ver Jobbagy et

al. 2006) que pueden repercutir a su vez de manera

indirecta sobre la biodiversidad de la eco-región.

Según las estimaciones más recientes, se calcula

que la ER Pampeana concentra cerca de 250 mil

hectáreas de plantaciones forestales distribuidas

de manera heterogénea, siendo las provincias de

Entre Ríos (113.000 ha) y Buenos Aires (87.000ha)

las que concentran la mayor proporción (SAGPyA,

2008).

Bajo climas húmedos como los de los pastizales

pampeanos, donde la transpiración es la principal

vía de salida evaporativa de agua, el estableci-

miento de árboles en sistemas que anteriormente

eran herbáceos promueve un aumento en la tasa

de transpiración que se traduce en una reducción

de los otros componentes líquidos del balance

hídrico. Parte del agua de lluvia que abandonaba

los pastizales por escurrimiento superficial y por

drenaje profundo, abasteciendo acuíferos y cursos

de agua, se libera ahora en forma de vapor, con

las consecuentes reducciones en los caudales de

arroyos y/o en la recarga de los acuíferos de áreas

de pastizales que han sido forestadas. Este proceso

podría plantear importantes costos hídricos loca-

les y regionales cuando la superficie de pastizales

que es forestada abarca una gran porción de las

cuencas (Jobbagy et al. 2006).

En las posiciones más altas de la planicie pam-

peana, una fracción significativa de las lluvias ali-

menta los acuíferos manteniendo los suelos libres

de sales y recargando a los acuíferos freáticos con

aguas de muy baja salinidad, aptas para el consu-

mo humano. Sin embargo, comparando parcelas

pareadas de pastizal natural y forestación, se ha

detectado que en este tipo de situaciones topo-

gráficas las plantaciones forestales incrementan

la salinidad de la capa freática de tres a treinta

veces, elevándola en muchos casos por encima de

los valores considerados seguros para el consumo

humano (Jobbagy et al. 2006). Al favorecer las

salidas evaporativas de agua freática, las foresta-

ciones deprimen las capas freáticas localmente,

recibiendo nuevos aportes de agua desde zonas

adyacentes que vienen acompañados por su carga

de sales. Como resultado de este proceso no sólo

se deteriora la calidad del agua, sino que además

se salinizan los suelos y en la mayoría de los casos

se vuelven alcalinos, lo que condicionaría luego la

posibilidad del restablecimiento de la vegetación

herbácea original ante un eventual cambio en el

uso de la tierra.

Otro proceso asociado a la implantación de

forestaciones en áreas que antes estaban ocupadas

por pastizales es el aumento de la retención de

algunos nutrientes en la masa de tejido vegetal, lo

que puede alterar la distribución y disponibilidad

de nutrientes en el suelo. Esto es particularmente

relevante para el calcio, que es abundante en los

tejidos de especies leñosas, especialmente en los

eucaliptos. La transferencia de calcio desde el suelo

hacia las plantaciones de eucaliptos es acompa-

ñada por una disminución del pH, causando una

fuerte acidificación de los suelos forestados de la

ER pampeana, que puede incluso impactar sobre

los cursos de agua que atraviesen por dichas zonas

y su biodiversidad (Jobbagy et al. 2006).

3.1.2. Impactos sobre la fauna

Por su gran diversidad y atractivo, y su relativa

facilidad de detección, las aves constituyen uno de


los grupos taxonómicos que han recibido mayor

atención a la hora de estudiar los impactos de la

actividad agropecuaria sobre la biodiversidad,

tanto a nivel mundial (Donald 2004) como en

nuestro país.

En la ER Pampeana, un reciente estudio analizó

los patrones de abundancia de las aves a lo largo

de un „gradiente‰ de cobertura de campos agrí-

colas que atravesaba desde la Pampa Ondulada a

la Pampa Deprimida, y detectó que 20 de las 43

especies de aves estudiadas mostraron respuestas

significativas a las variaciones en los porcentajes

de tierras dedicadas a la agricultura (Filloy y Bellocq

2007). De esas 20 especies que respondieron signi-

ficativamente, 13 (65%) mostraron una respuesta

negativa al incremento de la agricultura, cinco

(25%) mostraron una respuesta positiva, en tanto

que las otras dos mostraron respuestas de tipo

unimodal o bimodal (Tabla 3).

Al mismo tiempo, como parte de un estudio

realizado por nuestro grupo de trabajo en el marco

del proyecto PNECO 1302 (Codesido et al. 2008a),

desarrollamos una serie de muestreos estacionales

de aves a lo largo de caminos secundarios que

abarcaron 32 partidos distribuidos por las dife-

rentes unidades ecológicas de la ER Pampeana en

la provincia de Buenos Aires, acumulando más de

230 horas de observación.

De la comparación de nuestros muestreos con

registros publicados sobre la distribución de las

aves en la provincia de Buenos Aires que fueron

tomados entre las décadas de 1940 y comien-

zos de la década de 1990 (o sea, antes de que

tuvieran lugar las recientes transformaciones en

los agroecosistemas bonaerenses, Narosky y Di

Giacomo 1993), surge que de las 60 especies de

aves terrestres residentes en al menos 20% de los

partidos estudiados, ocho (más del 13% del total)

evidenciaron importantes cambios relativos en su

distribución a lo largo y ancho de la provincia. Un

análisis más pormenorizado muestra que de esas

ocho especies, cuatro evidenciaron una profunda

retracción en su distribución en los 32 partidos

estudiados, en tanto que las otras cuatro experi-

mentaron una importante expansión (Tabla 4). Al

asociar los cambios en la distribución de las aves

con sus requerimientos de hábitat y nidificación,

surge que las cuatro especies en retracción son

residentes y estrechamente dependientes de pas-

tizales naturales y semi-naturales como el ñandú

(Rhea americana), la copetona (Eudromia ele-

gans multiguttata), el lechuzón de campo (Asio

flammeus) y el espartillero pampeano (Asthenes

hudsoni), mientras que las especies que expandie-

ron su distribución correspondieron mayormente

con aquellas asociadas a cultivos, rastrojos y ar-

Chajá ( )

Carancho ( )

Tero ( )

Torcaza ( )

Carpintero campestre ( )

Pico de plata ( )

Tijereta ( )

Golondrina ceja blanca ( )

Golondrina parda ( )

Cachirla común ( )

Misto ( )

Verdón ( )

Pecho amarillo ( )

Chauna torquata

Caracara plancus

Vanellus chilensis

Zenaida auriculata

Colaptes campestris

Hymenops perspicillata

Tyrannus savana

Tachycineta leucorrhoa

Progne tapera

Anthus correndera

Sicalis luteola

Embernagra platensis

Pseudoleistis virescens

Especies con respuesta negativa a la agriculturización Especies con respuesta positiva a la agriculturización

Pirincho ( )

Torcacita común ( )

Ratona común ( )

Cachilo ceja amarilla ( )

Chingolo ( )

Guita guira

Columbina picui

Troglodytes aedon

Ammodramus humeralis

Zonotrichia capensis

Tabla 3. Lista de especies registradas que respondieron positiva o negativamente al incremento del por-centaje de tierra dedicada a la agricultura en la ER Pampeana (fuente: adaptado de Filloy y Bellocq 2007).


boledas/construcciones (como, por ejemplo, la

paloma ala manchada Columba maculosa y el

halcón plomizo Falco femoralis Fig. 3, Tabla 4). En

este punto, resulta oportuno destacar que, si bien

Fig. 3. a) Ejemplos de dos especies que experimentaron retracción en su distribución en agroecosistemas de la provincia de Buenos Aires (el ñandú Rhea americana y la copetona Eudromia elegans) y b) de dos especies que se expandieron (el halcón plomizo Falco femoralis y la paloma de ala manchada Columba maculosa) entre 1938-1990 (Narosky y Di Giaco-mo 1993) y el presente (2006-2007; este estudio). (Fuente: adaptado de Bilenca et al. 2008). Fotos: Mauricio Earnshaw.

el número de especies que se están expandiendo

por la provincia es igual al número de especies que

se encuentran en retracción, ello no significa que

la biodiversidad se mantenga igual, ya que, por


el contrario, la identidad de las especies que se

están remplazando unas a otras es marcadamente

diferente: las aves que se retraen son especialistas

del pastizal y con un alto valor de conservación,

mientras que las aves que se expanden son muy

comunes y más generalistas, con un escaso valor

desde el punto de vista de su conservación.

De manera independiente, un estudio sobre

la estructura genética de diversas poblaciones

de ñandúes en el sudoeste de la ER Pampeana

(Bouzat 2001) concluye que la fragmentación del

paisaje agrícola es responsable del aislamiento y la

diferenciación genética local que se observa actual-

mente entre dichas poblaciones como producto

del aumento en la endocría.

Recientemente, un trabajo comparativo pre-

liminar realizado sobre los ensambles de aves en

tres de las diferentes sub-regiones de la ER Pam-

peana (Codesido et al. 2008b) reveló que tanto

la riqueza específica como la abundancia total

del ensamble de aves fueron significativamente

mayores en la Pampa Deprimida y la Pampa Inte-

rior que en la Pampa Ondulada, siguiendo así en

términos generales una relación decreciente entre

dichas variables y la agriculturización (Fig. 4). Este

patrón se repite tanto en el verano como en el

invierno, aunque en esta última estación los valo-

res de riqueza y abundancia son menores debido

fundamentalmente a la partida del componente

migratorio. Adicionalmente, se detectaron varia-

ciones entre las sub-regiones en las abundancias

de algunos de los diferentes gremios tróficos que

componen el ensamble: Así por ejemplo, las graní-

voras que se alimentan en los cultivos fueron más

abundantes en la Pampa Ondulada, las granívoras

que se alimentan en los bordes con vegetación

espontánea fueron más abundantes en la Pampa

Interior, mientras que las omnívoras y las insectívo-

ras (terrestres y de vuelo) fueron significativamente

más abundantes en la Pampa Deprimida (Codesido

et al. 2008b).

Si bien las granívoras suelen ser menos abun-

dantes en la Pampa Deprimida que en las restantes

unidades ecológicas de la ER Pampeana (Codesido

et al. 2008), se ha detectado sin embargo que

dentro de la Pampa Deprimida las abundancias

de especies granívoras como la paloma picazuró

(Columba picazuro) y la cotorra aumentan signi-

ficativamente en aquellos sitios donde concurre

la presencia conjunta de cultivos y de cortinas

forestales, ya que de este modo se ven favoreci-

das por la mayor disponibilidad de alimento y de

sitios de refugios (Codesido et al. 2006, Fig. 5).

Esta observación ha llevado a proponer que de

seguir incrementándose el porcentaje de estos

Tabla 4. Lista de especies de aves terrestres residentes que evidenciaron cambios en su distribución geo-gráfica en 32 partidos distribuidos en la provincia de Buenos Aires entre 1938-1993 (Narosky y Di Gia-como 1993) y la actualidad (2006-2007; Codesido et al. 2008a), clasificadas por el tipo de hábitat más frecuentemente utilizado por cada una de ellas. Referencias: PAL: Pasturas o pastizal alto; CES: Pasturas o pastizal corto; RAD: rastrojos, arados o disqueados; CUL: cultivos; ACO: arboledas o construcciones; VAL: vegetación sobre alambrados N: nidifica en este hábitat. (Fuente: adaptado de Bilenca et al. 2008).


Fig. 4. Valores medios y errores estándar para la riqueza específica y la abundancia total del ensamble de aves en tres subregiones de la ER Pampeana, obtenidos a partir de muestreos realizados sobre tran-sectas de 20 km de largo efectuados durante el verano 2005/2006 y el invierno 2006 (Letras diferentes indican diferencias significativas; Prueba de Tukey; P<0,05; fuente: adaptado de Codesido et al. 2008b).

Fig. 5. Valores medios y errores estándar de la abundancia de aves granívoras en la Pampa deprimida en sitios con y sin presencia de cultivos y con y sin presencia de cortinas forestales. (Fuente: extraído de Codesido et al. 2006).


elementos en el paisaje se favorecería el aumento

de abundancias de aves granívoras en la Pampa

Deprimida.

Esta serie de resultados indican que la distribu-

ción de las aves en los agroecosistemas de la ER

Pampeana es la expresión de un proceso dinámico

y que en buena medida parece estar asociado a

los cambios en el uso del suelo y la oferta recursos,

en particular a la pérdida de pastizales altos y su

sustitución por cultivos y ambientes peridomésti-

cos insertos en la matriz agrícola. El efecto de la

homogenización del paisaje dado por la creciente

agriculturización afecta en forma diferencial a las

especies de aves, las cuales en algunos casos res-

ponden positivamente, en otros negativamente

y en otros de manera neutra, dependiendo de su

sensibilidad y de su plasticidad al nuevo ambiente

y a la nueva estructura del paisaje. Sin embargo,

la mayoría de las especies que cambian en su res-

puesta lo hacen en forma negativa al aumento

de la agriculturización, por lo cual un cambio a

escala regional como el que está teniendo lugar

en la ER Pampeana resultaría en la declinación de

varias especies, particularmente de aquellas que

presentan requerimientos ecológicos (de alimen-

tación, refugio y nidificación) que las hacen muy

sensibles a la calidad del hábitat de pastizales

semi-naturales como el ñandú, el inambú colora-

do (Rynchotus rufescens), el lechuzón de campo

(Asio flammeus), el pico de plata (Hymenops

perspicillatus), el espartillero pampeano (Asthe-

nes hudsoni), el espartillero enano (Spartonoica

maluroides), la ratona aperdizada (Cisthotorus

platensis), el verdón (Embernagra platensis) y

el pecho amarillo (Pseudoleistes virescens; Filloy

y Bellocq 2007, Codesido et al. 2008b).

Finalmente, otra de las aves amenazadas en la

ER Pampeana que merece una mención especial es

el cauquén colorado (Chloephaga rubidiceps, Fig.

6). Esta especie, declarada Monumento Natural

por Ley Provincial No. 12.250, tiene su zona de

invernada en el sur de la provincia de Buenos Aires,

compartiendo su distribución con otras especies

del mismo género como el cauquén común (Ch.

picta) y el cauquén real (Ch. poliocephala), y ha

sido objeto de amenaza por presión de caza (en

algunos casos por ser confundida con sus especies

congenéricas), por lo que se ha vedado la caza

de todas las especies de avutardas en el ámbito

de los partidos que conforman la ruta migratoria

y la zona de invernada de la especie (Necochea,

San Cayetano, Tres Arroyos, Patagones, Villarino,

Bahía Blanca, Coronel Rosales, Monte Hermoso y

Coronel Dorrego).

Fig. 6. Cauquén colorado (Chloephaga rubidiceps). Foto: Pablo Petracci.


En lo que respecta a los impactos de la expan-

sión agrícola sobre los mamíferos, estudios recien-

tes realizados en las áreas de frontera agrícola en

San Luis (Collado y Dellafiore 2003, Demaría et al.

2003) muestran que la fragmentación del paisaje

en el área como consecuencia de la agriculturiza-

ción medida desde la década de 1990 en adelante

trajo aparejada una reducción significativa en la

densidad poblacional de los venados de las pampas

(Ozotoceros bezoarticus).

Otro grupo que permite analizar los cambios

experimentados por la fauna silvestre en los

agroecosistemas de la ER Pampeana es el de los

pequeños mamíferos, que han sido relativamente

bien estudiados a nivel regional. La detección a

fines de la década de 1950 de la Fiebre Hemorrá-

gica Argentina (FHA), una enfermedad endémica

causada por el virus Junín y transmitida a través

de roedores (Sabattini y Maiztegui 1970), impulsó

el desarrollo de numerosos estudios ecológicos

sobre los ensambles de pequeños mamíferos en

la ER. Como parte de dichos estudios, durante las

décadas de 1960-80 se llevaron a cabo una serie de

muestreos anuales o plurianuales que dieron cuen-

ta de una marcada diferencia en la distribución de

las especies de pequeños mamíferos (en particular,

roedores) entre los diferentes tipos de hábitats que

ofrecen los agroecosistemas (Reig 1965, Crespo et

al. 1970, Dalby 1975, Busch et al. 1984, Marconi

y Kravetz 1986, Mills et al. 1991, Busch y Kravetz

1992, Bilenca y Kravetz 1995; Fig. 7): Las lauchas

del género Calomys (C. laucha, C. musculinus) son las que actualmente dominan en los campos

de cultivos que constituyen en muchos casos la

matriz del paisaje, y suelen estar acompañadas

por roedores introducidos de distribución cosmo-

polita, como el ratón doméstico (Mus musculus). Por otra parte, las especies del género Akodon

(como el ratón de Azara Akodon azarae) junto a

las especies de los géneros Oligoryzomys (colilar-

gos), Necromys (ratones oscuros) y Oxymycterus (ratones hocicudos), entre otros, son típicas de

los manchones remanentes del pastizal alto que

constituían la matriz original y que actualmente

ocupan mayormente los ambientes longitudinales

como los bordes de cultivos y los terraplenes de

ferrocarril, donde se desarrollan comunidades de

vegetación espontánea (Fig. 7). Esta serie de resul-

tados, junto con evidencias paleontológicas de los

últimos 300-1200 años (Pardiñas 1999) permiten

plantear que, al igual que lo observado en para

las plantas y las aves, la composición y abundancia

relativa de las especies que componen el ensamble

de pequeños mamíferos en los agroecosistemas de

la ER Pampeana ha cambiado profundamente en

el pasado reciente, siguiendo en parte los cambios

en el uso de la tierra.

Fig. 7. Composición porcentual promedio de los géneros de roedores encontrados en diferentes tipos de hábitat que conforman los agroecosistemas de la ER Pampeana (pastizales, campos de cultivos y bordes de cultivos; fuente: elaboración propia sobre la base de datos publicados en de Villafañe et al. 1988, Busch y Kravetz 1992, Bilenca y Kravetz 1995 y Comparatore et al. 1996).


La mayor parte de los estudios que caracteri-

zaron estos patrones de abundancia y distribución

datan de hace más de dos décadas, o sea, antes

de que tuvieran lugar los recientes cambios en la

expansión e intensificación agrícolas y la intro-

ducción masiva de la siembra directa y del doble

cultivo trigo-soja en la región. En un estudio más

actualizado efectuado entre 2003-2005 en el par-

tido de Exaltación de la Cruz (Pampa Ondulada,

provincia de Buenos Aires, Bilenca et al. 2007, Fig.

8) confirmamos que el patrón de distribución de las

especies entre los campos de cultivo (ahora bajo

siembra directa) y sus bordes es similar al registrado

décadas atrás, con predominio de Calomys en los

cultivos y de Akodon en los bordes con vegetación

espontánea, aunque en la actualidad se detecta

una mayor heterogeneidad en la abundancia y

distribución de roedores entre los cultivos que en

el pasado, que depende, por un lado, de su grado

de enmalezamiento y, por otra parte, de la fecha

de siembra (soja de primera o de segunda, etc.).

Los bordes con vegetación espontánea que

rodean a muchos cultivos continúan siendo el

tipo de hábitat que conserva la mayor riqueza y

abundancia relativa de pequeños mamíferos en el

paisaje rural (Fig. 8, Mills et al. 1991). Este aspecto

es compartido con otros grupos taxonómicos como

aves (Di Giacomo 2002, Leveau y Leveau 2004,)

plantas vasculares (Bonaventura y Cagnoni 1992,

Poggio et al. 2004) e insectos (Torreta et al. 2006).

Pese a que varios estudios realizados tanto en el

exterior (Daily 1997) como en la ER Pampeana

destacan los servicios ambientales que los bordes

de cultivos prestan a la agricultura (Szpeiner et

al. 2007) a través de la provisión de refugio para

especies de polinizadores (Torreta et al. 2006) o de

agentes de control de plagas de los cultivos (Legui-

zamón, in litt.), basta hacer un corto viaje por la ER

Pampeana para comprobar que los bordes están

desapareciendo en muchos casos a manos de los

cultivos, expandiéndose incluso por las banquinas

de rutas y caminos secundarios (Szpeiner et al.

2007). Al verse interrumpida por cultivos, la trama

de bordes y alambrados en el paisaje agrícola está

perdiendo así no sólo su papel como hábitat rema-

nente para la flora y fauna nativas, sino que podría

perder incluso su función como corredor biológico

en el paisaje, impidiéndose así la recolonización de

hábitats y el mantenimiento de la biodiversidad

(Fahrig y Merriam 1994, Fahrig 2003).

Fig. 8. Variación en la abundancia de pequeños mamíferos capturados en diferentes tipos de campos de cultivo y sus bordes adyacentes en el partido de Exaltación de la Cruz, Pampa Ondulada, provincia de Buenos Aires; 2003-2005 (fuente: adaptado de Bilenca et al. 2007). EC: Éxito de captura (%)


3.1.3. Impacto de productos fitosanitarios utilizados en la agricultura sobre la biodiversidad

Uno de los rasgos más marcados de la reciente

transformación de la agricultura argentina ha sido

el incremento en el uso de agroquímicos, y en

particular del herbicida glifosato, que acompañó el

crecimiento exponencial de la superficie manejada

bajo el sistema de siembra directa (Trigo 2005). En

la actualidad, el glifosato representa más del 60%

en volumen del total de productos fitosanitarios

comercializados en nuestro país y más del 80%

del mercado de herbicidas argentino (CASAFE

2008), por lo que ha sido objeto de una serie de

estudios, tanto en nuestro país como en el exterior,

tendientes a analizar su potencial impacto sobre

organismos no-blanco en los agroecosistemas.

El glifosato es un herbicida de amplio espectro

de acción que inhibe una enzima clave en la síntesis

de aminoácidos aromáticos (la 5-enolpyruvyl shiki-

mato 3-synthasa) y que se encuentra presente no

sólo en las plantas sino también en hongos y bac-

terias (Kishore y Shad, 1998), por lo que no puede

descartarse que estos microorganismos puedan ser

susceptibles a los efectos del glifosato.

Uno de los focos de atención del impacto del gli-

fosato se ha centrado en los organismos acuáticos,

puesto que los cuerpos de agua son ambientes que

albergan una alta diversidad biológica y a donde

suelen concentrarse localmente los agroquímicos.

En un estudio realizado en piletones artificiales o

mesocosmos bajo condiciones controladas (Pérez

et al. 2007) se ha detectado que el agregado de

glifosato en su formulación de uso comercial se

tradujo en cambios en la calidad de la luz a lo

largo de la columna de agua y en aumentos en

la concentración de fósforo. En dichos estudios

se observaron también profundos cambios en los

ensambles de microorganismos acuáticos: Mientras

el micro y el nanofitoplancton decrecieron significa-

tivamente, la abundancia de las picocianobacterias

se multiplicó por un factor de casi 40 veces respecto

del control; cambios igualmente significativos se

produjeron en la comunidad del perifiton. Estos

estudios destacan que los cambios observados en

la estructura de los ensambles de microorganismos

son más consistentes con un efecto toxicológico di-

recto que con cambios debidos al enriquecimiento

en fósforo asociado a la aplicación del glifosato,

y señalan que los cambios producidos tienen im-

portantes consecuencias potenciales para niveles

tróficos superiores y, con ello, para la estructura y el

funcionamiento de la trama trófica de los cuerpos

de agua en su conjunto (Pérez et al. 2007).

Por su parte, los experimentos de Relyea (2005)

realizados también en mesocosmos revelaron que

rangos de aplicación de glifosato de uso corriente

en la agricultura resultaron altamente letales para

renacuajos de ciertos anfibios, reduciendo la rique-

za de estas especies en un 70% y exterminando por

completo dos especies al cabo de cortos períodos

(dos semanas). Este fenómeno reviste particular

importancia a la luz de la declinación global de

anfibios que, en algunos casos, se ha visto asocia-

do con la proximidad a áreas agrícolas que usan

herbicidas (Bishop et al., 1999, Davidson et al.

2001). En Argentina, la revisión sobre este tema

por parte de Lajmanovich y Peltzer (2004, y citas

presentadas en dicho trabajo) destaca el hallazgo

de una elevada mortalidad y de malformaciones en

renacuajos de Scinax nasicus, un anfibio frecuente

de ambientes agrícolas y urbanos, cuando perma-

necieron expuestos a las dosis de uso corriente

del producto.

Si bien no se cuentan con estudios a campo

que evalúen los efectos del glifosato sobre los

mamíferos, estudios realizados en ratas preñadas

de laboratorio (Daruich et al. 2001, Dallegrave et

al. 2003) señalan que la ingesta materna de este

herbicida, durante la preñez, induce anormalida-

des funcionales en la actividad enzimática espe-

cífica en corazón, hígado y cerebro, tanto en las

madres como en los fetos, así como alteraciones

esqueléticas y mortalidad de fetos.

Los insecticidas constituyen otro grupo de

agroquímicos potencialmente riesgoso para la bio-

diversidad en los agroecosistemas. En la historia re-


ciente, un episodio de envenenamiento masivo de

aguiluchos langosteros (Buteo swansoni) ocurrido

en 1996 en su área de distribución estival en la ER

Pampeana despertó la alarma entre los integrantes

de la comunidad científica y de la conservación in-

ternacional (Di Silvestro 1996, Line 1996). Se estimó

que aproximadamente 20 mil individuos murieron

en su mayoría por intoxicación (ingestión, con-

tacto e inhalación) con monocrotofós, según se

comprobó luego mediante análisis diagnósticos de

muestras de tejidos nerviosos, plumas y contenidos

gastrointestinales de los animales colectados. Este

fenómeno suscitó posteriormente el desarrollo por

parte del INTA de un programa de monitoreo eco-

toxicológico. Los primeros resultados de dicho pro-

grama (Zaccagnini 2005) revelaron que entre 1997

y 2001 se registraron 36 incidentes de mortandad

de fauna silvestre en la ER Pampeana. Al menos

veintinueve especies silvestres resultaron afectadas

en incidentes vinculados al uso de plaguicidas,

cuyos principios activos incluyeron monocrotofós,

clorpirifós, metamidofós, dimetoato, endosulfán y

carbofurán. El mayor impacto se observó en áreas

de frontera agrícola (sur de Córdoba, norte de La

Pampa, centro y sur de Entre Ríos), donde ocurre

un reemplazo de tierras anteriormente ocupadas

por la ganadería tradicional por soja (Viglizzo et

al. 2006). Al menos cinco incidentes estuvieron

relacionados al mal uso de un plaguicida en forma

de cebos tóxicos preparados para intoxicar aves

plagas de cultivos. En una amplia encuesta desa-

rrollada a más de 4700 productores distribuidos

en las provincias de Entre Ríos, Santa Fe, Córdoba

y La Pampa, el 16% de los encuestados respondió

haber observado fenómenos de mortandad de

fauna silvestre (Zaccagnini 2005).

Los piretroides se utilizan ampliamente en el

control de plagas debido a su baja toxicidad en

aves y mamíferos, aunque son altamente tóxicos

para los organismos acuáticos. En lo que a evalua-

ciones ecotoxicológicas se refiere, la mayor parte

de los escasos estudios disponibles en nuestro país

relativas a la incidencia de agroquímicos en las

especies locales se han centrado en la cipermetri-

na, que junto al endosulfan y al clorpirifós son los

insecticidas de uso agrícola más utilizados en el

país (Bulacio y Panelo 1999, Jergentz et al. 2004,

Carriquiborde et al. 2007). Al respecto, se ha de-

mostrado que la cipermetrina induce la apoptosis

de células nerviosas de anfibios (Izaguirre et al.

2000). La CL-50 96 h para las larvas de Bufo arena-

rum es de 110 mg/l, con valores extremadamente

inferiores a las concentraciones de uso recomenda-

das para el producto (Lajmanovich y Peltzer 2004).

Igualmente nocivos son los efectos sub-letales

producidos por la cipermetrina, como cambios

de conducta y malformaciones de los ejemplares

intoxicados. Si bien algunos resultados en peces

muestran que la exposición bajo condiciones a cam-

po no revisten un alto riesgo (Carriquiborde et al.

2007), los resultados obtenidos tanto en anfibios

(Lajmanovich y Peltzer 2004, y trabajos citados en

dicha revisión), como en crustáceos (Jergentz et al.

2004) refuerzan la hipótesis acerca de los daños

ambientales que se pueden estar produciendo

por la utilización excesiva o el uso inadecuado de

piretroides sobre la biodiversidad.

3.2. Impactos sobre la biodiversidad asociados a la intensificación de la ganadería de campo en la ER Pampeana

Existen diversas revisiones que destacan los

efectos de la ganadería sobre la biodiversidad a

distintas escalas espaciales (Fleischner 1994, Stein-

feld et al. 2006). De acuerdo a la clasificación de la

Unión Internacional para la Conservación de la Na-

turaleza (IUCN 2000), la problemática asociada a

las amenazas ocasionadas por el ganado doméstico

sobre la vida silvestre es análoga a la de los efectos

ocasionados por otras especies invasoras, ya que se

trata de especies establecidas que frecuentemente

plantean amenazas a las especies nativas.

En Argentina, la provincia de Buenos Aires

reúne cerca del 40% del rodeo bovino y alberga

íntegramente a la Pampa deprimida, uno de los


ecosistemas de pastizales más extensos y principal

región de cría bovina del país. Al mismo tiempo, la

Pampa deprimida es también uno de los sistemas

de pastizales más estudiados de nuestro país en lo

que se refiere a sus características ecológicas y a los

efectos de la ganadería sobre la vegetación. Por

estas razones, la mayor parte de esta revisión sobre

los efectos de la ganadería sobre la biodiversidad

se referirá a esta unidad ecológica, aunque inclui-

remos también menciones a estudios realizados en

otros pastizales realizados dentro de la ER fuera

de la Pampa deprimida.

3.2.1. Impactos sobre la vegetación

Al igual que lo observado para el caso de áreas

eminentemente agrícolas de la ER Pampeana (ver

3.1.1.), recientes estudios comparativos han detec-

tado profundos cambios en la composición botá-

nica de las comunidades vegetales que integran

los pastizales de la Pampa deprimida. Los cambios

promovidos por el disturbio antrópico extensivo

durante las últimas 3-4 décadas de las comunida-

des de ambientes mesofíticos y halofíticos en el

pastizal del norte de la Depresión del Salado inclu-

yeron modificaciones en los regímenes de sequía e

inundación como resultado de la construcción de

caminos y canales, la introducción y naturalización

de numerosas especies vegetales y animales y la

intensificación en el uso agropecuario de la tierra

(Burkart et al. 2004, Trillo et al. 2004). Esta serie

de cambios se tradujo en aumentos significativos

en la riqueza total por sitio (particularmente a

expensas del aumento en la riqueza de especies

exóticas), en la riqueza de grupos funcionales y en

la cobertura total. En la pradera de mesofitas, el

número total de exóticas aumentó de 22 a 27% (39

a 54 especies), principalmente por especies anuales

de estación fría (13 especies; Trillo et al. 2004). En

este ambiente, la tasa de arribo de especies fue

mayor y la tasa de extinción local de especies que

en la estepa de halófitas (Puhl et al. 2006), lo que

reflejaría diferencias en la conectividad y en el

nivel de estrés ambiental entre los sitios de ambas

comunidades.

Diversos estudios encuadran a los pastizales de

la Pampa deprimida dentro de aquellos considera-

dos vulnerables y tendientes a registrar significati-

vos cambios estructurales frente a la acción de los

herbívoros (Milchunas et al. 1988, Jacobo 2005,

Noy-Meir 2005). Las alteraciones del pastizal atri-

buidas al pastoreo datan del siglo XVI, cuando se

introdujeron herbívoros domésticos que circulaban

libremente y se han agudizado en los últimos 100

años debido a que se limitó su desplazamiento por

la construcción de alambrados y de aguadas (ver

2.1.). El pastoreo continuo y altamente selectivo al

que han sido sometidos los pastizales ha provocado

alteraciones en su estructura y funcionamiento

(Deregibus y Soriano, 1981). Entre los principales

cambios estructurales derivados del pastoreo con-

tinuo se documenta el reemplazo de especies nati-

vas perennes, en general gramíneas de alto valor

forrajero, por dicotiledóneas y gramíneas anuales,

en su mayoría exóticas y por lo general de escaso

o nulo valor forrajero (Deregibus y Cahuepé 1983,

Sala et al. 1986, Sala 1988) y la miniaturización

de las matas bajo pastoreo continuo, indicando

probablemente una reducción en el vigor de las

plantas (Sala 1988). También se ha encontrado una

relación negativa entre la intensidad de pastoreo

y la densidad de gramíneas invernales, atribuida

al sobre-pastoreo inverno-primaveral de las áreas

más altas del paisaje donde abundan estas especies

(Agnusdei 1991).

Estas modificaciones estructurales constituyen

claros síntomas del proceso de deterioro que

sufren los pastizales del área (Jacobo 2005). No

obstante, el esquema de estados y transiciones

de la vegetación herbácea desarrollado para

vastas zonas del centro de la Pampa deprimida

(Chaneton 2006) muestra que las inundaciones

periódicas que afectan a los campos de pastoreo

pueden ser consideradas un „subsidio natural‰ que

restituye su integridad funcional y su capacidad

productiva frente al deterioro inducido por el uso

pastoril (ver también Insausti et al. 2005). Esto es

así debido a muchas plantas nativas palatables y

de valor forrajero que habitan áreas inundables


suelen presentar características (adaptaciones)

fisiológicas, anatómicas o de comportamiento

que les permiten ajustarse en forma flexible a las

condiciones impuestas por las inundaciones y re-

vertir la dominancia de aquellas especies o grupos

funcionales de escaso valor forrajero (como las

dicotiledóneas en roseta) que tienden a prevalecer

en los campos luego de períodos prolongados de

pastoreo continuo. Otros esquemas similares de

estados y transiciones han sido elaborados para di-

versas comunidades herbáceas de la ER Pampeana,

como el pajonal de paja colorada (Paspalum qua-

drifarium) al sur de la Pampa deprimida (Laterra

et al. 1998), los pastizales semiáridos de San Luis

(Aguilera et al. 1999) y para las comunidades de

los suelos arables de la Pampa Ondulada (Ghersa

2005, 2006), entre otros.

A los impactos ya mencionados producidos por

el pastoreo continuo, se ha sumado en la última

década un nuevo impacto asociado al rociado

con glifosato de los campos a fines del verano,

una práctica que se ha ido expandiendo entre los

productores ganaderos de la Pampa Deprimida

(Jacobo et al. 2008, Rodríguez et al. 2008 a,b,

Fig. 9). El propósito de este manejo tiene como

objetivo eliminar parte de la producción vegetal

de los pastos en el verano para así promover la

germinación y establecimiento de gramíneas anua-

les de estación fría (con síndrome fotosintético de

tipo C3) y, de este modo, ofrecer mayor forraje

para superar el llamado „bache invernal‰. Si bien

se ha registrado que la aplicación de glifosato a

fines del verano efectivamente se traduce en un

aumento posterior de la producción invernal, se

ha detectado al mismo tiempo que esta práctica

reduce la riqueza específica de los pastizales y la

cobertura basal de leguminosas y de pastos peren-

nes de tipo C3, de alto valor forrajero, y promueve

Fig. 9. Efecto del rociado con glifosato en pastizales de la Pampa deprimida. Foto: Fernando Miñarro (FVSA).


en cambio el establecimiento de pastos rastreros

como el gramón (Cynodon dactylon). Este proce-

so afecta a su vez el banco de semillas del pastizal

y promueve entonces el deterioro, en el mediano

plazo, del recurso forrajero (Jacobo et al. 2008,

Rodríguez et al. 2008 a,b).

3.2.2. Impactos sobre la fauna

Según diversas estimaciones, se calcula que

la ER Pampeana alberga alrededor de 300-400

especies de aves (Narosky y Di Giacomo 1993,

Krapovickas y Di Giacomo 1998) y constituye uno

de los 37 biomas de América que tienen grupos de

especies característicos (Stotz et al. 1996). En efec-

to, en Argentina existen 239 especies consideradas

restringidas a biomas según la clasificación de Stotz

et al. (1996), de las cuales, en un primer listado

preliminar, se han detectado catorce especies que

son típicas de la ER Pampeana (Di Giacomo et al.

2007), aunque es probable que habiten en ella

alrededor de 50-60 especies de aves estrictas del

pastizal (Krapovickas y Di Giacomo 1998, Bilenca

y Miñarro 2004). Al mismo tiempo, este vasto

sistema de pastizales templados provee hábitat

para un importante número de especies de aves

amenazadas, tanto residentes como migratorias

(Blanco et al. 2004; Di Giacomo et al. 2007, Co-

desido y Fraga, ms).

Al igual que lo detectado para el caso de los

impactos generados por la expansión e intensifi-

cación de la agricultura, los cambios generados

por el pastoreo, y en particular por el pastoreo

continuo, sobre la estructura de la vegetación han

provocado a su vez diversas respuestas por parte

de las especies de aves (Comparatore et al. 1996,

Blanco et al. 2004, Isacch et al. 2005, García et al.

2008). Así, mientras algunas especies se han visto

afectadas no solo por la agriculturización sino

también por el sobre-pastoreo o el pisoteo de

nidos (Fernández et al. 2003, Cozzani et al. 2004),

otras especies como el Playerito canela (Tringytes

subruficollis), entre otras, requieren pastizales de

bajo porte para prosperar, como los que ofrecen en ciertos casos los potreros que han sido fuerte-

mente pastoreados (Lanctot et al. 2002, Blanco et

al. 2004). En algunos casos, como en los pajonales

de paja colorada (Paspalum quadrifarium), se ha

observado que un 90% de la riqueza de especies

de aves presentes en la matriz del pastizal fueron

registradas en hábitats con predominio de P. qua-

drifarium, y que un tercio guarda una estrecha

dependencia con el pajonal por requerimientos

de alimento, refugio y nidificación (Comparatore

et al. 1996). En otros casos, como en los pastizales

semiáridos de San Luis, la mayor riqueza y diversi-

dad de aves (y de la vegetación) se detecta en los

pastizales mixtos sometidos a una moderada carga

ganadera respecto del sorgastral de Sorghastrum

pellitum que era dominante en la matriz original

del paisaje (Isacch et al. 2002, 2005). Más reciente-

mente, un trabajo realizado en pastizales de altura

en Córdoba (García et al. 2008) ha revelado que la

exclusión del ganado, llevada a cabo como parte

del manejo de un área protegida recientemente

creada, se tradujo en una significativa reducción

de la riqueza y abundancia de aves, lo que llevó

a recomendar que, en áreas donde los herbívoros

nativos se hayan extinguido localmente y no sea

factible su reintroducción, se mantengan áreas

con baja carga ganadera para mantener la riqueza

de aves, procurando a su vez que se realice en lo

posible un manejo del ganado que imite las fluc-

tuaciones temporales que anteriormente llevaban

a cabo los herbívoros nativos, como el guanaco

(Lama guanicoe).

La introducción del ganado afecta también de

manera significativa a diversas especies de mamí-

feros, en particular herbívoros, ya que compiten

por el mismo recurso forrajero. El cono sur sud-

americano ofrece varios ejemplos de interacciones

entre ganado introducido y ungulados nativos

que son objeto de interés para la biología de la

conservación (Veblen et al. 1992, Baldi et al. 2001,

Frid 2001). Uno de los casos mejor documentados

en la ER Pampeana es el del venado de las pam-

pas (O. bezoarticus), quien en el pasado reciente


fuera una de las especies de cérvidos autóctonos

más abundantes y ampliamente distribuidas por

pastizales y sabanas de América del Sur (Cabrera

y Yepes 1960).

Diversas evidencias señalan que la introducción

del ganado doméstico afectó a los venados de las

pampas. Estudios en la población de O. b. celer de

la provincia de San Luis (Dellafiore et al. 2001) de-

tectaron que los porcentajes de campos destinados

a la agricultura, la carga ganadera y el grado de

división de los potreros afectaron negativamente

la densidad de venados. En el núcleo poblacional

de la provincia de Buenos Aires, estudios de ra-

diotelemetría (Vila et al. 2008) indicaron que la

selección de hábitat de los venados era afectada

por la presencia del ganado vacuno, de modo tal

que los individuos tendían a ocupar áreas libres de

ganado y sus áreas de acción eran más extensas

cuando el ganado era retirado. Adicionalmente,

estudios sanitarios realizados sobre la población

de venados (Uhart et al. 2003) indican que éstos

poseían anticuerpos contra Leptospira sp. y virus

de ParaInfluenza-3, y que ambos eran compartidos

también con el ganado vacuno, lo que marca el

riesgo potencial de transmisión de enfermedades

entre ambas especies.

Otro de los grupos en los que se han detectado

efectos asociados a la ganadería sobre los mamí-

feros de la ER Pampeana es el de los edentados

(Abba et al. 2007), grupo en el que se registró,

por ejemplo, que la mulita (Dasypus hibridus)

selecciona los pastizales semi-naturales y evita las

pasturas implantadas de uso ganadero.

Algunos de los impactos de la ganadería inten-

siva de campo pueden derivar en efectos sobre la

artropofauna como consecuencia del tratamiento

del ganado con antiparasitarios. Por ejemplo, se

ha comprobado que la ivermectina eliminada por

bovinos tratados en otoño afecta la colonización

natural de la materia fecal por parte de adultos y

larvas de dípteros nematóceros y braquíceros y de

ácaros gamásidos, actinédidos y acarídidos, lo que

demora la degradación de las heces en el ambiente

(Iglesias et al. 2005).

4. Recomendaciones de manejo

En los agroecosistemas de la ER Pampeana,

tanto la producción de alimentos, fibras y biocom-

bustibles como la conservación de la biodiversidad

dependen de las mismas tierras. En los últimos

años, se han desarrollado a nivel regional estudios

y marcos conceptuales que procuran atender los

conflictos potenciales entre la producción, la con-

servación de la diversidad biológica y la provisión

de servicios ambientales en la ER Pampeana (Noy-

Meir 2005, Paruelo et al. 2006, Rótolo et al. 2007,

entre otros). Por ejemplo, para resolver los casos

de conflictos potenciales entre el uso ganadero de

la tierra y la conservación de la biodiversidad, se

han formulado soluciones segregativas, integra-

doras o mixtas que son adecuadas para distintas

condiciones ecológicas, de acuerdo al efecto de la

carga animal sobre la diversidad vegetal (Noy-Meir

2005, Tabla 5).

Los antecedentes disponibles para pastizales de

nuestro país, permiten proponer, por ejemplo, para

el caso de la estepa patagónica, que la solución del

conflicto entre la ganadería y la conservación de la

biodiversidad, aunque necesariamente segregativa

en algunas comunidades más susceptibles, podría

ser integradora o mixta en la mayor parte de las

comunidades de esta región, aunque en ese caso

deberían utilizarse cargas más bajas o más flexibles

que las practicadas en el siglo XX (Borrelli y Oliva

2001, Cingolani et al. 2005). Para los pastizales de

las Sierras de Córdoba, donde se registró un efecto

positivo del pastoreo bovino a carga moderada

sobre la diversidad de plantas nativas (Díaz et al.

1994, Pucheta et al. 1997, Cingolani et al. 2003),

se puede deducir que la producción ganadera sus-

tentable (a cargas moderadas y sin intervenciones

drásticas en la vegetación) es compatible con la

conservación de la biodiversidad vegetal nativa

y que, por lo tanto, una solución integradora del

conflicto es factible (Noy-Meir 2005).

En lo que se refiere a la resolución del conflicto

ganadería-biodiversidad para la ER Pampeana, los

antecedentes disponibles señalan una gran sus-


ceptibilidad de estos pastizales a la herbivoría (ver

3.2.1.), lo que sugiere la necesidad de implementar

soluciones segregativas, aunque existen también

algunos ejemplos de pastizales con manejos que

han ofrecido mayores valores de diversidad con

cargas moderadas (Rusch y Oesterheld 1997, Isach

et al. 2002, 2005), por lo que las soluciones inte-

gradoras o mixtas también serían factibles.

Como de momento faltan conocimientos

científicos y experiencia práctica para definir en

muchos casos y de manera precisa el manejo re-

querido para las soluciones de tipo integradoras,

una solución mixta, que reserva una parte del área

para un manejo orientado exclusivamente a la

conservación, sería una recomendación más segura

en esta situación (Noy-Meir 2005). En el caso que

nos ocupa, cabe señalar que es altamente desea-

ble que se establezcan nuevas áreas protegidas

en la ER Pampeana ya que, de acuerdo con datos

oficiales (Burkart 2006), la superficie cubierta por

algún tipo de área protegida en la ER Pampeana

apenas alcanza al 1,05%, cifra que está muy por

debajo de las recomendaciones internacionales

en la materia, y que señalan que una eco-región

debería contar con al menos un 10-15% bajo algún

tipo de protección (pública, privada, de uso total-

mente restringido o bajo cierto tipo de manejo,

etc.). Al respecto, los esfuerzos de identificación

de áreas de interés para la conservación en la ER

Pampeana, como las Áreas Valiosas de Pastizal

(AVPs) (Bilenca y Miñarro 2004), o las Áreas de

Importancia para la Conservación de las Aves

(AICAs, o IBAs, por su sigla en inglés, Di Giacomo

et al. 2007), permiten ser optimistas, ya que se po-

dría elevar el valor de la superficie protegida actual

del 1% a un potencial que podría rondar entre el

4-10% (Miñarro y Bilenca 2008; Fig. 10).

Al mismo tiempo, no es menos cierto que en el

contexto de profunda fragmentación del paisaje

pampeano, tanto las áreas protegidas que ya estén

creadas como las que puedan crearse en un futuro

no pueden ser concebidas como unidades separa-

das de su entorno, ya que la evidencia indica que su

aislamiento conducirá también inevitablemente a

una pérdida de su biodiversidad (Forman y Godron

1986, Fahrig 2003). Si aceptamos que vastas áreas

originalmente naturales de la región pampeana ya

han sido virtualmente transformadas en sistemas

domesticados conviene entonces discutir acerca

de las opciones que contamos hoy para llevar a

cabo dicho proceso de domesticación de modo tal

que la transformación de los paisajes y ecosistemas

redunde en un bienestar humano en equilibrio con

su entorno (Kareiva et al. 2007). En las siguientes

secciones procuraremos analizar algunas de las

alternativas de manejo disponibles para conciliar

esta serie de objetivos.

Tabla 5. Soluciones posibles del conflicto entre la ganadería y la conservación de la biodiversidad (fuente: extraído de Noy-Meir 2005).


Fig. 10. Localización de las Áreas Valiosas de Pastizal (AVPs o VGAs, Bilenca y Miñarro 2004) y de las Áreas de Importancia para la Conservación de las Aves (AICAs, o IBAs, Di Giacomo et al. 2007) identificadas para las ER Pampeana y Campos (fuente: extraído de Miñarro y Bilenca 2008).

4.1. Restauración de pastizales

Con frecuencia sucede que la percepción de la

opinión pública en materia de conservación de la

diversidad biológica suele estar orientada hacia la

protección de los bosques o de las costas, mientras

que otros tipos de ecosistemas, como los pastiza-

les naturales, suelen recibir menor atención. Y sin

embargo sucede que, para una parte significativa

de la vida silvestre que habita en los pastizales, la

desaparición de una hectárea de pastizal genera

los mismos efectos sobre la flora y la fauna a los

que pueden padecer los animales en los bosques

nativos cuando se practican tareas de desmonte, o

a las que pueden estar expuestos las aves costeras

y los mamíferos marinos cuando se produce un

derrame de petróleo.

En las últimas décadas, se ha impulsado el

desarrollo de técnicas de restauración ecológica

mediante las cuales se procura el retorno de un

ecosistema degradado hacia otro estado deseado

de características similares al original mediante

una aceleración de los cambios biológicos (Hobbs

y Norton 1996). Investigadores del Programa de las

Naciones Unidas para el Medio Ambiente (1992)

optaron por desarrollar una definición operativa

de la restauración ecológica en la cual se incluye:

1. una identificación de los valores, bienes y

servicios deseables del ecosistema, determinados

a través de mecanismos científicos y de consulta

popular,

2. una identificación de los componentes

funcionales y estructurales que son esenciales para

el autosostenimiento del sistema y que son los que


proveerán dichos elementos, y finalmente

3. una facilitación de la recuperación del

sistema hacia un estado de autosostenimiento

mediante la manipulación de los aspectos físicos,

químicos, biológicos e incluso sociales o culturales

del sistema.

Bajo esta definición, un ecosistema restaurado

no tendrá necesariamente ni la misma biodiversi-

dad, ni las mismas tasas de producción o de recicla-

do de nutrientes que un sitio similar no perturbado,

pero los roles funcionales serán restablecidos de

modo tal que el sistema sea autosostenible. Los

servicios del ecosistema a los que se refiere la

definición operativa arriba mencionada pueden

ser entendidos como cualquier función ecológica

que sea percibida como beneficiosa por la socie-

dad, como la regulación del clima, el reciclado de

nutrientes, el control de la erosión, la producción

de alimentos y materias primas, los recursos ge-

néticos, o los fines estéticos o recreativos, entre

muchos otros.

En el caso que nos ocupa de los pastizales

templados de la ER Pampeana, diversos estudios

señalan acerca de las buenas posibilidades de

restaurar pastizales en zonas en las que éstos han

sido alterados por efecto del pastoreo o por la sus-

titución por pasturas implantadas. Investigaciones

realizadas tanto en la Pampa Deprimida (León et

al. 1984) como en la Pampa Ondulada (Ghersa y

León 1999) han detectado que los pastizales que

se han regenerado por sucesión secundaria a par-

tir de pasturas implantadas envejecidas alcanzan

en un lapso relativamente breve una estructura,

diversidad y composición florística semejantes a la

de la comunidad original. La sucesión post-agrícola,

en cambio, muestra que la dominancia de espe-

cies exóticas en los campos abandonados persiste

luego de 20 años de interrupción de la agricultura

(Omacini et al. 2005) por lo que la recuperación de

pastizales a partir de campos de cultivos abando-

nados estaría más comprometida que en el caso

de las pasturas implantadas.

Hasta el presente, buena parte de los estudios

sobre la restauración ecológica se han basado en

el desarrollo de métodos ad hoc. Es de esperar

que en la medida en que se logre consolidar su

marco conceptual, la ecología de la restauración

se transforme en una ciencia de gran aplicabilidad,

capaz de aprender rápidamente de sus propios

errores y de evaluar y difundir velozmente sus

ideas y sus nuevas técnicas. Esto se vuelve crucial

en un mundo donde la restauración puede ser, al

menos en algunos casos como en la ER Pampea-

na, la única manera de preservar la diversidad,

la estructura y el funcionamiento de ecosistemas

altamente degradados.

4.2. Algunas recomendaciones de manejo ganadero para su aplicación en la ER Pampeana

Una reciente evaluación de la producción ga-

nadera vacuna en la ER Pampeana (Rótolo et al.

2007) señala que los pastizales naturales ofrecen

la alternativa de producción ambientalmente más

sustentable y de menor impacto, en comparación

con las pasturas implantadas o los sistemas basados

en la alimentación a base de raciones (maíz).

Si bien los índices reproductivos que detenta

la ER Pampeana son los mayores de todas las re-

giones ganaderas del país, dichos valores son aún

relativamente bajos y deberían ser incrementados

para así aumentar la rentabilidad y satisfacer la

demanda (la tasa de destete para la ER Pampeana

ha sido estimada en alrededor de 70%, Vázquez et

al. 2005, Rearte 2007). Esta situación tiene una de

sus principales limitantes en acceso y/o adopción

por parte de los productores del conocimiento y

las tecnologías disponibles. Al respecto, en los úl-

timos años se han generado conocimientos en los

pastizales pampeanos acerca de la ecofisiología de

las plantas forrajeras, de las dinámicas del carbono,

el agua y los nutrientes, y sobre los requerimientos

y comportamientos del ganado doméstico, de

cuya aplicación se puede proponer un manejo de

los pastizales naturales con bases ecológicas que


permita no sólo revertir el deterioro causado por

el pastoreo tradicional, sino también conservar

la biodiversidad y mejorar la producción animal

(Jacobo 2005, Jacobo et al. 2006).

El manejo alternativo al tradicional manejo de

pastoreo continuo, y que ha sido dado en llamar

pastoreo controlado (Deregibus et al. 1995,

Jacobo 2005, Jacobo et al. 2006) consiste en la

aplicación de disturbios, principalmente pastoreos

con altas cargas instantáneas y, eventualmente,

desmalezadas o quemas, seguidos por descansos

de duración variable.

En el manejo controlado, la intensidad y el

momento de pastoreo, así como la duración del

período de descanso, se determina según los

objetivos perseguidos, ya sea que se trate de a)

la recuperación del vigor de las plantas más pa-

latables, mediante descansos; b) la modificación

de la relación de selectividad entre las especies, al

inducir el consumo de las plantas menos preferidas

mediante pastoreos intensos; c) el sombreo de las

especies planófilas y rastreras durante los descan-

sos; d) la floración y fructificación de especies que

se desea promover, mediante descansos en la épo-

ca adecuada; e) la promoción de la germinación

y establecimiento de especies anuales, mediante

pastoreos al comienzo del ciclo y descansos pos-

teriores ó f) permitir el envejecimiento y hasta la

senescencia del material si se desea aumentar la

broza del suelo, entre otros (Jacobo 2005).

Un aspecto central asociado a este manejo

consiste en reconocer en el terreno las diferentes

comunidades vegetales y apotrerar los campos en

comunidades que sean relativamente homogéneas

en lugar de utilizar un criterio de diseño puramente

geométrico para la división de los potreros.

En ensayos realizados en campos de cría de la

Pampa Deprimida (Jacobo et al. 2006) se detecta-

ron importantes cambios en las proporciones de

distintos grupos funcionales que resultaron favore-

cidos o no por la metodología de pastoreo, tanto

en las comunidades de media loma como en los

bajos dulces. De este modo, los campos manejados

bajo pastoreo controlado incrementaron signifi-

cativamente su índice de valor zootécnico (IVZ),

alcanzando en algunos casos los mayores valores

citados para pastizales de la Pampa Deprimida

(Jacobo 2005). En efecto, la comunidad de media

loma pastoreada en forma controlada presentó

mayor proporción de leguminosas y de gramíneas

invernales, y una menor proporción de gramíneas

estivales rastreras que los campos bajo pastoreo

continuo, a la vez que mostró un suelo con mayor

proporción de broza y menor presencia de suelo

desnudo. En la comunidad de los bajos dulces, se

observaron cambios en el mismo sentido, a los que

se le sumaron también aumentos de significativos

de otros grupos funcionales como gramíneas pa-

lustres y disminución de dicotiledóneas.

Los buenos resultados del sistema de manejo

controlado permiten ser optimistas respecto a su

capacidad de incrementar tanto la rentabilidad

como los índices de producción de los estableci-

mientos ganaderos de la Pampa Deprimida bajo un

esquema sustentable para el ecosistema, aunque

resta de momento complementar estos estudios

con evaluaciones que analicen la respuesta de la

biodiversidad a los diferentes tipos de manejo

ganadero.

De manera adicional al manejo de pastoreo

controlado, otro estudios han hecho énfasis en

la posibilidad de aprovechar las oportunidades

que se generan con los pulsos de inundación que

periódicamente afectan a vastas zonas del centro

de la Pampa deprimida para implementar formas

de manejo del pastoreo que ayuden a controlar

las especies de baja calidad forrajera y a promover

aquellas de mejor calidad (Insausti et al. 2005,

Chaneton 2006). En efecto, se puede procurar „em-

pujar‰ al sistema hacia el estado deseado según las

condiciones hídricas, y aprovechar una inundación

que elimine las malezas y facilite la recuperación

de los pastos hidrófitos. La inundación prolonga-

da, junto con la exclusión del pastoreo durante y

después del evento, pueden acelerar este proceso,

recuperando así la productividad del pastizal.


4.3. Algunas recomendaciones de manejo agrícola para su aplicación en la ER Pampeana

Durante los últimos años, algunas de las princi-

pales asociaciones de productores agropecuarios,

lideradas por la Asociación Argentina de Producto-

res de Siembra Directa (Aapresid) se han lanzado al

desarrollo de lo que han dado en llamar sistemas

de „agricultura certificada‰. De acuerdo con esta

ONG, la agricultura certificada es producto de una

nueva visión enfocada en el desarrollo de un siste-

ma de gestión de calidad ambiental y productiva

en agricultura de conservación, con potencialidad

de ser certificable (ver www.aapresid.org.ar). Se

trata de un „sistema en siembra directa‰ donde,

además de suprimir la labranza y contener en

superficie residuos orgánicos en descomposición,

se incorpora un conjunto de herramientas que

reciben el nombre de Buenas Prácticas Agrícolas

(BPAs). Estas prácticas consisten en la rotación

de cultivos de cobertura, manejo integrado de

malezas, insectos y enfermedades, nutrición ba-

lanceada y restitución de nutrientes, uso racional

y profesional de insumos externos, registro de las

tareas y productos, que junto a la sistematización

de esa información conforman las bases para un

certificado de calidad de procesos y productos.

De acuerdo a las últimas informaciones disponi-

bles, actualmente Aapresid trabaja en el desarrollo

de los protocolos técnicos de buenas prácticas

agrícolas e indicadores de calidad ambiental que

serían incluidos dentro del sistema de calidad.

Inicialmente, los indicadores son físicos, químicos

y bioquímicos, y no se incluyen, al menos de mo-

mento, indicadores biológicos.

En el caso particular de la Pampa ondulada,

área predominantemente agrícola de la ER Pam-

peana, los antecedentes disponibles indican que los

efectos indeseados de la generalización del cultivo

de soja podrían atenuarse con una red de corre-

dores con vegetación natural o espontánea y con

alta diversidad biológica (Szpeiner et al. 2007). Los

márgenes de los cultivos, los cercos y los bordes de

los caminos pueden convertirse en tales corredores

y, así, contribuir a mantener la biodiversidad de los

paisajes agrícolas (Di Giacomo 2002, Bilenca et al.

2007 Zaccagnini y Calamari 2001). Adicionalmen-

te, los corredores proveen otra serie de servicios

ambientales que incluyen a) su importancia como

barreras contra el viento y como agentes atenua-

dores de la erosión del suelo, que contribuye a

conservar la fertilidad de los suelos agrícolas y a

regular la disponibilidad de agua en ellos, b) su

papel como barrera contribuye adicionalmente a

disminuir el riesgo de contaminación del aire por

pesticidas, y c) su papel como zona de transición

entre cultivos se traduce en una acción como fil-

tro y barrera que impide que un cultivo genere, a

través de un flujo de organismos, efectos adversos

en otros cultivos, reduciendo así la propagación de

malezas, hongos, bacterias o nematodos (Szpeiner

et al. 2007).

Sin embargo, los efectos benéficos mencio-

nados de los corredores provienen de estudios

realizados en parte en otras eco-regiones, y dado

que los procesos biológicos suelen ser, al menos

en parte, específicos de cada agroecosistema, es

preciso profundizar desarrollando una agenda de

investigación en este aspecto a escala regional y

local.

En lo que respecta al uso apropiado de agroquí-

micos, algunas de las evaluaciones más recientes

en la ER Pampeana, en particular con insecticidas,

dan cuenta de fuertes desviaciones en el grado de

seguimiento de las indicaciones de los marbetes,

tanto en lo referente a la correcta elección del

producto como a la utilización de las dosis reco-

mendadas de las aplicaciones realizadas (Zaccag-

nini 2005): En efecto, el relevamiento indicó que

cerca del 38% de la superficie relevada fue tratada

con productos mal seleccionados, y del 55%-63%

de dosis utilizadas incorrectamente en aquellos

productos bien seleccionados (Zaccagnini 2005).

Todo lo expuesto resalta la necesidad de reforzar

las actividades de extensión en relación al uso de

insecticidas para controlar las plagas en cultivos

y pasturas.


Por su parte, en lo referente al uso de herbici-

das y los fenómenos de resistencia, las soluciones

propuestas para esta situación, actualmente en

estudio, serían las rotaciones de cultivos y de

herbicidas, el uso de formulaciones mejoradas y

la conservación de áreas con vegetación natural

(Papa 2005).

Finalmente, en lo que se refiere al riesgo de

salinización inducido por plantaciones en la ER

Pampeana se ha propuesto que la intensidad del

proceso de salinización podría reducirse con plan-

taciones de baja densidad capaces de mantener

un menor consumo de agua freática y que la apli-

cación de sistemas silvopastoriles que combinan

forestación con pastizales o pasturas subyacentes

pueden representar un alternativa de menor im-

pacto. (Jobbagy et al. 2006).

5. A modo de conclusión

En la definición dada al inicio de este traba-

jo hemos señalado que el establecimiento de

agroecosistemas tiene por objeto la producción

de alimentos y otras materias primas. No obstan-

te, también es cierto que otro aspecto distintivo

de dicha definición es que se tratan de sistemas

manejados con diversos propósitos. En la actua-

lidad hay un creciente consenso en la necesidad

de ampliar el rango de objetivos de manejo en los

agroecosistemas de modo tal que, sin resignar el

objetivo productivo como un aspecto central, se

contemplen también simultáneamente la concre-

ción de otros objetivos adicionales de similar valor

e importancia, como la mitigación del cambio glo-

bal, la reducción de riesgos de contaminación, el

mantenimiento de la correcta provisión de servicios

ambientales (muchos de los cuales redundan a su

vez en una mayor producción), o la conservación

de la diversidad biológica, entre otros. La inclusión

de estos objetivos implica concebir a la actividad

agropecuaria como una tarea llevada a cabo por

manejadores del ambiente, y no tan sólo por pro-

ductores, como suele describirse habitualmente a

quienes trabajan en el campo.

Por todo lo expuesto hasta aquí, puede con-

cluirse que los pastizales templados en la ER Pam-

peana han recibido el los últimos cinco siglos, y en

particular en los últimos 10-20 años, una serie de

fuertes impactos que han comprometido seriamen-

te al sostenimiento de su biodiversidad, aunque la

magnitud de dichos impactos varía espacialmente y

según las especies consideradas. Si a esto se le suma

la falta de interés que suele despertar la conserva-

ción por este tipo de bioma en la opinión pública

en relación a otros ambientes como los bosques o

las costas, la situación se vuelve aún más compleja.

Sin embargo, por lo desarrollado también en este

trabajo, hemos detectado que muchas acciones en

pos de la conservación de los pastizales naturales

y su biodiversidad están a nuestro alcance, por lo

que este objetivo representa un verdadero desafío

y requiere de una rápida respuesta de todos los

actores involucrados.

6. Agradecimientos

Este trabajo fue realizado con el apoyo del

CONICET y de subsidios otorgados por la Univer-

sidad de Buenos Aires (UBACyT X282; X406) y del

Instituto Nacional de Tecnología Agropecuaria

(INTA, PNECO 1302). A Ulises Martínez Ortiz por

su lectura crítica del manuscrito, a todos quienes

gentilmente han facilitado las fotos que ilustran el

trabajo, y a todos los investigadores que con su tra-

bajo han contribuido a enriquecer esta revisión.


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