RESTAURACIÓN ECOLÓGICA EN

Antonio Daniel Dalmasso

Es muy común que se aborde el tema de los precios del petróleo desde el punto de vista más tradicional (oferta y demanda). En este sentido se consideran las influencias por parte de factores geopolíticos y también el impacto en los precios que tienen los especuladores en el mercado de futuros. Sin embargo, poco se habla de la influencia que tiene la parte downstream (aquella relacionada con la refinación) en los precios del petróleo. Dentro de la industria petrolera, ésta parte es quizá la menos atractiva para muchos analistas ya que representa en gran medida lo que se considera como "negocio tradicional", es decir, la creencia común señala que no existe una "renta" asociada a estas actividades, a diferencia de la parte de exploración y producción, en donde las ganancias generalmente sobrepasan por mucho las inversiones destinadas a la producción. Los riesgos asociados también disminuyen y no existen grandes avances tecnológicos, sin embargo, no puede perderse de vista la capacidad que tiene esta industria para influir sobre los precios del crudo y, de hecho, captar cierta "renta" por sus actividades. La mayor influencia que tiene esta industria es en lo referente a los diferenciales entre los precios de las diferentes calidades de crudos que existen en el mercado, ya que a partir de estos se obtienen distintas proporciones de los productos que la sociedad demanda. De esta manera las configuraciones de las refinerías existentes en una región (o a nivel mundial) marcarán la demanda por cierto tipo de crudo en especial y las inversiones que se requerirán hacia el futuro de manera para adecuar las instalaciones y adaptarlas a las nuevas condiciones del mercado, influenciando una vez más el precio de los crudos. Para comprender lo anterior es necesario entender a detalle cómo operan y obtienen sus ganancias los refinadores. 1. REFINACIÓN De manera general las refinerías más complejas, es decir, aquellas con el mayor número de procesos, son las que tiene las mayores ganancias, mientras que las más simples operan muy cercanas a su punto de equilibrio llegando incluso a tener pérdidas. Esto se debe a que requieren de procesar crudos ligeros que son los que tiene los precios más elevados. Lo anterior es consecuencia de que estas refinerías carecen de procesos de conversión profunda con los que se rompen las moléculas de hidrocarburos más pesadas para producir moléculas más ligeras (estos procesos de conversión profunda abarcan procesos como coquización retardada en donde los compuestos de alto peso molecular se someten a altas temperaturas de manera que se rompan sus enlaces y formen hidrocarburos más ligeros como gasolinas o diésel. Las refinerías más simples producirían

RESTAURACIÓN ECOLÓGICA EN LA DIAGONAL ÁRIDA DE LA ARGENTINA 2 MENDOZA 2015 EDUARDO MARTÍNEZ CARRETERO ANTONIO D. DALMASSO Editores Comité Organizador Nacional Antonio D. Dalmasso (IADIZA) Daniel R. Pérez (Universidad Nacional del Comahue) Nicolás Ciano (INTA Trelew) Adriana Rovere (CRUB Bariloche) Comité Organizador local Solana Tabeni (Investigaciones de la Biodiversidad, IADIZA) Antonio D. Dalmasso (Geobotánica y Fitogeografía, IADIZA) Andrea Duplancic (Geobotánica y Fitogeografía, IADIZA) María E. Fernández (Ecoﬁsiología y Producción, IADIZA) Ivan Funes (Fac. Ing. Rec. Nat., Universidad Nacional de Cuyo) Eduardo Martínez Carretero (Geobotánica y Fitogeografía, IADIZA) Justo Márquez (Fac. Cs. Ex. F. y Nat., Universidad Nacional de San Juan) Jesús Páez (Ecoﬁsiología y Producción, IADIZA) Mariano Cony (Ecoﬁsiología y Producción, IADIZA) Comité del Programa Cientíﬁco Nicolás Ciano (INTA Trelew) Mariano Cony (IADIZA) Antonio D. Dalmasso (IADIZA) Eduardo Martínez Carretero (IADIZA) Daniel R. Pérez (Universidad Nacional del Comahue) Adriana Rovere (CRUB Bariloche) Solana Tabeni (IADIZA) Gustavo Zuleta (Universidad Maimónides) Diseño y maquetación Remedios Marín. CONICET Mendoza Martínez Carretero, Eduardo Restauración ecológica en la diagonal árida de la Argentina 2 - 1a ed. - Mendoza: el autor, 2015. 400 p. + CD-ROM: il.; 24x16 cm. ISBN 978-987-33-7114-1 1. Ecología. 2. Medio ambiente. I. Título CDD 577 Queda hecho el depósito que marca la Ley 11.729 Libro de edición argentina, 2015 - Printed in Argentina Índice Sección I. Marco Conceptual Modelos de estados y transiciones: bases para el manejo de la vegetación en la Reserva Natural de la Defensa La Calera, Córdoba, Argentina Javier Bernasconi, Marcos Karlin, Ricardo Accietto, Cristian Schneider, Silvana Ruﬁni & Sebastián Arnulphi...................................................................................................... 3-20 Revegetación de ambientes degradados. Selección de especies Eduardo Martínez Carretero & Antonio Dalmasso .............................................................................. 21-30 Evaluando los cambios estructurales y funcionales de los pastizales áridos y semiáridos de Chubut Virginia Massara Paletto, Gustavo Gabriel Buono, Viviana Beatriz Nakamatsu & Jorge Manuel Salomone ....................................................................... 31-46 Diseño EEMO para restaurar montículos en el Monte Austral en locaciones petroleras de Norpatagonia Celina Escartín & Gustavo A. Zuleta ................................................................................................... 47-60 Utilización de cultivos perennes en rehabilitación: ¿qué criterios ecoﬁsiológicos deben ser utilizados para guiar la selección? Luciana González-Paleo, Alejandro Pastor-Pastor, Alejandra E. Vilela & Damián A. Ravetta ........... 61-74 Áreas prioritarias de restauración en Argentina: análisis a través de la valoración de las AICAs Victoria Parera & Laura Bellis............................................................................................................... 75-86 Sección II. Microorganismos Biodermas algales asociadas a cactáceas de Lomas Blancas. San Luis Marcela Manrique, María C. Fernández Belmonte, Cecilia Carosio, Sergio Chiofalo & María J. Junqueras ................................................................................................... 89-98 Microorganismos presentes en la rizósfera de Senna arnottiana (Fabaceae) en la Reserva Auca Mahuida, Neuquén Anahí S. Álvarez, Adriana E. Rovere & Daniel R. Pérez ................................................................... 99-110 Micorrizas arbusculares y endóﬁtos septados oscuros en la revegetación de escombreras en la mina Bajo de La Alumbrera Sebastián Fracchia, Mariano Cony, Jesús Páez, Cristina Carrizo & Gonzalo Padilla ...................... 111-118 Sección III. Suelo y Erosión Resiliencia de los suelos de la diagonal árida-semiárida de Argentina: implicancias para la restauración y el manejo sustentable Laura Noe & Adriana Abril ............................................................................................................... 121-136 Análisis de parámetros edáﬁcos en un área afectada por un derrame de petróleo en la cuenca del Golfo San Jorge, Chubut Isabel Castro, Virginia Walicki, Andrea de Sosa Tomas, Adriana Gratti & Javier Quagliano ......... 137-156 Sección IV. Humedales Pastores de la Puna: manejo sustentable de pastizales naturales en las tierras altas de Jujuy, Argentina Mariana Quiroga-Mendiola .............................................................................................................. 159-178 Restauración ecológica participativa de humedales en el sitio Ramsar Lagunas de Guanacache - Desaguadero - Bebedero, Mendoza, Argentina Heber J. Sosa & Nidia E. Amaya ....................................................................................................... 179-200 Sección V. Ecoﬁsiología Vegetal Requerimientos germinativos de Sphaeralcea mendocina Philippi (Malvaceae), especie ruderal endémica de Argentina Carla A. Masini & Adriana E. Rovere............................................................................................... 203-214 Una especie valiosa para la recuperación de áreas degradadas por la industria petrolera: Atriplex lampa (Chenopodiaceae) Vivien Pentreath, Sara Fernández, Elena González & Susana Perales ............................................. 215-232 Respuestas ﬁsiológicas de plantines de Senecio subulatus a diferentes niveles de suministro de agua María E. Fernández, Mariano A. Cony & Carlos B. Passera ............................................................ 233-242 Sección VI. Mamíferos, Reptiles, Aves Respuestas de la diversidad de mamíferos a gradientes de pastoreo caprino en el extremo hiperárido del desierto del monte Daniela Rodríguez & Andrea A. Barauna ......................................................................................... 245-264 Reproducción y actividad en un ensamble de saurios de un sector altamente degradado del Monte de San Juan Graciela M. Blanco, Juan C. Acosta, Susana Castro, José H. Villavicencio & Ricardo A. Martori ...................................................................................... 265-282 Diversidad y ecología de la avifauna en diferentes pisos altitudinales de los Andes Centrales de Argentina Gustavo A. Fava & Juan C. Acosta ................................................................................................... 283-306 Sección VII. Taludes. Canteras. Impacto del Ganado Revegetación de taludes viales en la Ruta Nacional 7, Santa Rosa, Mendoza Antonio D. Dalmasso, Gustavo Quattrocchi & Carlos Azcurra ....................................................... 309-326 Revegetación de taludes con Leymus racemosus ssp. sabulosus (Poaceae) Jorge M. Salomone & Nicolás Ciano ................................................................................................. 327-334 Análisis ambiental de la cobertura vegetal en taludes viales en la estepa patagónica Mónica Stronati, Bárbara Rueter, María E. Arce, Mariana L. A. Quezada & Fernando Rodriguez ...................................................................................................................... 335-344 ¿Grindelia chiloensis, (Asteraceae), facilita o inhibe la sucesión secundaria en la restauración ecológica? Barbara L. Rueter, Cristian L. Kammerer & Mónica Stronati.......................................................... 345-354 Evaluación de la revegetación natural en canteras de áridos en dos sitios de la provincia de Chubut María Elena Arce, Virginia Walicki, Isabel Castro, M. Fernanda Valenzula; Andrea de Sosa Tomas, Mónica G. Rack & Leonardo Ferro ............................................................. 355-384 Evaluación de la potencialidad de uso de Deuterocohnia longipetala (Bromeliaceae) para la revegetación de laderas degradadas por la actividad minera no metalífera Mariano Iván Funes Pinter & Antonio D. Dalmasso ....................................................................... 385-400 Rehabilitación de un área disturbada en la Sierra Chica de Zonda, San Juan Antonio Dalmasso, Justo Marquez, Juan Scaglia, Martín Hadad, Juan P. Cáceres, Rodolfo Brizuela, José Carnino & Alejandro Gómez .............................................. 401-412 Interacción entre exclusión ganadera de corto plazo y estacionalidad climática como herramienta de recuperación de la fauna en ambientes pastoreados del Monte Central Verónica Chillo & Ricardo A. Ojeda .................................................................................................. 413-426 Sección VIII. Sociocultural Cercos vivos en la ﬂora de una ciudad de la Patagonia semiarida argentina: especies preferidas e implicancias para la restauración ecológica Adriana E. Rovere, Soledad Molares & Ana H. Ladio ....................................................................... 429-442 Claves para la preservación del patrimonio arqueológico sanjuanino Alejandro García ................................................................................................................................ 443-452 Una valiosa experiencia en el proyecto de intervención sobre control de erosión hídrica en Ranquil Huao, Patagonia Argentina Viviana Nakamatsu, Sergio Binda, Hugo Bottaro, Luis Tejera & Georgina Ciari ............................ 453-460 Pago por servicios ambientales: Valoración económica de los servicios ambientales Verónica I. Farreras González ............................................................................................................ 461-476 El semiárido bonaerense en el área de inﬂuencia de la EEA INTA Bordenave. Nuevas líneas de investigación en pastizales y campos naturales Griselda Bonvissuto, Carlos Coma, Hugo Kruger, Carlos Torres Carbonell, Andrea Lauric, Rodrigo Tizón, Ángel Marinissen............................................................................ 477-484 Revisores Dra. BONVISUTTO, Griselda (INTA-Bahía Blanca) Dr. BURGUEÑO, Gabriel (Univ. Nac. Bs.As.) Ing. Agr. CIANO, Nicolás (INTA-Chubut) Ing. Agr. CONY, Mariano (CONICET) Dr. DALMASSO, Antonio D. (CONICET) Dra. FERNÁNDEZ, Cecilia (Univ. Nac. San Luis) Dr. MARTÍNEZ CARRETERO, Eduardo (CONICET) Dr. PARERA, Carlos (INTA-Mendoza) Dr. PASSERA, Carlos B. (FCA, Univ. Nac. de Cuyo) Lic. PÉREZ, Daniel (Univ. Nac. del Comahue) Dra. QUIROGA MENDIOLA, Mariana (INTA-Jujuy) Dra. ROVERE, Adriana (CONICET) Dr. SCOLARO, Alejandro (CONICET) Dra. STRONATI, Mónica (Univ. Nac. San Juan Bosco) Dra. TABENI, Solana (CONICET) Dra. TORRES, Laura (CONICET) Mg. VICH, Alberto (CONICET) Dr. VILLAVICENCIO, José (FCEFyN, Univ. Nac. San Juan) Lic. ZARCO, Agustín (CONICET) Dr. ZULETA, Gustavo (Univ. MAIMONIDES) PRÓLOGO El presente libro reúne trabajos que abarcan un amplio espectro del conocimiento que se va generando en el ámbito de la Diagonal Árida Argentina en torno a la restauración de ambientes degradados, desde lo físico-biológico a lo social. En cada Taller Regional, y por ende en cada publicación correspondiente, no sólo se va profundizando en los estudios de caso sino que se va deﬁniendo un perﬁl donde la relación sociedad-naturaleza, conservación-producción, desempeña un papel fundamental. El Segundo Taller Regional sobre Rehabilitación y Restauración en la Diagonal Árida de Argentina realizado en la ciudad de Mendoza entre el 23 y 25 de octubre de 2013, avanzó en la articulación entre los actores dedicados a tareas de restitución de los servicios ambientales de las comunidades autóctonas y de prevención ambiental. La continuidad de estas reuniones y de sus respectivas publicaciones generará un caudal de información que permitirá la implementación de prácticas preventivas o de remediación en los sistemas naturales. Por otra parte, contribuirá a posicionar la disciplina de Restauración en la Argentina, dentro del contexto internacional en busca de un futuro social y ambientalmente sustentable. Sección I. Marco Conceptual Modelos de estados y transiciones: bases para el manejo de la vegetación en la Reserva Natural de la Defensa La Calera, Córdoba, Argentina States and transitions models: bases for the vegetation management in the Natural Reserve of the Defense La Calera, Córdoba, Argentina Javier Bernasconi1, 2, Marcos Karlin1, 3, Ricardo Accietto1, 3, Cristian Schneider4, Silvana Ruﬁni2 & Sebastián Arnulphi1, 3 Asociación Civil El Cuenco, Equipo Ambiental. Aula Abierta de Montaña (AADeM), Universidad Nacional de Córdoba. 3 Facultad de Ciencias Agropecuarias, Universidad Nacional de Córdoba. 4 Facultad de Ingeniería, Universidad Católica de Córdoba 1 2 mkarlin@agro.unc.edu.ar Resumen Las Sierras de Córdoba experimentan transformaciones causadas por el avance inmobiliario, incendios, tala, sobrepastoreo e invasión de especies exóticas. Estas transformaciones condicionan el estado de conservación de la ﬂora nativa. La Reserva Natural de la Defensa “La Calera” ha mantenido gran parte de su estructura vegetal original como consecuencia de las restricciones al ingreso; sin embargo, existen áreas donde la ﬂora nativa está amenazada. Se realizó una evaluación de modelos de estados y transiciones, analizando los cambios ocurridos por la agriculturización, los incendios forestales y la invasión de especies leñosas exóticas. Con los modelos se busca identiﬁcar las pautas de manejo más adecuadas para la rehabilitación de áreas afectadas. Se identiﬁcaron tres modelos: M1, desmonte y agricultura afectando bosques de Aspidosperma quebrachoblanco; M2, procesos de afectación por incendios forestales, y M3, bosques de rivera afectados por la invasión de exóticas. Los bosques de A. quebracho-blanco (M1) presentan alta renovabilidad, observada sobre zonas desmontadas aledañas, la cual debe ser aprovechada para la recuperación de estos ambientes. En espinillales y horcales (M2) se recomienda promover el aumento de la cobertura forestal y reducir la cantidad de biomasa fácilmente combustible para prevenir incendios. Los blanquillales (M3) sufren una importante invasión de especies forestales exóticas. Se propone reducir la proporción de exóticas mediante anillado a ﬁn de evitar problemas de erosión. El monitoreo de los estados de vegetación en áreas protegidas supone ser relevante para evaluar cambios en el ecosistema, y posibilita el análisis de las acciones a ejecutar en áreas ecológicamente similares. Palabras clave: especies exóticas, estados, incendios, regeneración vegetal, transiciones Javier Bernasconi, Marcos Karlin, Ricardo Accietto, Cristian Schneider, Silvana Ruﬁni & Sebastián Arnulphi Abstract The Sierras of Córdoba are suﬀering transformations, caused by housing advance, forest ﬁres, deforestation, overgrazing and alien species invasion. These transformations determine the conservation state of the native vegetation. The Natural Reserve of the Defense “La Calera” has maintained a large part of the original structure of the vegetation as consequence of access restrictions, however, there are some areas where the native vegetation is threatened. An evaluation of models of states and transitions was made, analyzing the changes occurred by agriculture, forest ﬁres and the invasion of woody alien species. With these models, the most adequate management criteria were identiﬁed for the rehabilitation of aﬀected areas. Three models were identiﬁed: M1, deforestation and agriculture aﬀecting Aspidosperma quebracho-blanco woodlands; M2, processes of forest ﬁres aﬀection, and M3, riparian woodlands aﬀected by alien species. A. quebracho-blanco woodlands (M1) present high renewability, observed over nearby deforested areas, which should be considered for the recovery of these environments. In Acacia and Schinopsis communities (M2) the promotion of the forest cover and the reduction in the amount of easily combustible biomass is recommended in order to prevent ﬁres. The Sebastiania communities (M3) suﬀer an important invasion of woody alien species. It is proposed to reduce the proportion of alien species through tree ringing in order to avoid erosion problems. Monitoring the vegetation states in protected areas is supposed to be relevant for the evaluation of changes into the ecosystem, and allows the analysis for executive actions in similar ecological areas. Key words: alien species, states, forest ﬁres, vegetation regeneration, transitions Introducción En el centro de la Argentina se encuentran las Sierras de Córdoba ubicadas en el Distrito Chaqueño Serrano (Cabrera, 1976). La vegetación característica de este Distrito es un bosque xeróﬁlo a subxeróﬁlo dominado por Schinopsis marginata Engl. y Lithraea molleoides (Vell.) Engl. (Giorgis et al., 2011). La composición ﬂorística de estos bosques cambia con las características edáﬁcas, topográﬁcas y la historia de disturbio (Cabido et al., 1991; Suárez y Vischi, 1997; Gurvich et al., 2005; Cantero et al., 2011; Torres et al., 2013). Esto determina que el ecosistema sea altamente heterogéneo y que haya variaciones importantes en la composición de especies en toda su extensión (Giorgis et al., 2011). En el piedemonte se encuentra el ecotono con la Provincia Fitogeográﬁca del Espinal, Distrito Cordubense (Lewis y Collantes, 1973), dominado por Aspidosperma quebrachoblanco Schltdl. y varias especies del género Prosopis, área altamente fragmentada por el avance de la frontera agropecuaria. Las Sierras de Córdoba experimentan en la actualidad transformaciones causadas por el avance inmobiliario, incendios, tala, sobrepastoreo e invasión de especies exóticas. Estas transformaciones condicionan el estado de conservación de la ﬂora nativa. La Reserva Natural de la Defensa La Calera, ubicada en las laderas orientales de las Sierras Chicas, ha mantenido gran parte de su estructura vegetal original debido a restricciones al ingreso durante los últimos 75 años, principalmente por su uso militar. Sin embargo, existen áreas donde la ﬂora nativa está amenazada. En la Reserva se han relevado al momento 230 especies, insertas en al menos siete zonas ﬁsonómicamente homogéneas (Karlin et al., datos no publicados). Esta comple- 4 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina jidad ambiental y la dinámica de sus comunidades vegetales hacen necesario aplicar modelos de análisis que permitan simpliﬁcar dicho comportamiento. En este sentido, los modelos de estado y transición presentan un gran potencial para ayudar a entender la respuesta de los ecosistemas a los disturbios naturales y/o inducidos por el manejo al proveer una estructura que permita organizar el conocimiento presente de las dinámicas identiﬁcadas (Stringham et al., 2003). Estos modelos no sólo permiten interpretar comportamientos estructurales y dinámicos, sino que mediante su correcto análisis podrían contribuir en la deﬁnición de pautas de manejo adecuadas. En el presente trabajo se hace una evaluación preliminar de modelos de estados y transiciones de tres sucesiones, analizando en el espacio los cambios temporales ocurridos por tres disturbios característicos en la Reserva y en la región: la agriculturización, los incendios forestales y la invasión de especies forestales exóticas. A partir de la deﬁnición de estados y transiciones se busca identiﬁcar las pautas de manejo a aplicar en cada caso para la rehabilitación de áreas afectadas por estos disturbios. Material y método Ubicación del área de estudio El área denominada históricamente como “Campos del III Cuerpo de Ejército”, hoy denominado “Comando de II División de Ejército”, se encuentra al oeste de la ciudad de Córdoba y comprende aproximadamente 14000 hectáreas. La Reserva Natural de la Defensa, incluida en los predios de estos campos, posee como límites físicos la Ruta Nacional N°20 hacia el sur, la Ruta Provincial N°73 hacia el oeste y el norte, y parte del anillo de circunvalación de la ciudad de Córdoba hacia el este (Figura 1). Las coordenadas geográﬁcas extremas del predio son S31°27’35”-W64°24’20” hacia el sur, S31°25’49”-W64°26’54” hacia el oeste, S31°20’46”-W64°24’19” hacia el norte y S31°23’44”-W64°16’01” hacia el este. La precipitación media anual es de 800 mm, con distribución marcadamente estival (640 mm). La temperatura media anual es de 16ºC, con una máxima media anual de 24ºC y una mínima media anual de 10,1ºC. Las máximas absolutas alcanzan los 44ºC y las mínimas absolutas de -10ºC (Dalmasso et al., 1997). Los vientos predominantes son del noreste (cálidos y secos) y sur-sureste (frescos y húmedos), de los cuales los primeros son cálidos y secos y los últimos son frescos y húmedos (Capitanelli, 1979). Monitoreo de vegetación A partir de estudios previos realizados en la campaña 2012-2013, se deﬁnieron cuatro comunidades forestales de acuerdo a los valores de dominancia relevados (Karlin et al., datos no publicados): • Los quebrachales se ubican en zonas bajas e intermedias de la reserva, hasta los 570 m, correspondiendo a la Provincia Fitogeográﬁca del Espinal, Distrito Cordubense y sus áreas ecotonales con el Chaco Serrano. Están asociados a zonas de llanura, deﬁnidos como parches remanentes de los procesos de avance de la agricultura. Dominados por A. quebracho-blanco, especie asociada a Celtis ehrenbergiana 5 Javier Bernasconi, Marcos Karlin, Ricardo Accietto, Cristian Schneider, Silvana Ruﬁni & Sebastián Arnulphi (Klotzsch) Liebm., Jodina rhombifolia (Hook. & Arn.) Reissek y Schinus fasciculatus var. fasciculatus (Griseb.) I.M. Johnst. • Los espinillales son dominados por Acacia aroma Gillies ex Hook. & Arn. y A. caven (Molina) Molina. Estas comunidades se confunden con pastizales de acuerdo a la mayor o menor área cubierta de suelo por estas especies, y son originadas posiblemente por la inﬂuencia de incendios, ya que ambas especies tienen gran capacidad de rebrote post fuego (Verzino et al., 2005) y producen gran cantidad de semillas anualmente. • Los horcales (u orcales) se disponen sobre laderas rocosas de pendientes superiores al 20%. Se encuentran grandes individuos de S. marginata lo que indica que son bosques que se encuentran en recuperación o que no han sido explotados recientemente, a pesar de haber sido diezmados décadas atrás por la extracción de combustible para las caleras de la zona. Los renovales son muy apetecidos por el ganado vacuno, al igual que sus semillas. • Los blanquillales, dominados por Sebastiania commersoniana (Baill.) L.B. Sm. et R.J. Downs y co-dominados por Lithraea molleoides se desarrollan sobre cursos permanentes o temporarios de agua, o en su defecto sobre laderas con exposición sur. Esta especie se asocia a otras especies exóticas como la mora (Morus alba L.) o el siempre verde (Ligustrum lucidum W. T. Aiton) de reconocido alto consumo hídrico (Martínez et al., 2013a; Martínez et al., 2013b; Grau et al., 2008). Todas estas especies cubren densamente el suelo de modo que diﬁculta el crecimiento de otras, en el sotobosque. Fueron identiﬁcados también sitios con altos grados de disturbio por desmonte y agricultura, incendios, pastoreo e invasión de especies exóticas. Se contabilizan en este estudio las áreas sembradas con cultivos anuales y pastizales naturales en la cuenca baja, y sitios afectados por fuego entre 2008 y 2013 según crónicas de pobladores locales. Se identiﬁcaron tres modelos sucesionales y se escogieron diferentes estados de vegetación para cada una (Figura 1): dos quebrachales, con un pastizal asociado a uno de ellos y dos sitios con agricultura asociados al otro quebrachal; once espinillales con diferentes fechas de afectación por incendio (dos sitios representativos de incendio del año 2013, dos sitios representativos del primer año posfuego, tres sitios afectados de entre dos y cinco años, cuatro sitios supuestamente afectados con más de 5 años desde el evento –dos de estos últimos evaluados pre-incendio de mayo 2013-), tres horcales con diferentes estados de degradación; cinco blanquillales con distintos grados de afectación por exóticas leñosas. Se realizaron censos ﬂorísticos en 17 de los 24 sitios (n=17), caracterización de los stands forestales (n=24) y medición de biomasa graminosa (n=19). Las parcelas abarcan áreas variables aproximadas, de entre 1 y 4 ha. En los sitios se midieron los siguientes parámetros característicos: 1) Diversidad ﬂorística Se realizó un inventario ﬂorístico mediante el método ﬁtosociológico de Braun Blanquet (Braun Blanquet, 1979; Mueller-Dombois y Ellenberg, 1974), donde se estima- 6 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina ron los valores de abundancia-dominancia, los cuales se transformaron posteriormente en valores de porcentaje de cobertura basado en el punto medio de cada valor de la escala de abundancia-cobertura (Wikum y Shanholtzer, 1978): +: Individuos raros o poco frecuentes con cobertura insigniﬁcante: 0,5% 1: Individuos abundantes, pero con cobertura insigniﬁcante: 2,5% 2: Individuos en número variable, pero con cobertura de hasta ¼ de la superﬁcie total: 15% 3: Individuos en número variable, cobertura entre ¼ a ½ de la superﬁcie total: 37,5% 4: Individuos en número variable, cobertura entre ½ a ¾ de la superﬁcie total: 62,5% 5: Individuos en número variable, cobertura superior a ¾ de la superﬁcie total: 87,5% 2) Medición de especies forestales (árboles y arbustos) y renovabilidad Se realizaron transectas en faja (Gaillard de Benitez y Pece, 2011) de 6 x 50 m donde se midió el número de árboles y arbustos (nativos y exóticos invasores), diámetro a la altura de la base (DAB) de cada uno, cobertura arbórea y arbustiva, y cantidad de renovales, considerando como tal aquellos individuos de menos de 1 m de altura y menos de 5 cm de DAB. Figura 1. Ubicación de los módulos de estudio Figure 1. Location of the study modules 7 Javier Bernasconi, Marcos Karlin, Ricardo Accietto, Cristian Schneider, Silvana Ruﬁni & Sebastián Arnulphi 3) Pasturas Se aplicó el método del doble muestreo (Díaz, 1992). Se deﬁnieron 8 situaciones de acuerdo a una escala objetiva de biomasa en relación a la especie dominante de una superﬁcie de 0,25 m2. Una vez identiﬁcadas las situaciones, se procedió a contabilizar las situaciones a través de transectas al azar sobre al menos 30 puntos por sitio en superﬁcies de difícil acceso y de al menos 50 en sitios de más fácil acceso. Se determinó la Biomasa Fácilmente Combustible (BFC) de 19 sitios, a ﬁn de recopilar datos para la modelización de condiciones predisponentes para incendio. Análisis matemático y estadístico Se calculó el área basal de las especies forestales para cada uno de los sitios tomando como base el DAB. Se calcularon los índices de riqueza y biodiversidad de Shannon-Weaver basados en los valores de número de individuos y de abundancia y dominancia: n H   pi ln pi i 1 donde pi  N i n N i 1 i , n es el número de especies de cada comunidad vegetal y Ni es el tamaño de cada población deﬁnida por la frecuencia relativa o cobertura, de acuerdo a Wikum y Shanholtzer (1978). Se efectuaron gráﬁcos box-plot de las variables riqueza, biodiversidad, número de árboles y renuevos nativos y exóticos, área basal, cobertura arbórea y BFC. Se hicieron análisis de varianza (ANAVA) y análisis de Kruskal-Wallis a ﬁn de establecer diferencias estadísticamente signiﬁcativas entre estados de un mismo modelo. Se realizaron pruebas de normalidad en cada una de las variables mediante la prueba Shapiro-Wilks (W*) modiﬁcado y el test Q-Q plot. Se hicieron regresiones lineales entre algunas de las variables analizadas (número de árboles vs. área basal; número de árboles vs. número de renuevos; área basal vs. número de renuevos). Para todos los análisis estadísticos se utilizó el software estadístico Infostat (Di Rienzo et al., 2012). Resultados Modelos de estados y transiciones Las variables analizadas permitieron simular los siguientes modelos e identiﬁcar diferentes estados (E) y transiciones (T) en cada una de ellas: Modelo 1 (M1). Desmonte y agricultura afectando los bosques de A. quebracho-blanco en la cuenca baja de la Reserva. Se han identiﬁcado tres estados de vegetación: E1: Agricultura con presencia de renuevos de especies forestales, afectados en forma periódica por la pulverización directa de herbicidas y así también su deriva, perjudicando las isletas con remanente de bosque nativo. T1: Invasión de pasturas. 8 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina E2: Pastizales de gramíneas nativas, con presencia de abundantes renovales forestales. T2: Desarrollo de árboles y arbustos; competencia de estos últimos con las pasturas. E3: Comunidad forestal de Aspidosperma quebracho-blanco. T3: Desmonte. Modelo 2 (M2). Procesos de afectación por incendios forestales. Se identiﬁcaron cinco estados: E1: Bosquecillos de Acacia caven y A. aroma recientemente afectados por incendios. T1: Proceso de colonización de especies herbáceas de rápido crecimiento. E2: Pastizales, resultantes de incendios forestales del año anterior, con baja cobertura forestal de A. caven y A. aroma. T2: Instalación y desarrollo de especies arbustivas y arbóreas, y otras especies herbáceas. E3: Pastizales-arbustales con mayor abundancia de Acacia spp. (hasta 5 años desde la fecha del incendio). T3: Desarrollo y dominancia de árboles de A. caven y A. aroma; competencia interespecíﬁca. E4: Bosquecillos de A. caven y A. aroma maduros estabilizados. T4: Colonización con semillas de Schinopsis marginata. E5: Comunidades de S. marginata. T5: Ocurrencia de incendios (dicha transición puede partir desde cualquiera de los estados anteriores, E2 a E5). Modelo 3 (M3). Bosques de rivera afectados por la invasión de exóticas. Se identiﬁcaron tres estados: E1: Bosquecillos de Sebastiania commersoniana con afectación de renuevos de especies forestales exóticas invasoras, aunque sin individuos adultos en frecuencias importantes. T1: Crecimiento, desarrollo y dominancia de especies forestales exóticas sobre especies forestales nativas. E2: Bosquecillos con una importante presencia de individuos adultos de especies forestales exóticas invasoras. T2: Eliminación de individuos adultos y renuevos de especies forestales exóticas. E3: Bosquecillos de S. commersoniana sin afectación de especies exóticas invasoras adultas o renuevos. T3: Germinación o rebrote de especies forestales exóticas. Riqueza y biodiversidad Ambas variables están íntimamente correlacionadas con un signiﬁcativo R2 de 0,75 (n=17; p=0,0079). Los valores de riqueza y diversidad pueden verse en la Figura 3 (1 a, b, c y 2 a, b, c). En M1-E1 la riqueza y biodiversidad dependen exclusivamente de la cantidad de renovales existentes entre el rastrojo (entre 3 y 4 especies forestales diferentes). En 9 Javier Bernasconi, Marcos Karlin, Ricardo Accietto, Cristian Schneider, Silvana Ruﬁni & Sebastián Arnulphi Figura 2. Esquema de los modelos de estados y transiciones Figure 2. Scheme of states and transitions models estos sitios no crecen otras especies debido al efecto de los agroquímicos aplicados y su deriva. En E2 aparecen las gramíneas y algunas latifoliadas aisladas cubriendo todo el suelo. E3 corresponde al bosque característico del Espinal, con dominancia de A. quebracho-blanco, el cual permite el desarrollo en su sotobosque de una amplia variedad de especies de forma más equitativa que E2. En este modelo, riqueza y biodiversidad (de distribución normal) mostraron diferencias signiﬁcativas con Análisis de Varianza (LSD Fisher p=0,0149 y 0,0247 respectivamente) pero no lo hicieron con un Análisis Kruskal-Wallis (p<0,05) debido al bajo número de muestras por estado. En M2, posteriormente al incendio (T5; E1) se encontraron 26 especies sobrevivientes, aunque afectadas por el fuego, y con el menor índice de diversidad (2,08). Muchas de estas terminarán por desaparecer en E2, mientras que algunas latifoliadas como Cantinoa mutabilis (Rich.) Harley & J.F.B. Pastore y Acalypha communis Müll., y gramíneas de crecimiento en mata aparecerán posteriormente (T1), dominando Amelichloa brachychaeta (Godr.) Arriaga & Barkworth, Jarava spp., Nassella spp., Setaria spp. y/o Aristida mendocina Phil., y manteniendo una riqueza similar a E1, pero aumentando la diversidad (2,32). En E3 comienzan a aparecer especies de porte arbóreo/arbustivo (T2) que lentamente comenzarán a cubrir el terreno (T3), pero permitiendo bajo su dosel el crecimiento de otras especies herbáceas. E4 aumenta su riqueza y biodiversidad. E5 constituye un estado donde domina S. marginata, aunque co-dominado por Acacia spp. En M3, la presencia de renuevos de especies exóticas promueve un aumento en la riqueza y la biodiversidad en E1. A medida que crecen las exóticas (T1) la riqueza y biodiversidad caen de forma importante. Frente a la desaparición de las especies exóticas 10 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina (T2), de mayor porte y menor densidad de copa, domina de forma absoluta S. commersoniana (E3) de gran efecto sobre las especies que pueden crecer en el sotobosque. La gran densidad de esta especie tiende a reducir la riqueza y la diversidad ﬂorística de la comunidad. Tanto M2 como M3 no mostraron diferencias signiﬁcativas con ANAVA o KruskalWallis (p<0,05), debido al bajo número de muestras. Número de árboles y área basal El número de árboles (NA) y el área basal (AB) se relacionan de forma signiﬁcativa (R2=0,45; n=24; p=0,0019) a través de una función cuadrática de segundo orden mediante la ecuación NA=491,76 + 209,16 AB –5,19 AB2, lo que indica que un aumento en la cantidad de árboles adultos se relaciona directamente con valores intermedios de área basal, mientras que lo hace negativamente con altos valores de área basal, es decir se produce competencia intraespecíﬁca o dentro del grupo funcional “especies arbóreas”. Los valores pueden verse en la Figura 3 (3 a, b, c y 4 a, b, c). En M1 el número de árboles y el área basal son bajos en E1 y E2, presentando diferencias signiﬁcativas con E3 (ANAVA, LSD Fisher; p=0,0837 y <0,0001 respectivamente). En E3 el área basal aumenta considerablemente alcanzando un promedio de 27 m2/ha representado por un relativamente bajo número de individuos arbóreos. El área basal está representada principalmente por árboles de gran porte como A. quebracho-blanco o C. ehrembergiana. En M2 la sucesión comienza en E1 con un relativo alto valor de área basal (8 m2/ha) y un número considerable de árboles (casi 2000 individuos/ha), aunque representado por especies de A. caven y A. aroma severamente afectados por fuego y que han quedado en pie. Su supervivencia dependerá de las condiciones posteriores al evento (T1) y de la severidad del incendio (T5). E2 supone un estado donde los incendios previos fueron de gran intensidad eliminando individuos arbóreos y reduciendo de forma importante el área basal. E3 muestra un incremento importante en el número de individuos, manteniendo baja el área basal. T3 supone una recuperación de individuos de A. caven y A. aroma con un incremento en el número de individuos y área basal. E4 representa un estado donde se alcanza un equilibrio entre las especies de género Acacia y el resto de la vegetación. E5 presenta individuos de S. marginata que fueron progresivamente cubriendo el suelo y reemplazando las acacias (T4), evidenciado por una mayor área basal por ser árboles de mayor porte pero con menos individuos respecto a E4 quizá por efecto de competencia. Se encontraron diferencias signiﬁcativas en ANAVA en el área basal y número de árboles (LSD Fisher; p=0,1231 y 0,1749) entre E5 y E2, pero no respecto a los otros estados. M3 supone transiciones donde el ingreso (T3) y posterior desarrollo de especies exóticas invasoras (T1) reducen el número total de individuos reemplazándolos por individuos exóticos de mayor porte que S. commersoniana, especialmente representados por M. alba y Manihot grahamii Hook. (E2), representando una tercera parte del área basal total en promedio (24 vs. 8 m2/ha para área basal total y área basal de exóticas respectivamente). Su eliminación (T2) presupone una transición a E3, donde aumenta el número de individuos de S. commersoniana de baja área basal individual. No hubo dife- 11 Javier Bernasconi, Marcos Karlin, Ricardo Accietto, Cristian Schneider, Silvana Ruﬁni & Sebastián Arnulphi rencias estadísticamente signiﬁcativas (ANAVA y Kruskal-Wallis; p<0,05) entre estados para número de árboles, área basal y área basal de especies exóticas. Renovabilidad Los valores pueden verse en la Figura 3 (5 a, b, c). Para M1, la renovabilidad está representada fundamentalmente por especies nativas del Espinal. En E1 se observó el crecimiento de un promedio de 1300 renuevos/ha en la periferia de las isletas de bosque remanente, representados principalmente por A. quebracho-blanco, Geoﬀroea decorticans (Gillies ex Hook. & Arn.) Burkart y C. ehrembergiana, aunque no se encontraron diferencias signiﬁcativas (Kruskal-Wallis; p<0,05) con los otros dos estados. Suponiendo una revegetación con pasturas naturales y arbustos (T1), el modelo muestra en E2 un considerable aumento de los renuevos, superando los 4500 individuos/ha, de los cuales 267 representan A. quebracho-blanco, y la misma cantidad Prosopis nigra (Griseb.) Hieron. De sobrevivir a las heladas o al ramoneo, esta situación promovería la recuperación a largo plazo del bosque nativo (T2), donde se alcanza una relación entre individuos adultos y renuevos del 57%. En M2 se encontró un p=0,0595 en un análisis Kruskal-Wallis para número de renuevos totales, diferenciando E1 y E4 del resto de los estados. E1 presenta una media de 590 renuevos por ha, número que podría variar de acuerdo a la intensidad del fuego. E4 presenta 750 renuevos por ha, indicando una reducción importante respecto a E2 y E3 (3500 y 2000 renuevos/ha respectivamente). En M3, un aumento en E2 del área basal, tanto de S. commersoniana como de especies forestales exóticas se relaciona a una mayor producción de renuevos, aunque las regresiones y los análisis de varianza (Kruskal-Wallis) obtenidas no dan valores signiﬁcativos (p<0,05). El número de renuevos en E2 está dominado en gran medida por especies exóticas (Figura 3: 5c), con un número de 6049 ind./ha totales y 4200 ind./ha de especies exóticas. A pesar de las diferencias entre estados en cuanto a renuevos de especies exóticas (285, 4200 y 0 ind./ha para E1, E2 y E3 respectivamente) no se han encontrado diferencias signiﬁcativas (Kruskal-Wallis; p<0,05). En este caso, debe aumentarse el número de muestras para evidenciar diferencias signiﬁcativas. Biomasa fácilmente combustible En ningún modelo se observaron diferencias estadísticamente signiﬁcativas (Kruskal-Wallis; p<0,05); aunque para M1 se obtuvo un p-valor de 0,1333. Los valores pueden verse en la Figura 3 (6 a, b, c). En M1 la presencia de biomasa fácilmente combustible es crítica en E2, habiendo encontrado 6300 kg MS/ha. Una vez reinstalado el bosque los valores de BFC caen abruptamente. En M2 se observa que la BFC es nula inmediatamente después de los incendios, promoviendo estos una rápida revegetación (T1) con gramíneas y latifoliadas en E2 (2300 kg MS/ha) y aumentado en E3 (4000 kg MS/ha). Un aumento en la cobertura forestal en T3 hace que la cantidad de BFC disminuya (2100 kg MS/ha) por una menor luminosidad receptada por las gramíneas, pero puede aumentar ligeramente luego en E5 por efecto del reemplazo de S. marginata sobre las acacias. 12 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Riqueza 50 40 Densidad ﬂorística 1b 1c 2a 2b 2c 3a 3b 3c 4a 4b 4c 5a 5b 6a 6b 30 20 10 0 3 2 1 0 4 Nº de árboles (x 1000) 1a 3 2 1 Área basal (m/ha) 0 30 20 10 BFC (kg MS/ha) (x 1000) Nº de renovables (x 1000) 0 12 9 5c 6 3 0 7,0 5,2 6c 3,5 1,7 0 1 2 3 Modelo 1 (M1) 1 2 3 4 5 Estado Modelo 2 (M2) 1 2 3 Modelo 3 (M3) Figura 3. Variables analizadas de riqueza (1), diversidad ﬂorística (2), número de árboles por hectárea (3), área basal (4), número de renovales por hectárea (5) y biomasa fácilmente combustible (BFC) (6) para el Modelo 1 (a), 2 (b) y 3 (c). En M3, línea punteada indica especies forestales exóticas invasoras Figure 3. Analyzed variables of richness (1), ﬂoristic diversity (2), number of trees per hectare (3), basal area (4), number of renewals per hectare (5) and easily combustible biomass (BFC) (6) for the Model 1 (a), 2 (b) and 3 (c). In M3, dotted line indicates exotic invasive forestry species 13 Javier Bernasconi, Marcos Karlin, Ricardo Accietto, Cristian Schneider, Silvana Ruﬁni & Sebastián Arnulphi En M3 las altas coberturas y la consecuente baja incidencia lumínica sobre los estratos inferiores de vegetación impiden el desarrollo de BFC. Discusión Modelo 1 Los estados M1-E1 y M1-E2 bajo la inﬂuencia de parches de quebracho blanco, poseen un alto potencial de recuperación por la presencia de renuevos. Barchuk y Díaz (2000) encontraron que para A. quebracho-blanco la sobrevida en plantaciones en el oeste de Córdoba fue de ~40% cuando se asociaba a arbustos y del ~30% fuera de la inﬂuencia del arbusto, lo que hace suponer que la regeneración natural podría presentar para esta zona (más húmeda) valores más altos, si dichas áreas se excluyen de agricultura mediante amojonamiento, evitando que los renuevos sean eliminados por herbicidas como consecuencia de la aplicación directa. Se han observado muchos de estos renuevos afectados por herbicidas. No se conocen estudios de afectación de renovales por deriva de agrotóxicos en esta región, es por esto que la exclusión de 30 m a la redonda de esta isleta y otras seleccionadas es un valor arbitrario. Marrs et al. (1989) sostienen que, incluso con viento, la aplicación de herbicidas no deriva de forma letal sobre vegetación de interés a conservar mas allá de 6 m desde la fuente de aplicación, recomendando áreas de exclusión mínimas de entre 5 y 10 m. La exclusión supone que el impacto de los agrotóxicos sobre los renuevos sea menor respecto a la situación sin exclusión, siempre y cuando estos sean aplicados en momentos de baja incidencia de viento (Ávila et al., 2007). De todas maneras, existen otros factores que pueden alterar la deriva: temperatura del aire, humedad relativa ambiente, altura de aplicación, presión de aplicación, tipo de boquilla, tamaño de gota, tipo de herbicida y coadyuvante. Además, la ﬁtotoxicidad dependerá del tipo de herbicida utilizado, concentración, especies afectadas, tipo de suelo y estado fenológico (Ávila et al., 2007). A medida que la agricultura sea excluida, el radio de exclusión será progresivamente ampliado, lo cual supondrá el establecimiento de especies graminosas y un aumento en el riesgo de incendio que deberá ser disminuido con pastoreo. En áreas bajo ganadería resulta interesante intentar recuperar el bosque (T2) mediante clausura a ﬁn de que los renuevos no sean eliminados por ramoneo y/o pisoteo. Sin embargo, y debido a la alta cantidad de BFC, es necesario manejar cargas instantáneas altas y baja frecuencia con descanso, tal como se recomienda para sectores del Espinal, Distrito del Ñandubay (Sabattini et al., 2002) a ﬁn de disminuir la cantidad de pasto por debajo de 2000 kg MS/ha, y así el riesgo de incendio, a la vez que se reduce el riesgo de consumo de renuevos. A pesar del posible ramoneo de renuevos, Saravia Toledo y del Castillo (1985) aseguran que los renuevos de A. quebracho-blanco y P. nigra tienen asegurado su desarrollo debido a la baja preferencia por el ganado vacuno en pastoreo. La meta a alcanzar de acuerdo a los objetivos de conservación de la Reserva es cualquier estado maduro boscoso (ej. M1-E3) el cual, si se excluye de ganado para man- 14 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina tener la regeneración natural, puede evolucionar de manera “laissez faire”, donde la regeneración natural constituye una meta en sí misma y no un medio para alcanzar un estado deﬁnido (Bakker, 2013). El manejo de pastizales y la extracción de leña campana para minimizar el riesgo de incendio constituye una estrategia concreta de mantenimiento del sistema. Modelo 2 El fuego elimina gran parte de los renovales en E1, y A. caven y A. aroma regeneran principalmente por rebrote de corona (Verzino et al., 2005; Torres et al., 2013), generando nuevos individuos juveniles, aunque de forma más rápida que de semilla debido quizá al vigor impreso por el extendido sistema radicular del árbol. El posterior desarrollo de especies herbáceas promovería la protección de nuevos renuevos, permitiendo el desarrollo progresivo de nuevos individuos adultos en E2 y E3, estabilizándose la producción de renuevos en E4. Las acacias presentan en general una buena sobrevida, con promedios del 65% con A. aroma, 75% en A. caven y el 90% en A. praecox, suponiendo estrés hídrico (Venier et al., 2013), lo que garantizaría una buena recuperación de este tipo de comunidades luego del fuego. En cuanto a la distribución etárea de los individuos de acuerdo a las clases de área basal se ha observado que todos los ambientes presentan distribución en forma de “J” invertida, lo que indica una adecuada distribución disetánea (Karlin et al., datos no publicados). Es posible entonces que, si las condiciones son favorables, los espinillales se transformen progresivamente en comunidades de S. marginata (T4), co-dominadas por Acacia spp. La aparición de S. marginata depende de la presencia de árboles semilleros en las cercanías del sitio. La presencia de árboles semilleros de S. marginata promovería la regeneración de esta especie a largo plazo en E5 siempre y cuando el sitio esté poco afectado por herbívoros (Santa Cruz, 2003). Experiencias de plantación con S. marginata (Verzino et al, 2004) muestran valores muy bajos (<5%) de sobrevida de esta especie, lo que indica que la promoción de la regeneración natural es la mejor estrategia de recuperación de estos ambientes (Torres et al., 2013). El manejo de las cargas ganaderas es clave en estos ambientes ya que encontramos los mayores valores de BFC. Altas cargas inmediatas deben ser consideradas a ﬁn de reducir la BFC, pero evitando la selección del animal sobre los renuevos, que son los que permitirán la recuperación del bosque hacia M2-E4 o E5. Modelo 3 En cuanto a la cantidad de individuos arbóreos por ha, se aprecia en la Figura 3 (3 a, b y c) que los mayores valores corresponden a los blanquillales, los cuales cuentan con una alta densidad de individuos, de baja área basal individual. Los blanquillales también presentan los más altos valores de número de renovales, siendo en algunos casos el número de renuevos de exóticas muy importante (especialmente en M3-E2-2, con un 75% del total con M. grahamii y L. lucidum). Como consecuencia de la alta cobertura del suelo y el gran sombreo, la cantidad de combustible graminoso en estos ambientes es prácticamente despreciable. 15 Javier Bernasconi, Marcos Karlin, Ricardo Accietto, Cristian Schneider, Silvana Ruﬁni & Sebastián Arnulphi El problema de la invasión de especies exóticas forestales puede ser controlado mediante tratamientos tempranos en M3-E1 eliminando renuevos, lo que resulta ser menos costoso, aunque esto debe ser acompañado de la eliminación de árboles semilleros mediante anillado o eliminación total. La competencia interespecíﬁca también debe ser considerada para el mantenimiento del sistema en M3-E3, objetivo de la conservación en esta Reserva. Debe notarse que no es el objetivo aumentar en estos ambientes la diversidad ﬂorística, ya que la gran competencia que ejercen las poblaciones de S. commersoniana impiden alcanzar altos valores de riqueza y biodiversidad. El objetivo es proteger estas poblaciones que de acuerdo a la IUCN (2013) poseen un status de “vulnerable”. Los últimos estados de vegetación mostrados en la Figura 2 (M1-E3, M2-E5 y M3E3) pueden ser considerados estados-meta cuando se planean acciones de rehabilitación y restauración, estados de referencia dentro de las sucesiones, que de acuerdo a las condiciones del contexto es probable que se pueda alcanzar, siempre y cuando las relaciones entre la vegetación, suelo-atmósfera y tiempo se den adecuadamente (Bakker, 2013). Sin embargo, considerar estos estados-meta no signiﬁca que se deba alcanzar estos estados a cualquier costo, sino que lo más importante en casos de áreas protegidas es tratar de recuperar y mantener las especies y comunidades cuasi-estables, reducir el impacto de especies invasoras, constituir nichos de desarrollo de especies vulnerables y deﬁnir los tipos funcionales necesarios para el buen funcionamiento del ecosistema. Cualquier intento de reintroducción de especies vulnerables de forma artiﬁcial (por ejemplo, plantaciones) debe considerar tres aspectos importantes: 1) que las condiciones de nicho sean apropiadas para su instalación y desarrollo; 2) que el costo de reintroducción no supere los posibles beneﬁcios visibles y ocultos a corto, mediano y largo plazo, y 3) asegurar que la regeneración natural no tendrá el éxito que se espera para la regeneración por vías artiﬁciales. Conclusiones De acuerdo a los datos obtenidos, se observa que el estado de los bosques en general es bueno, con buena distribución etárea y buena renovabilidad natural, lo que indica que no es necesaria la implantación de especies para enriquecimiento, sino que debe apuntarse a la protección y fomento de la regeneración natural. Los quebrachales son, de acuerdo a las condiciones edáﬁcas, las áreas de mayor productividad forestal, asimismo que presentan una alta renovabilidad, observada sobre zonas desmontadas aledañas y sobre áreas afectadas a la agricultura. Esta alta renovabilidad debe ser aprovechada como estrategia para la recuperación de estos ambientes, promoviendo el desarrollo de los renovales. En los espinillales se recomienda el fomento de la renovabilidad natural a ﬁn de aumentar la cobertura del suelo, asimismo que debería reducirse la cantidad de biomasa graminosa como medida de prevención de incendios. Al igual que para los espinillares, en los horcales también se recomienda reducir mediante el pastoreo la biomasa graminosa, mediante el pastoreo intenso y poco frecuente a ﬁn de evitar el ramoneo de los renovales. 16 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Como se ha observado en los blanquillales, la proporción de las exóticas en el rodal es importante, debido a las características ecológicas favorables para dichas especies, especialmente M. alba, M. grahamii y L. lucidum. Se recomienda por lo tanto reducir la proporción de exóticas mediante anillado, a ﬁn de mantener el suelo cubierto y las laderas protegidas (pendientes mayores al 5%) a ﬁn de evitar problemas de erosión. El principio de esta técnica de anillado es la de mantener en pie los individuos con la idea que pierdan las hojas gradualmente, permita el ingreso de luz y el fomento de la renovabilidad de especies nativas forestales. Asimismo, se evitaría la producción de propágulos de exóticas por eliminación de árboles semilleros. Si bien es necesario seguir estudiando el sistema desde una dimensión temporal, la identiﬁcación de los modelos de estados y transiciones permite hipotetizar sobre posibles vías de sucesión en los procesos de rehabilitación y restauración de ecosistemas. El monitoreo de estos estados en el espacio y en el tiempo, sobre áreas protegidas y aisladas de disturbios de carácter antrópico, supone ser relevante para evaluar cambios en la vegetación y en las condiciones del entorno, y posibilita el análisis de las acciones a aplicar en áreas ecológicamente similares. Bibliografía ÁVILA, R., E. BRAVO, J. BREILH, A. CAMPAÑA, C. PAZ-Y-MIÑO, L. PEÑA HERRERA & J. VALENCIA, 2007. El sistema de aspersiones aéreas del Plan Colombia y sus impactos sobre el ecosistema y la salud en la frontera ecuatoriana. Comisión Cientíﬁca Ecuatoriana. Quito, Ecuador. BAKKER, J.P., 2013. 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Species selection Eduardo Martínez Carretero & Antonio Dalmasso Geobotánica y Fitogeografía, IADIZA CONICET Dpto. Biología, Facultad de Ciencias Exactas Físicas y Naturales Universidad Nacional de San Juan / mcarrete@mendoza-conicet.gob.ar Resumen Se plantea un modo de selección de especies para revegetar un área degradada basado en el enfoque catenal geosinﬁtosociológico. El análisis integrado, geomorfología y vegetación (ﬂorístico) permite generar hipótesis dinámica sobre la cual se seleccionan las especies. Palabras clave: geosinﬁtosociología, catena, hipótesis dinámica Abstract A way of species selection for their use in revegetation is put under consideration. It is based on a catenal-geosynphytosociological point of view. The integrated analysis, geomorphology and vegetation (ﬂoristic), allows to generate successional hypothesis from the species are selected. Key words: geosinphytosociology, catena, dynamic hypothesis Introducción El establecimiento de la vegetación es una actividad relevante en áreas degradas, permite recuperar el escaso suelo, parte de la diversidad local, disminuir los procesos erosivos, generar condiciones de facilitación de las simientes provenientes de las comunidades de contacto, crear un ambiente estéticamente favorable y contribuir a la productividad local. Sin embargo, el restablecimiento de las comunidades vegetales nativas puede resultar en una tarea diﬁcultosa. Las estrategias empleadas en la revegetación de ambientes degradados deben ser ecológicamente consistentes, tecnológica y económicamente accesibles y deberían tener valor social desde el aprovechamiento productivo posterior (Evangelou y Barnhisel, 1982). La restauración se basa en el conocimiento de las interacciones bióticas y abióticas que afectan al establecimiento de las plantas. Numerosos paradigmas ecológicos han sido considerados y debatidos en este aspecto, entre ellos el de las fuerzas que condu- Eduardo Martínez Carretero & Antonio Dalmasso cen la sucesión (Mac Mahon, 1981; Westoby et al., 1989), el de la competencia (Schoener, 1983; Connell, 1983), el principio de exclusión competitiva (Hardim, 1960), regeneración de nicho (Grubb, 1977), tasas de recursos (Tilman, 1982), hipótesis de agregación (Shmida & Elner, 1984), de efecto de almacenamiento (Warner & Chesson, 1985), como los más relevantes. En ocasiones, al restaurar comunidades vegetales nativas, la identiﬁcación de los factores que impiden o restringen el desarrollo de los ecosistemas resulta determinante (Pyke y Archer, 1991). Recuperar la vegetación, en diversidad y cobertura, de ambientes degradados, implica decidir sobre qué especies se emplearán. En EEUU se emplea un listado de especies recomendadas considerando las biorregiones y en cada una de ellas las condiciones de sitio, otorgando importancia a las comunidades vegetales de base ﬂorística, a las condiciones ambientales locales y a la facilidad de obtener las plantas seleccionadas. En ambiente mediterráneo, cuando se emplean especies locales seleccionadas se logra una mayor cobertura que con especies exóticas (Tormo et al., 2010). Entre los diversos enfoques que pueden tenerse en cuenta se encuentra el ecológico o sucesional considerando una vegetación largamente estable, en equilibrio, o climax (Clements, 1916); este enfoque deriva inmediatamente en el Tipo (climax) y la Condición (etapas serales). En esta visión el clima regional y el suelo juegan un papel determinante y cualquier modiﬁcación lleva a etapas disclimáxicas, es decir estados diferentes del climax. Una visión posterior, obviando la situación climax como el estado ﬁnal, considera la etapa madura o dinámicamente estable a la que está en equilibrio con el clima regional y se la conoce como climácica. En este camino la vegetación naturalmente responde no de manera lineal ante un disturbio, sino que puede dirigirse a múltiples estados probables (Westoby et al., 1989; Briske et al., 2005; Bailey y Brown, 2011). Al modelo de equilibrio se opone el de procesos en no-equilibrio o de Estados y Transiciones (Westoby et al., 1989), que considera múltiples caminos sucesionales, estados estables y transiciones entre ellos. De esta manera el Estado se constituye por el conjunto de comunidades vegetales, relacionadas en tiempo y espacio y estrechamente vinculadas a las condiciones del suelo y el clima; es así un complejo resiliente suelo-estructura vegetal (Stringham et al., 2003). Lo más importante es poder discernir el cambio entre un estado y otro (umbral de cambio, Friedel, 1991). La composición ﬂorística de un estado puede resultar bastante constante o, en cambio, puede mostrar variaciones o fases poco signiﬁcativas relacionadas con la dinámica del clima, y solamente ante un cambio profundo e irreversible se pasa a otro estado (Bestelemeyer et al., 2003). De esta manera, un cambio de estado implica cambios en los procesos ecológicos como pérdida de suelo, modiﬁcación de la inﬁltración, en la disponibilidad de nutrientes (fuegos periódicos), salinidad, etc., que hacen a la composición especíﬁca, la estructura, competencia, etc. de la comunidad (Cingolani et al., 2008). El modelo de Estados y Transiciones busca identiﬁcar patrones y mecanismos de respuesta del ecosistema a las acciones antrópicas sobre el sistema. Una visión más integradora la ofrece el Sitio Ecológico (Bestelmeyer et al., 2009) al considerar a éste como un área que en un clima determinado presenta condiciones edafo-geomorfológicas que hacen directamente a la productividad y resiliencia de la vegetación. 22 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Basado en un enfoque integral de base ﬂorística y geomorfológica surge la Fitosociología Dinámico-Catenal. Constituye el estudio del Paisaje vegetal. En este modelo el sigmetum (o series de vegetación) es la unidad de análisis. Comprende el conjunto de comunidades vegetales (de base ﬂorística) ubicadas en geoformas similares resultado de la sucesión e incluye las características mesológicas, geográﬁcas y ﬂorísticas de la comunidad estable (climácica) y las de reemplazo (Rivas Martínez, 2005). En este enfoque la especie adquiere relevancia, por lo que el estudio ﬂorístico debe ser preciso. La asociación es una comunidad vegetal concreta con cualidades mesológicas determinadas, ubicación geográﬁca deﬁnida y combinación propia de especies y sucesionalmente perteneciente a una etapa estructuralmente estable. La serie de vegetación o sigmetum representa el conjunto de comunidades vegetales (estadios y etapas) en espacios teselares aﬁnes producto de la sucesión. Es necesaria la noción de permanencia para comprender el cambio; para experimentar el cambio es necesario lo invariante, sólo si existe el elemento invariante se puede comprender la variación (Kant, 1963). Sobre este concepto se elabora la hipótesis dinámica, considerando a la comunidad estructuralmente estable en un período de tiempo suﬁcientemente extenso como cabeza de la serie sucesional propuesta. En cualquier trabajo de revegetación interactúan los diversos modelos de manera de lograr una efectiva selección de especies y acortar el período de recuperación de la cobertura y estructura de la vegetación. El enfoque geosinﬁtosociológico En el estudio de las comunidades vegetales de una región bioclimática y biogeográﬁca determinada se integran los estudios geomorfológicos con los ﬂorísticos. De esta forma, en el esquema gemorfológico, el geotopo, unidad elemental, juega un papel relevante en cuanto representa las variaciones locales en el modelado y deﬁne la base de la catena: cresta-ladera-bajo; xérico-mésico-hídrico. Considerando la estrecha relación geomorfología-vegetación, los relevamientos ﬂorísticos se realizan considerando los geotopos y las comunidades vegetales resultantes reﬂejan la catena. Aproximaciones metodológicas 1º aproximación A partir de una visión regional, E: 1:100.000, se establecen las grandes unidades geomorfológicas: sierras, piedemontes, depresiones, áreas medanosas, salinas, etc. Se cartografían. 2º aproximación A escala de mayor detalle, E: 1:25.000, a nivel de cada unidad geomorfológica, se establecen unidades ﬁsiográﬁcamente homogéneas (relieve, textura, cobertura vegetal, etc.), que coinciden con geotopos. Se construye un esquema jerárquico geomorfológico: Región geomorfológica, Provincia, Asociación, Geotopo (variantes) (Sayago, 1982). 23 Eduardo Martínez Carretero & Antonio Dalmasso Las comunidades vegetales, sucesionalmente estudiadas en función de la catena, se ordenan según su relación con el/los geotopo/s. Por su extensión y estabilidad ﬁsonómica-ﬂorística se propone la comunidad estable (climácica). Queda resuelto así un esquema paisajístico de la vegetación. 3º aproximación A nivel local, y sobre la base de las unidades geomorfológicas, se identiﬁcan variaciones de suelo, erosión, por acción antrópica, etc. Resulta en un inventario de variantes dentro de cada geoforma. Cada una de estas variantes es relevada ﬂorísticamente y, de ser posible, se buscan datos externos que permitan establecer fechas de ocurrencia que, aunque de manera relativa, lleven a un orden temporal o secuencial. 4º aproximación Generar hipótesis dinámicas. Para ello se ordenan las especies en una matriz de especies/ambiente. Resultan así grupos de especies que comparten el mismo ambiente. Las especies de cada grupo se clasiﬁcan según su forma biológica: herbácea (anual o perenne), gramínea, leñosa. Los argumentos externos permiten ordenar cada combinación especie/ambiente según un criterio temporal de anterior y posterior, o si se dispone de fechas concretas secuencialmente cronológicamente (Tabla 1). La identiﬁcación de cada ambiente en una catena, respecto a un factor dominante resultará en: Ambiente 1, estado estable, vegetación no alterada; Ambiente 2, salinización moderada respecto del Ambiente 1, y Ambiente 3 salinización intensa. Los argumentos externos (informantes clave, datos de acciones que desencadenaron el proceso, etc.) permiten secuenciarlos: Ambiente 1, luego Ambiente 2 y Ambiente 3 (Figura 1). La hipótesis dinámica resultaría: Florísticamente resulta que la comunidad vegetal A caracteriza la vegetación estable, nada o levemente modiﬁcada, la B la variación por salinización con especies tolerantes a suelos salinizados y la comunidad C a ambientes muy salinos, con valores elevados de conductividad eléctrica, de sodio intercambiable, entre otros. Área a revegetar según datos analíticos Ambiente 1 Comunidad estable madura. Suelo no salino Ambiente 2 Suelo moderado salino Vuelco de agua residual salina Figura 1. Hipótesis dinámica Figure 1. Successional hypothesis 24 Ambiente 3 Suelo muy salino Vuelco de agua residual salina Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 1. Especie por ambiente, cobertura y forma biológica Table 1. Species by environment, plant cover and life form Especie Al Bl C hp Dg El F hp Gg Hg I ha Jl K hp L hp M ha N ha O ha Pg R ha S ha Ambiente 1 Ambiente 2 Ambiente 3 Comunidad A Comunidad B Comunidad C 50 35 22 15 . . . . . . . . . . . 1 2 1 . . . 30 15 10 10 5 5 1 1 . . . . 1 1 1 . . . 55 5 5 . . . 5 5 5 5 3 3 1 1 - l: leñosa, ha: herbácea anual, hp: herbácea perenne, g: geóﬁta En la comunidad estable dominan elementos leñosos y herbáceas perennes mientras que en la condición muy salina las herbáceas anuales. Selección de las especies Los datos analíticos del área a revegetar permiten asociarla ambientalmente a algunas de las comunidades establecidas. Por ello resulta necesario que el análisis ﬂorístico se encuadre en la misma unidad geomorfológica, para que el esquema sucesional propuesto adquiera valor en la selección especíﬁca. Al ser el objetivo el de alcanzar lo más rápidamente posible la cobertura y la estructura más cercana a la de la comunidad madura, las herbáceas perennes y las leñosas son las adecuadas. En este caso si el área a recuperar presenta condiciones físico-químicas similares al Ambiente 3, las especies adecuadas resultarían: J, K, L, además de F y E con buenos valores de cobertura en el Ambiente 2 mostrando mayor tolerancia a la salinidad. Temporalmente puede signiﬁcar un adelanto de etapas de varios años. A su vez, estas especies actúan modiﬁcando el suelo de su entorno y como nodrizas de propágulos provenientes de las comunidades de contacto. 25 Eduardo Martínez Carretero & Antonio Dalmasso Estudio de caso: Sur de Mendoza Área: plataformas de perforación, suelos muy compactados, moderado a muy salinos, entre 1200-1400 m Ubicación ﬁtogeográﬁca: Monte austral Bioclima: árido, mesomediterráneo Encuadre geomorfológico: Asociación geomorfológica: Mantos aluviales; Geoforma: Piedemonte; Geotopo: Bajada proximal; Variante: suelos removidos, salinizados Encuadre ﬂorístico: Clase: Larreetea divaricato-cuneifoliae; Alianza: Larreion divaricato-cuneifoliae; Asociaciones (comunidades): de Larrea divaricata (estable), de Atriplex lampa y Cyclolepis genistoides (salinización) y de Frankenia juniperina, Atriplex boecheri (intensa salinización). La matriz especie/ambiente sintetiza la catena (Tabla 2). La catena (hipótesis sucesional) se constituye por: Piedemonte: suelo aluvional, cuaternario, no removido, matriz arenosa comunidad de L. divaricata Áreas salinizadas por vuelco de agua de purga (1 año) suelo salino, matriz areno-arcillosa comunidad de A. lampa-C. genistoides Incremento de la salinización por agua de purga (6 años) suelo muy salino, matriz arcillo-arenosa comunidad de A. boecheri Considerando los datos físico-químicos del área a revegetar, ubicada en la misma unidad geomorfológica que la catena, ésta se corresponde mayormente con la composición química de la comunidad de A. boecheri; por lo que las especies que mejor responderán serán aquellas de la comunidad muy salina. De las ocho especies determinadas, cinco son leñosas, arbustivas, de manera que trabajar con ellas implicaría un adelanto de seis años en la recuperación de la cobertura vegetal. En este caso, las especies de Atriplex son de abundante fructiﬁcación, buen poder germinativo y fácil colecta surgiendo entonces como las seleccionadas para ser producidas en vivero y plantadas en el momento más oportuno (inicio del otoño). Las otras dos leñosas: Ch. hystrix y S. divaricata también deben incluirse de manera de iniciar la recuperación con mayor diversidad ﬂorística. La densidad de plantas debe responder a la densidad que cada especie presenta en los ambientes no degradados y aproximarse a la densidad total, de manera de minimizar la competencia intra e interespecíﬁca. 26 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 2. Cobertura especíﬁca y forma biológica por ambiente (l: leñosa, ha: herbácea anual, hp: herbácea perenne, g: geóﬁta) Table 2. Speciﬁc cover and life form by environment (l: ligneous, ha: annual herbaceous, hp: perennial herbaceous, g: geophyte) Ambiente Especie/comunidad Período Larrea divaricata Monttea aphylla Prosopis ﬂexuosa var. depressa Prosopidastrum globosum Bougainvillea spinosa Senecio ﬁlaginoides Prosopis ruiz leali Larrea cuneifolia Gochnatia glutinosa Poa lanuginosa Grindelia chiloensis Leymus erianthus Hyalis argentea var. latisquama Atriplex lampa Suelo no salino Madura Larrea divaricata Año 0 27,5 15 2,5 2,5 0,1 0,1 2,5 15 2,5 2,5 27,5 2,5 5 0,1 Suelo levemente salino Suelo muy salino A. lampa A. boecherii Año 1 2,5 2,5 2,5 15 2,5 Año 6 2,5 l l l l l hp l l l g hp g hp l Forma biológica Chuquiraga erinacea ssp. hystrix sshhhhhy Hystrixhystrix - 0,1 15 l Cressa truxillensis Limonium brasiliense Hoﬀmannseggia sp. Stipa hipsophylla Suaeda divaricata Atriplex sagittifolia Atriplex boecheri Frankenia juniperioides - 2,5 2,5 15 2,5 - 15 15 15 15 15 15 ha ha ha g l l l hp l: leñosa, ha: herbácea anual, hp: herbácea perenne, g: geóﬁta 27 Eduardo Martínez Carretero & Antonio Dalmasso Conclusiones El modo de selección de especies propuesto considera la estrecha relación relieve-vegetación a nivel de geotopo donde éste junto con la composición ﬂorística, en un esquema dinámico (catena), permite generar una hipótesis sucesional de la cual se eligen las especies, principalmente leñosas. Las plantas seleccionadas deben provenir de simientes colectadas en la misma región bioclimática y producidas en vivero para su plantación en el área a recuperar. Posteriormente estas mismas plantas actúan como nodrizas de los propágulos provenientes de las comunidades de contacto. Se logra de esta manera emplear las especies adecuadas a la condición de sitio y acortar los tiempos de recuperación de la cobertura vegetal y protección del suelo. Bibliografía BAILEY, D.W. & J.R. BROWN, 2011. Rotational grazing systems and livestock grazing behavior in shrub-dominated Semiarid and Arid rangelands. Rangeland Ecology and Management 64 (1): 1-9. BESTELMEYER, B.T., A.J. TUGEL, G.L. PEACOK Jr., D.G. ROBINETT, P.L. SHAVER, J.R. BROWN, J.E. HERRICK, H. SÁNCHEZ & K.M. HAVSTAD, 2009. State and Transition Models for Heterogeneous Landscapes: A strategy for development and application. Rangeland Ecology and Management 62 (1): 1-15. BRISKE, D.D., S.D. FUHLENDOR & F.E. SMEINS, 2005. State and Transition Models, Thresholds and Rangeland Health: A Synthesis of Ecological Concepts and Perspectives. Rangeland Ecology and Management 58 (1): 1-10. CINGOLANI, A.L., I. NOY-MEIR, D.D. RENINSON, & M. CABIDO, 2008. 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Consiste en evaluaciones periódicas (cada 5 años) de la composición y estructura de la vegetación y de las propiedades del suelo a través de indicadores de estabilidad, retención de agua y reciclado de nutrientes. En distintas áreas ecológicas (AE), área de inﬂuencia de la EEA Chubut, se instalaron 49 monitores obteniéndose la información de base. Del análisis de estos datos surgió que de los indicadores estructurales, el índice de diversidad fue el menos variable (CV<20) y junto a riqueza no mostraron diferencias entre AE. La cobertura de pastos fue el más variable (CV>100), excepto en el distrito Subandino. Un análisis de conglomerados agrupó los censos de vegetación en comunidades, observándose la repetición de unidades de vegetación en distintas AE. De los indicadores del suelo, inﬁltración, estabilidad y reciclado fueron los menos variables y los dos últimos signiﬁcativamente diferentes (p<0.01) entre AE. En regresión, la cobertura vegetal se relacionó linealmente y de forma positiva con inﬁltración y con reciclado de nutrientes (R2=0.26 y R2=0.43, p<0.001). Conocer las características estructurales y funcionales del pastizal y establecer la tendencia, son primordiales para poder implementar herramientas de manejo y conservación. Palabras claves: monitoreo, vegetación, suelo, Chubut Virginia Massara Paletto, Gustavo G. Buono, Viviana B. Nakamatsu & Jorge M. Salomone Abstract Patagonian grasslands have suﬀered the impact of bad management decisions since sheep introduction, added the environmental conditions. Overgrazing carried out structural and functional changes followed by desertiﬁcation. Arids and Semiarids Environmental Monitors establish a following regional system implemented in Patagonia to evaluate ranglands trend and condition into medium and long term. It consiss in periodic evaluations (every 5 years) of vegetation composition and structure and of soil properties through stability, water retention and nutrient cycling indices. Forty nine monitors were installed in diﬀerent ecological areas, registering the baseline information. Results showed that from structural indices, diversity index was the less variable (variation coeﬁcient <20%) and both with Richness didn’t show diferences between Ecological areas. Grass cover was more variable (VC>100%), except in Subandino district. A cluster analysis grouped census in communities, showing a repitied vegetation units in diferents ecological areas. From soil indox, inﬁltration, stability and nutrient cycling were the less variables and the last two diferents (p<0.01) between ecological aereas. Vegetal cover was lineal and positively related with inﬁltration and nutrient cycling (R2=0.26 y R2=0.43, p<0.001). Knowing structural and functional grasslands characteristics and to establish trends are the main objectives to implement management tools and conservation. Key words: monitoring, vegetation, soil, Chubut Introducción Los pastizales áridos de Patagonia han sido sometidos a procesos de degradación debido al desarrollo de actividades económicas que se llevan a cabo prácticamente en ausencia de algún tipo de resguardo. Las explotaciones petroleras, los desmontes y la ganadería ovina extensiva, son las principales acciones que se desarrollan y tienen un impacto directo sobre los recursos naturales modiﬁcando la estructura y funcionalidad del sistema. Las consecuencias del sobrepastoreo involucran etapas provocando la muerte selectiva de plantas (Paruelo y Aguiar, 2003), el reemplazo de especies (Perelman et al., 1997; Cipriotti y Aguiar, 2005), aumento de suelo descubierto y ﬁnalmente la exposición a procesos erosivos. El desarrollo de la actividad ganadera sin regulación, y agravado por las características climáticas de la región, provoca la degradación de los suelos tanto por el agua como por el viento, alterando su capacidad ﬁsico-química y su balance hidrológico, conduciendo a procesos como la desertiﬁcación. Los pastizales proveen de importantes servicios ambientales, debido a su diversidad biológica, como hábitat para la fauna nativa, y como reguladores del suministro de agua (Oliva et al., 2011). Poder conocer el estado y la tendencia del pastizal como producto de su utilización es fundamental para el desarrollo de estrategias de conservación y manejo. En base a la experiencia australiana del programa WARMS (Watson, 1998; Tonway, 1994) y del programa de jornada Experimental Station del USDA, se desarrolló en el contexto del proyecto PNUD GEF 07/35, una metodología con el objeto de evaluar cambios a largo plazo de la situación del suelo, la vegetación y los ﬂujos del sistema. 32 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Los Monitores Ambientales de Regiones Áridas y Semiáridas (MARAS) constituyen un sistema de seguimiento regional implementado en Patagonia, cuyo objetivo es evaluar la condición y tendencia del pastizal. En este trabajo buscamos analizar los datos base de las MARAS instaladas en el área inﬂuencia de la EEA Chubut y los índices propuestos como indicadores de cambio de las distintas Áreas Ecológicas. Material y Método De las 12 Áreas Ecológicas (AE) identiﬁcadas en Patagonia, en la provincia del Chubut existen 6 que se distribuyen según la tabla 1. La metodología evalúa los cambios en AE con una densidad de un monitor cada 130.000 ha. La lectura se realiza durante la temporada de crecimiento y con una periodicidad de 5 años. Consiste en evaluaciones de la composición y estructura de la vegetación y de las propiedades del suelo a través de indicadores de estabilidad, retención de agua y reciclado de nutrientes. Tabla 1. Superﬁcie de Pastizales Naturales Áridos y Semiáridos por regiones ecológicas y el número de MARAS instaladas en cada una Table 1. Surface of natural arid and semiarid grasslands by ecological regions and the number of MARAS located in each one AE Meseta Central Sup N° MARAS Chubut propuestas Instaladas Instaladas EEA Chubut 85,5 66 32 16 37 28 15 15 Pastizal Subandino 15,9 12 11 2 Región del golfo 14,3 11 16 6 Región de Península Valdes 3,9 3 2 2 Sierras y Mesetas Occidentales 54,4 42 33 8 Monte Autral La elección del lugar donde se instala el monitor se realiza a partir de determinar el AE de interés y escoger un campo representativo de esa región (en cuanto a manejo, tamaño y unidad de paisaje predominante). A partir de la entrevista con el productor se elige un cuadro o potrero con uso “normal” y que generalmente corresponde a ovejas madres. La instalación del monitor consiste en ﬁjar un punto que será el fotográﬁco mediante un piquete de hierro. En dirección del ﬂujo dominante por agua o viento se colocan otros piquetes formando un trapecio principal de cuya base se marcan líneas de 50m donde se realizan las lecturas de vegetación y suelo. La metodología detallada se describe en el “Manual para la instalación y lectura de monitores MARAS” (Oliva et al., 2011). La lectura del monitor comienza con la toma de una fotografía desde el poste fotográﬁco que se utilizará para monitorear en forma cualitativa los cambios de la vegetación. Se toma una foto general del trapecio y fotos adicionales de las transectas (Figura 2). 33 Virginia Massara Paletto, Gustavo G. Buono, Viviana B. Nakamatsu & Jorge M. Salomone Figura 1. Mapa de las distintas AE y las MARAS instaladas en la Provincia de Chubut Figure 1. Map of diﬀerent AE and MARAS located in the Chubutr province Figura 2. MARAS 1CH. Río Mayo Figure 2. MARAS 1CH, Río Mayo 34 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina A 4m de la transecta de suelos, se toman muestras compuestas de suelo (del interparche y del parche vegetado). Las muestras son enviadas al laboratorio de análisis agronómicos para obtener: • Textura • Materia orgánica • Nitrógeno total • pH • Conductividad eléctrica La lectura de las 2 transectas de vegetación de 50 m cada una se realiza aplicando el método de línea de intercepción por puntos (Levy Madden, 1993, Figura 3). Se evalúa la cobertura por especie, mantillo, suelo desnudo, roca, muerto en pié, cobertura de musgos y líquenes. En la transecta de suelo se recoge información sobre la estructura (tamaño y disposición) de parches. La evaluación de la condición superﬁcial del suelo se realiza aplicando 11 indicadores a 10 interparches (Figura 4). Los indicadores de tipos de cobertura son: Figura 3. Lectura de la transecta de vegetación. Figura 4. Lectura de la transecta de suelo Figure 3. Reading the vegetation transect. Figure 4. Reading the soil transect 35 Virginia Massara Paletto, Gustavo G. Buono, Viviana B. Nakamatsu & Jorge M. Salomone • • • • • • • • • • • Cobertura vegetal Cobertura absoluta de formas de vida Grado de superposición de estratos Cobertura relativa por forma de vida Cobertura relativa de especies nativas de Patagonia Cobertura relativa de especies endémicas de Patagonia Cobertura relativa de especies palatables Cobertura relativa de malezas Riqueza especíﬁca Riqueza especíﬁca con especies adicionales Índica de Diversidad H’ Shannon Weaver Figura 5. Porcentaje de cobertura de distintas variables vegetales en las distintas áreas ecológicas. Se señalan los desvíos estándar y las letras distintas indican diferencias signiﬁcativas (p<0.05). a) Cobertura vegetal, b) Cobertura de gramíneas, c) Cobertura de arbustos y d) Cobertura de especies palatables Figure 5. Percentage of cover of diﬀerent plant variables. Diﬀerent letters indicate signiﬁcant diﬀerences (p<0.05). a) plant cover, b) grass cover, c) shrubs cover, d) palatable species cover 36 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina También están los indicadores de Estructura de Parches que son: • Cobertura basal de parches (COBP) • Longitud media de los interparches (LMI) • Longitud media de los parches (LMP) • Ancho medio de los parches • Altura media de los parches • Número de parches cada 10 m (N°P/10mts) • Índice de suelo desnudo (ISD) • Relación entre la longitud de los interparches y la longitud de los parche (LMI/LMP) Grado de Fragmentación Por otro lado, los 11 indicadores evaluados en las transectas de suelo se agrupan en 3 índices cada uno de los cuales tiene un signiﬁcado diferente para el monitoreo de la función del paisaje: • Índice de Estabilidad: es la habilidad del suelo para resistir las fuerzas erosivas. • Índice de inﬁltración / escurrimiento: es la proporción de la lluvia que ingresa al suelo (agua disponible para las plantas) y la que escurre superﬁcialmente y por lo tanto se pierde, llevándose además nutrientes suelo, propágulos, mantillo, etc. • Índice de Reciclaje de nutrientes: es la efectividad con la que la materia orgánica es reciclada devolviendo los nutrientes al suelo. Para los monitores instalados en el área de inﬂuencia de la EEA Chubut, se compararon los índices de vegetación y suelo más relevantes para deﬁnir las AE (cobertura vegetal, de gramíneas, de arbustos, de especies palatables, riqueza y diversidad y por otro lado todos los indicadores de suelo) y se analizaron sus variaciones dentro de cada una de ellas. Se realizaron regresiones múltiples entre los indicadores vegetales de cobertura (arbustos, gramíneas, total) y los indicadores de suelo (inﬁltración, estabilidad y reciclaje de nutrientes). Mediante un análisis multivariado se agruparon MARAS identiﬁcando comunidades y especies para grupos ﬂorísticos. Se compararon los resultados de las agrupaciones con un mapa de unidades de paisaje. Resultados De los indicadores evaluados de las primeras lecturas de las MARAS instaladas, la cobertura vegetal de los distritos Península Valdés y Subandino mostraron los menores coeﬁcientes de variación (CV% = 3,5 y 2,5 respectivamente), mientras que en las demás áreas estuvo por encima del 20%. Las principales diferencias de cobertura se dieron entre los distritos Central y Monte Austral con respecto a Península Valdés (Figura 5A). El índice de cobertura absoluta de Gramíneas mostró las mayores variaciones dentro de cada AE. Península Valdés y el distrito Subandino mostraron coeﬁciente de varia- 37 Virginia Massara Paletto, Gustavo G. Buono, Viviana B. Nakamatsu & Jorge M. Salomone Figura 6. Valores medios de las distintas variables de suelo en las distintas áreas ecológicas. Se señalan los desvíos estándar y las letras diferentes indican diferencias signiﬁcativas (p<0.05) Figure 6. Mean values of soil variables. Diﬀerent letters indicate signiﬁcant diﬀerenes (p<0.05) 38 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina ciones cercanos al 20%, mientras que las demás AE mostraron valores cercanos y superiores al 100%. Las principales diferencias de cobertura se dieron entre los distritos Central y Monte Austral con respecto a Subandino y Sierras y Mesetas Occidentales (Figura 5B). Mientras que todos los indicadores vegetales presentan valores bajos en el coeﬁciente de variación, para el distrito Subandino, la cobertura de arbustos es más variable que en las otras AE (CV%>58%). La mayor cobertura de arbustos la presentan Monte Austral y Península Valdés (Figura 5C). En todas las AE el coeﬁciente de variación de la Cobertura absoluta de palatables es mayor al 20% a excepción de Península Valdés quien presenta diferencias en el porcentaje de cobertura de especies palatables con el distrito Central (Figura 5D). Las variables Riqueza (14+1.8) y Diversidad no mostraron diferencias entre las distintas AE estando en todos los casos los Coeﬁciente de variación con valores cercanos a 20%. En cuanto a las variables resultantes de los relevamientos de suelo, los índices de Estabilidad, Inﬁltración y Reciclaje mostraron ser los menos variables dentro de cada AE con coeﬁcientes menores a 20%. Sin embargo los índices de estabilidad y reciclaje de nutrientes mostraron diferencias entre las AE. El distrito Subandino resultó ser el distrito con mayor reciclaje de nutrientes (p=0.0008) y se diferenció en estabilidad del distrito de Sierras y Mesetas Occidentales (p=0.017, Figura 6). La Cobertura Basal de parches mostró diferencias nuevamente entre le Subandino y el distrito Central (p=0.0053) y el CV dentro de cada área fue siempre mayor al 30%, a excepción del Subandino (%CV=16,6). Mientras que el largo medio del parche no mostró diferencias entre las AE, el largo del interparche fue mayor (y con los mayores valores de variación (CV>35%)) para el distrito Central, Monte Austral y Península Valdés y menor para el Subandino. La cantidad de parches cada 10 m también mostraron un efecto del AE, siendo mayor el número de parches en el Subandino y signiﬁcativamente diferente al Distrito Central y Monte Austral (p=0,0102, Figura 6). De las regresiones múltiples entre los índices de suelo (Estabilidad, inﬁltración y reciclaje) con algunos índices de vegetación (Cobertura vegetal, de arbustos y pastos), se relacionaron signiﬁcativamente (p<0,001) la cobertura vegetal con Inﬁltración, explicando el 26% de la variación (Figura 7), y Reciclaje, que explica el 43% (Figura 7). Ninguna de las variables vegetales analizadas pudo explicar las variaciones en la Estabilidad de los suelos (Figura 8). De un análisis multivariado de conglomerados, las MARAS se agruparon en función a los relevamientos de la vegetación (cobertura especíﬁca). De este agrupamiento se diferenciaron 10 comunidades vegetales (Figura 9 y Tabla 2). Las comunidades vegetales identiﬁcadas no se encuentran asociadas directamente a las AE ni a las unidades de paisajes de la provincia (según el mapa de sistemas ﬁsiográﬁcos, Figura 10). Las comunidades identiﬁcadas con los censos realizados dentro del área de inﬂuencia de la EEA Chubut agrupan desde 23 censos de vegetación a un único censo. 39 Virginia Massara Paletto, Gustavo G. Buono, Viviana B. Nakamatsu & Jorge M. Salomone Figura 7. Regresión lineal entre el porcentaje de cobertura vegetal y los índices de inﬁltración y reciclaje Figure 7. Lineal regression between percentage of plant cover and inﬁltration and recycle index Figura 8. Regresión lineal entre el porcentaje de cobertura vegetal y el índice de estabilidad Figure 8. Lineal regression between plant cover and stability index Mostraron muy poca exclusividad a cada AE (Tabla 2), pudiendo representar distintos estados bajo un régimen intenso de pastoreo. La comunidad que agrupa más censos está representada en Península, Central, Monte Austral y Golfo, mientras que las exclusivas se encuentran en Central (representado por 6 comunidades en total y 3 exclusivas), Monte Austral (4 comunidades en total y 1 exclusiva) y Sierras y mesetas occidentales (representada por 3 comunidades en total y 1 exclusiva). La caracterización de cada AE en función de los indicadores que hemos relevado de la vegetación y del suelo, y de los censos realizados, se hace un poco difusa para aquellos ambientes donde las comunidades vegetales representativas parecen ser tan distintas. De los datos obtenidos podemos decir que: • El Distrito Central (ﬁgura 11) se caracteriza a grandes rasgos por tener la menor cobertura vegetal total, basal y la menor cobertura de especies palatables (29%, 18% y <21% respectivamente). La presencia de gramíneas es muy similar a la del Monte Austral (<10%). Los altos valores del Coeﬁciente de variación para mucho de los índices se vinculan a la cantidad de comunidades identiﬁcadas con estructuras vegetales diferentes. De las 6 comunidades identiﬁcadas dentro de esta área ecológica, 3 de ellas son exclusivas y 3 están presentes en otras áreas. 40 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 2. Comunidades identiﬁcadas en cada área ecológica de la provincia de Chubut, sus coberturas por grupo funcional (Cveg: cobertura vegetal total; Carb: cobertura de arbustos; Cpas: cobertura de pastos; Csub: cobertura de subarbustos) y especies dominantes Csub (%) 1,96 4,05 9,05 12,4 Colliguaya intergerrima, Pappostipa humilis Festuca argentina V 34,5 23,7 6,0 4,3 Chuquiraga avellanedae (Nassella tenuis Pappostipa speciosa) 21,8 5,1 2,6 11,8 Nassauvia fueguiana 31,64 33,85 16,05 15,44 0,9 13,3 8,6 2,2 31,4 34,6 VIII 5,32 2 2,4 19,4 13,2 10 13,2 4,4 Chuquiraga aurea 6,32 24,3 15,4 37,6 47,1 49,4 38,5 39,6 Larrea divaricata Acantholippia seriﬁoides 27,8 IX 71,0 II III Atriplex lampa Schinus johnstonii VII Nassauvia ulicina X IV Cpas (%) Nardophilum chilliotricoides, Schinus Johnstonii Pappostipa humilis Carb (%) Festuca pallescens (Poa ligularis) Cveg (%) Pappostipa speciosa (Poa ligularis, Pappostipa humilis, Mulinum spinosum Adesmia volckmanii) I Especies dominantes VI Comunidad Table 2. Identify communities in each ecological área in Chubut province, cover by functional group (Cvbeg: total, Carb: shrubs cover, Cpas: grass cover, Csub: sub-shrubs cover) and dominant species Especie esclusiva Provincia Fitogeográﬁca Distrito Fitogeográﬁco Adesmia lotoides Patagonia Sierras y Mesetas occidentales Galium ricardianum Patagonia Subandino y Golfo Patagonia y Monte Sierras y Mesetas occidentales y Monte Austral Mutisia sp. Patagonia Central Arjona tuberosa Patagonia, Monte y Ecotono Península Valdés Central, Golfo, Península Valdes y Monte Austral Patagonia Central Patagonia y Monte Central, Golfo, Sierras y Mesetas occidentales y Monte Austral Patagonia y Monte Central y Monte Austral Monte Monte Austral Patagonia Central 41 Virginia Massara Paletto, Gustavo G. Buono, Viviana B. Nakamatsu & Jorge M. Salomone Figura 9. Dendograma que agrupa los distintos censos de vegetación según la cobertura absoluta de cada especie Figure 9. Dendrogramm groupping vegetation releve according to absolute cover for species • El Distrito del Golfo (Figura 12) presentó valores de los indicadores intermedios que no se diferenciaban signiﬁcativamente de las otras AE. En la mayoría de los índices de suelo se comporta como Península Valdés, mientras que los indicadores vegetales muestran similitud con las otras áreas de forma alternada. Del total de censos realizados en este distrito se identiﬁcaron 3 comunidades diferentes. Ninguna de ellas es exclusiva. • El Monte Austral (Figura 13) presentó una baja cobertura vegetal total y de gramíneas similar al del distrito central (35% y 6% respectivamente). La cobertura absoluta de arbustos es la mayor de todas las AE (34%). La estructura de la vegetación en este distrito dispone las plantas en un estrato inferior dominado por gramíneas y otro superior de arbustos quedando sólo el 1% de las gramíneas sin cobertura arbustiva. Los indicadores de suelo no diﬁeren en general a los del distrito central. Las comunidades identiﬁcadas a través de los censos de vegetación fueron 5 de las cuales una es exclusiva del Área Ecológica. • Península Valdés (Figura 14) se caracteriza por tener los mayores valores de cobertura vegetal total, cobertura de arbustos y cobertura de especies palatables (52%, 42% y 50% respectivamente). Todos los indicadores vegetales tienen un coeﬁciente de variación porcentual por debajo del 20% indicando ambientes muy homogéneos. Se caracteriza por una comunidad vegetal que no es exclusiva de este sistema. • Distrito Subandino (Figura 15) se caracteriza por un alto porcentaje de gramíneas (28%, similar al distrito de Sierras y mesetas Occidentales), alta estabilidad y reci- 42 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina A B Figura 10. Ubicación de las MARAS en Mapas de Unidades de Paisaje (A) y Áreas Ecológicas (B) Figure 10. MARAS location in Landscape Unit Maps (A) and ecological areas (B) Figura 11. Distrito Central Figura 12. Distrito del Golfo Figure 11. Central District Figure 12. Gulf District Figura 13. Provincia del Monte Figura 14. Ecotono Península Valdes Figure 13. Monte province Figure 14. Península de Valdes ecotone 43 Virginia Massara Paletto, Gustavo G. Buono, Viviana B. Nakamatsu & Jorge M. Salomone Figura 15. Distrito Subandino Figure 15. Subandino District Figura 16. Distrito de Sierras y Mesetas Occidentales Figure 16. Sierras y Mesetas Occidentales Distric claje de nutrientes. El LMI es el menor de todas las AE con prácticamente 1 parche cada metro de transecta. Esto se traduce en una estructura de parches graminosos relativamente homogéneos y de pequeño tamaño. De los relevamientos realizados, se reconoció una comunidad que no es característica exclusiva de este distrito. • El Distrito de Sierras y mesetas Occidentales (Figura 16) tiene los valores más bajos de estabilidad y reciclaje de nutrientes a pesar de sus valores de cobertura vegetal total. La cobertura media de arbustos es baja y la de gramíneas alta, similar al distrito Subandino (18% y 29% respectivamente). Se identiﬁcan 3 comunidades vegetales, una de ellas exclusiva de este distrito. Discusión Los disturbios en Patagonia han comenzado con la introducción del ganado doméstico a principios de siglo pasado. En la mayoría de los pastizales, los cambios impuestos por el pastoreo no pueden revertirse por la simple reducción o cese de la actividad (Bertiller y Bisigato, 1998). Los cambios se evidencian tanto en la estructura de la vegetación a través del recambio de especies y/o grupos funcionales (Perelman et al., 1997, Cipriotti y Aguiar 2005; Paruelo y Aguiar, 2003; Paruelo et al., 2005) como en las propiedades físico-químicas del suelo (Yates et al., 2000; Oliva et al., 2011). La arbustización como consecuencia de un mal manejo de los pastizales desencadena cambios en el balance hídrico y energético del sistema (Aguiar et al., 1996), asociados a procesos como la desertiﬁcación. La teoría de los Modelos de Estados y Transiciones (Westoby et al., 1981) fue puesta a prueba en varios sitios de Patagonia (Paruelo et al., 1993; Bertiller, 1994; Beeskow et al., 1995, Bertiller y Bisigato, 1998) a partir de comunidades con historias de presión de pastoreo diferentes, pero muy poca información se encuentra disponible donde los monitoreos se realicen a mediano y largo plazo, y más aún a una escala espacial representativa de todas las áreas ecológicas. Del análisis de los primeros relevamientos de base, se puede inferir que los ambientes más homogéneos donde muchos de los indicadores presentan coeﬁcientes de 44 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina variación bajos, permitirían observar cambios extrapolables a nivel de área ecológica. Distrito Subandino y Península Valdés mostraron valores bajos en los CV% de los índices pero la cantidad de censos realizados en cada uno de estos ambientes es muy baja como para poder concluir que lo observado es representativo de todo el distrito. En los otros distritos más heterogéneos y donde los indicadores son altamente variables, los cambios pueden evaluarse a una escala más predial y asociados a ambientes y comunidades especíﬁcos. De los indicadores de suelo que no muestran diferencias entre ambientes tan dispares como las AE, es poco probable que puedan manifestar cambios dentro de un mismo ambiente, como es el caso de inﬁltración y largo medio de parches. En cuanto a la respuesta de ciertos indicadores de vegetación, ni el porcentaje de pastos ni el de arbustos, explica las variaciones en los índices de reciclaje, inﬁltración ni estabilidad. La cobertura vegetal total es la variable que se relaciona con los dos primeros, jugando un papel importante en la conservación y protección del suelo. Los altos valores de estabilidad son independientes de la cobertura vegetal del suelo (Gaitan et al., 2013) y pueden deberse tanto a un suelo conservado como a uno altamente erosionado, donde todo el material ﬁno ya no se encuentra presente y la estructura del suelo remanente es persistente. Si bien las extensiones de cada AE son distintas, un mayor número de censos nos permite reconocer ambientes y comunidades vegetales que funcionalmente se ensamblan en ambientes diferentes. Por otra parte, la presencia de comunidades que se repiten en las distintas AE o en las distintas unidades de paisaje podría ser consecuencia de las presiones ejercidas por el pastoreo que junto a la sequía modelarían un paisaje más homogéneo. El análisis de los datos de base nos permite evaluar el alcance y sensibilidad de los indicadores, como así también conocer la estructura y el funcionamiento de unidades más pequeñas dentro del pastizal. El próximo paso es analizar las re-lecturas de los censos para poder ir estableciendo tendencias y evaluar el resultado de implementaciones de herramientas de manejo (en algunos campos) como las consecuencias de un manejo sin estrategias. Bibliografía AGUIAR, M.R. & J.M. PARUELO, 1996. Ecosystem responses to changes in plant functional type composition: An example from the Patagonian steppe. Journal of Vegetation Science 7: 381-390. BEESKOW, A.M., N.O. ELISSALDE & C.M. ROSTAGNO, 1995. Ecosystem changes associated with grazing intensity on the Punta Ninfas rangelands of Patagonia, Argentina. Journal or Range Management 48 (6): 517-522. BERTILLER, M.B., 1994. Modelos ecológicos alternativos de la dinámica de la vegetación en ecosistemas de pastizales: un caso de estudio en la Patagonia. Revista Argentina de Producción Animal 14: 15-23. BERTILLER, M. & A. BISIGATO, 1998. Vegetation dynamics under grazing disturbance. The state-and-transition model for the patagonian steppes. Ecología Austral 8: 191-199. 45 Virginia Massara Paletto, Gustavo G. Buono, Viviana B. Nakamatsu & Jorge M. Salomone CIPRIOTTTI, P.A. & M.R. AGUIAR, 2005. Interspeciﬁc competition interacts with the spatial distribution of a palatable grass to reduce its recruitment. Rangeland Ecology and Management 58: 393-399. GAITAN, J.J ; D. BRAN, G. OLIVA, G. CIARI, V. NAKAMATSU, J. SALOMONE, D. FERRANTE, G. BUONO, V. MASSARA, G. HUMANO, D. CELDRÁN, W. OPAZO & F.T. MAESTRE, 2013. Evaluating the performance of multiple remote sensing indices to predict the spatial variability of ecosystem structure and functioning in Patagonian steppes. Ecological Indicators 34: 181–191. PARUELO, J.M., M.B. BERTILLER, T.M. SCHLICHTER & F.R. CORONATO (Eds.), 1993. Secuencias de deterioro en distintos ambientes patagónicos. Su caracterización mediante el modelo de estados y transiciones. Documento INTA-GTZ. PERELMAN, S.B., R.J.C. LEÓN & J.P. BUSSACCA, 1997. Floristic changes related to grazing intensity in a Patagonian shrub steppe. Ecography 20: 400-406. OLIVA G., J. GAITÁN, D. BRAN, V. NAKAMATSU, J. SALOMONE, G. BUONO, J.ESCOBAR, D. FERRANTE, G. HUMANO, G. CIARI, D. SUAREZ, W. OPAZO, E. ADEMA & D. CELDRÁN, 2011. Manual para la instalación y lectura de monitores MARAS. Proyecto GEF PNUD ARG 07/G35 Manejo Sustentable de ecosistemas áridos y semiáridos para el control de la desertiﬁcación en la Patagonia. TONGWAY, D., 1994. Rangeland soil condition assessment manual. Canberra, CSIRO. Division of Wildlife and Ecology. WATSON, I., 1998. Monitoring rangelands - expectations and realities from Western Australian Perspective. Paruelo J.M. y M.R. Aguiar. 2003. Impacto humano sobre los ecosistemas. El caso de desertiﬁcación. Revista Ciencia Hoy 13 (77), en línea. WESTOBY, M., B. WALKER & I. NOY MEIR, 1989. Opportunistic management for rangelands not at equilibrium. Journal of Range Management 42: 266-274. YATES, C.J., D.A. NORTON & R.J. HOBBS, 2000. Grazing eﬀects on plant cover, soil and microclimate in fragmented woodlands in south-western Australia: implications for restoration. Austral Ecology 25 (1): 36-47. 46 Diseño EEMO para restaurar montículos en el Monte Austral en locaciones petroleras de Norpatagonia EEMO design to restore Monte Austral mounds in oil/gas locations from North Patagonia Celina Escartín & Gustavo A. Zuleta Dpto. Ecología y Ciencias Ambientales (DECA), CEBBAD, Universidad Maimónides. Buenos Aires Argentina. escartin.celina@maimonides.edu Resumen En los ecosistemas áridos y semiáridos como el Monte Austral la vegetación se dispone de manera heterogénea conformando un mosaico de montículos con alta concentración de recursos y propágulos. Estas estructuras son clave para la dinámica y mantenimiento del ecosistema facilitando la acumulación de sedimentos, nutrientes, semillas y retención de humedad. Las actividades hidrocarburíferas, como la construcción de explanadas petroleras, alteran el microrelieve, remueven la vegetación, decapitan y compactan el suelo. Debido a las características ecológicas del sistema, y como consecuencia de estas actividades, el proceso de regeneración natural para alcanzar condiciones similares pre-disturbio requiere más de 40 años. Con el objetivo de acelerar el proceso de regeneración de montículos se calibró e implementó un diseño que involucra varias técnicas de rehabilitación (diseño EEMO): escariﬁcado + enramado + adición de materia orgánica/suelo, en locaciones de un yacimiento petrolero de Norpatagonia (provincia del Neuquén). Los puntos clave del procedimiento fueron: (1) descompactación del suelo mediante escariﬁcadora, (2) remoción manual de material calcáreo; (3) adición de materia orgánica/suelo; (4) selección y poda de ramas de Larrea divaricata; (5) disposición y montaje de ramas (formación de montículos artiﬁciales) e (6) instalación del soporte para los enramados. Los materiales requeridos para los tratamientos son de fácil adquisición y manipulación. Este diseño resulta ser una técnica factible y de bajo costo para la rehabilitación de explanadas petroleras en sistemas áridos y semiáridos de Norpatagonia permitiendo el ajuste de la metodología en función de la respuesta del sistema en el tiempo. Palabras clave: enramados, materia orgánica, rehabilitación ecológica, técnicas “lowtech” Celina Escartín & Gustavo A. Zuleta Abstract Vegetation distribution is heterogeneous in arid and semiarid ecosystems, as Monte Austral, forming mounds that present high resources concentration and propagules. Those structures are key to the ecosystem dynamics facilitating sediment, nutrients and seeds accumulation, as well as to retain soil moisture. Hydrocarbon activities, as the construction of oil/gas drilling pads, modify microrelief, remove vegetation, decapitate and compact the soil. As a result, and besides the ecosystem features it takes more than 40 years to recover pre-disturbance conditions, particularly mounds re-building. We implemented an experiment that consisted in the application of diﬀerent low cost techniques (EEMO design) to accelerate the regeneration mounds process in North Patagonian oil/gas locations: ripping or scariﬁcation + brunching + organic matter addition. The main points of the process were: (1) mechanical topsoil decompaction; (2) manual removal of calcareous material; (3) organic matter and topsoil addition, (4) selection and pruning of Larrea divaricata bruches; (5) artiﬁcial mounds construction (6) branch-stacking and holding system. The materials required are low-cost and handling. The EEMO design is feasible and inexpensive for oil/gas pads rehabilitation in arid and semiarid systems. This technique allows to adjust the methodology based on the ecosystem response. Key words: branching, ecological rehabilitation, “low tech” techniques, organic matter Introducción Heterogeneidad de ecosistemas áridos y semiáridos En los ecosistemas áridos y semiáridos, la vegetación se dispone en forma heterogénea en el paisaje conformando un mosaico de parches con elevadas concentraciones de recursos (nutrientes, materia orgánica, humedad) y propágulos (semillas, esporas de hongos). Estas particulares estructuras se denominan “islas de fertilidad” o “montículos” y se encuentran dentro de una matriz de suelo desnudo. Los aportes locales de lixiviados, hojarasca y raíces ﬁnas de la vegetación, suponen la concentración de recursos en los niveles superﬁciales del suelo de los montículos (Aguiar & Sala, 1999; Tongway et al., 2004). Asimismo, estas estructuras, generan microambientes reteniendo semillas y sedimentos facilitando el desarrollo de microorganismos y la retención de humedad en el suelo (Soriano et al., 1994; Urgeghe et al., 2010). Una excesiva presión antrópica sobre el paisaje puede ir en detrimento de los parches de vegetación que actúan como sumideros de recursos, al mismo tiempo que los procesos erosivos se ven intensiﬁcados cuando la cobertura vegetal es removida. La exploración y explotación de hidrocarburos es uno de los principales factores de disturbio de estos ecosistemas en Norpatagonia. Estas actividades, y en particular, la construcción de explanadas o locaciones (infraestructura necesaria para la instalación de pozos de perforación) implican la modiﬁcación del relieve y remoción tanto del suelo como de la vegetación y, a escala regional, se produce una fragmentación del paisaje que altera los procesos de sedimentación y dispersión de semillas (Escartín y Zuleta, 2013). Los montículos son removidos para rellenar el terreno con bloques y materiales ﬁnos mezclados con calcáreo. Este material se compacta sucesivamente para conseguir un sustrato que soporte el peso de los equipos de perforación (Ciancio et al., 2013) limi- 48 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina tando así, el restablecimiento de la vegetación debido a la alta compactación del suelo, la baja capacidad de inﬁltración (Castellano & Valone, 2007; Castro et al., 2013). Como consecuencia, una vez que las prácticas petroleras cesan, el proceso de regeneración natural del ecosistema hacia una condición ecológicamente aceptable es de al menos 40 años (Reichmann et al., 2003; Castro, 2012). En estas condiciones, la implementación de técnicas de rehabilitación ambiental aceleran los procesos de regeneración natural. La restauración ecológica en Argentina es una necesidad prioritaria considerando el hecho de que el 87% del territorio se encuentra bajo diferentes niveles de degradación (Zuleta et al., 2015). Restauración de montículos Las estrategias de rehabilitación se basan principalmente en la recomposición de la cobertura vegetal, a partir de la cual se aceleran los procesos ecológicos básicos como la incorporación de materia orgánica al suelo, el ciclado de nutrientes, retención de humedad en el suelo y mayor agregación de partículas (Okin et al., 2001; Li Puma, 2005; Dalmasso, 2010; Beider et al., 2013). En los paisajes perturbados de zonas áridas y semiáridas es de suma importancia restaurar los montículos ya que son un componente clave del sistema, tanto estructural como funcional. Ello implica reconstruir estructuras que retengan semillas y recursos limitantes del suelo como agua y nutrientes (Ludwig et al., 1999). Una de las técnicas más utilizadas consiste en el emplazamiento de estructuras artiﬁciales en base a pilas entrelazadas de ramas (“enramados”) y tiene como principal objetivo, imitar la estructura natural de montículos facilitando la recuperación de las propiedades del suelo mediante la acumulación de sedimentos, hojarasca (materia orgánica) y semillas (Ludwig & Tongway, 1996). En Norpatagonia, donde predominan vientos intensos, estos enramados deben contar con un sistema de soporte estable que les permita mantener la estructura inicial (Zuleta & Li Puma, 2013). La concentración de recursos en los montículos artiﬁciales resultaría en un aumento de la producción y diversidad vegetal (Aguiar & Sala, 1999; Li Puma, 2005; Kowaljow & Rostagno, 2013). El objetivo de este trabajo fue calibrar una combinación de técnicas de bajo costo, tanto económico como operativo (“low-tech”), y de alta eﬁciencia (esperada) para rehabilitar estructuralmente montículos y, en una segunda etapa, mejorar las propiedades biofísicas del suelo (rehabilitación funcional). Material y método Área de estudio El trabajo se llevó a cabo en 9 explanadas dentro de un yacimiento de petróleo y gas ubicado en el Departamento de Pehuenches, en el noreste de la Provincia de Neuquén, en donde se desarrollaron otros estudios de restauración ecológica (Castro et al., 2013; Ciancio et al., 2013). Desde el punto de vista ﬁtogeográﬁco, los sitios se encuentran localizados en la subunidad del Monte Austral (León et al., 1998) comprendida en la provincia del Monte (Cabrera & Willink, 1973). Se caracteriza por una estepa arbustiva de escasa cobertura con la presencia de especies de los géneros Larrea, Prosopis y Atri- 49 Celina Escartín & Gustavo A. Zuleta plex. La dinámica del ambiente físico está controlada por ríos efímeros que modelan el paisaje con áreas de acumulación de material arenoso y arcilloso. El viento cumple un rol importante en los procesos de erosión y acumulación de sedimentos. Diseño EEMO Consiste en la aplicación de un conjunto de técnicas de rehabilitación que se complementan entre sí con el ﬁn de acelerar el proceso de recuperación de montículos en explanadas petroleras. Este diseño se ajustó a partir de los resultados del trabajo de Zuleta & Li Puma (2013). En primer lugar se requiere la preparación del terreno sobre el sector de la locación donde se va a realizar el trabajo (descompactación y remoción de material calcáreo). En segundo lugar, sobre el suelo ya preparado, se realiza el montaje de enramados sobre los cuales se adiciona de materia orgánica y suelo (M) superﬁcial proveniente de montículos naturales adyacentes al sitio disturbado. Se denomina diseño EEMO por requerir de las siguientes técnicas: Descompactación mediante escariﬁcado (E) + instalación de enramados (E) + adición de materia orgánica y suelo (MO). Preparación del terreno Las explanadas petroleras, una vez en actividad, presentan una compactación del suelo entre 4 - 8 veces mayor que en el área natural y la tasa de inﬁltración del agua se reduce entre 3 - 5 veces (Ciancio et al., 2013). Estas condiciones impiden el desarrollo de raíces en profundidad y aumenta el escurrimiento del agua superﬁcial (Castellano & Valone, 2007), por lo tanto, antes de comenzar con cualquier trabajo de restauración en una locación es necesario descompactar el suelo y remover la mayor cantidad posible de material calcáreo o contaminante. Escariﬁcado: El proceso de descompactación del suelo se llevó a cabo mediante una máquina subsoladora (Figura 1). Previamente, se demarcó un área de 10x30 m (dentro de cada locación) (Figura 2) y se realizaron pasadas sucesivas con la subsoladora a una profundidad de 30 cm, siempre perpendicular a la dirección predominante del viento (SO) a ﬁn de facilitar la retención de sedimentos y semillas. Una vez que toda la superﬁcie delimitada estuvo escariﬁcada se realizó una pasada más sobre la diagonal de la parcela favoreciendo la generación de irregularidades en el terreno (Figura 1 A y B). Las parcelas escariﬁcadas se señalizaron con estacas y un alambrado semi-perimetral permitiendo la libre circulación de los animales y evitando el tránsito de vehículos y personas (Figura 2). Remoción del material calcáreo: Sobre la superﬁcie escariﬁcada se marcó el perímetro circular (3 m de diámetro) que ocuparía cada enramado con 8 estacas de hierro. Dentro de cada círculo se removió manualmente el material calcáreo en los primeros 10-15 cm de profundidad y se recompuso la rugosidad del suelo utilizando rastrillos y palas (Figura 1C y D). Adición de materia orgánica: Sobre la superﬁcie preparada anteriormente donde luego se montará cada uno de los enramados, se incorporaron 56 dm3 de suelo/MO obtenidos de montículos naturales aledaños a la locación. Para la recolección del sustrato 50 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina A B C D Figura 1. Proceso de escariﬁcado de las parcelas experimentales y preparación del terreno. A. Máquina escariﬁcando con subsolador, B. Parcela escariﬁcada, C. Remoción del sustrato calcáreo, D. Recomposición de la rugosidad del suelo Figure 1.Scarifying process of experimental plots, and site preparation. A. Scarifying machine with subsoiler, B. Scariﬁed plot, C. Removal of calcareous substrate, D. Reconstruction of ground roughness Figura 2. Ubicación del ensayo dentro de cada locación Figure 2. Experimental site within each location 51 Celina Escartín & Gustavo A. Zuleta se tuvo en cuenta que la especie dominante de los montículos naturales fuera zampa (Atriplex lampa) con el ﬁn de aportar no sólo nutrientes y sedimentos sino también materia orgánica proveniente de la hojarasca de esta especie y el banco de semillas asociado. Asimismo, se colocaron tres rocas en cada círculo para retener sedimentos y estabilizar la estructura del montículo artiﬁcial (Figura 3). Construcción de enramados Sobre la superﬁcie de suelo escariﬁcada y luego de la incorporación de suelo/MO, se construyeron enramados circulares de 3 m de diámetro (10 enramados por locación). La forma y el tamaño de los mismos se corresponden a la forma promedio que presentan los montículos naturales en áreas no disturbadas aledañas a las locaciones (Zuleta & Li Puma, 2013). Selección de ramas de Larrea divaricata: La especie escogida para la construcción de los enramados fue Larrea divaricata (jarilla), debido a que es una de las especies más abundantes dentro del yacimiento junto con Atriplex lampa (zampa) (Castro et al., 2013; Zuleta et al., 2013) y presenta una tasa de crecimiento relativamente alta. Para la poda, se tomó como patrón general un corte de no más de 3 ramas por ejemplar y se realizaron cortes en bisel para evitar el ataque de hongos y otros patógenos. Montaje de ramas: Las ramas colectadas se seleccionaron por tamaño y se ordenaron para luego montarlas sobre el área delimitada siguiendo un orden estable (Figura 4 y 5). Paso 1: Ubicación de 12 ramas en dos ﬁlas de 6 ramas cada una. Las ramas enfrentadas se entrelazan entre sí. Paso 2: Colocación de 5 ramas grandes de manera cóncava sobre las anteriores de manera que sujeten las ramas colocadas previamente. Paso 3: Colocación de 12 ramas en el área de amortiguación, bien entrelazadas, de tamaño similar, en sentido anti-horario. Soporte de ramas: Para asegurar la estabilidad de los enramados y maximizar su resistencia a los fuertes vientos patagónicos (ráfagas de 100-150 km/h) y al pisoteo por parte del ganado, se sostuvieron mediante 8 estacas de hierro de (25-30 cm de longitud) perimetrales enterradas completamente en el suelo. Se tensaron 8 alambres que pasan sobre las ramas ya montadas a las estacas (Figura 5 y 6). Paso 1: Colocación de 8 estacas. Paso 2: Colocación de alambre entrecruzado. Paso 3: Colocación de alambre diagonal. Paso 4: Colocación del alambre lateral. 52 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina B A Figura 3. Adición de suelo/MO (A) en los sitios EEMO y montículo donde se extrajo el suelo/MO (B) Figure 3. Soil and organic matter (MO) addition (A) in EEMO sites and (B) mound where soil and MO were extracted Paso 1 Paso 2 Paso3 1 2 7 8 9 10 11 12 3 S N 1 2 3 4 5 6 4 5 11 10 9 8 12 7 1 6 2 3 4 5 25 cm E Figura 4. Sistema de montaje de ramas para tipo de enramado circular laxo, adaptado de Zuleta & Li Puma (2013) Figure 4. Branch-stacking system, adapted from Zuleta & Li Puma (2013) Resultados y discusión Costos y tiempos En este ensayo se escariﬁcaron 9 parcelas y se instaló un total de 90 enramados en 9 explanadas diferentes. Los costos se estimaron para la rehabilitación de una explanada (1 ha) mediante el diseño EEMO con la construcción de 70 enramados con las siguientes especiﬁcaciones: • Maquinaria con un subsolador disponible a menos de 30 km del área a rehabilitar y subsolado de 1 ha. • Preparación del terreno: remoción de calcáreo y adición de suelo/MO. • Trabajo de poda con motosierra. 53 Celina Escartín & Gustavo A. Zuleta A B C D Figura 5. Proceso de montaje de enramados. A. Selección de ramas para el armado de enramados, B. Disposición de ramas sobre el suelo, C. Proceso de alambrado del montículo, D. Montículo alambrado Figure 5. Branch-holding process. A. Branches selection, B. Arrangement of branches on the ground, C. Mound holding process, D. Mound hold Paso 1 Paso 2 Paso 3 Paso 4 Diseño ﬁnal Figura 6. Esquema de instalación (4 pasos) del sistema de soporte de enramados, adaptado de Zuleta & Li Puma (2013) Figure 6. Branch-holding installation diagram (4 steps), adapted from Zuleta & Li Puma (2013) 54 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina • • • • Disponibilidad de arbustos a menos de 5 km del área de rehabilitación. Cuadrilla de 3 (tres) jornaleros durante 10 días. Profesional especializado en restauración ecológica e ingeniería ambiental. Materiales para construcción de enramados: alambre galvanizado, estacas, herramientas. • Transporte: vehículo con capacidad para transportar herramientas y ramas. • Contingencias. Se discriminan las especiﬁcaciones según: personal, materiales, costos y tiempos por enramado. Personal: se estimó la cantidad de días/hombre que requiere la implementación del diseño EEMO con la construcción de 70 enramados de 3 m de diámetro cada uno (Tabla 1). Materiales: El suelo/materia orgánica y las ramas son insumos que se obtienen del entorno natural. Por lo que los materiales que se requieren son alambre galvanizado y estacas de hierro para el soporte de los enramados (Tabla 2). Costos y tiempos: Para la construcción de una unidad EEMO (escariﬁcado + 1 enramado + adición de suelo/MO) (Tabla 3). Evaluación de efectividad de la técnica La información que se genera durante el proceso de restauración es imprescindible para validar o replantear el diseño por lo que es importante contar con una base de datos de cada una de las fases del proceso (Hobbs & Harris, 2001; SER, 2004). Por lo que, una vez instalados los ensayos, se debe realizar un seguimiento periódico de los principales atributos edáﬁcos (nutrientes, humedad, compactación, inﬁltración), ecológicos (coberturas, riqueza, cuevas) y combinados (montículos), conforme a la dinámica de procesos naturales vinculados a la regeneración, particularmente acumulación de arena/sedimentos, germinación de especies, actividad microbiana en el suelo, y fenología vegetal. Las variables respuesta, o indicadores de la recuperación del ecosistema, se deben medir antes de comenzar el proceso de restauración a ﬁn de contar con parámetros de las condiciones iniciales y continuar periódicamente con una mayor frecuencia durante el primer año. Conclusiones y recomendaciones • • • La combinación de técnicas “low-tech”, en particular el diseño EEMO aplicado en este trabajo, es una opción logística y económicamente viable para la rehabilitación de explanadas petroleras. Los costos de aplicación de estas técnicas son relativamente bajos (U$S 65 por unidad EEMO) respecto a otras prácticas “high-tech” como los transplantes o siembra, que requieren infraestructura adicional (viveros, riego) y mantenimiento post-instalación así como mayor riesgo de éxito. Asimismo, los tiempos de implementación que requieren son breves (días) y no demandan profesionales especializados (excepto la coordinación). 55 Celina Escartín & Gustavo A. Zuleta Tabla 1. Requerimientos y cantidad de días/hombre estimados para la implementación del diseño EEMO Table 1.Requirements and days/man number estimated to implement EEMO design Requerimientos Cantidad (días/hombre) Escariﬁcado 0,5 Remoción material calcáreo 2,5 Adición de suelo / materia orgánica 4 Poda y transporte de ramas 4 Construcción enramados 12 Supervisión y contingencias 7 Total 30 Tabla 2. Materiales y costos para la construcción de enramados Table 2. Materials and costs for the construction of brunching Requerimientos Unidad Cantidad por enramado Costo unitario (U$S) Costo total (U$S) Estacas de hierro de 50 cm de largo Estaca 8 1,6 12,8 Alambre galvanizado Metro 30 0,25 7,5 Total por enramado 20,3 Tabla 3. Tiempos y costos requeridos para la construcción de una unidad EEMO (escariﬁcado + 1 enramado + adición de suelo/MO) Table 3. Time and costs required for the construction of an EEMO unit (ground scariﬁed + 1 brunching + soil/MO addition) Requerimientos Unidad Costo unitario (U$S)* Personal 3,5 hs/hombre 45 Materiales Alambre + estacas 20,3 Total por unidad EEMO *Cotización del dólar estadounidense a marzo 2015: U$S 1= $8,6 56 65,3 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina • • El diseño EEMO puede ser aplicado en toda la locación (si ésta fuera abandonada) o en sectores de la misma donde no se transita con maquinaria pesada. Esta técnica facilita el manejo adaptativo, permitiendo ajustar ciertos parámetros y/o técnicas para mejorar la evolución del sistema a ﬁn de cumplir con los objetivos de establecidos. Se puede evaluar la posibilidad de enriquecer el banco de semillas de los montículos artiﬁciales, adición de nutrientes en ciertos sitios, riego o implantar especies nativas que funcionen como plantas nodrizas. Agradecimientos A todo el personal del yacimiento por facilitarnos el acceso a los sitios de rehabilitación y por brindarnos la información necesaria. A Constanza Falguera, Guillermina Raselli, Mariano Iseas, y Esteban Pérez, quienes participaron en todo el proceso de instalación del ensayo, por su buena predisposición en los trabajos de campo y convivencia. A Pepe Ares, por sus aportes en logística, administración y asistencia informática. A Antonio Dalmasso por facilitarnos la publicación de este trabajo en sus diversas etapas. Bibliografía AGUIAR, M.R. & O.E. SALA, 1999. 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CIANCIO, P. TCHILINGUIRIAN & C.A. ESCARTÍN, 2013. Rehabilitación de estepas arbustivas del Monte Austral en explanadas petroleras. Evaluación de la técnica de escariﬁcado I: Vegetación. En: Restauración ecológica en la diagonal árida de Argentina (Pérez, D.R., A.E. Róvere& M.E. Rodríguez Araujo, Eds.). Buenos Aires: Vázquez Mazzini Editores. Capítulo 17: 225-245. 57 Celina Escartín & Gustavo A. Zuleta CIANCIO, M., P. TCHILINGUIRIAN, G.A. ZULETA, M.L. CASTRO & A.A. PÉREZ, 2013. Rehabilitación de estepas arbustivas del Monte Austral en explanadas petroleras. Evaluación de la técnica de escariﬁcado II: suelo y microtopografía. En “Restauración ecológica en la diagonal árida de Argentina” (Pérez, D.R., A.E. Róvere & M.E. Rodríguez Araujo, Eds.). Buenos Aires: Vázquez Mazzini Editores. Capítulo 18: 246-260. DALMASSO, A.D. 2010. Revegetación de áreas degradadas con especies nativas. Boletín de la Sociedad Argentina de Botánica 45 (1-2): 149-171. ESCARTÍN, C. & G.A. ZULETA. 2013. 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Ravetta CONICET, Museo Egidio Feruglio Trelew, Chubut, Argentina / lgonzalezpaleo@mef.org.ar Resumen La utilización de algunas especies perennes de zonas áridas ha sido propuesta para reducir los costos de rehabilitación de áreas degradadas porque proveen un servicio ecológico y un beneﬁcio económico. Por un lado producen y acumulan compuestos de interés para la industria (aceites, resinas, ﬁbras, bioenergía, etc.) y por otro poseen caracteres morfo-ﬁsiológicos asociados a ciertos procesos ecosistémicos, que permitirían restablecer y rehabilitar la fertilidad del suelo, el ciclado de nutrientes y agua. Sin embargo, se ha planteado una dicotomía entre el ideotipo de planta “productivo” y el “restaurador” ya que la selección por rendimiento suele descartar criterios de sostenibilidad ecológica. Por ejemplo, líneas seleccionadas de Physaria mendocina (Brassicaceae) poseen un sistema radical menos profundo y con menor capacidad de almacenamiento que plantas silvestres de la misma especie. Asimismo, tienen un menor contenido de reservas carbonadas en las raíces, lo que acortaría la longevidad de la planta. La selección también ha aumentado el área foliar especíﬁca y disminuido la longevidad de la hoja. Esto provoca un mayor requerimiento y dependencia de N y una menor retención de N en la planta. Concluimos que la selección debería basarse en caracteres multicriterio que equilibren la función productiva y restauradora, por ejemplo un sistema radical más profundo y complejo, capaz de disminuir la erosión del suelo y el lixiviado de nutrientes, aumentar el secuestro de carbono y el contenido de materia orgánica en el suelo y mantener un balance hídrico adecuado sin comprometer la eﬁciencia en la adquisición de nutrientes y agua. Palabras clave: carbohidratos de reserva, longevidad, sistema radical, eﬁciencia en el uso de nitrógeno, senescencia Luciana González-Paleo, Alejandro Pastor-Pastor, Alejandra E. Vilela & Damián A. Ravetta Abstract Perennials had been proposed as suitable candidates for ecological restoration programs because they improve the provision of goods and services, enhancing livelihood in degraded lands. On the one hand, some perennials species native to arid lands can produce industrial secondary metabolites, such as special oils, resins, rubber, gums, bioenergy, etc. On the other hand, they show certain morpho-physiological traits that might aﬀect the provision of ecosystem services such as soil fertility, nutrient cycling and hydrological control. Despite the importance of developing a plant ideotype capable of providing goods and services at the same time, it seems that breeding for high-yield provoke reduction or loss of “restoration characters” in selected lines compared to their wild relatives. Wild lines of Physaria mendocina (Brassicaceae) showed deeper root system and accumulated more carbohydrate reserves than selected lines of the same species. At the same time, breeding decreased speciﬁc leaf area and leaf longevity, which in turn increased plant nitrogen requirements and diminished nitrogen conservation. These changes are against those required for the improvement of soil fertility. We conclude that a multi-criteria evaluation of candidate species should be performed, including ecological and economical criteria for breeding. For example, the use of a deep root system as selection criterion might diminish soil erosion and nutrient leaching while increasing carbon sequestration and maintaining a proper hydrological balance without aﬀecting nutrient and water acquisition. Keywords: carbohydrate reserves, longevity, root system, nitrogen use eﬃciency, senescence Uso de nuevos cultivos perennes en procesos de rehabilitación La utilización de especies perennes con potencial agro-económico ha sido propuesta para reducir los costos de rehabilitación de áreas degradadas (Schulte et al., 2006) porque proveen un doble beneﬁcio, económico y ecológico. Algunas especies nativas de zonas áridas producen y acumulan compuestos de interés para la industria, por ejemplo aceites, resinas, ceras, ﬁbras y bioenergía (Ravetta y Soriano 1998). Al mismo tiempo, la estrategia de uso y conservación de recursos de las especies perennes permitiría sostener o restituir algunos procesos ecosistémicos clave para la provisión de bienes y servicios (Schulte et al., 2006; Asbjornsen et al., 2013). Estas especies priorizan la asignación de carbono a la construcción de sistemas radicales profundos, con una alta capacidad de almacenamiento (Chiarello y Roughgarden, 1984; Iwasa y Kubo, 1997), que determinan una baja tasa de crecimiento relativa y biomasa. Además, presentan hojas longevas de baja área foliar especíﬁca (SLA) y baja tasa de asimilación de CO2, caracteres que otorgan una mayor eﬁciencia en el uso del agua y del nitrógeno (Roumet et al., 2006). El conjunto de atributos estructurales y funcionales de las especies dominantes suele mediar muchos de los procesos ecosistémicos del ambiente en donde se encuentran (Díaz y Cabido, 1997; Díaz et al., 2007). Por ejemplo, existe una relación positiva entre la profundidad del sistema radical y su arquitectura, y la inﬁltración de agua (Glover et al., 2010), la prevención de la erosión (Cox et al., 2006) y el control del lixiviado (Pimentel, 2012). El SLA y la tasa de recambio foliar se han relacionado negativamente con la tasa de mineralización de nutrientes (De Bello et al., 2010), con el control de la salinización, con el uso eﬁciente del agua (Pimentel et al., 2012) y con el mantenimiento de la 62 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina fertilidad del suelo (De Bello et al., 2010) y positivamente con la tasa de descomposición (Bertiller et al., 2005). También, la acumulación de reservas carbonadas y la longevidad de la planta se relacionan con un mayor secuestro del carbono, y con la estabilidad y formación de suelos (Lal, 2004). Estas asociaciones entre algunos caracteres morfo-ﬁsiológicos de las plantas y ciertos procesos ecosistémicos indicarían que la selección de un grupo funcional adecuado permitiría restablecer procesos clave (Díaz y Cabido, 1997; Díaz et al., 2007) y rehabilitar servicios como la fertilidad del suelo, el reciclado de nutrientes y la regulación del ciclo hídrico. Sin embargo, hay claros indicios de que los atributos asociados a la perennidad y que justiﬁcan la elección de estas especies para la rehabilitación en zonas áridas son descartados durante el proceso de selección para incrementar el rendimiento (González-Paleo y Ravetta, 2011a). Esto se debe a que existe un compromiso entre la productividad agronómica y la provisión de otros servicios ecosistémicos (Benayas y Bullock, 2012). Pese a la creciente superﬁcie terrestre erosionada, degradada y/o en vías de desertiﬁcación por cambios en el uso de la tierra (Vitousek et al., 1997), y a que repetidamente se ha enfatizado que el conocimiento local de la importancia ecológica y económica de diversas especies vegetales son los elementos esenciales del éxito de la restauración (Chanzón, 2008), existen pocos trabajos que reporten el ideotipo de planta adecuado para ser utilizado en procesos de rehabilitación. Aparentemente se ha planteado una dicotomía entre el ideotipo “productivo” y el “restaurador”. El ideotipo productivo suele ser un cultivo anual, capaz de generar altos rendimientos a expensas de un gran subsidio de energía externa como agua y nitrógeno (Asbjornsen et al., 2013) y a la selección de una estrategia adquisitiva. Esta estrategia se caracteriza por atributos funcionales como: hojas productivas de alta SLA (Pujol et al., 2008), baja asignación al sistema radical (Piper y Kulakow, 1995) y a reservas carbonadas (González y Ravetta, 2011b). En estos cultivos se han descartado (en forma no dirigida) los criterios de sostenibilidad ecológica, debido a que el aumento del rendimiento selecciona indirectamente un ideotipo opuesto al “restaurador”. El objetivo de este trabajo fue determinar si el proceso de selección por rendimiento en especies perennes actúa en contra del ideotipo “restaurador”, descartando características de la arquitectura del sistema radical, almacenamiento de carbono, estructura foliar y ciclado interno de nitrógeno asociadas a procesos del ecosistema. Se utilizó como sistema de estudio a Physaria mendocina (Brassicaceae). Esta especie perenne es nativa de la región ﬁtogeográﬁca del Monte-Argentina (Cabrera, 1994), y ha sido propuesta como un nuevo cultivo para zonas áridas debido a que contiene aceite con alto contenido de ácidos del grupo hidroxi en sus semillas (Dierig et al., 1993) con variadas aplicaciones en cosmética y usos industriales como pinturas (Kleiman, 1990; Dierig et al., 1993). Material y método Se realizó un experimento completamente aleatorizado en condiciones de campo en el Valle del Río Chubut (43º17´, 65º29´). Se utilizaron semillas de dos líneas de Physaria 63 Luciana González-Paleo, Alejandro Pastor-Pastor, Alejandra E. Vilela & Damián A. Ravetta mendocina (Brassicaceae): una línea silvestre (no seleccionada) y una línea seleccionada utilizando como criterio la producción de semillas durante el primer ciclo del cultivo. Las semillas fueron sembradas en bandejas de propagación a mediados de febrero, y las plántulas trasplantadas a campo 80 días después de la siembra. Las unidades experimentales consistieron en 8 parcelas por cada línea de 12 plantas cada una. Las plantas se arreglaron dentro de la parcela en tres ﬁlas distanciadas por 0,3 m, y 4 plantas por ﬁla separadas por 0,15 m. Se cosechó 1 planta por parcela en distintos momentos fenológicos: roseta, ﬂoración, fructiﬁcación y madurez. Las plantas fueron transportadas al laboratorio en bolsas plásticas para evitar la deshidratación. Se digitalizó el sistema radical y foliar, y posteriormente se secaron a 70 ºC hasta constancia de peso. Se determinó el área foliar total por planta utilizando UTHSCSA Image Tool for Windows, versión 2.02. La biomasa se dividió en: raíces, hojas, tallos vegetativos, semillas y estructuras reproductivas anexas (tallo ﬂoral más cápsulas sin semillas). Se estimó el área foliar especíﬁca (SLA) como la relación entre el área y el peso foliar. A partir de las imágenes del sistema radical se determinó mediante un programa SIG (Gv SIG 1.11.0) el número y la longitud de raíces primarias y secundarias. A partir de estos datos se calculó la longitud de raíz especíﬁca (SRL) como la relación entre la longitud y el peso del sistema radical. Para el cálculo de la longevidad foliar se marcó y monitoreó una hoja recién expandida de la roseta de 1 planta por parcela, de acuerdo a Craine et al. (1999). La tasa de asimilación de CO2 (A) y de transpiración (E ) se midió en una hoja completamente expandida y sin signos de deterioro de una planta por parcela, utilizando un analizador de gases infrarrojo portátil ADC-LCA-4 (Hoddesdon, England). Se determinó la concentración de nitrógeno total en hojas verdes (Nv) y senescentes (Ns) utilizando la técnica de Kjeldahl (Scales y Harrison, 1920). Se calculó la eﬁciencia de retraslocación de nitrógeno (NRE= [(Nv-Ns)/Nv]*100) y la eﬁciencia de uso (NUE=1/[Nv*(1-NRE)], Vitousek, 1982). Para cada cosecha se determinó el contenido de hidratos de carbono de reserva en raíces (TNC%) usando el método espectrofotométrico de antrona (Yemm y Willis, 1983). Compromisos entre objetivos productivos y de rehabilitación: ¿Qué atributos debemos seleccionar? Arquitectura radical La arquitectura radical es una característica funcional compleja, que determina la eﬁciencia en la adquisición de los recursos del suelo, y la capacidad de adaptación de las plantas a ambientes con baja disponibilidad de recursos (Lynch, 1995). La importancia de la arquitectura radical como determinante de la productividad primaria reside en la distribución no uniforme de los recursos del suelo, y la habilidad de las plantas para explotarlos. Debido a que la mayor productividad de las líneas seleccionadas se asocia a una mayor capacidad de adquisición de recursos del suelo (Passioura, 2006; Wasson et al., 2012), se espera que la selección por rendimiento produzca la selección indirecta de un sistema radical más ramiﬁcado, con mayor longitud de raíz especíﬁca (SRL), menor profundidad y capacidad de almacenamiento. 64 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina El proceso de selección por rendimiento de P. mendocina provocó una reducción en la profundidad y en la capacidad de almacenamiento del sistema radical (volumen y área) de las líneas seleccionadas en relación a las silvestres (Tabla 1). En contra de lo esperado, no se encontraron cambios indirectos en caracteres de la raíz determinantes de la capacidad de adquisición, como consecuencia de la selección (Tabla 1). Tabla 1. Atributos relacionados con la complejidad del sistema radical (profundidad, adquisición y almacenamiento) en líneas seleccionadas y silvestres de Physaria mendocina, medidas durante el primer ciclo de crecimiento. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas entre líneas (*P<0.05; ns=no signiﬁcativo P>0.05). Los datos correspondena las medias ± error estándar Table 1. Attributes related to radical system complexity (deepness, acquisition and storage characteristics) measured during the ﬁrst growth cycle in selected and wild accessions of Physaria mendocina. Diﬀerent letters mean signiﬁcant diﬀerences between accessions (* P<0.05; ns=non-signiﬁcant P>0.05). Data are mean ± standard error Carácter funcional Profundidad raíz Capacidad de adquisición Capacidad almacenamiento Atributo Silvestre Seleccionada F Longitud raíz primaria (cm) 5,97 ± 0,37 4,50 ± 0,36 7,97* Longitud secundaria (cm) 73,99 ± 5,09 70,13 ± 9,42 0,81 Nº ejes secundarios 55,50 ± 5,09 44,25 ± 5 2,49 Longitud de raíz especiﬁca (cm/graiz) 5127 ± 790,5 5482,6 ± 1010,4 0,38 Longitud terciaria (cm) 101,03 ± 42,44 116,91 ± 34,37 0,77 Volumen radical (mL) 0,46 ± 0,09 0,18 ± 0,05 6,81* Área raíz primaria (cm2) 1,11 ± 0,13 0,68 ± 0,06 8,50* Las plantas pueden ejercer fuertes controles sobre la cantidad y calidad de agua disponible en el suelo y el balance hídrico, a través de su inﬂuencia sobre la demanda y la disponibilidad de agua (Nosetto et al., 2012). Plantas con un sistema radical profundo disminuyen la pérdida de agua por evaporación y el ﬂujo de agua por escorrentía y aumentan el contenido de humedad del suelo (Jobbagy y Jackson, 2004). Por el contrario, la disminución de la profundidad del sistema radical puede llevar a un incremento en el drenaje de agua con la consecuente movilización de sales por lixiviación, eliminando sales del perﬁl superﬁcial del suelo pero afectando la calidad del agua subterránea (Nosetto et al., 2012), o la acumulación de sales provocada por la elevación de la napa freática. Esto se ha observado en zonas áridas de Argentina al sustituir vegetación perenne por explotaciones agrícolas dominadas por cultivos anuales con sistemas radicales superﬁciales, incapaces de extraer agua a bajo potencial matricial (Canadell et al., 1996; Jayawickeme et al., 2011). 65 Luciana González-Paleo, Alejandro Pastor-Pastor, Alejandra E. Vilela & Damián A. Ravetta Capacidad de almacenamiento Las reservas carbonadas (TNC), deﬁnidas como hidratos de carbono acumulados principalmente (aunque no en forma exclusiva) en las raíces y que pueden ser movilizadas, juegan un rol esencial en la supervivencia y la productividad de la planta (Loescher et al., 1990). Las reservas proveen una fuente de energía para el crecimiento y la reproducción durante periodos en los cuales la fotosíntesis no es adecuada para satisfacer estas demandas (Wyka, 2000). La disminución del contenido de reservas carbonadas en las raíces de líneas mejoradas para incrementar la producción de semillas, es un cambio esperado durante el proceso de selección, debido al compromiso entre reproducción y almacenamiento (Lubbers y Lechowicz, 1989). En nuestros experimentos, las líneas seleccionadas de P. mendocina almacenaron al ﬁnalizar el tercer ciclo de selección un 40% menos de reservas que las silvestres (Figura 1). La disminución de los TNC al ﬁnal de la estación de crecimiento, puede afectar profundamente la reproducción y la supervivencia de las plantas perennes durante los siguientes años (Loescher et al., 1990). Consecuentemente, la selección por alto rendimiento acortaría la longevidad de la planta (Piper y Kulakow, 1995). Evidencia de estos cambios también se han encontrado en otra especie perenne, Physaria pinetorum (González-Paleo y Ravetta, 2012). De esta manera, los beneﬁcios de las especies perennes se reducirían tras del proceso de selección de dos maneras: por un lado, se obtendrían plantas con ciclos de crecimiento más cortos que limitarían el tiempo de captura de carbono y de cobertura del suelo, aumentando el riego de erosión hídrica y eólica (Asbjornsen et al., 2013). Por otro lado, la menor capacidad de almacenamiento se traduciría TNC (%peso seco raíz) 35 30 25 20 15 10 5 0 R1º FL1º M1º R2º FL2º M2º M3º Figura 1. Concentración de hidratos de carbono de reserva (TNC), como porcentaje del peso seco de la raíz en líneas seleccionadas (círculos blancos) y silvestres (círculos negros) de Physaria mendocina. Se muestran los datos para los estadios fenológicos de roseta (R), ﬂoración (FL), y madurez (M), para el primer, segundo y tercer año de edad Figure 1. Total non-structural carbohydrates (TNC), as percentage of root dry mass in selected (white circles) and wild (black circles) accessions of Physaria mendocina. We showed data for vegetative rosette (R), anthesis (FL) and maturity (M) for ﬁrst, second and third year of life 66 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 2. Caracteres foliares medidos en líneas seleccionadas y silvestres de Physaria mendocina. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas entre líneas de selección. Área foliar especíﬁca (SLA; cm2 g-1); Tasa de asimilación de CO2 diaria (Ad, μmoles m-2 s-1), tasa de transpiración (E; moles cm-2 s-1), Eﬁciencia del uso del agua (WUE; μmoles CO2mmoles H2O-1). * P<0.05; ** P < 0.01; ns=no signiﬁcativo P>0.05 Table 2.Leaf attributes measured in selected and wild accessions of Physaria mendocina. Diﬀerent letters mean signiﬁcant diﬀerences between accessions. Speciﬁc leaf area (SLA; cm2 g-1); diary CO2 assimilation rate (Ad, μmoles m-2 s-1); transpiration rate (E; moles cm-2 s-1); water use eﬃciency (WUE; μmoles CO2mmoles H2O-1). * P<0.05; ** P < 0.01; ns=non-signiﬁcant P>0.05 Silvestre Seleccionada F SLA (cm2*g-1) 91,8 ± 9,7 142,5 ± 14,4 11,3** Ad (μmolesCO2*cm-2d-1) 369,3 ± 46,4 494,4 ± 59,7 6,54** E (μmoles H2O*cm-2d-1) 2,59 ± 0,48 3,96 ± 0,6 2,97 WUE (μmoles CO2* mmoles H2O) 3,42 ± 0,39 5,01 ± 0,39 79,4** Longevidad (Días) 22,8 ± 0,8 17,5 ± 0,85 7,98* en una menor resiliencia y estabilidad ante perturbaciones ambientales en relación a lo esperado para sistemas basados en la perennidad (Schulte et al., 2006) Estructura y funcionamiento foliar La estructura foliar de plantas domesticadas ha cambiado con respecto a la de sus antecesores silvestres. Estos cambios han sido especialmente relevantes cuando la selección artiﬁcial se ha enfocado a la producción de semillas y a la adecuación del hábitat de cultivo (Pujol et al., 2008). Así, se espera que las plantas domesticadas presenten una mayor capacidad fotosintética y menor eﬁciencia del uso del agua. En Physaria, las líneas seleccionadas presentaron hojas más productivas, de mayor SLA pero de menor longevidad que las líneas silvestres (Tabla 2, Figura 2). Sin embargo, en contra de lo esperado de acuerdo al síndrome foliar, el mayor SLA de las líneas seleccionadas determinó al mismo tiempo una mayor eﬁciencia en el uso del agua (Tabla 2, Figura 2), ya que el aumento en la tasa fotosintética no fue acompañado por un aumento en la tasa de transpiración (Tabla 2). Las hojas con menor SLA son más longevas y son más eﬁcientes en la conservación del carbono y los nutrientes adquiridos (Poorter et al., 2009). A su vez, una mayor longevidad foliar aumenta el tiempo de residencia de los nutrientes en la planta y otorga ventajas competitivas en sitios pobres en nutrientes (Aerts y Chapin, 2000). Dado que la selección actúa aumentando el área foliar especíﬁca y disminuyendo la longevidad, el proceso de selección por alto rendimiento generaría plantas menos competitivas en zonas áridas degradadas. 67 Luciana González-Paleo, Alejandro Pastor-Pastor, Alejandra E. Vilela & Damián A. Ravetta 0,35 0,93 WUE 6 0,7 Ad 0,22 SLA -0,85 -0 ,56 0,01 0, Gs 72 ,12 2 ,1 -0 -0 Ei Longevidad Foliar Figura 2. Modelo del Path análisis que describe como la variación en el área foliar especíﬁca (SLA) provocada por el proceso de selección determina cambios en los parámetros ﬁsiológicos; Ad: tasa de asimilación de CO2 diaria (mmoles m-2 s-1), gs: conductividad estomática (moles m-2), Ei: tasa de transpiración (mmoles m-2 s-1) y WUE: eﬁciencia del uso del agua (moles CO2mmoles de H2O). Para cada atributo se representa el efecto a través del coeﬁciente de regresión parcial estandarizado, y la signiﬁcancia es indicada por medio de líneas llenas (p<0.05 en todos los casos) y líneas punteadas en el caso de vías no signiﬁcativas Figure 2. Path analysis model shows the functional relationships among speciﬁc leaf area and physiological attributes such as Ad: diary assimilation of CO2 (mmoles m-2 s-1), gs: stomatal conductivity (moles m-2); Ei: transpiration rate (mmoles m-2 s-1) and WUE: water use eﬃciency (moles CO2 mmoles de H2O-1). Partial standardized regression coeﬃcient and signiﬁcance are showed for each attribute by solid lines (p<0.05 in all cases) and pointed lines in the case of non-signiﬁcant paths Reciclado interno de nitrógeno El éxito de las especies perennes en zonas áridas y semiáridas donde la disponibilidad de recursos como el nitrógeno es baja, está fuertemente asociado con su mayor eﬁciencia en el uso del nitrógeno (NUE) lo que determina su habilidad para producir biomasa y conservar recursos dentro de la planta (Cox et al., 2006). Los mecanismos de conservación de nitrógeno pueden basarse en: 1) la producción de hojas longevas, que evita la pérdida de recursos y tejidos por senescencia o 2) una alta tasa de reabsorción de nitrógeno antes de la senescencia de las hojas (Carrera et al., 2000). Los programas de selección por rendimiento se desarrollan en ambientes en los cuales se regulan la disponibilidad de agua y nitrógeno, por lo cual los atributos relacionados con una mayor conservación de nitrógeno no suelen ser de relevancia (Dawson et al., 2008). En las líneas seleccionadas de Physaria, se encontró un mayor contenido de nitrógeno en las hojas verdes (Nv) y una mayor eﬁciencia en la reabsorción de nitrógeno antes de la senescencia (NRE), que en las líneas silvestres (Tabla 3). El contenido de nitrógeno en hojas senescentes (Ns) y la eﬁciencia del uso del nitrógeno no diﬁrieron 68 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina entre líneas (Tabla 3). La pérdida de nitrógeno por senescencia fue mayor en las líneas seleccionadas (HS). Estos resultados demuestran que las líneas seleccionadas tendrían un mayor requerimiento y dependencia de N para la asignación al sistema foliar, y una menor retención de nitrógeno en la planta, siendo menos eﬁcientes en su conservación en sistemas de baja disponibilidad de recursos. Tabla 3. Atributos relacionados con la conservación de nitrógeno en líneas seleccionadas y silvestres de Physaria mendocina, medidas durante el primer ciclo de crecimiento. Nv, contenido de nitrógeno en hojas verdes; Ns, contenido de nitrógeno en hojas senescentes; HS, proporción de hojas senescentes; NRE, eﬁciencia de reabsorción de nitrógeno; NUE, eﬁciencia de uso del nitrógeno. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas entre líneas (*P<0.05; **P <0.01; ***P <0.001; ns=no signiﬁcativo P>0.05). Los datos corresponden a las medias ± error estándar. (*P<0.05; **P <0.01; ***P <0.001; ns=no signiﬁcativo P>0.05) Table 3. Attributes related to nitrogen conservation measured during the ﬁrst growth cycle in selected and wild accessions of Physaria mendocina. Nv, nitrogen content in green leaves; Ns, nitrogen content in senesced leaves; HS, senesced leaves proportion; NRE, nitrogen resorption eﬃciency; NUE, nitrogen use eﬃciency. Diﬀerent letters mean signiﬁcant diﬀerences between accessions (*P<0.05; **P <0.01; ***P<0.001; ns=non-signiﬁcant P>0.05). Data are means ± standard error Silvestre Seleccionada Ftest Nv (mg*g-1) 21,9 ± 2,9 35,6 ± 1,1 9,7** Ns (mg*g-1) 14,7 ± 1,9 16,7 ± 1,8 0,6 HS (%,g hojas) 19,6 ± 2,9 48,9 ± 1,6 79,4** NRE (%) 33,8 ± 5,2 49,3 ± 5,7 5,98* NUE (g*g-1) 73,5 ± 10,7 63,4 ± 7,7 0,58 Los cambios producidos por la selección por una parte incrementan el requerimiento de adquisición de nitrógeno desde el suelo para la construcción de hojas y, por otra parte, aumentan la pérdida del mismo por senescencia. Estas características de consumo de las líneas seleccionadas han sido relacionadas con el agotamiento de nutrientes en el suelo y bajas tasas de mineralización de nitrógeno (Carrera et al., 2003). Conclusiones En general, las plantas son mejoradas para incrementar la cantidad y la calidad de los productos de interés, como son biomasa, frutos, ﬁbras, azúcares, gomas, terpenos, cauchos, etc. Sin embargo, la integración de los objetivos de rehabilitación y producción requeriría de la identiﬁcación de nuevos criterios ecoﬁsiológicos que guíen la elección y el proceso de selección de las especies candidato. Se requiere deﬁnir un ideotipo de planta que combine características morfo-ﬁsiológicas que sostengan tanto: 1) los servicios de provisión de importancia para los ﬁnes productivos (ej. forraje, alimentos, ﬁbras, aceites), como 2) los servicios de regulación (ej. regulación del agua, calidad del aire, de plagas y enfermedades, polinización) y soporte (ej. reciclado de nutrientes y producción primaria) de importancia para los ﬁnes de rehabilitación (Millennium Ecosystem Assessment, 2005). 69 Luciana González-Paleo, Alejandro Pastor-Pastor, Alejandra E. Vilela & Damián A. Ravetta Además de incrementar la productividad, los sistemas mixtos de producción y de rehabilitación, deberían mejorar procesos ecosistémicos como el secuestro de carbono y nutrientes, y el control de la erosión. La domesticación o re-domesticación de las especies clave juega un rol fundamental en hacer que estos sistemas sean funcionales. En este sentido, la domesticación debería basarse en un sistema de selección de atributos multicriterio en el que el compromiso entre la función productiva y ecológica se pudiera equilibrar. Un ejemplo sería la mejora simultánea mediante selección de atributos para aumentar el rendimiento y la eﬁciencia en el uso de nutrientes (Hirel et al., 2007; Foulkes et al., 2009; Korkmaz et al., 2009). Sin embargo, el ejemplo más representativo y, a su vez, uno de los más promisorios (Cox et al., 2006; Comas et al., 2013), sería la selección de un sistema radical más profundo y complejo, capaz de disminuir la erosión del suelo y el lixiviado de nutrientes, aumentar el secuestro de carbono y el contenido de materia orgánica en el suelo y mantener un balance hídrico óptimo, sin comprometer la eﬁciencia en la adquisición de nutrientes y agua. Agradecimiento Este trabajo fue ﬁnanciado por la Agencia Nacional de Promoción Cientíﬁca y Tecnológica (PICT 2011 Nº0598) and CONICET (PIP 112 20110100780). 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Atendiendo a esa necesidad de conservación, Birdlife International ha creado las Áreas Importantes para la Conservación de las Aves (AICAs). A pesar que las AICAs son consideradas sitios críticos para la conservación de las aves y que además contribuyen a la conservación de otras especies, actualmente presentan degradación y fragmentación de su hábitat a causa de la expansión agrícola y el desarrollo humano, llevando a las poblaciones de aves a declinar. El objetivo de este trabajo es determinar las AICAs prioritarias a restaurar a partir del análisis del uso de la tierra y desarrollo humano que en ellas existe. Los resultados demostraron que de las 193 AICAs analizadas, 16 tienen una alta prioridad de restauración, 51 una mediana y 126 una prioridad baja. Este trabajo provee las bases para deﬁnir hacia donde se deben orientar futuros esfuerzos de restauración de las AICAs en Argentina. Palabras clave: aves, uso de la tierra, fragmentación Abstract Birdlife International has created the IBA (Important Bird Areas) focused on the identiﬁcation and conservation of a global network of critical sites for the protection of birds and other species. Despite they are critical conservation sites, they are threatened in many ways, the most signiﬁcant being habitat fragmentation, degradation and destruction. Leading to bird’s population to decline. The aim of this study was to identify the IBAs to be restored with priority through the analysis of the land use and human development occurring in they. The results showed that 16 were of high priority, 51 of medium and 51 of low priority for restoration. This analysis provides the basis to deﬁne where further restoration eﬀorts should be put on in Argentinean IBAs. Key words: birds, land use, fragmentation Victoria Parera & Laura Bellis Introducción Ante la constante y creciente presión sobre los sistemas naturales con pérdida de especies y poblaciones (Butchart et al., 2010; Ceballos y Erlich, 2002) se requiere de estrategias de identiﬁcación de áreas sensibles para la aplicación de tareas de conservación y restauración Con el objetivo de priorizar acciones de conservación in situ a nivel nacional es necesario delinear estrategias de conservación a una escala más ﬁna (Pain et al., 2005). Atendiendo a esa necesidad de conservación, Birdlife International ha creado las Áreas Importantes para la Conservación de las Aves, AICAs o “IBAs” (en inglés), cuyo principal objetivo es la identiﬁcación, documentación y conservación de una red de sitios críticos para la conservación de las aves del mundo (Devenish et al., 2009). Los criterios para deﬁnir AICAs han sido acordados a nivel global y permiten la detección de sitios categorizados en diferentes niveles, A1: contiene poblaciones de aves globalmente amenazadas, A2: aves endémicas (con áreas de distribución menores de 50.000 km2), A3: especies características de biomas y A4: aves congregatorias (Birdlife International, 2004). En la Argentina, se han identiﬁcado 273 AICAs que cubren una extensión de 336.807 km2 y representan el 12% de la superﬁcie del país (Di Giacomo et al., 2007). Aunque sólo las especies de aves son consideradas en los criterios de caliﬁcación de las AICAs, la justiﬁcación biológica para la creación incluye también la intención de que ellas deben contribuir a la conservación de otras especies (Fishpool y Evans, 2001). La amplia distribución de las aves hace de las AICAS áreas lo suﬁcientemente grandes como para albergar poblaciones de muchos otros taxa, tanto de especies amenazadas de animales como de vegetales (Brooks et al., 2001; Wielgus, 2002; Burgess et al. 2002; Pain et al., 200; Tushabe et al., 2006; Parera, 2015) por lo que en la práctica son sitios muy efectivos en la representación de la biodiversidad (Brooks et al., 2001). A pesar que las AICAs son consideradas sitios críticos para la conservación de las aves, actualmente presentan una gran destrucción, degradación y fragmentación de su hábitat a causa de la expansión agrícola y el desarrollo humano. Esto afecta a 1065 (87%), 668 (55%) y 625 (51%) de las especies globalmente amenazadas (Birdlife International, 2008). Frente a esta situación una alternativa importante es la restauración ecológica para recuperar la estructura y cobertura del área degradada. Los métodos actuales para establecer prioridades para el manejo de la biodiversidad se han centrado casi por completo en factores biológicos (número de especies endémicas, estado de la conectividad, especies protegidas, entre otros). Estos factores si bien son muy importantes, no son suﬁcientes para establecer la priorización de la biodiversidad siendo necesario integrar a estos criterios los aspectos sociales (Shi et al., 2005), ya que a menudo son los principales determinantes del éxito o fracaso de los esfuerzos de conservación (Mascia et al., 2003). El objetivo de este trabajo es determinar las AICAs prioritarias a restaurar a partir del análisis del uso de la tierra y desarrollo humano que en ellas existe. A través de este análisis se pretende aportar una primera aproximación destinada a orientar potenciales esfuerzos de restauración de las AICAs en Argentina. 76 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Material y Método Se trabajaron diferentes bases de datos (AICAs, cobertura y uso del suelo, centros poblados) mediante SIG (Sistemas de Información Geográﬁca). El software empleado fue QGIS 2.2 (Open Source Geospatial Foundation – OSGeo-, 2014). La base de datos y polígonos de las AICAs de la Argentina se obtuvieron de Coconier y Di Giacomo (2009). Se analizaron 193 AICAs, clasiﬁcadas previamente como protegidas y parcialmente protegidas (Parera, 2015); las clasiﬁcadas como protegidas no se consideraron en el análisis. En algunas AICAs se observaron variaciones entre el área reportada en la bibliografía y el polígono correspondiente, por lo tanto, en este trabajo todos los análisis se basaron en las áreas obtenidas a partir de los polígonos. La riqueza de mamíferos y anﬁbios amenazados de cada AICA se obtuvo de Parera (2015) y la riqueza de aves se obtuvo de Di Giacomo et al. (2007). La base de datos de la ubicación de los centros poblados de Argentina se obtuvo de SIG 250 (http://www.ign.gob.ar/sig250). Los datos poblacionales fueron obtenidos del Censo Nacional de Población, Hogares y Viviendas 2010 de Argentina (http://www. censo2010.indec.gov.ar/). La densidad poblacional de cada AICA se calculó a partir del número de habitantes presente en ella y su superﬁcie. Para determinar la presión poblacional se clasiﬁcaron las densidades poblacionales en tres categorías: I) baja <25 habitantes/km2; II) media, 25-100 habitantes/km2, III) alta, >100 habitantes/km2 (Singh et al., 2001). Se utilizó el mapa de cobertura y uso del suelo de Argentina (Volante et al., 2009), el cual consta originalmente de siete categorías. Estas fueron agrupadas en dos nuevas categorías: área agrícola y área no agrícola (Tabla 1). Tabla 1. Cobertura y uso del suelo reclasiﬁcada en Área agrícola y No agrícola Table 1. Land cover re-classiﬁed in farmer and no farmer area Categoría nueva Área agrícola Categoría de cobertura y uso del suelo Áreas terrestres cultivadas y/o manejadas Spp. arbóreas, arbustos y herbáceas Áreas naturales y semi-naturales de vegetación predominantemente terrestre-árboles, arbustos y herbáceas Área no agrícola Vegetación natural o semi-natural de áreas regularmente inundadas/anegadas o acuáticas- árboles, arbustos y herbáceas Áreas naturales desnudas consolidadas y no consolidadas Cuerpos de agua nieve, nieve o hielo natural 77 Victoria Parera & Laura Bellis Los datos de las rutas argentinas se obtuvieron de (http://www.ign.gob.ar/sig250). Se realizó un buﬀer de 100 m alrededor de la capa vectorial de las rutas, considerando que el ancho de zona de camino suele variar entre 70 y 150 m (Dirección Nacional de Vialidad, 1967). Clasiﬁcación de las AICAs prioritarias a restaurar Las AICAs se intersectaron con tres capas de información: I) centros poblados, II) cobertura y uso del suelo, III) red vial nacional y provincial. De cada una de las intersecciones efectuadas, se computó la superﬁcie de los polígonos obtenidos. Obteniendo así el área afectada por cada una de estas variables. Para determinar las prioridades de conservación de las AICAs se realizó un ranking relativo según el método de Shi et al., (2005) y Sritharan & Burgess (2012). Los cuatro componentes esenciales de un método de ranking relativo son las dimensiones de comparación, los indicadores para cada una de estas dimensiones, y el método de puntaje y los pesos que se asignan a las diferentes dimensiones e indicadores (Shi et al., 2005). En base a estas consideraciones se analizaron cuatro dimensiones: I) Presión agrícola (con dos subdimensiones: área agrícola y área no agrícola), II) Presión poblacional (con dos subdimensiones: alta presión poblacional y media-baja presión poblacional), III) Vertebrados terrestres amenazados (con tres subdimensiones: n° de aves amenazados, n° de mamíferos amenazados y n° de anﬁbios amenazados) y IV) Presión de la red vial. Combinando las dimensiones mencionadas se desarrollaron ocho indicadores: 1) número de especies de aves amenazados, 2) número de especies de mamíferos amenazados, 3) número de especies de anﬁbios amenazados, 4) AICAs alta presión poblacional, 5) AICAs media-baja presión poblacional, 6) porcentaje de área agrícola, 7) porcentaje de área no agrícola, 8) porcentaje de rutas en las AICAs. Para cada AICA no protegida y parcialmente protegida, el valor de cada indicador fue comparado con el valor indicador promedio de todas las AICAs. En esta comparación, si el valor de un indicador para un AICA en los ítems 1, 2, 3, 4, 5, 6 y 8 fue mayor que el valor promedio, el indicador obtuvo un puntaje de 1, a la inversa tuvo un puntaje de 0. Similarmente, para el indicador 7 (% de área no agrícola), si el valor del indicador de un AICA fue menor que el valor promedio, el indicador tuvo un puntaje de 1, e inversamente un puntaje de 0. Finalmente sobre la base del puntaje total obtenido a través de los ocho indicadores, las AICAs fueron clasiﬁcadas en 7 categorías de prioridad de restauración. La escala de puntuación varía entre 0 y 8. Asignándole el número 1 al puntaje más alto obtenido y 7 al puntaje más bajo. Fueron consideradas como de “alta prioridad de restauración” las AICAs categorizadas con valores iguales a 1, 2, o 3, de “mediana prioridad de restauración” las categorizadas 4 y 5, y de baja prioridad las 6 y 7. Resultados Clasiﬁcación y determinación de las AICAs prioritarias a restaurar De las 193 AICAs 83 (43%) presentaron áreas de cultivo en su superﬁcie, 134 (69%) presentaron su área bajo presión de la red vial y el resto se mantuvo sin presión. El 19% 78 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina (36) presentó algún tipo de presión poblacional (baja, media o alta). Las AICAs con alta presión poblacional resultaron ser 7, mientras que las con media o baja presión poblacional fueron 29 (15%). Ranking Relativo Los resultados obtenidos a partir del análisis del ranking relativo (Parera, 2015) muestran que el 8% (16) AICAs tienen una alta prioridad de restauración (Figura 1), distribuyéndose mayormente en la Selva Paranaense y Campos y Malezales (Tabla 2). Tabla 2. AICAs no protegidas y parcialmente protegidas con alta prioridad de restauración Table 2. AICAs non protected or partially protected with high restoration priority Nº AICA Tipo de protección Ecorregión 17 Cuenca del Río Salado No protegida Pampa 236 Dorso Occidental Subhúmedo de Santa Fe No protegida Pampa 96 Riacho He He No protegida Chaco Húmedo 36 Estancia La Leonor No protegida Chaco Húmedo 64 Cerro Mártires No protegida Campos y Malezales Selva Paranaense 51 Estancia Puerto Valle No protegida Esteros del Iberá Campos y Malezales 58 Estancia Mora Cué No protegida Campos y Malezales 163 Azara No protegida Campos y Malezales 161 Cerro Mártires y Barra Santa María No protegida Campos y Malezales 151 San Pedro Parcial Selva Paranaense 143 Corredor Urugua-í Foerster No protegida Selva Paranaense 155 Dos de Mayo No protegida Selva Paranaense 144 PP Guardaparque Horacio Foerster No protegida Selva Paranaense 146 Sierra Morena Parcial Selva Paranaense 152 Reserva Privada Yaguaroundí No protegida Selva Paranaense 140 Iguazú y alrededores Parcial Selva Paranaense (Figura 1) 79 Victoria Parera & Laura Bellis Las AICAs con una prioridad media de restrauración fueron 51 (26%). Las AICAs de baja prioridad de restauración fueron 126 (65%) (Figura 1). Analizando las AICAs desde su ubicación en las ecorregiones, Selva Paranaense y Campos y Malezales resultaron tener el mayor número en alta y media prioridad de restauración. La ecorregión Esteros del Iberá tiene todas sus AICAs en media prioridad de restauración. Mientras que cuatro ecorregiones presentaron el 100% de sus AICAs en prioridad de restauración baja. Discusión y Conclusión Los resultados obtenidos muestran que muchas de las AICAs presentan altas prioridades de restauración debido a las amenazas por el uso de la tierra y el desarrollo humano. Una situación similar ha sido observada para las AICAs de Tanzania sin protección, afectando un gran número de ellas (Sritharan y Burgess, 2012). La ubicación de las AICAs con una mayor área de cultivo coinciden con las ecorregiones donde está concentrado el mayor proceso de conversión de ecosistemas naturales en tierras agrícolas: Selvas de las Yungas y Paranaense, Chaco Seco, Chaco Húmedo, Espinal y la Pampa (Brown y Pacheco 2006). Si bien la mayor expansión agrícola en el pasado ha ocurrido en la región pampeana (Ghersa et al., 1998), hoy se proyecta hacia el Gran Chaco (Grau et al., 2005; Boletta et al., 2006), Las Yungas (Grau y Brown, 2000) y la Selva Paranaense (Viglizzo, 2008), resultando en intensa fragmentación y pérdida de hábitats. Considerando los datos obtenidos del ranking, 16 AICAs son las que tienen una alta prioridad de restauración pues presentan mayores superﬁcies agrícolas, de rutas y presión humana dentro de sus áreas; además de presentar un alto número de especies de aves, mamíferos y anﬁbios amenazados. Las mismas se encuentran ubicadas geográﬁcamente en las provincias de Misiones, Corrientes, Buenos Aires, Santa Fe, Chaco y Formosa, en las ecorregiones Selva Paranaense, Campos y Malezales, Pampas y Chaco Húmedo. Estos resultados coinciden con lo observado en otros estudios donde se conﬁrma que existe una correlación positiva entre la riqueza de especies, la urbanización y la transformación agrícola. Los humanos tienden a migrar hacia ecosistemas altamente productivos como ser los bosques y pastizales húmedos, para establecer áreas urbanas y desarrollar prácticas agrícolas rentables (Cincotta et al. 2000; Balmford et al. 2001; Ricketts y Imhoﬀ, 2003). Los resultados de este trabajo resultan un marco que permitirá orientar las decisiones en el diseño de estrategias de manejo, tanto a nivel general como regional. Permiten identiﬁcar sitios potenciales y prioritarios a restaurar y así lograr mantener la estructura y funcionamiento del AICA. Además, evidencian los impactos actuales que se están generando sobre la biodiversidad a través de actividades de desarrollo o de extracción de recursos. 80 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 1. Áreas importantes para la conservación (restauración) de las aves de la Argentina Figure 1. Important bird areas in Argentina 81 Victoria Parera & Laura Bellis Referencias Figura 1 Buenos Aires 3 Parque Costero del Sur 4 Bahía de Samborombón 5 Laguna de Pradere 7 Playa Punta Mogotes y Puerto de Mar del Plata 9 Sierras Australes de Buenos Aires 11 RUM. San Blas y Refugio de Vida silvestre 12 Estepas arbustivas del Sur de Bs As 13 Arroyo Cristiano Muerto 14 Estancia San Ignacio 15 Estancia Medaland 16 Reserva Campos del Tuyú y Estancia El Palenque 17 Cuenca del Río Salado Catamarca 19 Salar de Pipanaco 21 Salar del Hombre Muerto 22 Cuesta del Totoral 23 Cuesta de las Higuerillas 24 Quebrada de la Cébila 25 Sierra de Amato 26 Laguna Grande 27 Laguna La Alumbrera 28 Laguna Purulla 29 Laguna El Peinado 30 Laguna Los Aparejos 31 Laguna Azul Chaco 32 El Cachapé 33 Valle del Río Paraguay-Paraná 34 La Fidelidad 35 Reserva Natural Loro Hablador 36 Estancia La Leonor 37 Estero Tapenagá 38 Parque Provincial Fuerte Esperanza 39 Parque Nacional Chaco 40 Parque Provincial Pampa del Indio 41 Río Bermejito Córdoba 42 Salinas Grandes 43 Bañados del Río Saladillo 44 Bañados del Ao. Chucul y La Felipa 46 Lagunas del suroeste y Relictos del Caldenal 47 Sierras del Norte Cordobés 48 Reserva de Uso Múltiple Bañados Río Dulce y Laguna Mar Chiquita 82 49 Sistema de Uritorco 50 Chancaní y Sierras de Pocho Corrientes 51 Estancia Puerto Valle 52 Estancia San Juan Poriah 54 Estero Valenzuela 58 Estancia Mora Cué 59 Rincón del Socorro-Iberá 61 Concepción - Chavarría 62 Espinal de Mercedes 63 Felipe Yofre 64 Extremo Nordeste de Corrientes Chubut 65 Sistema Península de Valdés 67 Complejo Punta Tombo 68 Punta Gutierrez - Bahía Camarones 69 Norte del Golfo San Jorge 70 Comodoro Rivadavia 73 Lagos La Plata y Fontana 74 Reserva Provincial Aleusco Entre Ríos 76 Perdices 77 Ñandubaysal-El Potrero 78 Pastizales de Ibicuy 79 Islas de Victoria 81 Ceibas 82 Selva de Montiel Formosa 84 Valle Fluvial del Río Paraguay 85 RE. El Bagual 86 El Cantor 87 Misión Taacaglé 88 Fortín Sargento Primero Leyes 89 Nacientes del Monte Lindo y Tatupiré 90 Estancia Gualycolec 91 Estancia La Alegría 92 Bañado La Estrella Este 93 Bañado La Estrella Oeste 94 Pilagas III 96 Riacho He He 97 Riacho Saladillo Jujuy 98 Alto Calilegua 100 Caspala - Santa Ana 101 El Fuerte - Santa Clara 102 Laguna Los Enamorados 103 Laguna Guayatayoc 104 La Cornisa 105 Lagunillas 107 Monumento Nacional Laguna Leandro Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina 108 Lagunas San Miguel y El Sauce 109 San Lucas 111 Pampichuela 113 Cerro Negro de San Antonio 114 Laguna Runtuyoc 115 San Francisco - Río Jordan 116 Queñoales de Santa Catalina 117 Tiraxi - Las Capillas 118 Valle Colorado - Valle Grande 119 Sistema de Lagunas Vilama-Pululos 120 Yala 121 Yavi - Yavi Chico 122 Yuto - Vinalito 123 Sierra de Zapla 124 Sierras de Puesto Viejo La Pampa 126 Victorica 127 Jaguel del Monte 129 Bañados del Río Atuel La Rioja 132 Llanos de Jagué 133 Bosques de Olta 134 Bosques de Chacho Mendoza 139 Lagunas de Guanacache Misiones 140 Parque Nacional Iguazú y alrededores 142 Uruzú y Reserva Forestal San Jorge 143 Corredor Urugua-í Foerster 144 Parque Provincial Guardaparque Horacio Foerster 146 Sierra Morena 147 Cuenca del Piray Miní 148 Alta Cuenca del arroyo Alegría 149 Alta Cuenca del Arroyo Piray Guaz· 150 Montecarlo 151 San Pedro 152 Reserva Privada Yaguaroundí 153 Parque Provincial Piñalito y alrededores 154 Reserva de la Biosfera Yabotí 155 Dos de Mayo 156 Parque Provincial Salto Encantado del Valle del Cuñá-Pirú y alr. 157 Parque Provincial Isla Caraguatay 159 Campo San Juan 160 Cuenca del arroyo Garupá 161 Cerro Mártires y Barra Santa María 162 Barra Concepción 163 Azara Neuquén 167 Lagunas de Varvarco Campos y Tapia 171 Paso de los Indios 173 Valle del Río Collón Curá 175 AluminÚ - Moquehue Río Negro 176 Villa Marítima El Condor 177 Complejo Islote Lobos 178 San Antonio Oeste 180 Extensión Límite Este y Sur del Parque Nacional Nahuel Huapi 181 Meseta de Somuncurá Salta 182 Abra Grande 183 Acambuco 186 Bañados del Quirquincho 187 Chaco de Tartagal 188 Chaguaral 190 Quebrada del Toro 191 Itiyuro - Tuyunti 192 Lomas de Olmedo 193 Lotes 32 y 33, Maíz Gordo 194 Cuesta del Obispo 195 Palomitas y Ebro 196 Parque Provincial Laguna Pistascayoc 197 La Porcelana 199 Río Seco 200 Sierra de Carahuasi 201 Salta Forestal 202 Sierra de Metán 203 Fincas Santiago y San Andrés 204 Sierra de Santa Victoria 205 Sierra de Rosario de la Frontera 207 Socompa - Llullaillaco 208 Santa Victoria - Lipeo 209 Luracatao y Valles Calchaquies 210 Valle Morado 211 Sierra de Zenta Santa Cruz 213 Ría Deseado e islas adyacentes 215 Estuario del Río Gallegos 216 Estuario del Río Coyle 217 Meseta Lago Strobel 218 La Angostura y Alto Río Chico 220 Parque Nacional Perito Moreno y Reserva Provincial San Lorenzo 221 Meseta Lago Bs As 222 El Zurdo 223 Laguna Nimez y Costa 224 Meseta del Asador 83 Victoria Parera & Laura Bellis 225 Parque Nacional Los Glaciares y alrededores 226 Estancia El Cóndor Stgo del Estero 228 Salinas de Ambargasta 229 Bañados de Añatuya 231 Bañados de Figueroa 232 Sierras de Guasayan Santa Fe 233 Cuña boscosa de Santa Fe 234 Jaaukanigás 235 Bajos Submeridionales 236 Dorso Occidental Subhúmedo de Santa Fe 238 Laguna Melincué 239 San Javier San Luis 243 Pastizales de la Travesía y Buena Esperanza Tierra del Fuego 244 Reserva Costa Atlántica de Tierra del Fuego y zonas adyacentes 245 Península Mitre 246 Canal Beagle 247 Isla de los Estados, Islas de Año Nuevo e islotes adyacentes Tucumán 249 Sierra de Medina 251 Ruinas de Quilmes 253 Río Los Sosa 254 Cumbres Calchaquies 255 El Inﬁernillo 256 Cuesta del Clavillo 258 Trancas Bibliografía BALMFORD, A., J.L. 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Biological Conservation 106: 381–388. 86 Sección II. Microorganismos Biodermas algales asociadas a cactáceas de Lomas Blancas. San Luis Algal biodermas associated with cactus in Lomas Blancas. San Luis Marcela Manrique1, María C. Fernández Belmonte1, Cecilia Carosio2 Sergio Chiofalo1 & María J. Junqueras2 Facultad de Ingenería y Ciencias Agropecuarias Falcultad de Química, Bioquímica y Farmacia, Universidad Nacional de San Luis. 1 2 marcemanrique@hotmail.com Resumen La costra biológica del suelo (CBS) es una comunidad biótica formada por la asociación entre cianobacterias, algas, hongos, líquenes, hepáticas, musgos y partículas de suelo. Se desarrolla en las capas superﬁciales del suelo y está ampliamente distribuida en distintos ecosistemas. Participa en el ciclo de nitrógeno y del carbono, contribuyendo al aumento de fósforo y potasio e incrementa la estabilidad del suelo. Regula el proceso de inﬁltración y promueve el crecimiento de plantas vasculares. En este trabajo se estudió la CBS de Lomas Blancas (San Luis), formada por cianobacterias, relacionándola con distintas especies de cactus. Se tomaron siete muestras de suelo, en la rizósfera de especies de cactáceas: Tephrocactus articulatus var. articulatus, Opuntia sulphurea var. sulphurea, Echinopsis leucantha, Cereus aethiops, Tephrocactus articulatus var. oligacanthus, Gymnocalycium schickendantzii, Trichocereus candicans. Se realizaron cultivos con suelo extraído en medio líquido Watanabe (1951). Se colocaron en cámara de cultivo bajo condiciones controladas de temperatura (20º - 30ºC) y fotoperíodo (12 h luz-12 h oscuridad). Se identiﬁcaron cuatro especies correspondientes al género Phormidium, tres a Nostoc, uno a Anabaena, Oscillatoria, Calothrix, Xenococcus, Mastygocladus, Scytonema, y Chroococcus. Oscillatoria animalis aparece asociada a todas las especies de cactáceas excepto para Opuntia sulphurea var. sulphurea, mientras que Nostoc punctiforme solamente con Gymnocalycium schickendantzii. Tephrocactus articulatus var. articulatus, es quien presenta mayor número de cianobacterias asociadas (siete), cuatro de las cuales son ﬁjadoras de nitrógeno. La importancia de estos resultados es que las cianobacterias encontradas mejoran la estabilidad estructural del suelo y son ﬁjadoras de N2. Palabras clave: biodermas, cianobacterias, agregación de suelos, ﬁjación de nitrógeno Abstract The biological soil crust (CBS) isa biotic community formed by the association between cyanobacteria, algae, fungi, lichens, liverworts, mosses and soil particles. It develops inthe surface layers of the soil andis widely distributed indiﬀerent ecosystems. It participates in the nitrogen and carbon cycle, contributing to the increase of phosphorus and potassium and to soil stabil- Marcela Manrique, Maria C. Fernández Belmonte, Cecilia Carosio, Sergio Chiofalo & Maria J. Junqueras ity. It regulates the inﬁltration processand promotes the growthof vascular plants. In this work, the CBS of Lomas Blancas (San Luis) formed by cyanobacteria was studied relating them with diﬀerent species ofcactus. Seven soil samples were taken in the rhizosphere of cactus species: Tephrocactus articulatus var. articulatus, Opuntia sulphurea var.sulphurea, Echinopsis leucantha, Cereus aethiops, Tephrocactus articulatus var. oligacanthus, Gymnocalycium schickendantzii and Trichocereus candicans. Crops with soil extracted in liquid medium Watanabe (1951) were performed. They were placed in a crop chamber under controlled conditions of temperature (20º-30ºC) and photoperiod (12 hs light-12 hs dark). Four species for the genus Phormidium, three for the Nostoc, one for Anabaena, Oscillatoria, Calothrix, Xenococcus, Mastygocladus, Scytonema and Chroococcus were identiﬁed. Oscillatoria animalis appears associated to all cactus species except for Opuntia sulphurea var. sulphurea, while Nostoc punctiforme only with Gymnocalycium schickendantzii, Tephrocactus articulatus var. articulatus presents the largest number (seven) of associated cyanobacteria, four of which are nitrogen ﬁxers. The importance of these results is that cyanobacteria found improve soil structural stability and are N2 ﬁxers. Key Words: biodermas, cyanobacteria, aggregation of soil, nitrogen ﬁxation Introducción La costra biológica del suelo (CBS) es una comunidad biótica formada por la íntima asociación entre partículas de suelo, cianobacterias, algas, hongos, líquenes, hepáticas y brióﬁtos (Belnap y Gardner, 1993; Belnap et al., 2001). La CBS está ampliamente distribuida en muchos tipos de suelo y diversos ecosistemas, si bien predomina en zonas áridas y semiáridas, cumpliendo un rol ecológico importante en la estructura y función de los mismos (Belnap, 2006). Es posible encontrar CBS en ambientes de temperaturas extremas, de escasa pluviosidad, o de abundancia de sales (Hernández Mariné, 1999). Ante un proceso de desertiﬁcación, una de las consecuencias biofísicas a escala local es la pérdida de la costra biológica del suelo (Reynolds et al., 2005). Así mismo, las CBS, son los primeros colonizadores en suelos que hayan sufrido algún tipo de alteración (Veste, 2005). Este conjunto de organismos proporciona un aporte importante de carbono y nitrógeno al suelo, incrementa su estabilidad y lo protege frente a la acción erosiva de la lluvia y el viento (Rivera Aguilar et al., 2004). También modula la inﬁltración y afecta de manera directa a las plantas vasculares y otros organismos. Las microalgas edáﬁcas son componentes generales de las biodermas del suelo, las comunidades algales de suelo están usualmente compuestas por los grupos cianóﬁtas, cloróﬁtas y diatomeas, que habitan en los primeros centímetros del suelo. Las biodermas en las que predominan preferentemente las cianobacterias se caracterizan por presentar color negro u oscuro (Figura 1) (Castillo Monroy y Maestre, 2011). Los ecosistemas áridos y semiáridos se caracterizan por presentar una cobertura vegetal escasa, con zonas carentes de vegetación, con alta entrada de luz e importante costra biológica. En estas situaciones el suelo se encuentra cubierto por costras físicas y costras biológicas. Las costras biológicas del suelo (CBS) particularmente han sido 90 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 1. Bioderma algal en suelo de Lomas Blancas Figure 1. Algae biologic crust in soils of Lomas Blancas nombradas también con otros sinónimos: costra criptogámica, costra microfísica, costra macrobiótica, biodermas algales y tapete microbiano (Rivera Aguilar et al., 2004). En nuestro país se han se han descripto comunidades de CBS en la provincia del Chaco (Halperin et al.,1976), la Patagonia (Bouza, et al., 1993) y San Luis (Fernández Belmonte y Polizzotto, 2006) entre otros. Diversos trabajos indican que una manera concreta de recuperar suelos áridos y semiáridos degradados y de restaurar el sistema ecológico de los mismos se lograría mediante la inoculación de costras biológicas de cianobacterias (Belnap y Gardner, 1993). Acea et al. (2001) experimentaron la inoculación de cianobacterias en suelos incendiados y obtuvieron resultados que indican que se mejora la regeneración de la costra biológica y la restauración de las poblaciones de micro organismos y plantas vasculares. La inoculación de cianobacterias fue probada para la recuperación de las costras biológicas en suelo por Wang et al. (2009). Estos autores comprobaron que esta práctica aumenta el carbono orgánico y el nitrógeno total del suelo, y sugieren que sería una técnica adecuada y eﬁcaz para recuperar las costras biológicas y restaurar el sistema ecológico del suelo. Así también, las experiencias de Nisha, et al. (2007) realizadas en India, concuerdan con las anteriores al demostrar que la inoculación con cepas nativas de cianobacterias en suelos semiáridos permitió mejorar la estabilidad estructural, el estado nutricional y la productividad de la tierra. En el presente trabajo se estudió la costra biológica del suelo del establecimiento Lomas Blancas en la provincia de San Luis (Argentina), especialmente la constituida 91 Marcela Manrique, Maria C. Fernández Belmonte, Cecilia Carosio, Sergio Chiofalo & Maria J. Junqueras por cianobacterias. El propósito de este trabajo fue identiﬁcar los taxa de cianobacteriasque son componente principal de las biodermas, y relacionarlos con distintas especies de cactáceas que allí se encuentran. Material y método El establecimiento Lomas Blancas está ubicado en el Departamento Belgrano, en el noroeste de la provincia de San Luis (Argentina). Abarca una superﬁcie de 6078 ha dedicadas a la ganadería extensiva, situada entre las isohietas de 200 a 300 mm y con una altitud variable de 500 a 1000 m. Los suelos de la zona poseen grandes áreas de peladales y con escasa materia orgánica. Florísticamente la zona está relacionada al Chaco Seco y el Monte, y pertenece al ecotono bosque de quebracho blanco y algarrobo-monte (Anderson et al., 1970). Se tomaron muestras de suelo en los primeros cinco centímetros superﬁciales, en siete sitios. A cada sitio de muestreo se lo denominó con el nombre de la especie de cactus dominante: • Sitio 1: Tephrocactus articulatus var. articulatus • Sitio 2: Opuntia sulphurea var. sulphurea • Sitio 3: Echinopsis leucantha • Sitio 4: Cereus aethiops • Sitio 5: Tephrocactus articulatus var. oligacanthus • Sitio 6: Gymnocalycium schickendantzii • Sitio 7: Trichocereus candicans. Con el material extraído se realizaron cultivos en cajas de Petri, en medio líquido Watanabe (1951), especíﬁco para favorecer el crecimiento de las cianobacterias. Estas muestras se colocaron en cámara de cultivo bajo condiciones controladas de temperatura (20º-30ºC) y fotoperiodo (12 h luz-12 h oscuridad). Se observó en microscopio óptico para determinar los taxa de cianobacterias encontrados, mediante las mediciones de ancho y largo de heterocistos de células vegetativas, de acinetos y de ﬁlamentos. Se tomaron también fotomicrografías. Para la determinación taxonómica se utilizó la siguiente bibliografía especíﬁca, para el grupo Cyanophyta: Desikachary (1959), Anagnostidis y Komárek (1990) y Komárek y Hauer (2012). Resultados Se identiﬁcaron los siguientes taxa de Cyanophyta (Tabla 1). Los siete sitios de muestreo mostraron presencia de cianobacterias, siendo el sitio 1, Tephrocactus articulatus var. articulatus, el que más cantidad de taxa asociados presenta, con siete taxa. Le siguen el sitio 3, Echinopsis leucantha, y el sitio 4, Cereus aethiops, cada uno con seis taxa. El sitio 5, Tephrocactus articulatus var. oligacanthus, presenta cuatro taxa asociados. Con tres taxa se presenta el sitio 2: Opuntia sulphurea, el sitio 6: Gym- 92 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 1.Presencia de cianobacterias para los distintos sitios X X Trichocereus candicans X Gymnocalycium schickendantaii X T. articulatus var. oligacanthus Calothrix sp Cereus aethiops X Echinopsis leucantha Anabaena sp Opuntia sulphurea Sitios Cianobacterias Tephrocactus articulatus var .articulatus Table 1.Presence of cyanobacteria in diﬀerent sites Chroococcus sp X Mastygocladus laminosus Cohn X Nostoc commune Vaucher ex Born. et Flah X N. muscorum Ag. Ex Born. Et Flah X X X X X N. punctiforme (Kütz.) Hariot Oscillatoria animalis Ag. X X Phormidium bohneri Schmidle X P. corium (Ag.) Gom. X P. rubroterricola Gardner X X X X X X P. tenue (Menegh.) Gomont X X X X Scytonema javanicum (Kütz.) Born. Xenococcus sp X X X X X 93 Marcela Manrique, Maria C. Fernández Belmonte, Cecilia Carosio, Sergio Chiofalo & Maria J. Junqueras Figura 2. Oscilatoria animalis Ag. Figure 2. Oscilatoria animalis Ag. Figura 3. Oscillatoria sp. con vaina mucilaginosa rodeando los ﬁlamentos Figure 3. Oscillatoria sp. with mucilagineous around ﬁlaments Figura 4. Nostoc muscorum con heterocistos intercalares Figure 4. Nostoc muscorum with intercalar heterocistes nocalycium schickendantzii, y el sitio 7, Trichocereus candicans. Analizando estos resultados se puede advertir que la especie algal Oscillatoria animalis (Figura 2) es la que se encuentra en mayor número de sitios, seis de un total de siete. Los géneros que aparecen en mayor cantidad de sitios son Oscillatoria (Figura 3) y Anabaena, y son los que contribuyen a la estabilidad estructural del suelo. Nostoc muscorum (Figura 4), una de las especies ﬁjadora de nitrógeno atmosférico en condiciones aeróbicas, aparece en tres sitios (sitios 1, 2 y 3). Los taxa que aparecen sólo en uno de los sitios son Calothrix sp., Nostoc punctiforme, Chroococcus sp, Phormidium corium y Scytonema javanicum. Discusión y conclusión Todas las cianobacterias encontradas e identiﬁcadas son mejoradoras de la estabilidad estructural del suelo. Esta característica se debe a la presencia de una vaina mucilaginosa que rodea los ﬁlamentos algales, la cual está compuesta por una capa de mucopolisacáridos que puede desempeñar un rol signiﬁcativo en la cementación de las partículas del suelo, contribuyendo a la agregación de las mismas. Además, muchas de las cianobacterias encontradas son ﬁjadoras de nitrógeno atmosférico en condiciones 94 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina de aerobiosis. Los polisacáridos exudados por las cianobacterias unen las partículas de suelo entre sí, aumentando el tamaño de los agregados. De esta manera, las costras biológicas del suelo, especialmente las formadas por cianobacterias, son una alternativa a considerar para la restauración de suelos deteriorados por la acción erosiva. El proceso se produce en el interior de células especiales con paredes muy gruesas llamadas heterocistos, diferenciadas tanto morfológica como ﬁsiológicamente. Los heterocistos poseen un alto contenido de enzimas nitrogenasa. Esta estructura es un microambiente anaeróbico para la ﬁjación de N2, que se forma en respuesta a la falta de nitrógeno en el medio. Eldrige y Greene, (1994) y Eldridge, (2000) mencionan que la ﬁjación de nitrógeno a través de las cianobacterias constituye un proceso importante en la economía de este elemento y en la fertilidad de los suelos áridos. Las biodermas algales son un componente biótico autóctono de los suelos áridos y semiáridos de nuestro país, y la importancia de su presencia radica en su función como mejoradores estructurales y la participación en la ﬁjación del nitrógeno, particularmente importante en estos suelos, a partir de la presencia de cianobacterias ﬁlamentosas y secreciones extra celulares capaces de unir las partículas minerales del suelo. (Sotelo et al., 2011). Estos resultados concuerdan con los encontrados por Rogers (1989) en los pastizales semiáridos en el sur de Australia. Los taxa de las cianobacterias encontrados coinciden en algunos casos con los citados para la Reserva Llancanelo, Mendoza, (Fernández Belmonte et al., 2008) y en las Salinas del Bebedero, San Luis (Manrique et al., 2012). La recuperación de suelos degradados en regiones áridas y semiáridas mediante el uso de costras biológicas, especíﬁcamente las constituidas por cianobacterias, fue estudiada por Acea et al. (2001), Nisha et al. (2007) y Wang et al. (2009). Sin embargo la mayoría de las experiencias han sido inoculaciones de costras biológicas realizadas en condiciones experimentales, mientras que las aplicaciones a campo aún no han tenido el éxito deseado. Estos trabajos estarían indicando que la presencia de cianobacterias por inoculación en suelos, y el posterior desarrollo de una costra microbiana son necesarios para mantener la estabilidad, evitar la erosión, la desertiﬁcación y favorecer la regeneración del ecosistema. Los resultados obtenidos en este trabajo abren un camino de investigación en la temática. En nuestro país el estudio de la composición y rol ecológico de las biodermas está en sus inicios. Se requiere más estudio e investigación sobre la inﬂuencia de las costras biológicas del suelo en los ciclos biogeoquímicos, la interacción con otros organismos del ecosistema, considerando sobre todo que son un componente biótico importante de los suelos semiáridos de nuestro país, y teniendo en cuenta la necesidad de manejarlos de manera que se garantice la calidad y la sustentabilidad de los mismos. 95 Marcela Manrique, Maria C. Fernández Belmonte, Cecilia Carosio, Sergio Chiofalo & Maria J. Junqueras Bibliografía ACEA, M.J., N. DIZ, & A. PRIETO-FERNÁNDEZ, 2001. Microbial populations in heated soils inoculated with cyanobactera. Biol. Fertil. Soils 33: 118-125. ANAGNOSTIDIS, K. & J. KOMAREK, 1990. Modern approach to the classiﬁcation system of Cyanophytes Stigonematales. Algological Studies 59: 1-73. BELNAP, J. & J.S. GARDNER, 1993. Soil microstructure in soils of the Colorado Plateau: The role of the cyanobacterium Microcoleus vaginatus. Great Basin Naturalist 53: 40-47. 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Centro Regional Universitario Bariloche, Universidad Nacional del Comahue. 3 anahi.alvarez@facias.uncoma.edu.ar Resumen La ﬂora de las zonas áridas contiene especies adaptadas a vivir con bajas precipitaciones y elevada evapotranspiración. Un factor que puede inﬂuir en la revegetación de sitios desertiﬁcados es la presencia de plantas pioneras con microorganismos asociados a sus raíces que faciliten su colonización. Las bacterias Pseudomonas sp. actúan solubilizando nutrientes que quedan disponibles para las plantas. Los hongos micorrícicos arbusculares (HMA) aumentan la superﬁcie radical, otorgando mayor absorción de nutrientes y agua, además contribuyen en la estructuración del suelo ya que producen una sustancia quelante (glomalina). El objetivo de este trabajo fue determinar bacterias del género Pseudomonas sp. y propágulos de HMA asociados a raíces de ejemplares de Senna arnottiana (Fabaceae) recolectados a campo. Senna arnottiana es una especie nativa, leguminosa y pionera que se distribuye en la provincias de Mendoza, Neuquén y Río Negro. En un área de Payunia, en la reserva Auca Mahuida (Neuquén) se muestreó suelo rizosférico de 10 plantas. Se realizó recuento en placa para bacterias Pseudomonas sp. y se aislaron esporas de HMA mediante el gradiente de sacarosa. Se observó la pre6 sencia de Pseudomonas sp. (1,4 10 UFC/g suelo), esporas de HMA (21,7 esporas/100 g de suelo), con diferentes morfotipos (color, diámetro y ornamentaciones) y presencia de glomalina. Se concluye que S. arnottiana se establece en ambientes áridos degradados asociada a microorganismos rizosféricos de vida libre y simbióticos. El conocimiento de los microorganismos presentes en la rizósfera de plantas nativas puede ser un factor clave para interpretar el establecimiento de plantas, como así también para el desarrollo de herramientas ecotecnológicas. Palabras clave: colonización radical, especies pioneras, facilitación, zonas áridas Anahí S. Álvarez, Adriana E. Rovere & Daniel R. Pérez Abstract The ﬂora from arid areas contains species adapted to living with low precipitation levels and high evapotranspiration. One factor that can inﬂuence the revegetation of areas aﬀected by desertiﬁcation is the presence of pioneer plants which have, associated with their roots, microorganisms that facilitate colonization. The Pseudomonas sp. bacteria solubilize nutrients which are then available to plants. The arbuscular mycorrhizal fungi (HMA) increase root surface, thus promoting greater absorption of nutrients and water, and contributing to the structure of the soil since they produce a chelating substance, glomalin. The objective of this work was to determine the bacteria of the genus Pseudomonas sp. and HMA propagules associated with Senna arnottiana (Fabaceae) specimens collected in the ﬁeld. Senna arnottiana is an indigenous leguminous species, a pioneer found in the provinces of Mendoza, Neuquén and Río Negro. In an area of Payunia, in the Auca Mahuida Reserve (Neuquén), the rhizospheric soil of 10 plants was sampled. A plate count was carried out for Pseudomonas sp. bacteria and HMA spores were isolated 6 using the sucrose gradient. The presence of Pseudomonas sp. (1.4 10 UFC/g soil), HMA spores (21.7 spores/100 g soil), with diﬀerent morphotypes (color, diameter and adornment), and glomalin was observed. It is concluded that S. arnottiana establishes itself in degraded, arid environments associated with free living and symbiotic rhizospheric microorganisms. Knowledge of the microorganisms present in the rhizosphere of indigenous plants can be a key factor in the interpretation of plant establishment, and also in the development of eco-technological tools. Key words: root colonization, pioneer species, facilitate, arid zone Introducción La rizósfera constituye una relación en la superﬁcie de contacto entre raíz y suelo, dinámica, en la cual los microorganismos, las raíces de las plantas y los constituyentes del suelo interactúan. Dicha relación inﬂuye marcadamente en la adaptación y rendimiento de las plantas, debido a que el desarrollo microbiano en dicho entorno puede ayudar al vegetal a adaptarse a situaciones de estrés por déﬁcit de agua, minerales o presencia de patógenos (Bowen y Rovira, 1999). Sin embargo, durante una perturbación, la pérdida de cobertura vegetal generalmente también va acompañada con la pérdida de las propiedades ﬁsicoquímicas y biológicas de los suelos (estructura del suelo, la disponibilidad de nutrientes para las plantas, el contenido de materia orgánica y/o la actividad microbiana) que determinan el establecimiento y productividad de las plantas (Skujins y Allen, 1986; Fajardo et al., 2011). Los microorganismos además de su rol crítico en el ciclo de nutrientes del suelo y en la formación de estructura e interacciones con las plantas, se destacan en su función en relación a la biodiversidad como así también en el restablecimiento funcional de los ecosistemas (Harris, 2010). En restauración ecológica se utiliza comúnmente el concepto de biodiversidad para deﬁnir sus objetivos y evaluar el éxito de su implementación (Mayer, 2006). Para evaluarla se plantean algunos objetivos mensurables como por ejemplo los niveles históricos de biodiversidad, el mantenimiento y/o el aumento de la misma (Young, 2000). Sin embargo, en la mayoría de los trabajos de restauración se consideran las plantas vasculares, siendo pocos los trabajos que abordan la microbiodiversidad (hongos, líquenes, hepáticas, musgos, bacterias) y el rol ecológico que des- 100 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina empeñan como un atributo de los ecosistemas a recuperar (Barrett et al., 2009; Wrigley de Basanta et al., 2010; Rovere y Calabrese, 2011). Cada tipo de microorganismo tiene participación en uno u otro aspecto que hace al restablecimiento funcional del ecosistema degradado, por ejemplo los hongos desempeñan un papel importante en la estabilización de la estructura del suelo y vinculación de partículas minerales envolviéndolas con sus hifas; mientras que las micorrizas mejoran el establecimiento, la supervivencia y el éxito de las plantas (Harris, 2010). Dentro de los hongos, aquellos del Phyllum glomeromycota, pueden establecer asociaciones simbióticas con las raíces de las plantas, asociaciones denominadas micorrizas, las cuales pueden darse con un contacto del hongo por fuera de la raíz (ectomicorrizas), o bien generando un contacto íntimo dentro de las células corticales (micorrizas arbusculares) (Morton y Benny, 1990; Grant y Long, 1991). Especíﬁcamente las micorrizas arbusculares se hallan presente en el 80 % de las especies vegetales, de las cuales la mayoría de las Angiospermas presentan dicha asociación (Ogle y Brown, 1997; Reyes Jaramillo, 2002). Las hifas de los hongos micorrícicos, distribuidas en la zona rizosférica, producen exudados lipoproteícos (glomalina), que mantienen unidas las partículas del suelo, ayudando a la estabilización del mismo (Diem y Dommergues, 1990). Dentro de las bacterias, aquellas de los géneros Rhizobium, Bradyrhizobium, Synorhizobium, Azorhizobium y Mezorhizobium, establecen asociación simbiótica con la mayoría de las especies de leguminosas mediante la formación de nódulos radiculares, cuyo desarrollo permite la transformación del nitrógeno atmosférico a una forma fácilmente absorbible por las plantas (Ferrari y Wall, 2004). A su vez, existen otros géneros de bacterias que pueden realizar la ﬁjación biológica de nitrógeno estando asociadas a las raíces sin producir nódulos, tales como las del género Azospirillum (Huergo et al., 2008), o aquellas de vida libre en la región rizosférica, como es el caso de las del género Pseudomonas (Agaras y Valverde, 2012). En el caso del género Pseudomonas su presencia y abundancia dentro de la biota microbiana de la rizósfera de plantas sanas, sugiere que podría ser ventajosa para la planta huésped (Haas y Defago, 2005; Weller, 2007; Agaras y Valverde, 2012). Asimismo, la presencia y abundancia de Pseudomonas en la rizósfera de plantas procedentes de suelos pobres en nutrientes reviste especial interés, dado que incrementa el nitrógeno disponible para la planta, su biomasa y la de todos los microorganismos asociados (Acuña et al., 2010). Los proyectos de rehabilitación realizados en sitios con suelos severamente degradados implican mayores esfuerzos, dado que generalmente presentan condiciones físicas deﬁcientes y bajos contenidos de nutrientes y materia orgánica (Ferrari y Wall, 2004). Estas condiciones se asocian a la pérdida de estructura física del suelo aumentando el riesgo de erosión, caso en el cual la utilización de plantas se considera una herramienta eﬁcaz para su control (Xueli et al., 2010). Por lo tanto, para rehabilitar suelos degradados es necesario contar con estrategias que brinden acciones tanto mecánicas como biológicas, acción que podría lograrse mediante la incorporación de plantas en forma conjunta con los microorganismos presentes en la zona rizosférica en sus condiciones naturales. En este contexto resulta de interés conocer la comunidad microbiana de especies nativas, a ﬁn de poder incluirlas conjuntamente en ensayos de revegetación, y favorecer el establecimiento y desarrollo de la vegetación. El objetivo de este trabajo ha sido determinar la comunidad microbiana asociada a la rizósfera de Senna arnottiana 101 Anahí S. Álvarez, Adriana E. Rovere & Daniel R. Pérez (Fabaceae) de ejemplares recolectados en campo, en la reserva Auca Mahuida. Como objetivos especíﬁcos se planteó (a) determinar la presencia de bacterias del género Pseudomonas sp. y cuantiﬁcar su abundancia; y (b) determinar esporas de hongos micorrícicos arbusculares y la presencia de glomalina. Material y Método Sitio de estudio La reserva de usos múltiples Auca Mahuida es una reserva natural ubicada al noroeste de la provincia de Neuquén, al sur de la localidad de Rincón de los Sauces (Chébez, 2005). La reserva fue declarada Área Natural Protegida en el año 1996, por el gobierno provincial mediante el Decreto Provincial 1446/96, a ﬁn de proteger una muestra representativa de los ambientes áridos y semiáridos de la Payunia con especies vegetales endémicas y una importante población de Lama guanicoe (guanacos) y elementos de la cultura indígena (Chébez, 2005). Dicha área ha sufrido y actualmente sufre procesos de desertiﬁcación natural y antrópicos que requieren de la urgente intervención del Estado provincial mediante un plan de manejo para recuperar sus ambientes. El sobrepastoreo, como así también la exploración y explotación de hidrocarburos son los principales problemas que afectan a la conservación de la Reserva Auca Mahuida e intensiﬁcan el proceso de desertiﬁcación (Fiori y Zalba, 2000). Esta región está caracterizada como una zona árida con precipitaciones anuales inferiores a los 130 mm (Ferrer et al., 1990), en la cual se da elevado déﬁcit de agua y con valores de evapotranspiración potencial de 700 mm. La temperatura media en la época cálida es de 21,9 °C, mientras que para los meses más fríos es de 5,7 °C. La vegetación de la reserva exhibe a lo largo del gradiente altitudinal comunidades vegetales pertenecientes a tres provincias ﬁtogeográﬁcas: del Monte, Patagónica y Altoandina (Fiori y Zalba, 2000). Los suelos de la reserva están formados por mantos de basaltos, escorias y tobas volcánicas, son sumamente permeables, áridos y escasos en contenido de nitrógeno (Cabrera, 1976). Los datos de los análisis de los suelos del interior de las canteras de la reserva generadas por la extracción de áridos, los cuales se utilizan para estabilizar las explanadas petroleras muestran que los suelos son ligeramente alcalinos (rango de pH 7,72-7,57), no presentan salinidad ni sodicidad (valores de 0,87-1,67 CE mmhos/cm y 0,20-0,56 R.A.S. respectivamente) y son muy pobres en contenido de materia orgánica (0,42-0,66 %) (González y Pérez, 2013). Características de la especie Senna arnottiana (Gillies ex Hook.) H.S. Irwin & Barneby es un arbusto perenne endémico que pertenece a la familia Fabaceae, dentro de la subfamilia Caesalpinioidae, distribuida tanto en Argentina como en Chile. Dicha subfamilia presenta bajos valores de nodulación que varían entre el 25-30 % (Ogle y Brown, 1997). En Argentina S. arnottiana se distribuye entre los 800-2800 m, en las provincias de Mendoza, Neuquén y Río Negro (Zuloaga et al., 2008). En la provincia de Neuquén la especie presenta una amplia distribución dentro de las áreas protegidas, registrándose en 10 de 17 áreas protegidas (Masini et al., 2013). Dentro de la reserva Auca Mahuida, 102 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Senna arnottiana ha sido observada en suelos modiﬁcados como pionera, especialmente al borde de los caminos (González, 2010; Masini, 2011). A su vez, se destaca que presenta altos valores de germinación en condiciones de laboratorio y vivero, buen establecimiento a campo, y desempeña un rol ecológico importante como fuente de alimento para polinizadores y hormigas (Masini et al., 2013). Figura 1. Senna arnottiana (Fabaceae) establecida en una cantera en el área de Payunia, reserva Auca Mahuida, en la Provincia de Neuquén (Foto: Lagos) Figure 1. Senna arnottiana (Fabaceae) stablished in a quarry in Auca Mahuida Reserve, Neuquén (Photo: Lagos) Recolección de muestras y análisis de laboratorio Recolección de muestras de suelo: En el mes de Septiembre de 2011, se seleccionaron 10 plantas de Senna arnottiana establecidas naturalmente dentro de la reserva, y de forma aisladas de otras plantas, a ﬁn de evitar interferencia en la recolección del suelo rizosférico. Para cada planta se tomó una muestra de suelo rizosférico, que se mantuvo identiﬁcada por medio de un rótulo hasta el traslado al laboratorio y a lo largo de todos los análisis microbiológicos. Cada muestra así recolectada, se consideró una muestra independiente. Las muestras de suelo, de aproximadamente 500 g, fueron almacenadas en bolsas de polietileno de 2 milésimas de pulgadas y transportadas al laboratorio en un recipiente aislado y resistente. Se las conservó a una temperatura entre 15 y 25 °C, durante un período de 5 días aproximadamente que transcurrió entre la recolección 103 Anahí S. Álvarez, Adriana E. Rovere & Daniel R. Pérez de las muestras y la realización de los diferentes análisis. Previo al procesamiento, las muestras fueron tamizadas con un tamaño de malla de 2 mm, para eliminar pequeñas piedras, raíces y otros elementos del suelo. Análisis de presencia de Pseudomonas. La presencia y cuantiﬁcación de bacterias del género Pseudomonas sp. se realizó por medio de la Técnica de Recuento en Placa (APHA, 1991). Para este análisis se utilizó un medio de cultivo selectivo para este género, de fórmula comercial, denominado medio Pseudomona P (Britania). Las placas se incubaron a 20 °C durante 7 días. Cumplido el proceso de incubación se procedió a la evaluación del aspecto de las colonias. Para ello se las observó bajo luz UV, ya que algunas Pseudomonas producen pigmentos ﬂuorescentes característicos, las cuales son agrupadas como Pseudomonas ﬂuorescentes. La conﬁrmación del género se realizó mediante coloración de Gram (gram negativas) y prueba de oxidasa (oxidasa positiva). El recuento se realizó considerando los morfotipos de colonias de Pseudomonas, en tanto que los resultados se expresaron en Unidades Formadoras de Colonias (UFC) /g de suelo. Análisis de presencia de esporas y proteínas del suelo rizosférico. Para la determinación de la presencia de esporas de hongos micorrícicos arbusculares (HMA) se realizó la técnica para la extracción de esporas de HMA con el método de centrifugación en gradiente de sacarosa (Sieverding, 1991). Se utilizaron tamices de 100 μm y 53 μm, al material retenido por estos y barrido con agua se le agregó solución de sacarosa a 70 % y se llevó a centrífuga a 2500 rpm durante 10 minutos. Para la selección y extracción de esporas de HMA el material se observó bajo lupa estereoscópica. A continuación, bajo microscopio (40x), se observaron diferentes características morfológicas (color, diámetro, ornamentación) para corroborar su presencia y proceder a su recuento. El crecimiento de las hifas de HMA está involucrado con la producción de proteínas del suelo relacionadas con la glomalina (PSRG). La identiﬁcación de proteínas se realizó mediante el método de extracción usando buﬀer ácido cítrico a pH 7 y 8, autoclavando y posteriormente cuantiﬁcando por el método Bradford (Rosier et al., 2006). El método asume que la gran mayoría de las proteínas se destruyen durante esta fuerte extracción, excepto la glomalina. Resultados En cuanto a la determinación de bacterias del suelo pertenecientes al género Pseudomonas, se identiﬁcó su presencia en el total de las muestras estudiadas. Los análisis microbiológicos de recuento evidenciaron que la comunidad de este género en la rizósfera de Senna arnottiana se encuentra en un promedio de 1,4 106 UFC/g de suelo, siendo el rango de variabilidad de 2,5 104 a 6 106 UFC/g. El recuento de esporas de HMA arrojó valores ubicados en el rango de 9 a 45 esporas en 100 g de suelo, con un valor promedio (error estándar) de 21,7 (3,5) esporas/100 g de suelo. En la observación de las características morfológicas de las esporas aisladas se pudo evidenciar que las esporas corresponderían a géneros diferentes debido a su variación en color y aspecto, no así en tamaño. Se identiﬁcaron dos morfotipos, el morfo- 104 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina tipo 1 se repitió en un 60 % de las esporas aisladas, las cuales presentaban color crema, con una pequeña porción de hifa sostén y con forma globosa; mientras que el 40 % restante de las esporas se clasiﬁcó como morfotipo 2, las cuales presentaban un color rojizo, sin hifa sostén y de aspecto globoso. Se evidenció la presencia de proteínas del suelo relacionadas con la glomalina en el 100 % de las muestras de suelo analizadas. Si bien no se determinó la concentración de glomalina, se observó que existía diferente concentración de glomalina en las diferentes muestras, dado que el número de diluciones realizadas para poder obtener el extracto en algunas muestras fue mucho mayor que en otras, lo que estaría indicando diferencias en la cantidad de esta proteína. Discusión y conclusiones La presencia de bacterias del género Pseudomonas en la rizósfera de Senna arnottiana, una especie leguminosa que no produce nódulos, podría explicar la importancia para poder realizar la ﬁjación de nitrógeno con la colaboración de bacterias de vida libre. Diversos autores mencionan que las plantas ﬁjadoras de nitrógeno suelen ser pioneras en estadíos tempranos de la sucesión (Werner, 1992) y pueden colonizar sitios bajo intenso disturbio (Ferrari y Wall, 2004). En los suelos que se establecen se produce una mayor acumulación de nitrógeno y fósforo debido a la actividad de los microorganismos, mejorando las condiciones del hábitat para el establecimiento de otras especies vegetales (Acosta et al., 1994; Binkley y Giardina, 1997). Acuña et al. (2010) han aislado cepas de Pseudomonas en zonas áridas de la Patagonia, que demostraron tener la capacidad de ﬁjar nitrógeno de forma asimbiótica, dado que presentan un gen codiﬁcante para la síntesis de la enzima nitrogenasa. Esto evidenciaría la función del género Pseudomonas en la rizósfera de especies pioneras o tempranas en la sucesión en suelos degradados que otorgarían al suelo las condiciones necesarias para el posterior establecimiento de especies vegetales con mayores exigencias nutricionales. El género Pseudomonas también posee la capacidad de producir y secretar una variedad de compuestos químicos y enzimas que controlarían la población de microorganismos patógenos o competidores en la rizósfera de la planta hospedadora, siendo la expresión de los genes relacionados al biocontrol regulada por señales celulares y ambientales (Haas y Keel, 2003; Pucci et al., 2004). Por otro lado, el rol de las micorrizas es muy importante en la nutrición de leguminosas en los suelos deﬁcitarios en fósforo (Rubio et al., 2003). Con respecto a la interacción de la simbiosis de las micorrizas y de las bacterias ﬁjadoras de nitrógeno, se han citado varios casos de efectos sinérgicos en el crecimiento de la planta hospedadora, dado que la micorrización mejoraría la asimilación del fósforo complementando la demanda por ese elemento que genera la ﬁjación de nitrógeno (Chang et al., 1986; Gardezi et al., 1990; Desmont, 1995; Ferrari y Wall, 2004). La identiﬁcación de esporas de HMA en la rizósfera de S. arnottiana, presentada en este trabajo indica la potencialidad de micorrización de esta especie. Se ha descrito que la identiﬁcación de HMA basada en la morfología de esporas, 105 Anahí S. Álvarez, Adriana E. Rovere & Daniel R. Pérez tiene un uso limitado en los entornos ecológicos dado que la baja diversidad morfológica de las esporas puede no reﬂejar su diversidad ﬁsiológica y genética (Ferrol et al. 2004). Resaltando en este último aspecto, que futuros estudios deberían enfocarse más en la identiﬁcación molecular de las esporas aisladas. A su vez, el hallazgo de la sustancia glomalina en las muestras analizadas podría indicar que existe actividad fúngica, presencia de hifas activas de HMA, en la rizósfera de S. arnottiana. La glomalina representa un aporte de materia orgánica para otros organismos de la rizósfera, siendo además una contribución en la adherencia entre las partículas del suelo y retención de la humedad, lo que mejoraría el establecimiento de las plantas en el suelo degradado, generando paulatinamente condiciones positivas para la colonización de otras especies más tardías en la sucesión. El conjunto de acciones de estos microorganismos rizosféricos mencionados ayudan a la planta en las respuestas de estrés a los factores abióticos y nutricionales, ya que los microorganismos tienen una mayor capacidad de adaptación de sus procesos biológicos a las condiciones ambientales adversas. Los microorganismos rizosféricos son fundamentales en la promoción del crecimiento vegetal, sobre todo en sitios degradados, ya que entre otras funciones dejan a disposición de las plantas los nutrientes en las formas asimilables, ayudan a la obtención del agua, la protección contra patógenos y sintetizan sustancias que estimulan del crecimiento (Álvarez et al., 2013). La mayoría de los trabajos sobre rehabilitación realizados en zonas áridas o semiáridas a nivel mundial evalúan técnicas de reproducción y reintroducción de plantas útiles para la sociedad, aspectos metodológicos y técnicos para mejorar su establecimiento (Rovere y Masini, 2013). En este contexto el presente trabajo brinda conocimiento acerca de la relación simbiótica entre microorganismos rizosféricos y una especie pionera, un aspecto clave a considerar en la reintroducción de especies en trabajos de restauración, que contribuyen a recuperar la funcionalidad ecosistema. Agradecimientos Estudios ﬁnanciados por Proyecto de Investigación 04/U014. Facultad de Ciencias del Ambiente (FACIAS) y la Salud y Laboratorio de Rehabilitación y Restauración de Ecosistemas Áridos y Semiáridos (LARREA). Bibliografía ACOSTA, M., L. OLIVA & A. ABRIL, 1994. Colección de rhizobios de Prosopis arbóreos en la zona semiárida de la Provincia de Córdoba (Argentina). Ciencias del Suelo 12: 38-40. ACUÑA, A.J., G.N. PUCCI & O.H. PUCCI, 2010. Caracterización de tres cepas bacterianas capaces de ﬁjar nitrógeno y biodegradar hidrocarburos aisladas de un suelo de la Patagonia. Ecosistemas 19 (2): 125-136. 106 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina AGARAS, B. & C. 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St. Louis, Missouri, U.S.A. 110 Micorrizas arbusculares y endófitos septados oscuros en la revegetación de escombreras en la mina Bajo de La Alumbrera Arbuscular mycorrhizal and endophytes fungi septate in the revegetation of rubble in the Bajo la Alumbrera mining Sebastián Fracchia1, Mariano Cony2, Jesús Páez2, Cristina Carrizo3 & Gonzalo Padilla3 CRILAR-CONICET, Anillaco, La Rioja; 2IADIZA-CONICET, Mendoza YMAD-UTE- GLENCORE / sebafrac@yahoo.com.ar 1 3 Resumen En el marco del programa de revegetación de áreas disturbadas por minería en La Alumbrera, Catamarca, se evaluó el sistema de producción de plántulas y los sustratos utilizados para comprobar la presencia de distintos endóﬁtos radicales. Se analizó la densidad de propágulos infectivos por el método del Número Más Probable y la cuantiﬁcación de la colonización de distintos morfotipos fúngicos en las tres especies autóctonas utilizadas (Zuccagnia punctata, Senna rigida, Pappophorum caespitosum). El sustrato proveniente del horizonte superﬁcial de un suelo aluvial con cobertura vegetal, aportó propágulos infectivos de hongos micorrícico-arbusculares y endóﬁtos septados oscuros. Las raíces de las tres especies se colonizaron con valores que promediaron alrededor del 30% de colonización para ambos simbiontes. Se discute el protocolo seguido para confección de plántulas y las micorrizas asociadas. Palabras clave: revegetación, minería, micorrizas Abstract Whithin the framework of arevegetation program carried out in areas disturbed by mining activities (La Alumbrera-Catamarca), we evaluated the presence of root endophytes in these edling production system. We analysed the density of infective fungal propagules using the Most Probable Number method in four substrates used for plant production. One substrate that was obtained from the surface horizon of an alluvial soil carried infective propagules of arbuscular mycorrhizal and dark septate endophytic fungi. In the native plant species selected for revegetation (Zuccagnia punctata, Senna rigida and Pappophorum caespitosum), we observed root colonization by both fungal morphotypes:arbuscularmycorrhizal fungi and dark septate endophytes. The roots of the three plant species were eﬀectively colonized, reaching mean values at around 30% for both mycobionts. We discuss on the seedling production system related to the associated mycorrhizal fungi. Key words: revegetation, mining, mycorrhiza Sebastián Fracchia, Mariano Cony, Jesús Páez, Cristina Carrizo & Gonzalo Padilla Introducción Distintas comunidades de hongos se desarrollan en el rizoplano y/o rizósfera de las plantas, conformando un ecosistema único con implicancias para el crecimiento del vegetal (Newman et al., 1985). Una multiplicidad de especies fúngicas de este ecosistema, de grupos taxonómicos diversos, tienen además la capacidad de colonizar el espacio intrarradical de las plantas estableciendo algún tipo de simbiosis (Linderman, 1988). Esta simbiosis puede ser de carácter parasítica, comensalista o mutualista entre ambos simbiontes. Una de las relaciones simbióticas más comunes es la simbiosis micorrícicoarbuscular (MA), presente en la mayoría de los ecosistemas terrestres y conformada exclusivamente por hongos del taxón Glomeromycota y cerca del 80% de las especies vegetales (Brundrett, 2002). Otro tipo de asociación micorrícica ampliamente distribuida es la que conforma un grupo poliﬁlético de hongos denominados genéricamente Endóﬁtos Septados Oscuros (ESO) y las raíces de la mayoría de las plantas (Jumpponen, 2001). En ambos casos están documentados efectos benéﬁcos de estas asociaciones sobre el desarrollo del vegetal, así como se ha demostrado su importancia en el funcionamiento y estructura de los ecosistemas terrestres (Riling, 2004). Efectos como mayor eﬁciencia en la nutrición, la fotosíntesis, reproducción y sobre todo mitigación a condiciones de estrés biótico/abiótico han sido bien documentadas en diversas investigaciones (Bolan, 1991; Brundrett, 2002). La utilización de hongos simbiontes, mayormente hongos MA, como bioinoculantes para maximizar programas de revegetación de áreas degradadas lleva más de dos décadas desde su inicio experimental (Miller y Jastrow, 1992; Claassen y Zasoski, 1993). Ensayos exitosos de aplicación de estos microorganismos se han citado para la recuperación de la cobertura vegetal en suelos contaminados, erosionados por distintos factores o modiﬁcados por la actividad agrícola-ganadera intensa (Salamanca et al., 1992; Handa y Jeﬀeries, 2000; Roy et al., 2007). La actividad minera también ha puesto el foco en el uso de micorrizas como una herramienta para recuperar grandes áreas modiﬁcadas y contaminadas, apuntando a maximizar la revegetación y control de la erosión eólica de los suelos (Sheoran et al., 2010). Experiencias en distintos países han demostrado la importancia de estos bioinoculantes en la recuperación efectiva de suelos degradadas por la actividad minera (Gaur y Adholeya, 2004; Chen et al., 2007). Sin embargo, en el ámbito nacional son escasas las experiencias en este sentido y no hay registro bibliográﬁco sobre recuperación de escombreras en minas ubicadas en zonas áridas. El objetivo general de este trabajo fue evaluar la presencia de hongos MA y ESO en el sistema de producción y trasplante de especies autóctonas para revegetación de escombreras en una mina de cobre en Catamarca (Mina Bajo de La Alumbrera). Como objetivos especíﬁcos se planteó: 1) número más probable (NMP) de propágulos fúngicos infectivos en los sustratos utilizados para la producción de plántulas que conforman la cobertura superior de las escombreras, 2) colonización fúngica radical de plantas en maceta, y 3) colonización fúngica radical de las plantas a los 2-3 años de trasplante. 112 Restauración Ecológica de la Diagonal Árida de la Argentina Material y método Áreas de revegetación: escombreras Las escombreras son acumulaciones rocosas de material extraído de la mina sin valor económico. Estos depósitos constituyen verdaderos cerros que ocupan importantes superﬁcies de aproximadamente 10 ha con alturas de bancos de hasta 50 m. El material de las escombreras tiene niveles de pH cercanos a 3 cuando el mismo esta oxidado, lo que hace que sea un sustrato tóxico para el establecimiento de una cobertura vegetal autóctona. Por este motivo se realiza una cobertura de 1 a 2 m de espesor, en superﬁcies planas, con material inerte extraído de la mina y constituido por dos tipos de rocas volcánicas de composición intermedia, compuestas esencialmente por plagioclasas, biotita y cuarzo, con reacción neutra (pH 7), denominados como “barren core” (BC) y “epidoto-clorita” (EC). Sistema de producción de plántulas y trasplante De 8 especies autóctonas seleccionadas para el programa de revegetación, tres fueronutilizadas para realizar los estudios de hongos MA y ESO: Senna rigida, Zuccagnia punctata (fabáceas) y Pappophorum caespitosum (gramínea). Las plántulas se obtuvieron a partir de semillas utilizando macetas plásticas ﬂexibles de 500 ml. Como sustrato se utilizó un 85% de material aluvial (A) con antecedentes de cobertura vegetal autóctona y proveniente de zonas cercanas a la mina, y un 15% de vermicompost (V) producido en las instalaciones de la mina con residuos orgánicos del comedor de la misma. Luego de 7-8 meses de crecimiento, las plantas fueron trasplantadas directamente a las escombreras, sobre la cobertura de los sustratos BC y EC. Número más probable Para el análisis del número de propágulos fúngicos infectivos presentes en los sustratos utilizados se siguió el bioensayo de diluciones de sustrato adaptado por Sieverding (1990) para hongos MA, utilizando plantas de Medicago sativa como hospedante. Se evaluó en las mismas muestras y por el mismo procedimiento la densidad de propágulos infectivos de ESO. Los sustratos fueron aquellos utilizados para la producción de las plántulas para revegetación en el vivero, realizando un bioensayo independiente para cada uno de ellos. La fórmula para determinar el NMP de propágulos fue: log Ω = x .log a – K. Donde: Ω = nro. de propágulos infectivos, expresado por 100 gr de sustrato seco. Colonización radical Para la visualización y cuantiﬁcación de la micorrización se siguió el método de tinción desarrollado por Philips y Hayman (1970) y cuantiﬁcación por cuadrícula de Giovannetti y Mosse (1980). De esta manera se determinaron los morfotipos fúngicos dentro de las raíces (MA-ESO) y se cuantiﬁcó el porcentaje de raíz colonizada por cada uno de éstos. Estas mediciones se realizaron para las 3 especies de plantas utilizadas en revegetación, evaluándose tanto para plantines en maceta como para plantas ya trasplantadas al sitio de revegetación. Se analizó el porcentaje de colonización en 4 individuos de cada especie para cada caso. 113 Sebastián Fracchia, Mariano Cony, Jesús Páez, Cristina Carrizo & Gonzalo Padilla Resultados Número más probable En la Tabla 1 se muestran los resultados del bioensayo NMP. El único sustrato con propágulos infectivos de hongos MA fue el A, siendo la colonización de tipo arum en todos los casos y con formación de arbúsculos. En los sustratos V y A se observó también colonización fúngica por parte de hongos septados oscuros en el parénquima cortical. Sin embargo los morfotipos que colonizaron las raíces de M. sativa fueron claramente diferentes entre los sustratos. En los restantes sustratos provenientes de la profundidad de la mina (BC y EC) no se observó colonización fúngica de ningún tipo. Tabla 1. Número de propágulos fúngicos infectivos en 4 sustratos Table 1. Number of infective fungal propagules in 4 substrates Nro. Propágulos/100gr sustrato seco Sustrato MA ESO V - 26 A 55 93 BC - - EC - - Colonización radical Las tres especies vegetales seleccionadas son hospedantes de hongos MA y ESO. En todos los casos se observaron morfotipos de los dos grupos colonizando las raíces, tanto de plantas en maceta como aquellas creciendo en las parcelas de revegetación (Tabla 2). Si bien no se discriminó en la evaluación la presencia de las distintas estructuras fúngicas, en todos los casos positivos para hongos MA se observó presencia de vesículas y arbúsculos (MA) e hifas y microesclerocios en la colonización por ESO. En la Figura 1 se observa una raíz de Z. punctata colonizada por hongos MA con presencia de arbúsculos y vesículas; en la Figura 2 hifas de hongos MA y microesclerocios de ESO en raíces de S. rigida. Las raíces de la gramínea P. caespitosum fueron las que presentaron mayores niveles de colonización de ambos micobiontes tanto para plantas de maceta como aquellas trasplantadas al sitio degradado. Tabla 2. Porcentaje de colonización fúngica (%±DS) Table 2. Percentage of fungal colonization (%±DS) Especie macetas (8 meses) campo (2-3 años) % colonización % colonización MA ESO MA ESO Senna rigida 20,3±8,4 16,1±3,4 38,0±10,9 41,2±26,7 Zuccagnia punctata 45,8±16,0 21,5±6,6 42,2±18,8 17,2±3,8 Pappophorum caespitosum 36,2±14,7 53,8±9,1 52,3±20,6 43,5±15,9 114 Restauración Ecológica de la Diagonal Árida de la Argentina Figura 1. Vesículas, hifas y arbúsculos en raíces teñidas de Z. punctata Figure 1. Vesicles, hyfes and arbuscles in tinted roots of Z. punctata Figura 2. Micro esclerociose hifas de ESO e hifas de hongos MA en raíces teñidas de S. rigida Figure 2. Micro escleriociose hyfas of ESO and fungal MA hyfain tinted roots of S. ririda Discusión Jeﬀries y Dodds (1996) han planteado un esquema racional para la aplicación o no de bioinoculantes micorrícicos en programas de revegetación de suelos degradados, teniendo en cuenta principalmente la presencia/ausencia, densidad y efectividad de propágulos nativos de hongos simbiontes en el área problema. Está claro en este contexto, que la utilización de un sustrato aluvial con registro de cobertura vegetal y una densidad aceptable de propágulos fúngicos infectivos, permiten una buena inoculación de las especies utilizadas en el programa de revegetación de la mina La Alumbrera. Siguiendo este protocolo se obtuvieron plántulas de las tres especies colonizadas por ambos tipos de micobiontes con porcentajes promedio alrededor del 30%. Luego de 2-3 años las plantas se desarrollaron normalmente en el área degradada y la colonización radical fúngica siguió en valores similares a los que se observan para esas especies en su ámbito natural (observación personal). Se ha hecho incapié en distintos programas de revegetación, tener en cuenta principalmente la ﬂora micorrícica nativa. Bioinoculantes exóticos pueden no ser efectivos en condiciones edafoclimáticas adversas, además de plantear problemas de competencia con la ﬂora autóctonaa largo plazo (Estaún et al., 1997). Las condiciones edafológicas (oligotrofía, textura arenosa, muy baja humedad) y climáticas (precipitaciones <500 mm, temperatura estival >40ºC) en la zona de revegetación, son barreras que las especies vegetales seleccionadas deben sortear para su desarrollo. Se ha puesto en duda el beneﬁcio de la simbiosis MA en condiciones extremas, donde estos hongos suelen no estar presentes y predominan morfotipos de ESO (Silvani et al., 2013). Sin embargo las especies vegetales trasplantadas en el área degradada presentaron buenos niveles de colonización, al igual que ejemplares que crecen naturalmente en el entorno; evidencias que sugieren que el establecimiento de 115 Sebastián Fracchia, Mariano Cony, Jesús Páez, Cristina Carrizo & Gonzalo Padilla estas simbiosis cumplen un rol importante para sortear las condiciones extremas del ambiente. Ensayos de efectividad de plantas con y sin endóﬁtos radicales nativos (MA y ESO) en las escombreras serían pertinentes para poder dilucidar en profundidad el rol que cada tipo de micobionte tiene sobre las tres especies de plantas utilizadas en el programa de revegetación. Bibliografía BOLAN, N.S., 1991. A critical review on the role of mycorrhizal fungi in the uptake of phosphorus by plants. Plant and Soil 134: 189-207. BRUNDRETT, M.C., 2002. Coevolution of roots and mycorrhizas of land plants. New Phytologist 154: 275-304. CHEN, B.D., Y.G. ZHU, J. DUAN, X.Y. XIAO & S.E. SMITH, 2007. 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Journal of Applied Ecology 37: 944-958. JEFFRIES, P. & J.C. DODDS, 1996. Functional ecology of mycorrhizal fungi in sustainable soil-plant systems. In: Azcon-Aguilar, C; Barea J.M. (Eds.) Mycorrhizas in integrated systems from genes to plant development. European Commission Report, Brussels. LINDERMAN, R.G., 1988. Mycorrhizal interactions with the rhizosphere microﬂora: the mycorrhizosphere eﬀect. Phytopathology 78: 366-371. MILLER, R.M. & J.D. JASTROW, 1992. The application of VA mycorrhizae to ecosystem restoration and reclamation. En: Mycorrhizal Functioning an Integrative PlantFungal Process: 488-517. NEWMAN, E.I., A.H. FITTER, D. ATKINSON, D.J. READ & M.B. USHER, 1985. The rhizosphere: carbon sources and microbial populations. In: Ecological interactions in soil: plants, microbes and animals. Blackwell Scientiﬁc Publications. 116 Restauración Ecológica de la Diagonal Árida de la Argentina PHILLIPS, J.M. & D.S. HAYMAN, 1970. 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RODRÍGUEA, G. CISNEROS, A. GODEAS, A. ARANDA & S. FRACCHIA, 2013. Fungal root colonization of Puccinellia frigida (Phil.) Johnston, a dominant grass species inhabiting the margins of high-altitude hypersaline Andean wetlands. Aquatic Botany 108: 26-32. 117 Sección III. Suelo y Erosión Resiliencia de los suelos de la diagonal árida-semiárida de Argentina: implicancias para la restauración y el manejo sustentable Soil resilience into arid-semiarid diagonal of Argentina: implications for restoration and the sustainable management Laura Noe1,2 & Adriana Abril1 Microbiología Agrícola, Facultad Ciencias Agropecuarias, Universidad Nacional de Córdoba, Córdoba. 1 2 Centro de Investigaciones Cientíﬁcas y Transferencia de Tecnología a la Producción, CICyTTP - CONICET, Diamante, Entre Ríos. lauranoe@cicyttp.org.ar Resumen Se presenta una evaluación de la resiliencia de suelos productivos de la diagonal áridasemiárida de Argentina a través del contenido de materia orgánica total y humiﬁcada, con la ﬁnalidad de incorporar una herramienta operativa que permita establecer pautas de restauración y manejo sustentable para la región. Se procesaron los datos (514 casos) obtenidos en tres eco-regiones (Chaco Semiárido, Chaco Árido y Monte) que incluyen: a) sitios dentro de Reservas Provinciales (condiciones originales); b) sitios sobrepastoreados (situación productiva previa al avance de la frontera agropecuaria); y c) sitios con ganadería y agricultura empresarial. Los resultados indican que: a) los suelos sobrepastoreados perdieron en gran medida su capacidad de resiliencia en todas las eco-regiones; b) la ganadería empresarial previo desmonte total o selectivo requiere de un adecuado manejo para no provocar mayor degradación que los sistemas de subsistencia; c) la agricultura empresarial puede recuperar la capacidad de resiliencia de los suelos sobrepastoreados siempre que las prácticas de manejo tiendan al aumento de la materia orgánica estable. Se formulan recomendaciones prácticas para la restauración y el manejo sustentable para cada situación productiva. Palabras clave: ácidos húmicos, agricultura extensiva, ganadería, materia orgánica Abstract We evaluated the productive soil’s resilience in the arid-semiarid diagonal of Argentina by means of total and humiﬁed soil organic matter contents, with the objective of incorporate an operational tool for local sustainable management practices and soil restoration criteria. Data (514 cases) obtained in three eco-regions (Semiarid Chaco, Arid Chaco, and Monte) were analyzed, which included: a) Reserve sites (original conditions); b) overgrazing sites (productive situations prior to the advance of the agricultural frontier); and c) entrepreneurial livestock and agriculture sites. Laura Noe & Adriana Abril The results indicate that: a) in all eco-regions, overgrazed soils have loosed soil resilience capacity; b) the entrepreneurial livestock systems, with total and selective clearings, requires of proper management practices, because they may cause an even major soil degradation than subsistence grazing systems; c) the implementation of entrepreneurial agricultural systems could recover soil resilience capacity of overgrazed soils, with practices tending to increase stable soil organic matter. Some restoration and sustainable management criteria are suggested according to each particular situation. Key words: organic matter, grazing, humic acids, extensive agriculture Introducción En los últimos años la frontera agropecuaria de Argentina ha avanzado hacia zonas marginales poniendo en producción bosques secos que por muchos años fueron sistemas de subsistencia para la población local (tala y ganadería extensiva con sobrepastoreo, Karlin et al., 2013). Por tales motivos, en la actualidad son escasos los sectores de las regiones marginales que conservan su bosque original, excepto algunas Reservas Provinciales, que generalmente mantienen la ganadería en mayor o menor medida (Abril y Noé, 2007a; Montenegro et al., 2007; Abril et al., 2009; Carrera et al., 2009; Guevara et al., 2009). La transformación de grandes superﬁcies de bosques secos sobrepastoreados a sistemas empresariales agrícolas-ganaderos, implica el desmonte total o selectivo (dejando los arboles de mayor porte) y la implantación de cultivos extensivos en secano (para grano o forraje) o intensivos bajo riego (Karlin et al., 2013; Vázquez et al., 2013). Es ampliamente conocido que las modiﬁcaciones por el uso productivo provocan fuertes cambios en los procesos biológicos de los suelos (como por ejemplo la degradación y re-síntesis de materia orgánica), comprometiendo la productividad y conservación de la fertilidad (Roper y Ophel-Keller, 1998; Abril, 2003; Gregory et al., 2009; Sá et al., 2014). Por lo que el conocimiento y evaluación de los procesos biológicos del suelo es fundamental para la determinación del impacto de las diferentes prácticas productivas (Arshad y Martin, 2002). Sin embargo, los suelos responden de manera diferente al impacto productivo dependiendo de su capacidad de resiliencia (entendiendo por resiliencia a la posibilidad de retornar a su estado original después de una perturbación) (Rosanov, 1994; Seybold et al., 1999; López et al., 2013; Sá et al., 2014). La capacidad de resiliencia de un suelo varía según las características geomorfológicas y climáticas de cada región (Rozanov, 1994; Beeby, 1995; Seybold et al., 1999; López et al., 2013; Sá et al., 2014). Factores como la intensidad y periodicidad de las precipitaciones, la textura y el contenido de materia orgánica (MO) de los suelos son señalados como aspectos clave de la resiliencia (Seybold et al., 1999). De acuerdo a Seybold et al. (1999), la capacidad de resiliencia de los suelos se puede evaluar mediante dos propiedades: la tasa y el grado de recuperación, los cuales representan el tiempo y la magnitud de recuperación, respectivamente. Si bien la resiliencia debe evaluarse incluyendo numerosos componentes bióticos y abióticos, los pro- 122 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina cesos microbianos del suelo integran características estructurales (físicas y químicas) y dinámicas (actividad microbiana), por lo que constituyen una importante herramienta de evaluación de la resiliencia (Beeby, 1995). Además, algunos autores han propuesto el uso de clases y umbrales de resiliencia basados en la magnitud de la variación de distintos parámetros respecto a un testigo no disturbado, los cuales resultan ser de gran utilidad para deﬁnir y monitorear practicas de manejo sustentable y establecer la posibilidad de recuperación de suelos degradados (Lal, 1997; Sá et al., 2014). La MO es uno de los parámetros más analizados debido a que reﬂeja de manera global las condiciones de fertilidad de los suelos (capacidad de retención de agua, aireación, reserva de C y nutrientes, etc.) (Lal, 1997; Ghani et al., 2003; Abril y Noe, 2007a; Vityakon, 2007; Duval et al., 2013). Sin embargo, como la MO posee diferentes componentes, derivados de la actividad microbiana, el análisis de dichos componentes permite una mejor caracterización de la dinámica funcional del suelo. Hay dos componentes principales de la MO: a) la fracción no humiﬁcada de bajo peso molecular (originada por descomposición de restos orgánicos), que es fácilmente metabolizada por los microorganismos y susceptible a lixiviación y escorrentía (Ghani et al., 2003), y b) una fracción humiﬁcada de alto peso molecular (originada por la repolimerización de residuos de la MO no humiﬁcada), que es altamente resistente a la degradación microbiana y está ligada a la fracción mineral del suelo, por lo que se la considera MO estable (Bardy et al., 2008; Marinari et al., 2010; Prentice y Webb, 2010; Abril et al., 2013a; Guimarães et al., 2013; Vázquez et al., 2013). La proporción de ambos componentes de la MO es altamente variable y depende principalmente de las condiciones ambientales (climáticas y de manejo). Por ejemplo, en las regiones áridas-semiáridas de Argentina, la conjunción de lluvias y elevadas temperaturas en verano favorecen la lixiviación y la actividad microbiana, provocando pérdidas estacionales de la MO no humiﬁcada (Maestre y Cortina, 2003; Abril y Noe, 2007b). Contrariamente, el laboreo, al incorporar los restos vegetales al suelo aumenta considerablemente la MO no humiﬁcada (Thomas et al., 2006, Abril et al., 2014). Por tales motivos, cobra especial relevancia la evaluación de la resiliencia de la fracción humiﬁcada ya que al ser estable no presenta mayor variabilidad reﬂejando más certeramente las condiciones reales del suelo (Blanco-Canqui y Lal, 2009; Leng et al., 2009). Hace más de 20 años que el grupo de investigación de Microbiología Agrícola (Facultad de Ciencias Agropecuarias, Universidad Nacional de Córdoba), estudia la dinámica de la MO y sus fracciones en los principales sistemas productivos de la región árida-semiárida del centro-oeste de Argentina, por lo cual se dispone de un elevado número de datos para analizar la resiliencia de esos suelos. La metodología de “metanálisis” es una herramienta muy útil que permite obtener un patrón a partir de datos múltiples. Estos análisis se basan en comparaciones respecto a testigos y no en el análisis de valores absolutos (Gurevitch y Hedge, 1999). De esta manera se elimina la variabilidad proveniente de las diferentes fechas, cultivos, zonas, etc. El objetivo de este trabajo fue realizar una evaluación de la resiliencia de suelos productivos de la diagonal árida-semiárida a través del contenido de MO total y humiﬁcada, con la ﬁnalidad de incorporar una herramienta operativa que permita establecer pautas de restauración y manejo sustentable para la región. 123 Laura Noe & Adriana Abril Material y Método Se procesaron datos de contenido de MO (514 casos) obtenidos en los últimos 16 años por el equipo de investigación de Microbiología Agrícola. Los datos corresponden a la diagonal árida-semiárida del centro-oeste de Argentina que incluye tres eco-regiones claramente delimitadas: Chaco Semiárido, Chaco Árido y Monte. El Chaco Semiárido es un ecosistema de bosque xeróﬁto subtropical donde los árboles dominantes son Schinopsis quebracho-colorado (quebracho colorado) y Aspidosperma quebracho-blanco (quebracho blanco) con un denso estrato arbustivo (3-4 m de alto) dominado por especies de Acacia, Mimosa, Prosopis, y Celtis, y una cubierta del suelo de pastos y cactáceas (Bucher, 1982). El clima del Chaco Semiárido es subtropical cálido, con precipitaciones concentradas en el verano y una estación seca con balance de agua negativo que provoca déﬁcit de agua en el perﬁl del suelo (Tabla 1). Los suelos son profundos de origen eólico y ﬂuvial, de textura franca, neutros no salinos ni sódicos y con alto contenido de materia orgánica (Abril y Bucher, 1999). El Chaco Árido es un bosque chaqueño marginal donde los árboles dominantes Aspidosperma quebracho-blanco y Prosopis ﬂexuosa son de escaso porte y con un abundante el estrato arbustivo de 2 a 3 m de altura, dominado por especies de Larrea, Celtis, Mimozyganthus y Acacia. En los lugares abiertos, el suelo se cubre de un estrato herbáceo donde predominan gramíneas perennes de crecimiento estival como Trichloris crinita, Gouinia paraguayensis, Setaria spp. y Pappophorum spp. (Cabido et al., 1993). El clima es subtropical seco, con precipitaciones concentrados en el verano y una estación seca más larga y con mayor déﬁcit hídrico que el Chaco Semiárido (Tabla 1). Los suelos son de origen aluvial de pH neutro, textura franco arenosa, no salinos ni sódicos y con un moderado contenido de materia orgánica (Abril et al., 2005a). Tabla 1. Características climáticas de las tres eco-regiones de la diagonal árida semiárida de centro-oeste de Argentina Table 1. Climatic characteristics of three eco-regions into arid-semiarid belt of center-west Argentina Chaco Semiárido Chaco Árido Monte Precipitación anual 500-700 mm 400-500 mm 100-300 mm Meses sin precipitaciones Abril-setiembre Abril-diciembre --- Temperatura media máxima 28ºC 24ºC 23ºC Temperatura media mínima 16ºC 10ºC 7ºC El Monte es un ecosistema caracterizado por ser un extenso arbustal dominado por Larrea spp, intercalado con algunos árboles de Prosopis ﬂexuosa (Cabrera, 1976). El estrato herbáceo está constituido por pastos perennes de crecimiento estival como Pappophorum caespitosum, Digitaria californica, Trichloris crinita, Aristida mendocina, y Sporobolus cryptandrus. El clima del Monte es templado y seco con un régimen de precipitaciones con mu- 124 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 2. Descripción y contenidos de materia orgánica y ácidos húmicos (media, mínimo y máximo) de sitios de reserva, sobrepastoreados y con producción empresarial en las tres eco-regiones de la diagonal árida-semiárida de centro-oeste de Argentina. MOt: materia orgánica total; AH: ácidos húmicos; s/d: sin dato.*: tiempo de explotación; #: tiempo de transformación de sobrepastoreo a producción empresarial Table 2. Description and organic matter and humic acids contents (mean, minimum and maximum) in sites of reserve, overgrazing and with enterprise production. MOt: total organic matter; AH: humic acids; s/d: without data. *: time of explotation; #: time of overgrazing to enterprise production transformation Descripción n MOt (g kg-1) AH Referencias (g kg-1) Bosque de quebracho blanco y colorado 11 55,1 (46,4-67,1) s/d Vacas y cabra sin manejo 7 8.6 (6,9-10,3) s/d Desmonte total/ siembra de pastura 5 24.1 (20,6-25,8) s/d Monocultivo (Ae-m) Desmonte total/ laboreo convencional/secano 22 18,9 (15,5-24,1) s/d Rotación soja/ maíz (Ae-r) Desmonte total siembra directa secano 7 39,6 (31,0-43,1) s/d Reserva Chancaní (Re) Bosque de quebracho blanco y algarrobo 20 45,4 5,8 Abril y Noe (2007a) (29,6-62,5) (0,6-20,6) Carranza et Sobrepastoreo (Sp) (60 años)* Vacas, cabras y ovejas/ sin manejo 33 29,3 (13,7-48,1) Chaco Semiárido Reserva Los Colorados (Re) Sobrepastoreo (Sp) (50 años)* Abril y Bucher (1999) Abril (2003) Abril y Noe (2007a) Producción Empresarial (15 años)# Ganadería (Ge) Agricultura (Ae) Chaco Árido al. (2012) 3,1 Noe et al. (2012) (0,4-7,6) Abril et al. (2013) ProducciónEmpresarial (6 años)# Vázquez et al. (2013 Ganadería (Ge) Desmonte total y selectivo siembra de pastura 45 25,7 (14,6-39,7) 2,5 (0,2-8,2) Agricultura (Ae) Desmonte total laboreo/riego perforación (papa/ trigo/maíz/alfalfa) 12 36,3 (18,4-59,4) 3,4 (0,5-9,0) 125 Laura Noe & Adriana Abril Descripción n MOt (g kg-1) AH Referencias (g kg-1) Reserva Ñacuñan (Re) Arbustal con algarrobos aislados 118 18,6 (5,1-52,2) 1,7 Abril y Noe (2007b) (0,0-8,7) Sobrepastoreo (Sp) (50 años)* Vacas o cabras sin manejo 36 9,1 (0,0-19,4) Abril et al. (2009) 1,1 (0,0-3,3) Filippini et Monte Noe y Abril (2008) al. (2012) Producción empresarial Noe et al. (2012) Agricultura (Ae) Abril et al. (2013b) Cultivos perennes (Ae-cp) (200 años)# Riego gravedad/”mulch” y coberturas (vid) Cultivos hortícolas (Ae-ch) (6 años)# Riego gravedad /laboreos Abril et al. (2014) 123 21,5 (8,1-40,3) 0,4 (0,0-3,0) 75 13,2 (5,3-20,2) 0,5 (0,0-1,7) chas variaciones estacionales e interanuales, con déﬁcit hídrico durante todo el año (Tabla 1) (Claver y Roig-Juñent, 2001). Los suelos son arenosos de origen eólico y ﬂuvial, salinos, ligeramente alcalinos y con escaso contenido de materia orgánica (Abril et al., 2009). Los datos de cada eco-región incluyen: a) sitios dentro de reservas (Re), representativos de las condiciones originales; b) sitios sobrepastoreados (Sp), representativos de la situación productiva previa al avance de la frontera agropecuaria; y c) sitios con ganadera (Ge) y producción agrícola (Ae) empresarial (Tabla 2). Todos los muestreos de suelo se realizaron con el mismo diseño (10 submuestras del horizonte 0-20 cm), mientras que todos los análisis de MO fueron realizados en un mismo laboratorio con igual metodología. El contenido de MO total (MOt) fue determinado mediante digestión húmeda (Nelson y Sommer, 1986), y el contenido de ácidos húmicos (AH), por extracción en álcali y posterior precipitación acida (Marinari et al., 2010) (Tabla 2). La resiliencia de los suelos se evaluó mediante el cálculo de la tasa de degradación (TD) como la diferencia entre el sitio de reserva y el sobrepatoreado en relación a los años de explotación y la tasa de recuperación (TR) como la diferencia entre el sitio sobrepastoreado y los de explotación empresarial, en relación a los años de transformación (Sa et al., 2014). Además, se estableció la clase de resiliencia de los suelos transformando los datos de MOt y AH de los sitios productivos en variaciones porcentuales respecto a los suelos de reservas, aplicando la siguiente escala: a) Clase 0 (0-25 %), suelos con alta resiliencia; b) Clase 1 (26-50 %), resiliencia moderada; c) Clase 2 (51-75 %), baja resiliencia; y d) Clase 3 (76-100 %), suelos no resilientes (umbral 75 %) (Lal, 1997). 126 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 3. Tasas de degradación y recuperación del contenido de materia orgánica total y ácidos húmicos de suelos productivos en la diagonal árida-semiárida del centro-oeste de Argentina. s/d: sin dato Table 3. Degradation and recuperation rates of totalk organic matter and humic acids content of productive soils. s/d: without data Materia orgánica total Ácidos húmicos 0,928 s/d Ganadería (Ge) 1,332 s/d Agricultura con monocultivo (Ae-r) 0,687 s/d Agricultura con rotación (Ae-m) 2,067 s/d 0,268 0,045 Ganadería (Ge) -0,600 -0,090 Agricultura (Ae) 1,167 0,052 0,190 0,006 Cultivos perennes (Ae-cp) 0,062 -0,003 Cultivos hortícolas (Ae-ch) 0,650 -0,103 Chaco Semiárido Tasa de degradación (g kg-1 año-1) Tasa de recuperación (g kg-1 año-1) Chaco Árido Tasa de degradación (g kg-1 año-1) Tasa de recuperación (g kg-1 año-1) Monte Tasa de degradación (g kg-1 año-1) Tasa de recuperación (g kg-1 año-1) Resultados La tasa degradación (TD) de MOt fue siempre mayor en el Chaco Semiárido y menor en el Monte, siendo en todos los casos superior a la de los AH (Tabla 3). Las pérdidas de MOt por degradación en el Chaco Semiárido equivalieron al 1,68% anual del contenido de MOt original, mientras que en el Chaco Árido fue del 0,59% y en el Monte del 1,02%. La equivalencia de pérdidas para los AH fue de 0,77% y 0,42% anual para el Chaco Árido y el Monte respectivamente (Tabla 3). No se dispuso de datos de ácidos húmicos para Chaco Semiárido. 127 Laura Noe & Adriana Abril La tasa de recuperación (TR) de la MOt fue positiva en todos los sitios de producción empresarial excepto en el sitio con ganadería empresarial del Chaco Árido. En el Chaco Semiárido, la mayor recuperación de MOt fue en el sitio agrícola con rotación (equivalente a una ganancia del 24,03% anual de MOt en relación al valor de sitio sobrepastoreado), y la menor en el sitio agrícola con monocultivo (7,98%) (Tabla 3). En el Chaco Árido, la TR del sitio con agricultura fue equivalente al 4,00% anual de MOt, mientras que la TR negativa del sitio con ganadería empresarial fue equivalente a pérdidas del 2,06% anual. En el Monte, TR fue mayor en el sitio con cultivos hortícolas (7,14% anual) y menor los cultivos perennes (0,68% anual) (Tabla 3). Contrariamente, las TR de AH fueron negativas en todas las situaciones excepto en el sitio agrícola del Chaco Árido, siendo siempre menor a las TR de MOt (Tabla 3). En el Chaco Árido, la TR del sitio agrícola fue equivalente al 1,67% anual, mientras que los valores negativos del sitio con ganadería empresarial indican pérdidas del 2,9% anual. En el Monte, las TR equivalen a 9,36% y 0,27% anual de pérdidas para los sitios agrícolas con cultivos hortícolas y perennes, respectivamente. Las clases de resiliencia del suelo fueron diferentes según el parámetro analizado. Para la MOt, solo quedaron incluidos en Clase 0 (alta resiliencia), los sitios con Variación de materia orgánica total % 50 % Chaco Semiárido Monte Chaco Árido 25 0 Sp Ge Ae-m Ae-r Sp Ge Ae Sp Ae-cp Ae-ch Clase 0 -25 Clase 1 -50 Clase 2 -75 Clase 3 -100 Figura 1. Variación de materia orgánica total (%) entre los sitios productivos y de reservas con la correspondiente clase de resiliencia. Sp: sobrepastoreo; Ge: ganadería empresarial; Ae-m: agricultura empresarial con monocultivo; Ae-r: agricultura empresarial con rotación; Ae: agricultura empresarial; Ae-cp: agricultura empresarial con cultivos perennes; Ae-ch: agricultura empresarial con cultivos hortícolas Figure 1. Total organic matter variation (%) between productive sites and of reserve with the corresponding resilience class. SP: overgrazing, Ge: enterprise livestock, Ae-m: enterprise agriculture with mono-culture, Ae-r: enterpriese agriculture with rotation, Ae: enterprise agriculture, Ae-cp: enterprise agriculture with perennial cultures, Ae-ch: enterprise agriculture with legumes 128 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina agricultura empresarial del Chaco Árido y el sitio agrícola con cultivos perennes del Monte, mientras que el sitio sobrepastoreado del Chaco Semiárido superó el umbral de resiliencia (Clase 3). El resto de los sitios (70%) quedaron incluidos en Clases 1 y 2 de moderada a baja resiliencia, respectivamente (Figura 1). La resiliencia de los AH fue más afectada por los sistemas productivos que la de los MOt. Ningún sitio quedo incluido en la Clase 0, el sitio agrícola con cultivos perennes del Monte superó el umbral de resiliencia (Clase 3) y la mayoría de los sitios (83%) quedaron incluidos en las Clases 1 y 2 (Figura 2). Discusión Nuestros resultados claramente muestran que los suelos de los sistemas productivos de la diagonal árida-semiárida del centro-oeste de Argentina presentan altas tasas de degradación antes de su transformación a sistemas empresariales. Es ampliamente conocido que en esta región los sistemas ganaderos extensivos sobrepastoreados afectan considerablemente las características de la MO del suelo, particularmente la más estable (AH), a causa de los cambios en la cantidad y calidad de los restos vegetales que se depositan en el suelo (Abril et al., 2005 a; Campanella y Bisigato, 2010; Abril et al., 2013 a, b). 50 Chaco Árido Monte Variación de ácidos húmicos % 25 0 Sp Ge Ae Sp Ae-cp Ae-ch Clase 0 -25 Clase 1 -50 Clase 2 -75 Clase 3 -100 Figura 2. Variación de ácidos húmicos (%) entre los sitios productivos y de reservas con la correspondiente clase de resiliencia. Sp: sobrepastoreo; Ge: ganadería empresarial; Ae: agricultura empresarial; Ae-cp: agricultura empresarial con cultivos perennes; Ae-ch: agricultura empresarial con cultivos hortícolas Figure 2. Humic acids variation (%) between productive and of reserve sites with the corresponding resilience class. Sp: overgrazing, Ge: enterproçise livestock, Ae: enterprise agriculture, Ae-cp: enterprise agriculture with perennial cultures, Ae-ch: enterprise agriculture with legumes 129 Laura Noe & Adriana Abril Las tasas de degradación observadas en las tres eco-regiones (Chaco Semiárido> Chaco Árido> Monte) se corresponden con el gradiente de precipitación y estructura de vegetación de la región (Bucher, 1982; Iglesias et al., 2011). Con mejores condiciones de humedad y estructura de vegetación la tasa de degradación es de mayor magnitud. Esto estaría en coincidencia con Seybold et al. (1999), quienes aﬁrman que las tasas de degradación son más bajas en ambientes marginales con escasa vegetación debido a la reducida actividad biológica asociada con las raíces de las plantas. En general, la introducción de sistemas ganaderos y agrícolas empresariales sobre suelos sobrepastoreados logra revertir la velocidad de degradación de la MOt. Sin embargo, las variaciones encontradas en la tasa de recuperación dependen claramente del tipo de manejo utilizado. Por ejemplo, en el Chaco Semiárido la mejor recuperación se logra con sistemas de producción agrícola que incluye rotación de cultivos y siembra directa, mientras que en el Chaco Árido no hay recuperación con ganadería empresarial con elevada carga ganadera, e incluso se duplica la velocidad de degradación respecto a los sitios sobrepastoreados (0,6 vs 0,3 g MOt kg-1 suelo año-1). El hecho que en el Chaco Semiárido el sitio con agricultura con rotaciones de cultivo desplace la Clase 3 del sitio sobrepastoreado a Clase 1 en 15 años, es consistente con los efectos benéﬁcos de la siembra directa con cobertura de rastrojos de diferentes calidades aportados por las rotaciones (Abril et al., 2005b; Huggins et al., 2007; Toosi et al., 2012; Casado-Murillo y Abril, 2013; Duval et al., 2013). Contrariamente, en la misma región 15 años de ganadería empresarial sólo logra desplazar el contenido de MOt a Clase 2, lo que estaría indicando escaso retorno de residuos de gramíneas probablemente debido a excesiva carga ganadera (Abril y Bucher, 2001; Karlin et al., 2013). En el caso del Chaco Árido la falta de recuperación y la mayor aceleración de la tasa de degradación de la MOt en los sitios desmontados con ganadería, indica alto riesgo de desertiﬁcación. Uno de los problemas clave en las zonas chaqueñas es que cuando las explotaciones agropecuarias no son redituables (por baja productividad y/o condiciones del mercado), los campos son abandonados. Por lo tanto si los suelos han superado el umbral de resiliencia, no pueden recuperar sus condiciones originales y desembocan inexorablemente en desertiﬁcación (Feng et al., 2002; Diaz, 2007; Karlin, 2013). El patrón observado para la resiliencia de la MOt se ve agravado cuando se consideran los resultados de MO humiﬁcada (AH). Por ejemplo, los AH del sitio con agricultura en el Chaco Árido quedan en Clase 1 con una TR de 0,052, siendo que para la MOt la recuperación fue de 1,167 y la Clase 0. La situación más emblemática de esta discrepancia la constituye el sistema agrícola con cultivos perennes en el Monte donde la MOt queda incluida en Clase 0 (con valor positivo), mientras que los AH superan el umbral de resiliencia. Esta situación tan particular se debe a que los suelos son cultivados desde hace 200 años con prácticas de manejo muy focalizadas en la conservación de la MOt: escaso laboreo, frecuente aplicación de abonos y enmiendas orgánicas, y coberturas con leguminosas o “mulch” (Abril et al., 2014). Sin embargo, nuestros resultados indican que esas prácticas sólo reparan las pérdidas de MO lábil pero no logran aumentar los contenidos de la MO humiﬁcada, es decir que los suelos quedan dependientes del per- 130 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina manente aporte externo ya que pierden su reserva original (Ghani et al., 2003; Tejeda y González, 2006; Lejon et al., 2007; Senesi et al., 2007; Abril et al., 2014). De manera similar, en los cultivos hortícolas del Monte con solo 6 años de explotación no existe recuperación de los AH y la resiliencia pasa de Clase 1 (en el sobrepastoreado) a Clase 2. Esto se debería a que los suelos son laboreados al menos 2-3 veces al año, con alta aplicación de fertilizantes y riego lo cual acelera la tasa de degradación de la MO humiﬁcada (Abril y Noe, 2007b; Filippini et al., 2012). En síntesis, aplicando el concepto de resiliencia al metanalisis de MOt y AH surgen las siguientes conclusiones para la diagonal árida-semiárida de Argentina: a) los suelos de los sistemas sobrepastoreados con ganadería de subsistencia han perdido en gran medida su capacidad de resiliencia en todas las eco regiones, por lo que no sería esperable que si son clausurados recuperen las características del suelo del bosque original, b) la transformación de los sistemas sobrepastoreados a ganadería empresarial con desmontes totales o selectivos requieren de un control permanente debido a que algunas prácticas de manejo (excesiva carga ganadera todo el año), pueden incluso provocar mayor degradación que los sistemas de subsistencia, c) la transformación de sistemas sobrepastoreados a agricultura empresarial puede ser utilizada para la recuperación de la capacidad de resiliencia de los suelos siempre que las practicas de manejo sean altamente controladas y focalizadas principalmente en las variaciones de la MO estable. En base a estas conclusiones se pueden establecer los siguientes criterios para la restauración y manejo sustentable de los sistemas productivos en región árida del centro-oeste de Argentina: • evitar (o reducir al mínimo) el laboreo de los suelos tanto para la implantación de pasturas como para cultivos anuales o perennes. • mantener una permanente cobertura el suelo ya sea con rastrojos, cultivos de corte o “mulch”. • realizar rotaciones gramínea-leguminosa para favorecer distintas calidades de los residuos de cosecha. • reducir la carga ganadera e incrementar el uso de potreros de descanso para favorecer la recuperación y resiembra natural de gramíneas. • monitorear frecuentemente los contenidos MO total y humiﬁcada de los sistemas productivos para establecer la sustentabilidad del sistema productivo y el grado de recuperación de las prácticas utilizadas. Bibliografía ABRIL, A. & E.H. BUCHER, 1999. 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Isabel Castro1,2, Virginia Walicki2,3, Andrea de Sosa Tomas1, Adriana Gratti2 & Javier Quagliano4 1 Departamento Geología, Facultad de Ciencias Naturales, Universidad Nacional de la Patagonia San Juan Bosco 2 Departamento de Biología, Facultad de Ciencias Naturales, Universidad Nacional de la Patagonia San Juan Bosco 3 Ministerio de Educación del Chubut 4 Instituto de Investigaciones y Desarrollo del Ministerio de Defensa (CITEDef ), División síntesis química. Comodoro Rivadavia, Chubut suelos.ipc@gmail.com Resumen La región del Golfo San Jorge, en el centro-este de la Patagonia, basa su economía en la industria del petróleo. A ﬁn de establecer las consecuencias de un derrame de hidrocarburos generado por la rotura de un oleoducto, en las cercanías de Comodoro Rivadavia, Chubut; se analizaron algunas propiedades del suelo del área afectada, comparada con un área testigo. Los suelos clasiﬁcados como Entisoles, presentan textura arenosa a franco arenosa, sin estructura; son levemente alcalinos y no salinos. La ﬂora, representativa del Distrito ﬂorístico Golfo San Jorge, alcanza una cobertura del 60% en el testigo. La empresa a cargo del yacimiento realizó tareas de contención con material de préstamo y roturado luego de ocurrida la contingencia en la zona afectada, sin ninguna intervención posterior. Las especies dominantes son Colliguaja integérrima, Senecio ﬁlaginoides, Grindelia chiloensis y Pappostipa sp. Los suelos del sitio impactado se clasiﬁcaron como Tecnosoles. El derrame generó cambios en las propiedades morfológicas del suelo y afectó el pH y la conductividad eléctrica. Incrementó notablemente el contenido de materia orgánica, disminuyó el de P disponible y tuvo poca inﬂuencia sobre el N total, que presentó valores levemente mayores que en el testigo. El conocimiento de los efectos del petróleo sobre estos parámetros edáﬁcos constituirán una herramienta efectiva para deﬁnir métodos de rehabilitación en ambientes bajo condiciones arìdicas. Palabras clave: contaminación, hidrocarburos, suelos, Patagonia Isabel Castro, Virginia Walicki, Andrea de Sosa Tomas, Adriana Gratti & Javier Quagliano Abstract Golfo San Jorge region, in the Mideast of Patagonia, base its economy on petroleum extraction. To know the consequences of an oil spill near Comodoro Rivadavia city, Chubut, we analysed some soil properties into the aﬀected area comparing with a control site. The soils classiﬁcated as Entisols, have a sand to loamy sand texture, without structure, are slightly alkaline and no saline. The vegetation, which represents the Floristic District Golfo San Jorge, reachs a cover of 60% in the control site. The oil was retained using some quarry material and then the soil plowed after the accident by the company in charge of the oil ﬁeld, without any posterior intervention. The dominant species are Colliguaja integérrima, Senecio ﬁlaginoides, Grindelia chiloensis and Pappostipa sp. The soils in the contaminated site were classiﬁed as Technosoils. The oil spill produced changes in the morphology of soils, aﬀected pH and electric conductivity (CE). It considerably increased organic matter, decreased available P and had little inﬂuence on total N, which showed slightly greater contents than in control site. The knowledge of oil eﬀects on these soil parameters will be an accurate support tool to select best rehabilitation methods in aridic environments. Key words: contamination, hydrocarbons, soil, Patagonia Introducción La Patagonia posee características climáticas y edáﬁcas que se reﬂejan en la heterogeneidad de ambientes: semidesiertos, estepas arbustivas y graminosas, y praderas húmedas (Paruelo, J. et al., 2005). Sobre estos ambientes se desarrollan las principales actividades económicas de la Patagonia continental: la ganadería ovina y la explotación petrolera, produciendo el deterioro de sus recursos naturales y de la biodiversidad, incrementándose el proceso de desertiﬁcación (Secretaría de Ambiente y Desarrollo, 2005). La existencia de signos de deterioro de la vegetación y el suelo, está fehacientemente documentada (Soriano, A., 1956; Secretaría de Ambiente y Desarrollo, 2011). La actividad petrolera en la Patagonia es uno de los pilares del desarrollo regional, tanto por la generación de ingresos, como por su impacto social y cultural (Ciano, N., 2010). La cuenca Golfo San Jorge representa más del 35% de las reservas patagónicas de hidrocarburos (IAPG Estadísticas, 2014); la provincia de Chubut es una de las mayores productoras, pero los yacimientos de gas y petróleo aquí localizados, han dejado importantes impactos negativos sobre el monte y la estepa, mediante acciones directas e indirectas. Entre las segundas, se encuentran los derrames desde los sistemas de conducción, con consecuencias graves para el suelo y la vegetación. Dada la importancia económica de la explotación petrolera y sus actividades derivadas para la región, resulta indispensable conocer, estudiar y generar medidas de prevención y mitigación de los impactos provocados sobre las comunidades naturales y el suelo, para evitar prácticas como la erradicación de vegetación junto al suelo empetrolado, que eran utilizadas en un pasado cercano. Es indispensable entonces estudiar los efectos que causan los derrames de petróleo al contaminar el suelo, como base para analizar su interacción con la biota que soporta. Este conocimiento aportará herramientas de apoyo válidas para las empresas y organismos gubernamentales a la hora de seleccionar métodos de remediación, considerar la posibilidad de atenuación natural cuando las condiciones sean 138 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina favorables o la elección de las especies más adecuadas en programas de revegetación. La caracterización y el análisis de los distintos tipos de respuestas por parte del suelo frente a los impactos generados por los derrames, favorecerán la correcta aplicación de medidas de mitigación o recuperación de suelos, manejo y/o conservación. Este trabajo tiene por objetivo evaluar el impacto del derrame de petróleo sobre el suelo mediante un estudio comparativo entre la zona afectada (Derrame) y un área testigo (Testigo) sin contaminar. La empresa a cargo del yacimiento realizó tareas de contención utilizando material de préstamo de canteras vecinas. El petróleo fue parcialmente removido y se efectuaron algunas tareas de roturado con anterioridad al inicio de este estudio, dejando que el ambiente se recupere en forma natural (Walicki, V. et al. 2008 y 2010). La información que se presenta corresponde al período comprendido entre el año 1 y 10 después de ocurrido el derrame. Se determinaron parámetros bàsicos y contenido de hidrocarburos totales en el suelo. El suelo y el subsuelo constituyen el escenario donde ocurren los ciclos biogeoquímicos, hidrológicos y las redes tróﬁcas, además de ser el espacio donde se desarrollan las actividades agrícolas, ganaderas y soporte de vegetación. Por otra parte desempeñan funciones entre la que destacan su papel como medio ﬁltrante durante la recarga del manto acuífero (Parolo, M.E. et al., 2006). La contaminación por hidrocarburos en suelos conlleva a la alteración de sus propiedades ﬁsicoquímicas (Martínez, V. y López, F., 2001). Se han determinado incrementos en materia orgánica, alteraciones en el pH (Plice, M.J., 1948), cambios en las propiedades mecánicas del suelo (Evgin, E. et al., 1989) como así también mayor actividad microbiológica en suelos impregnados con hidrocarburos (Dobson, L. y Wilson, H.A., 1964; Mendoza, R. et al. 1998). Análisis microbiológicos realizados en el sitio permitieron establecer que no hubo diferencias en el recuento bacteriano, sin embargo se encontró más biodiversidad de colonias en las muestras de los suelos testigo que en los empetrolados (Robinson, R. et al., 2014). Se puede considerar al suelo como un sistema depurador porque es capaz de degradar o inmovilizar los contaminantes. De cualquier forma, por más favorables que sean las características del suelo, es evidente que la capacidad depuradora no es ilimitada. El suelo no puede asimilar, inmovilizar, inactivar y degradar todos los contaminantes que recibe, y por ello, en un momento, cuando se superan determinados umbrales, puede transferir los contaminantes a la vegetación (Díaz Ramirez, I. et al., 2013) y modiﬁcar la comunidad bacteriana (Zamora A. et al., 2012). El conocer las propiedades del suelo y sus variaciones al ser afectadas por un derrame de hidrocarburo permitirá generar información de base para otros estudios sobre interacción suelo –planta (en desarrollo por este grupo de trabajo) y para seleccionar las mejores medidas de mitigación y remediación. Material y Métodos Área de estudio El área de estudio se ubica en la Provincia del Chubut, Departamento Escalante, cercana a la Ruta Pcial Nº 39, próxima al Barrio Diadema Argentina, a 27 km de 139 Isabel Castro, Virginia Walicki, Andrea de Sosa Tomas, Adriana Gratti & Javier Quagliano la ciudad de Comodoro Rivadavia, sector donde se encuentran ubicados los sitios de muestreo en el derrame (PD) y en el testigo (PT), en una zona que es atravesada por un oleoducto que sufriera una rotura hace 10 años, lo que generó una laguna de petróleo de aproximadamente 1,2 km 2 (Figura 1). Fitogeográﬁcamente, pertenece al Dominio Andino-Patagónico, Provincia Patagónica, Distrito del Golfo San Jorge, que se extiende desde Cabo Raso (Chubut) hasta Punta Casamayor (Santa Cruz) (Cabrera, A., 1973). Las unidades de vegetación que se observan en la zona corresponden, de acuerdo con Bertiller et al. (1981), a: G0: Matorral cerrado de Colliguaja integerrima y Retanilla patagonica, y G2: matorral abierto de Colliguaja integerrima. La geomorfología corresponde a una zona de cañadones de dirección oeste - este, que presenta un sustrato gravoso de origen ﬂuvial, sobre el que se desarrollan suelos incluidos en la unidad 3, orden Aridisoles, Suborden Argides, Gran grupo Paleargides (Cruzate, G. y Panigatti, J., 2006). El área de estudio se ubica en una antigua planicie aluvial, de poca pendiente (menor al 10%), donde se desarrollaron suelos del Orden Entisoles. Para la selección de los sitios de muestreo se tuvo en consideración la ubicación, extensión y características de la población vegetal en el área afectada por el derrame. Los perﬁles de suelo se realizaron en dos ambientes: área afectada por el derrame (Derrame) y área control sin contaminar (Testigo). Figura 1. Ubicación del sitio en estudio Figure 1. Location of the study area 140 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Se describieron 2 perﬁles para caracterizar los suelos: PD en el sitio afectado y PT en el Testigo. Se realizó la toma de muestras en perﬁles por horizonte según normas internacionales adoptadas en Argentina (Schoeneberger, P.J. et al., 2000). Se complementó con dos muestreos anuales, en los primeros 30 cm de profundidad, en intervalos de 10 cm cada uno, tomados en excavaciones próximas a los perﬁles PD y PT, más dos excavaciones en Derrame y Testigo, que servían de control y comparación, todos con el mismo tipo de cobertura vegetal, rugosidad y pedregosidad superﬁcial, durante dos años (Año I y II), uno en la estación húmeda y fría (invierno) y otra en verano, correspondiente a la época seca y cálida; en la rizósfera y zona de mayor actividad biológica, completando un total de 12 muestras por estación, 6 para el derrame y 6 para el testigo. A las muestras extraídas por horizonte se le realizaron las siguientes determinaciones analíticas en el laboratorio: pH en agua (1:1) y pH hidrolítico por vía potenciométrica, conductividad eléctrica (SAGyP – AACS – SAMLA, 2004), materia orgánica (MO) (Walkley, A. y Black, I.A. 1934), N total (Bremmer, 1960), Fósforo disponible (P) (Olsen et al., 1954), contenido de hidrocarburos totales (HCT) por extracción Soxhlet (40 ciclos), textura según método de Bouyoucous (1927). A las extraídas en los primeros 30 cm, se le hicieron las mismas determinaciones. Se priorizó la determinación de N, P y MO, porque podrían utilizarse como indicadores de degradación de hidrocarburos y para corroborar las variaciones de los mismos en un ambiente arídico-mésico, como la zona de estudio. Durante los años 8 a 10 posteriores al derrame, se ha realizado un seguimiento de pH y CE en muestras tomadas en tres puntos del derrame: extremo oeste, centro y extremo oeste, siguiendo los mismos criterios descriptos, dado que con anterioridad no se determinaron cambios notables de esas variables. Se deﬁnió el grado de abundancia de HCT en base a la norma EPA 4030 (1996f) y de MO, Ntotal y P disponible en base a SAGyP – AACS – SAMLA (2004). Los perﬁles de suelo fueron clasiﬁcados según el Soil Survey Staﬀ (1999) y en el suelo del derrame se complementó con la World Reference base for Soil Resources (IUSS Working Group WRB, 2006), ya que esta clasiﬁcación permite deﬁnir a nivel de orden, suelos que han sido modiﬁcados por actividad antrópica. Resultados Los sitios muestreados se ubican en una antigua planicie aluvial, en una zona con pendiente muy leve a plana (Figura 1). La superﬁcie se caracteriza por un micro-relieve de montículos y entremontículos, con suaves surcos de drenaje. Los fragmentos superﬁciales son escasos en la zona testigo y se hacen extremadamente pedregosos a escombrosos en la zona impactada por el derrame. Perﬁl del sitio Testigo (PT). Se encuentra en un sitio con pendiente menor al 2%, caracterizado por un micro-relieve de montículos bien desarrollados y entremontículos, con suaves surcos de drenaje. En algunos montículos se presenta una capa de “mantillo” poco espesa. Los fragmentos superﬁciales son escasos. La cobertura vegetal alcanza el 60% y la comunidad más representativa es un matorral abierto de Colliguaja integerrima y Retanilla patagonica, con Lycium sp. , Schinus sp., Berberis mycrophylla como 141 Isabel Castro, Virginia Walicki, Andrea de Sosa Tomas, Adriana Gratti & Javier Quagliano acompañantes arbustivas y Senecio ﬁlaginoides y Grindelia chiloensis como subarbustos. (Figura 2a). No se observaron rasgos de anegamiento ni salinidad superﬁcial. Se encontraron fecas de ovinos, liebres, zorros y caballos. También se observó la presencia de hexápodos del orden Coleoptera (Tenebrionidae, Chrysomelidae, Carabidae, Scarabidae) y del orden Hymenoptera (Formicidae). La secuencia de horizontes es de tipo A-C1-C2-2C3, la discontinuidad litológica se corresponde con sedimentos ﬂuviales, gravosos, de edad cuaternaria. Los colores son pardo en el horizonte A y pardo oscuro a pardo amarillento oscuro en los horizontes C. El perﬁl no presenta estructura, siendo grano suelto en el horizonte A y masiva en los horizontes C, donde tiende a formarse una estructura en bloques subangulares, medios, débiles. Las raíces son abundantes y ﬁnas a muy ﬁnas en la parte superﬁcial del perﬁl; pasan de comunes a pocas, ﬁnas y medias en el horizonte C. (Figura 2b). El suelo se considera bien drenado. Las propiedades morfológicas y químicas se detallan en la tabla 1. Perﬁl del sitio Derrarme (PD). Es también un sitio con baja pendiente, menor al 5%, con montículos y entremontículos. Los montículos de mayor desarrollo se ubican en los límites del derrame. La vegetación dominante está representada por Grindelia chiloensis, Colliguaja integerrima, Senecio ﬁlaginoides y Pappostipa sp. La cobertura alcanza un 15-25%. La pedregosidad superﬁcial es mayor que en el testigo. No se observaron rasgos de anegamiento ni salinidad superﬁcial. (Figura 3a). Se encontraron fecas de ovinos y liebres. También se observó la presencia de hexápodos del orden Coleoptera (Tenebrionidae, Chrysomelidae, Carabidae, Scarabidae) y del orden Hymenoptera (Formicidae). La secuencia de este perﬁl está caracterizada por los horizontes A-C1-C2. Presenta texturas arenosas a franco arcillo arenosas. El color del horizonte A es pardo grisáceo, variando a pardo oscuro en el C1 y pardo amarillento oscuro en el C2. El horizonte superﬁcial no presenta estructura, es grano suelto, y los horizontes C presentan una estructura en bloques subangulares, moderados a fuertes, medios. Raíces pocas, ﬁnas y muy ﬁnas en el horizonte A, comunes en el C1, siendo muy pocas, medias y gruesas en el C2. En el horizonte C1 se observaron moteados, pocos, con alto contraste (color 10YR 6/4 pardo amarillento claro) y gravas fuertemente meteorizadas. La capa de hidrocarburo superﬁcial tiene un espesor medio de 10 cm (Figura 3b) El suelo está moderadamente bien drenado en concordancia con un mayor porcentaje de material ﬁno que conforma la textura y la presencia de la capa de hidrocarburos que limitan la inﬁltración de agua. En la tabla 1 se detallan sus propiedades morfológicas y químicas. Considerando ambos perﬁles tipo, se determinó que las texturas son arenosas a franco arcillo arenosas, aumentando el porcentaje de grava en profundidad. Los valores de pH en agua (1:1) registrados fueron de 7,37 hasta 7,81 y los de pH hidrolítico (1:5) de 7,61 hasta 8,12. La conductividad eléctrica varió entre 0,06 y 0,26 dS/m, registrándose los valores más bajos en los horizontes más arenosos. El contenido de materia orgánica (MO) en el sitio testigo, registró 0,67 hasta 0,94% y en el sitio impactado 1,08 hasta 2,11%. El contenido de Nitrógeno total (N total) varió entre 0,048 y 0,1%. La concentración de Fósforo disponible (P disponible) fue 23,65 mg/kg en el Testigo y 18,75 mg/kg en el Derrame. Sin presencia de carbonatos en los perﬁles (Tabla 1). 142 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina a Figura 2. a: Sitio Testigo, b: Perﬁl PT Figure 2. a: Control site, b: Proﬁle PT b Tabla 1. Características de los suelos del derrame y el testigo Table 1. Characteristic of soils: overﬂow and control sites Propiedades PT - Testigo A C1 PD - Derrame C2 2C3 A C1 C2 Profundidad cm 0 - 14 14 - 32 32 - 40 40+ 0-8 8 - 26 26- 53 Clase Textural Arenosa Arenosa Arenosa FrA Arenosa FraA FraA % Gravas 4,5 4,7 59,4 64,3 13 66 71 pH agua 1:1 7,55 7,75 7,62 7,37 7,81 7,49 7,65 pH 1:5 7,61 7,86 7,80 7,86 7,88 7,94 8,12 CE dS/m 0,09 0,07 0,10 0,26 0,06 0,17 0,13 sd % MO 0,94 0,63 0,67 P disponible mg/kg 23,65 22,45 sd 2,11 1,08 1,39 18,75 17 sd % Nitrógeno total 0,093 0,048 0,084 sd 0,054 0,100 0,049 Reacción carbonatos Nula Nula Hidrocarburos totales ppm Nula Nula Nula Nula Nula nc nc nc nc 5955,5 131,1 925,3 FrA: franco arenosa; FraA: franco arcillo ar nosa; nc: no contiene; sd: sin determinar 143 Isabel Castro, Virginia Walicki, Andrea de Sosa Tomas, Adriana Gratti & Javier Quagliano a b Figura 3. a: Sitio Derrame, b: Perﬁl PD Figure 3. a: Site of overﬂow, b: Proﬁle PD El grado de abundancia en los contenidos de MO, N total y P disponible es variable entre los suelos de PD y PT (Tabla 2). Ambos perﬁles presentan suelos no salinos, con pH ligeramente alcalino, según la clasiﬁcación propuesta por Schoeneberger, P.J., et al., (2000). Analizado el pH hidrolítico, se determinó presencia de Ca+2. Ningún horizonte de los perﬁles PD y PT dio reacción positiva a campo para carbonatos de calcio. Sin embargo, en algunos puntos del derrame y en sitios cercanos al área de estudio, se detectó la presencia de carbonatos de calcio en forma diseminada y en venillas muy ﬁnas en los horizontes C y en los intervalos más profundos, resultando las reacciones del ensayo a campo bajas a moderadas. El contenido de hidrocarburos totales (HCT) fue, en el horizonte A de 5955,5 ppm, en el C1 de 131,1 ppm y en el C2 de 925,3 ppm, clasiﬁcándose como alto en el horizonte A y medio en los horizontes C (Tabla 1). Los suelos de la zona de estudio se clasiﬁcaron como Entisoles, por tener poca o ninguna evidencia de desarrollo pedogenético de horizontes. El suelo del derrame se deﬁnió como Tecnosol (IUSS Working Group WRB, 2006), con alteraciones antrópicas y presencia de “artefacts” generados por actividad industrial y extractiva. Tabla 2. Grado de abundancia de nutrientes en PT y PD Table 2. Abundance of nutrients in PT and PD Propiedades Abundancia MO y nutrientes PT PD Contenido MO MPP BP Contenido N total AD a MPP AD a MPP Contenido P disponible BP MP MPP muy pobremente provisto, BP bien provisto, AD altamente desprovisto, MP moderadamente provisto. 144 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Muestreode los primeros 30 cm de suelo Se presentan los resultados de las determinaciones de MO, N total y P disponible correspondientes al Año I y II, para verano e invierno, de manera resumida y en las tablas 3 y 4. En todos los casos se consideran los tres intervalos de profundidad que se estudiaron (0-10; 10-20 y 20-30 cm). Para el año I los contenidos más altos de MO ocurrieron en el intervalo 0-10 cm tanto en el derrame como el testigo, alcanzando valores de 7,43 y 1,36% respectivamente. En el invierno también los contenidos más elevados se registraron en el primer intervalo con 9,2% en el sitio con hidrocarburos y 0,8% en el testigo. El contenido de MO en el testigo corresponde a una caliﬁcación de altamente desprovisto para todos los intervalos, excepto el intervalo de 0-10 cm en verano que es pobremente provisto. En el derrame se caliﬁca como muy bien provisto en los niveles superﬁciales a altamente desprovisto en el último intervalo. El contenido de N total bajo presencia de hidrocarburos, fue muy pobremente provisto en el primer intervalo para el verano y en el segundo intervalo para el invierno. En todos los demás intervalos y en ambos sitios, el contenido se caliﬁca como altamente desprovisto. En cuanto al P disponible, durante el verano, la concentración en el derrame fue 25 mg/kg permaneciendo invariable en todos los intervalos. En el testigo fue de 32, 27 y 20 mg/kg. En el invierno los valores en el derrame y testigo fueron menores en todos los intervalos. Los niveles de P disponible en el área testigo, durante las dos estaciones y en todos los intervalos fueron bien provistos. En el suelo con hidrocarburos fueron de muy bien a bien provistos en el verano, pero disminuyeron de bien provistos hasta moderadamente provistos, en el invierno (Tabla 3). Durante el año II el contenido de MO en el suelo contaminado alcanzó el valor de 4,81% durante el verano y en el primer intervalo, mientras que en invierno el máximo fue de 6,69% a igual profundidad. En el testigo llegó hasta 1,16% en verano en el intervalo superﬁcial mientras que en invierno, alcanzó un máximo de 0,73 en el intervalo más profundo. El contenido de MO del derrame, en ambas estaciones, se caliﬁca como Tabla 3. Contenido de MO, N total y P disponible en año I para los intervalos estudiados Table 3. Content of OM, total N and available P in year I and for studied intervals Prof. cm Contenido de MO (%) Verano Invierno P disponible (mg/ kg) Contenido de N total (%) Verano Invierno D T D T D Verano T D Invierno T D T D T 0-10 7,43 1,36 9,2 0,8 0,104 0,044 0,063 0,016 25 32 16 26 10-20 0,49 0,46 8,5 0,7 0,046 0,025 0,116 0,034 25 27 20 23 20-30 0,54 0,52 0,6 0,4 0,068 0,027 0,038 0,016 25 20 14 18 D: Derrame; T: Testigo 145 Isabel Castro, Virginia Walicki, Andrea de Sosa Tomas, Adriana Gratti & Javier Quagliano muy bien provisto en el primer intervalo, pasando de moderadamente provisto a altamente desprovisto, en los intervalos más profundos. En el testigo, el registro estival del primer intervalo, es muy pobremente provisto. En todos los demás intervalos y en ambas estaciones, se caliﬁca como altamente desprovisto. El contenido más elevado de N total durante el verano se determinó en el sitio afectado y en el primer intervalo con 0,067%. Siempre fue mayor en el derrame que en el testigo. Durante el invierno también los valores fueron mayores en el derrame y en el intervalo superﬁcial, alcanzando el 0,082%. En ambos sitios y estaciones se consideran suelos pobremente provistos de N total. La concentración de P disponible en ambas estaciones registró los valores más elevados en el testigo en todos los intervalos, alcanzando un valor máximo de 24,3 mg/kg en el segundo intervalo para el verano y de 22,7 mg/kg en el primer intervalo durante el invierno (Tabla 4). El contenido de P en el testigo fue muy bien provisto en la estación cálida y bien provisto en la estación fría, en todos los niveles. En el derrame también fueron bien provistos en el verano, pero disminuyeron a moderadamente provistos durante el invierno. Determinación de HCT Las determinaciones del contenido de HCT en el primer intervalo y para la estación de verano, registraron 4970 ppm para muestras del año I y 4730 ppm para el año II. En el testigo se registró un valor de 3 y 2,5 ppm respectivamente. Se espera alcanzar mayor grado de detalle al terminar de procesar muestras de los otros intervalos de profundidad y al compararlos con el estado actual. Los contenidos de HCT se consideran altos en el derrame y poco signiﬁcativos en el testigo. Determinacion de pH y conductividad elèctrica (CE) EL pH no mostró variaciones notables en el derrame antes del año 9, a partir del cual ha presentado valores promedio desde 7,18 hasta 7,23 en los tres intervalos de profundidad, con un mínimo de 6,68. Los valores promedio de pH en el testigo variaron desde 7,22 hasta 7,54 (Tabla 5). La CE presentó valores desde 0,045 dS/m hasta 0,138 en el derrame. En el testigo, la conductividad eléctrica varió desde 0,061 hasta 0,087 para los años 9 y 10 (Tabla 5). Tabla 4. Contenido de MO, N total y P disponible en año II para los intervalos estudiados Table 4. Content of OM, total N and available P in year II for studied intervals Contenido de MO (%) Prof. cm Verano Invierno Contenido de N total (%) Verano Invierno P disponible (mg kg-1) Verano Invierno D T D T D T D T D T D T 0-10 4,81 1,16 6,69 0,68 0,067 0,046 0,082 0,032 22,5 31,8 19 22,7 10-20 1,95 0,57 3,5 0,62 0,062 0,032 0,057 0,036 24,3 29,3 17,7 21,3 20-30 1,21 0,68 0,68 0,73 0,056 0,042 0,045 0,033 22,2 29,9 18,6 18,7 D: Derrame; T: Testigo 146 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 5. Valores promedio de pH y CE para los intervalos estudiados, en los años 9 y 10 posteriores al derrame Prof. cm pH 1:1 CE dS/m D T D T 0-10 7,18 7,22 0,045 0,061 10-20 7,23 7,43 0,092 0,061 20-30 7,19 7,54 0,138 0,087 La capa de petróleo que cubre el suelo tiene un espesor medio de 10 cm pero en algunos casos llega hasta los 18 cm de profundidad, principalmente donde la estructuración del suelo generó macroporos. Discusión y conclusiones Las características de la secuencia general de tipo A-C presente en los perﬁles analizados (PD y PT) y su clasiﬁcación se corresponden con lo descripto en otros sitios de la zona por Castro, I. (2009) y Valenzuela, M.F. et al., (2011). En el testigo los suelos fueron clasiﬁcados dentro del orden Entisoles. En el derrame se clasiﬁcaron dentro de la categoría de Tecnosoles, suelos que también aparecen en otros sitios del mismo yacimiento petrolífero donde se encuentra el área de estudio. En el sitio afectado con petróleo hay mayor proporción de granulometrías ﬁnas por efecto del material de préstamo, pero hay variaciones producidas por el petróleo, es decir que granos de arcilla y limo generaron agregados más gruesos, con tamaño de fracciones arenosas, por efecto de la adsorción del petróleo que actuó como ligante (Martínez, V. y López F., 2001). Los valores de pH sufrieron efecto leve por el derrame hasta el año 9, pero a partir de ese período se registró una disminución notable del mismo. Estos resultados coinciden con lo postulado por Mendoza, R. et al., 1998 y 2000; Zabala Cruz, J. et al., 2005 y Zamora, A. J. et al. 2012. Los suelos pasaron de ser ligeramente alcalinos a neutros (Schoenerberger P. J. et al., 2000) en el derrame. Los suelos se caliﬁcaron como no salinos. La CE no ha sufrido una disminución tan notable como el pH, pero se registran valores también menores a partir del año 9 en el derrame. Martínez, V. y López, F. (2001); Osuji, L.C. y Nwoye, I. (2007) y Zamora, A. J. et al., (2012) postulan que la conductividad eléctrica (CE) tiende a elevarse al principio de ocurrido el impacto, por efecto de compuestos salinos en el petróleo derramado, que son utilizados para su extracción y puriﬁcación, para disminuir en el tiempo por efecto de actividad microbiana. Como la CE es indicadora de salinidad o de su ausencia en el suelo, además de inﬂuir en la población bacteriana, se consideró oportuno su estudio. Si bien en este caso no presenta valores altos de salinidad, en muchos otros derrames la variación de la CE puede indicar degradación del hidrocarburos. Ríos, S., (2014). 147 Isabel Castro, Virginia Walicki, Andrea de Sosa Tomas, Adriana Gratti & Javier Quagliano Los valores del pH hidrolítico se relacionan con la presencia del ión Ca+2, que estaría actuando como un buﬀer ante los posibles cambios de pH (Conti, M., 1998). Si bien en los perﬁles tipo (PD y PT) no ha habido reacción positiva para carbonato de calcio, esto sí ocurre en otros puntos cercanos al área de estudio. Se detectó su presencia en forma diseminada y en venillas muy ﬁnas en los horizontes C e intervalos más profundos en el sitio afectado, con reacciones bajas a moderadas en el ensayo de campo. No así en diferentes puntos del sitio testigo. (Concha, A. y de Sosa Tomas, A.; comunicación personal), lo que fue corroborado por miembros de esta unidad ejecutora. Materia orgánica La diferencia del contenido de materia orgánica entre el sitio testigo y el derrame coincide con los resultados obtenidos por Kisic, I. et al. (2009) y Caravaca, F. y Roldán, A. (2003). El contenido de materia orgánica de un suelo contaminado es la suma de materia biogénica (por la descomposición de vegetales y animales) y materia petrogénica (por hidrocarburos) (Martinez, V. y Lopez, F., 2001). Los valores mayores de MO en el derrame concordaron con la elevada concentración de hidrocarburos totales en el mismo, coinciden con otros estudios (Sims, R. y Sims, J. 1999 y Walicki, V. et al., 2008). Este aumento se explica por el aumento del contenido de carbono orgánico en el suelo debido a la oxidación de los hidrocarburos (Zavala Cruz, J. et al., 2005). El bajo contenido de MO en el sitio testigo coincidió con valores determinados en sitios cercanos al de estudio (Castro, I., 2007 y Walicki, V. et al., 2010). Se ha reportado que los suelos patagónicos generalmente tienen muy bajos contenidos de materia orgánica, menores al 1% (Ríos, S y Nudelman, N., 2005). El contenido de MO ha sido siempre mayor en el sitio afectado, en ambas estaciones y en todos los intervalos. Los valores más altos ocurrieron en la estación invernal y en el intervalo 0-10 cm donde también se concentra el mayor volumen de HCT, lo que se repite para el verano. En general disminuye con la profundidad, al igual que el contenido de HCT. La existencia de mayor contenido de MO en el derrame y en el intervalo superﬁcial con mayor contenido de HCT ha sido veriﬁcado por también por Caravaca, F. y Roldán, A., 2003 y Marinescu, M. et al, 2010, 2011; entre otros. El aumento de MO durante el invierno se debería a la distribución heterogénea de los HCT en el perﬁl del suelo tanto de manera horizontal como vertical, generada por la inﬁltración de petróleo crudo a través de grietas y macroporos (Martínez, V. y Lopez, F. 2001; Zavala Cruz, J. et al., 2005), que no permiten homogeneizar la muestra para la determinación de materia orgánica. En el testigo no se encontraron tendencias signiﬁcativas estacionales ni durante los dos años de estudio. Los valores determinados coinciden con los registrados para áreas cercanas por Castro, I. et al., (2010) y Walicki, V. et al., (2010). El aumento de la MO en el derrame no es un indicativo de fertilidad sino de degradación, con el consiguiente efecto sobre propiedades físicas y químicas del suelo (Rivera Pineda, F., 2012) y los posibles riesgos ecotóxicos (Martínez, V. y López, F., 2001). En el primer intervalo estudiado se observó una disminución de MO de un año a otro, lo mismo ocurrió con el contenido de HCT para el verano. Esto demostraría que ha habido degradación del hidrocarburo por su disminución general en el tiempo, lo que deberá veriﬁcarse con la determinación de los HCT en las muestras restantes de ambos sitios de estudio y en todos los intervalos, para verano e invierno, comparándolas con estudios más recientes. 148 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Nitrógeno total El contenido de Nitrógeno total en ambos sitios se corresponde con lo descripto por Luque, J.L. (2009), que deﬁne al contenido de N en la zona extrandina como deﬁciente y caracteriza a los suelos de la cuenca del Golfo San Jorge, como pobres en su fertilidad. Siempre presenta los mayores porcentajes el suelo con petróleo, pero con diferencias muy poco relevantes. No se observa tampoco una tendencia estacional ni temporal, durante los dos años de investigación. Las concentraciones mayores de N total en el derrame pueden deberse a efectos microbiológicos como señalan Hair, F. et al. (2006). En su trabajo se reﬁere al doble impacto del petróleo sobre las comunidades microbianas. Por un lado alterando su composición al producir alta mortalidad y por otro modiﬁcando la capacidad degradativa de las poblaciones sobrevivientes, que a veces presenta alta eﬁcacia en zonas contaminadas con petróleo crudo. Además esto ocurre dentro del rango de profundidad de mayor actividad microbiológica, según lo enunciado por Atlas, R. y Bartha, R. (2002), veriﬁcado para suelos deﬁcientes en Nitrógeno en Patagonia por Acuña, A.J. et al., (2008). Marinescu, M. et al., (2011) comparando el contenido de N total en un área control respecto a otra contaminada con hidrocarburos en Rumania, obtuvo resultados casi similares en ambos sitios, con muy poca variación de contenidos, tal como ha sucedido en nuestro lugar de trabajo. Resultados equivalentes reporta Kisic, I. et al., (2009) para parte de los suelos estudiados en Croacia. También se ha veriﬁcado que suelos contaminados con crudo mostraron cambios en la fertilidad, donde se observaron incrementos en materia orgánica y nitrógeno comparado con suelos normales (Plice, M.J., 1948; Ellis, R. y Adams, R., 1960). La baja presencia de N en el suelo tiene incidencia directa con las posibilidades de aplicar técnicas de biorremediación en estos suelos contaminados. Su deﬁciencia genera que los compuestos aromáticos produzcan menos ﬁjación y nitriﬁcación, con la consiguiente caída de la mineralización, de la eliminación de hidrocarburos y de la biomasa (Acuña, A.J., et al., 2012). Se ha recomendado mantener concentraciones de N y de P en un mínimo de 5 y 1 ppm respectivamente para mantener una capacidad de biodegradación de hidrocarburos por los microorganismos del suelo (Molnaa, B.A. y Grubbs, R.B., 1989). Fósforo disponible El contenido de P disponible se deﬁnió como muy alto en ambos perﬁles. Los valores signiﬁcativamente mayores del testigo, concordaron con los determinados en áreas aledañas. Se relacionan con el contenido de fosfatos en formaciones geológicas de edad Terciaria, que actúan como sustrato o como material de aporte en la región (Castro, I. et al 2010). Varias formaciones geológicas, como Patagonia o Chenque, Gaiman, Salamanca, Río Chico de edad Terciaria, entre otras, además de sedimentos modernos de la plataforma submarina, aportan fosforitas al suelo. Los valores registrados son semejantes a los reportados por Walicki, V. et al. (2010) y Castro; I. (2007). La diferencia con el perﬁl derrame coincide con los expuesto por Lehtomake, M. y Niemela, S. (1975), que reportaron un bajo valor de reserva de P en suelos contaminados por hidrocarburos. Tambien Mendoza, R. et al., 2000; Obire, O. y Nwaubeta, O., 2002; Osuji, L. y Nowye, I., 2007 e Ikhajiagbe, B. y Anoliefo. G., 2011; mencionan la disminución de P con el incremento del nivel de contaminación. Se veriﬁcó también la disminución de P en el tiempo en el derrame, que es notable para el verano en ambos años de estudio y menos deﬁnida para el invierno. 149 Isabel Castro, Virginia Walicki, Andrea de Sosa Tomas, Adriana Gratti & Javier Quagliano Se puede concluir que la disminución de la disponibilidad de nutrientes (P y N) es también consecuencia del petróleo derramado que al cubrir las partículas del suelo impide el intercambio de nutrientes con la solución (Mendoza, R. et al., 2000; Osuji, L. y Nowye, I., 2007). Estos nutrientes aniónicos son retenidos en el suelo debido a la interacción electrostática de las partículas de suelo con carga positiva (Porta, J. et al., 2008). Cuando los hidrocarburos, poco polares y sin carga, cubren las partículas del suelo, se interrumpe la interacción entre estas y los aniones, reduciéndose la capacidad del suelo para retenerlos (Roy, J. y McGill, W., 1998). Al ocurrir las precipitaciones los nutrientes no son retenidos adecuadamente y se pierden del suelo (Zavala Cruz, J. et al., 2005). El suelo impactado presenta alto contenido de HCT en el intervalo superﬁcial, mientras que en el testigo los valores fueron muy bajos. Se evidenció una disminución del contenido de HCT en los dos años de estudio, lo que estaría indicando la degradación natural del hidrocarburo. Esta degradación también se evidencia, de manera indirecta, con la disminución del contenido de MO en dicho período. Se estima que se cumplirá lo postulado por Mendoza, R. et al. (2000), que la concentración de hidrocarburos presentes en el suelo como consecuencia de un derrame disminuye con el tiempo y a partir de esta disminución comienza el restablecimiento paulatino del ecosistema. Hidrocarburos totales El suelo afectado presenta alto contenido de HCT en el horizonte superﬁcial y hasta los 18 cm en algunos puntos. La inﬁltración del petróleo crudo en el suelo se ve favorecida por las grietas o macroporos generados por la estructuración del mismo, por ello la inﬁltración no es siempre homogénea. Esto explica que en el horizonte C2 del PD se haya determinado mayor contenido de HCT que en el horizonte C1, lo que también ha sido observado en otros puntos del derrame. Estos resultados coinciden con lo registrado en diferentes áreas de la cuenca del Golfo San Jorge por los investigadores de esta unidad ejecutora. El derrame de hidrocarburos afectó de distinta manera a las variables estudiadas en el suelo. Aumentó el contenido de MO, disminuyó el de P disponible y tuvo poca inﬂuencia sobre el Ntotal que presentó valores levemente mayores en suelos con hidrocarburos. El pH y la CE eléctrica se mantuvieron con valores más o menos estables durante 8 años, pero a partir del año 9 disminuyeron en el derrame. Generó cambios texturales, colores más oscuros, estructuras más desarrolladas en el sitio afectado. La mayor concentración de HCT ocurre en los horizontes e intervalos superﬁciales. La penetración del petróleo crudo con una distribución heterogénea en profundidad, incide directamente en las variaciones del porcentaje de MO determinadas para el derrame y de la población microbiana. La disminución del contenido de HCT y del porcentaje de MO en el suelo, en los dos años de estudio, evidencian que ocurre degradación natural del hidrocarburo. La concentración de N total determinada en el periodo de estudio resulta deﬁciente, y la de P disponible siempre superior a las concentraciones recomendadas para mantener una capacidad de biodegradación de hidrocarburos por los microorganismos 150 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina del suelo. Estos contenidos de N total y P disponible podrían incidir sobre la menor biodiversidad bacteriana en el derrame. La determinación de las variaciones de los parámetros MO, N, P constituye un aporte esencial para deﬁnir los métodos de remediación apropiados para este tipo de suelos. Dado que no existen muchos estudios sobre los cambios producidos en las propiedades de los suelos afectados por derrames de hidrocarburos en nuestra región, el estudio del comportamiento de la MO y los nutrientes del suelo en este ecosistema, es un valioso aporte para el control y tratamiento de este tipo de áreas y de aplicación para la selección de métodos adecuados para una futura remediación de éstos y otros suelos con similares características. Seguir analizando cuáles son las causas que produjeron estos cambios en el pH y CE constituye un desafío que permitirá comprender la dinámica de los suelos y su posible efecto sobre la biota. Agradecimientos Agradecemos a los Laboratorio de Geoquímica y de Suelos del Departamento de Geología y al Laboratorio de Suelos del CIEFAP-UNPSJB por facilitarnos el uso de sus instalaciones e instrumental. A la Dra María Agueda Castro (UBA) y la Dra. María Elena Arce (UNPSJB). Bibliografía ACUÑA, A.J., O. H.PUCCI & G. PUCCI, 2008. Caracterización de un proceso de biorremediación de hidrocarburos en deﬁciencia de nitrógeno en un suelo de Patagonia Argentina. Ecosistemas 17 (2): 85-93. Asociación Española de Ecología Terrestre. ACUÑA, A. J., O. H. PUCCI & G. PUCCI, 2012. Eﬀect of Nitrogen deﬁciency in the biodegradation of aliphatic and aromatic hydrocarbons in Patagonia contaminated soil. IJRRAS 11 (3). ATLAS R & R. BARTHA, 2002. Los microorganismos en sus hábitats naturales: Microbiología del aire, del agua y del suelo. En: Ecología microbiana y microbiología ambiental. Ed Pearson Educación S.A. 4ta Edición. Madrid. España. BERTILLER, M.B., A. M. BEESKOW & M DEL P. 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Derrames de Petróleo en Suelos y Adaptación de Pastos Tropicales en el Activo Cinco Presidentes, Tabasco. Terra 23: 293-302. 155 Sección IV. Humedales Pastores de la Puna: manejo sustentable de pastizales naturales en las tierras altas de Jujuy, Argentina Shepherds of Puna: sustainable management of natural grassland in highland Jujuy, Argentina Mariana Quiroga-Mendiola IPAF NOA INTA Instituto de Investigación y Desarrollo Tecnológico para la Pequeña Agricultura Familiar-Región NOA /quiroga.mendiola@inta.gob.ar/ “Tantos documentos, funcionarios e incluso cientíﬁcos repiten la aﬁrmación de la responsabilidad del pastoreo por la degradación del medio ambiente, que la acusación ha alcanzado el estado de una verdad fundamental, un caso tan auto-evidente que introducir evidencia de su parte es superﬂuo si es que de hecho no absurdo, como tratar de convencer a un escéptico de que la tierra es redonda o de que el sol sale por el este”. Horowitz 1979: 27 (citado de Nori, s/f). Resumen En la actualidad se considera que la mayor parte de los territorios áridos y semiáridos en que se han desarrollado los sistemas pastoriles están en vías de desertiﬁcación. En los últimos años se ha comenzado a reconocer que los procesos de degradación no sólo comienzan como producto de la carga animal, sino también de una combinación de restricciones a la movilidad en el pastoreo, privatización de la tierra y sustitución de sistemas rotativos por unidades productivas sedentarias con lógicas productivas ajenas a las lógicas pastoriles ancestrales. Existen además procesos climáticos regionales que muestran tendencias de cambio a largo plazo. Numerosas investigaciones ponen en evidencia que cuando se mantienen los sistemas pastoriles, especialmente en ambientes áridos o semiáridos, pueden proyectarse sistemas de gestión sostenible de los territorios. Esta ponencia buscará exponer de qué manera los pastores de la Puna de Jujuy manejan el pastizal natural mediante la movilidad espacial y temporal, creando relaciones vegetación-herbivoría que, en los casos estudiados, no muestran evidencias de degradación. Palabras clave: Andes, pastizales naturales, pastoralismo, Puna ABSTRACT Currently it is considered that most of the arid and semi-arid territories in which pastoral systems have been developed, are in the process of desertiﬁcation. In recent years it has begun to recognize that degradation not only begin as product stocking, but also a combination of restrictions on mobility in grazing, land privatisation and replacement of rotary systems by sedentary productive units with non-ancestral sheperd logics. There are also regional climate processes that show change long-term trends. Numerous studies demonstrate that when maintaining the Mariana Quiroga-Mendiola pastoral systems, especially in arid and semi-arid environments, the results can be sustainable land management. This paper will seek to expose how the shepherds of the Puna of Jujuy handle natural grassland by spatial and temporal mobility, creating relationship vegetation-herbivory that would not lead inevitably to their degradation. Key words: Andes, natural grasslands, pastoralism, Puna Introducción Los pueblos pastores son aquellos que dependen de la crianza ambulante de ganado como estrategia de vida. Al interior de esta deﬁnición general, existe un amplio rango de modalidades que adquieren los sistemas pastoriles en relación con el peso relativo de los productos animales, las formas productivas y las prácticas económicas de las familias o comunidades pastoriles (distribución de la mano de obra, los recursos naturales, los animales, multiplicidad de ingresos prediales y/o extraprediales, etc.). No obstante estas diferencias, los pueblos pastores centran su vida y esfuerzo laboral en el cuidado de animales, los que constituyen su medio de producción, pero también un elemento social y simbólico, con atributos culturales adjudicados por la sociedad que los mantiene, y que implican codiﬁcaciones y reglas de honor y/o estatus, de valor organizador en que se desarrolla la vida y la reproducción social de las familias pastoras (Galaty y Johnson, 1990). El pastoralismo implica el uso ﬂexible y dinámico del territorio pastoril. Los rebaños, y con ellos el hogar completo (o parte del mismo), se moviliza en el espacio y en el tiempo. La mayor parte del alimento que consume el ganado es la vegetación nativa. “El manejo de recursos del pastoreo se basa en un complejo conjunto de derechos temporales o permanentes sobre pastos, agua, y otros recursos, y en principios subyacentes de ﬂexibilidad y reciprocidad. La base de recursos de los pastores —la tierra— no es por lo tanto un capital ﬁjo poseído individualmente, sino más bien un activo ﬂexible alrededor del cual existen varios usuarios y mecanismos de acceso” (Nori et al., 2008). Los sistemas pastoriles se desarrollan principalmente en tierras áridas y semiáridas que ocupan el 30% de la superﬁcie del mundo (Martínez Carretero, 2013). Este tipo de ambientes se caracteriza por las bajas precipitaciones además de la gran variabilidad anual e interanual (Coeﬁcientes de Variación iguales o mayores a 30) (Vetter, 2005). Si estos ambientes además están situados en alta montaña, se suman a esos condicionantes las acusadas pendientes y los fuertes vientos estacionales o diarios. En estos espacios la población humana ha desarrollado sistemas de vida basados en el aprovechamiento de la vegetación nativa a través de intermediarios capaces de producir alimentos para los hombres: los animales salvajes o el ganado doméstico. La Puna reúne las características de aridez, amplitud térmica y baja productividad primaria que condicionan a los seres humanos a recurrir a estrategias de reproducción social basadas en el pastoralismo. El enfoque que planteo propone pensar que en estos ambientes imprevisibles, cambiantes y con escasa productividad primaria, hay familias y comunidades que han logrado acumular experiencia suﬁciente para lograr su reproducción social manejando los pastizales naturales de manera sustentable. A los ﬁnes de invitar a la reﬂexión sobre la idea generalizada de que la Puna se encuentra inmersa 160 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina en procesos de “desertiﬁcación”—presuntamente provocada por los pastores—, señalo aquí que estudios realizados en la Puna de Atacama, muestran un progresivo proceso de desecamiento regional en un lapso que abarca desde 11.000 hasta 3.000 años a.p. en el que se conforma el ensamble actual de especies vegetales (Latorre et al., 2003). Estos estudios coinciden con observaciones realizadas por Morales et al. (2012) entre otros, mostrando también una paulatina desecación de la puna y valles áridos de Salta y Jujuy en los últimos 700 años antes del presente. Esta información permite además profundizar el análisis que propongo en este trabajo, abordando la realidad de los pastores de la Puna como algunos de los tantos pueblos campesinos situados en un escenario de cambio climático (natural y/o de origen antrópico) en condiciones de vulnerabilidad. Sin embargo, cabe decir que el acervo cultural acumulado por los pastores de alta montaña durante varias generaciones, habilita la reﬂexión acerca de la potencialidad productiva y la resiliencia de estos agroecosistemas. En este trabajo expondré los resultados de mi investigación sobre la situación de la vegetación natural ante diferentes condiciones de disturbio producido por el pastoreo en Suripujio, en la Puna de Jujuy. El altiplano puneño La provincia geológica Puna es una región morfoestructural ubicada en el extremo sur del altiplano boliviano y peruano, y que se extiende entre los paralelos 15 y 27° de latitud Sur, en la franja comprendida entre la Cordillera Oriental, y las Sierras Pampeanas al Este, y la Cordillera Principal al Oeste (Turner y Mon, 1979). En Argentina la provincia geológica Puna abarca parte de las provincias de Jujuy, Salta y Catamarca. Una conjunción de factores orográﬁcos y climatológicos imprime a la región una acentuada dinámica geomorfológica, incluyendo sismos, terremotos y el levantamiento gradual de la altura sobre el nivel del mar (Oncken et al., 2006). Desde el punto de vista morfológico, la Puna está compuesta por un conjunto de cuencas exo o endorreicas, separadas por cordones montañosos orientados en sentido norte-sur, con una altitud promedio de 3.800 m. El clima de la región es de tipo monzónico con estación seca, cuyo lapso de duración media es de 8 meses. Una característica regional muestra la disminución de las temperaturas y de las precipitaciones de norte a sur (Ruthsatz y Movia, 1975). La Provincia Fitogeográﬁca Puneña es una estepa arbustiva de “tolas” (Parastrephia sp., Baccharis sp. y/o Fabiana sp.). Dentro de esta unidad aparecen diferentes comunidades como los pajonales de Festuca argentinensis “chillahua”, los ciénegos de gramíneas y graminoides y las estepas de Pennisetum chilense “esporal” sobre suelos arenosos, Cabrera (1976). Pastores de la Puna Los pastores de la Puna se pueden describir como campesinos semiproletarizados,ya que las relaciones laborales y los ingresos salariales son una parte necesaria e ineludible de la reproducción campesina (Karasik, 2005); cuyos ingresos extraprediales procedentes de trabajo temporario, empleos o transferencias del Estado, constituyen entre el 40 y el 60% de los ingresos totales (Quiroga Mendiola et al., 2013). 161 Mariana Quiroga-Mendiola Vivir en ambientes cambiantes y extremos como lo son las tierras áridas y semiáridas de alta montaña atrae complejos problemas a resolver en relación con la ﬂuctuación ecológica y las condiciones socio-económicas (los “riesgos”), así como aquellos vinculados a la falta o escasez de información (la “incertidumbre”) (Göbel, 1997). Los pastores y los campesinos en general conﬁguran un amplio rango de redes e instituciones en el entorno familiar que puede actuar como absorbedor temporario de la crisis. Las estrategias de vida y uso de los recursos naturales para afrontar los riesgos que corren los pastores en ambientes áridos y semiáridos, incluyen la carga animal ﬂuctuante, la alta movilidad y dispersión espacial y temporal de los lugares de uso de las familias, la adaptación dinámica del manejo del rodeo en relación con la disponibilidad de productividad primaria, creación de ambientes óptimos para aumentar la capacidad de carga, la distribución del riesgo mediante la diversiﬁcación productiva y de mercado, y el sostenimiento de redes sociales informales o formales (Browman, 1987; Göbel, 1997; Declaración de Segovia de los Pastores Nómadas y Trashumantes, 2007). Así, el desarrollo y acumulación de conocimientos y técnicas de manejo espacial y temporal del pastoreo es parte del acervo cultural cuidadosamente atendido y transmitido a través de generaciones de pastores. Material y Método Ubicación de la zona de estudio El caso de investigación seleccionado fue el territorio de la Comunidad Aborigen Suripujio, en el departamento de Yavi, al noreste de la provincia de Jujuy en el altiplano puneño ubicado entre la Cordillera Oriental y la Cordillera Principal de los Andes (Figura 1). La vegetación dominante es una estepa arbustiva interrumpida en bajos de ribera o nacientes de cuencas, por ciénegos graminosos muy productivos, que constituyen pasturas clave para los herbívoros domésticos y silvestres. Para realizar una primera descripción ﬂorística se recolectaron y determinaron las especies de plantas del territorio comunitario. Para el abordaje del complejo sistemas social y natural que compone el pastoralismo he utilizado metodologías cualitativas y cuantitativas procedentes de la etnografía y de la ecología de pastizales naturales. Con la ﬁnalidad de conocer y comprender las prácticas pastoriles y los condicionantes que interactúan en el manejo de la relación rebaño/vegetación nativa, abordé el estudio de las formas actuales e históricas de uso del espacio pastoril, la distribución de la mano de obra familiar, las tramas socio productivas familiares y comunales, los modos en que se conforma un rebaño desde su inicio, el calendario ganadero, los procesos de cambio en la comunidad estudiada. Para ello realicé entrevistas personales a pastores e informantes clave, talleres comunitarios para la construcción de mapas y calendarios de uso del territorio, conteo directo de tropas y caminatas acompañadas para la georreferenciacióny descripción del esquema de pastoreo en puestos, sitios ecológicos y aguadas. Para iniciar el estudio de la estructura y funcionalidad del sistema me propuse identiﬁcar sitios ecológicos (Bestelmeyer et al., 2009; USDA –NRCS, Natural Resources Conservation Service, Estados Unidos de América). El concepto de sitio ecológico se 162 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina entiende como un área con clima y propiedades edafo– geomorfológicas dados, que afectan directamente a la productividad, composición y resiliencia de la vegetación. Así, mediante interpretación de imágenes satelitales y recorridas a campo en las que registré altitud, situación geomorfológica y ﬁsonomía de la vegetación, identiﬁqué dos sitios ecológicos con cierta homogeneidad interna a la escala de trabajo. La asociación de plantas encontradas en un sitio puede ser interpretada como el producto del ﬁltro que ejerce el clima, los regímenes de disturbio y las interacciones bióticas del lugar. Así, el clima y el uso de la tierra son interpretados como ﬁltros sucesivos actuando a nivel regional sobre el agregado de especies, es decir, son segregadas por el hábitat-especies funcionalmente análogas (Cowling et al., 1994). Con el ﬁn de investigar los efectos del disturbio ocasionado por pastoreo en los sitios ecológicos detectados, he utilizado como unidades de análisis los tipos funcionales de plantas (TFP). Estos son grupos de especies que evidencian mecanismos funcionales parecidos a nivel de organismo, respuestas análogas ante factores ambientales, como así también roles o efectos similares en los ecosistemas o biomas (Díaz y Cabido, 1997; Cornelissen et al., 2003). Los atributos funcionales (longevidad, palatabilidad, resistencia al pastoreo/ramoneo, caducidad de las hojas, tolerancia a la sequía, etc.) reﬂejan los mecanismos que participan en los procesos del ecosistema (Navarro et al., 2005). Figura 1. Ubicación del área de estudio Comunidad Aborigen Suripujio, departamento de Yavi, provincia de Jujuy, Argentina Figure 1. Location of the study area Suripujio Aboriginal Community, Yavi, Jujuy Province, North west Argentina 163 Mariana Quiroga-Mendiola Para deﬁnir los TFP presentes en el lugar, tomé como base el protocolo elaborado por Cornelissen et al. (2003). La mayor parte de los rasgos presentados en este protocolo son aquellos denominados “soft-traits” (“rasgos-suaves”), que son los que se pueden medir con relativa facilidad y rapidez y que muestran una buena correlación con los llamados “hard-traits” (rasgos duros), que suelen ajustarse mejor como indicadores de las funciones de las plantas responsables de respuestas o efectos a escala de bioma o ecosistema, pero que no pueden ser medidos para una gran cantidad de especies en muchas regiones del mundo. Clasiﬁqué las plantas recolectadas mediante una ﬁcha de presencia/ausencia de los siguientes rasgos funcionales asociados a condiciones de aridez y respuesta ante herbivoría: bioforma, ciclo de vida, forma de crecimiento, posición de las yemas de renuevo, altura de la planta, clonalismo, presencia de espinas, pubescencia, presencia, caducidad y consistencia de las hojas. Con estos datos realicé la clasiﬁcación sobre una matriz de 71 especies por 11 rasgos, utilizando datos estandarizados, y el algoritmo de agrupamiento: Encadenamiento promedio con Distancia Euclídea (coeﬁciente de correlación cofenética 0,97), utilizando el programa InfoStat (2007). Bajo el supuesto de que en cercanías a los corrales la presión de pastoreo es mayor, mientras que disminuye radialmente a medida que nos alejamos de los mismos, y con el ﬁn de detectar diferencias funcionales ante este disturbio diferencial, realizamos muestreos de vegetación en 14 puestos a dos distancias con respecto al corral (cerca: 100 m / lejos: 800 m), en transectas de 30 m de longitud, divididas en 3 subtransectas de 10 m cada una, separadas entre sí por 3 m, colocadas transversalmente sobre una línea recta radial trazada a partir del puesto. En estas transectas se relevó la totalidad de las especies vegetales interceptadas, además de suelo desnudo, roca, mantillo, ramas o coronas secas y guano. Estas especies fueron luego asignadas al tipo funcional de pertenencia, obteniendo así la composición funcional de cada transecta. Los datos se analizaron utilizando comparaciones de muestras pareadas de Wilcoxon dependientes entre sí, mediante matrices de dos observaciones (T1 y T2) para cada tipo funcional de Plantas en los sitios ecológicos identiﬁcados. Este mismo análisis se realizó para identiﬁcar la posible segregación de rasgos funcionales de las plantas en torno a la perturbación ocasionada por pastoreo, para cada rasgo funcional en cada uno de los sitios ecológicos identiﬁcados. Con el ﬁn de ahondar la exploración de posibles respuestas de la vegetación nativa al disturbio ocasionado por pastoreo, se procedió a la construcción de un Índice de Presión de Pastoreo, utilizando para ello diversos parámetros de la complejidad en las estrategias de uso del sitio de muestreo (Adler y Morales, 1999; QuirogaMendiola, 2004). Este Índice fue construido mediante la identiﬁcación y valoración de 6 categorías: 1) Estación de ocupación del puesto: se considera que el momento de la brotación con las primeras lluvias de primavera, y el momento en que las plantas terminan de almacenar reservas en semillas, bulbos, rizomas, etc. son momentos “clave” para la vegetación. Así, al uso de primavera u otoño se le asignó el doble del valor de presión de pastoreo que al uso de verano o invierno (Huss et al., 1982). 2) Número de días de ocupación del puesto en cada estación. 3) Especie ganadera: Se asignaron valores de perturbación del pastizal natural se- 164 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina gún especie animal: exóticos = 1, nativos = 0,5; asumiendo que las especies nativas pueden ser menos agresivas para la vegetación natural. 4) Carga animal: Se multiplicó el número de animales de cada especie por el valor otorgado por los requerimientos de Materia Seca de cada especie animal (1 Equivalente Llama = 2 Equivalentes Ovino), según datos obtenidos por Vargas (1980) para el altiplano boliviano. 5) Ocupación (puestos efectivamente ocupados, puestos desocupados y tiempo que han transcurrido desocupados). Se establecieron 7 rangos de ocupación: 1= desocupados hace más de 20 años; 2= desocupados entre 11 y 20 años; 3=desocupados entre 6 y 10 años; 4=desocupados entre 3 y 5 años; 5= desocupados hace 2 años; 6= desocupados hace 1 año; 7= ocupados actualmente. 6) Número de cambios al año entre puestos, y por lo tanto número de descansos. IPP = Carga por Puesto/ distancia al corral donde: Carga por Puesto = Carga Animal/Descansos Carga Animal= [ocupación * (estación de ocupación * N° de días ocupación al año) * (N° animales * especie ganadera)]+1 Descansos= Número de cambios al año entre puestos Para la asignación de valores a estas 6 categorías realicé entrevistas personales a cada una de las familias en cuyos puestos de pastoreo se trazaron transectas de muestreo de vegetación. De esta manera se obtuvieron diversos IPP para cada situación en cada sitio ecológico. Luego efectué un análisis de la respuesta de la vegetación ante todos los diferentes valores del Índice de presión de pastoreo. Con el ﬁn de explorar las posibles correlaciones entre variables de manejo del pastoreo, variables del suelo y variables de la vegetación, completé el relevamiento de datos con una ﬁcha de variables abióticas del sitio en cada una de las transectas de muestreo de vegetación. En esta ﬁcha se incluyó información sobre Altitud, Exposición, Pendiente (Leve, Moderada, Fuerte), Pedregosidad en superﬁcie (arcilla, arena ﬁna, arena gruesa, grava, guijarros y bloques) y Nivel de erosión (sin erosión, erosión laminar, plantas en pedestal: 2 a 4 cm; 4 a 6 cm; pedestales mayores a 6 cm). Con estos datos realicé un Análisis de Correlaciones Múltiples de Spearman para datos no paramétricos, mediante una matriz de 32 x 32 variables. Se tomaron en cuenta sólo los valores de correlación R≥0,7 y P≤0,05. Resultados El manejo espacial del pastoreo en la Puna En Suripujio el pastoreo de llamas y ovejas se realiza en tierras comunitarias, aunque las familias detentan derechos consuetudinarios sobre territorios de pastoreo que se heredan de generación en generación como también lo observaron Göbel (2003), Nielsen (2009) y Sendon (2009) en sus trabajos en Puna de Jujuy y Puna de Bolivia. Cada familia posee una casa principal en el pueblo, provista de infraestructura de tipo productiva, tanto como de carácter social. En esta casa hay varias habitaciones, e in- 165 Mariana Quiroga-Mendiola fraestructura anexa, junto a la que se ubica el corral de encierro nocturno, y ella es la sede de actividades del calendario anual como la señalada que ocurre a ﬁnes del verano, o eventos sociales (bautizos, casamientos, etc.). Además, las familias poseen una o varias “estancias” o “puestos” de pastoreo en distintas localizaciones del territorio comunitario, entre las que circulan con sus animales a lo largo del año. Las estancias poseen limitada infraestructura, constando de una o dos habitaciones de tamaño muy reducido, un corral con su “chiquero” y un fueguero. El pastoreo es una actividad que desarrollan las mujeres de la familia, e implica la movilidad estacional o temporal entre distintos puestos, distanciados a pocos kilómetros unos de otros. Estos cambios se encuentran principalmente regidos por la disponibilidad de agua, antes que por la de pastos. Algunas pastoras llegan a realizar hasta ocho cambios al año, entre puestos de tipo “estacionales”, puestos “de paso”, y los puestos “mellizos” (que se encuentran muy cercanos entre sí —por lo que no implican el uso de distintas zonas de pastoreo—, pero que son utilizados según emergentes meteorológicos diarios o semanales y en relación con el estado de la tropa) (Quiroga Mendiola, 2014). Sitios ecológicos En las recorridas a campo realizadas recolecté y se determinaron 89 especies en 26 familias, con gran riqueza de Asteraceae y Poaceae, en el territorio de la Comunidad Aborigen Suripujio. Utilizando datos ﬁsonómicos y geomorfológicos logré deﬁnir dos grandes Sitios Ecológicos: Sitio ecológico Tolar y Sitio ecológico Ciénego (Figura 2). Figura 2. Sitios Ecológicos en la Comunidad Aborigen Suripujio, departamento deYavi, provincia de Jujuy, noroeste de Argentina Figure 2: Ecological Sites in Suripujio, Yavi, Jujuy Province, Northwest Argentina 166 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Sitio Ecológico Tolar. Es un arbustal que abarca una gran superﬁcie en la zona estudiada cubriendo la cuenca media y baja del río Suripujio, con altitudes que van entre los 3.690 hasta los 3.790 m aproximadamente, con pendiente media y relieve ondulado. Los suelos son pedregosos, frecuentemente con pavimento eólico. Las especies dominantes son Baccharis boliviensis “chijua tola” y Fabiana densa “cara tola”, acompañadas por la gramínea enana Bouteloua simplex. En este ambiente se encuentran numerosas lagunas temporarias de verano, alrededor de las cuales se establecen puestos de pastoreo utilizados principalmente durante el otoño-invierno. Sitio Ecológico Ciénego. Este Sitio se encuentra ubicado entre los 4.100 y 4.300 m en la ladera occidental de la Sierra de Santa Victoria que separa las provincias de Salta y Jujuy. Esta comunidad con alta cobertura vegetal está compuesta por gramíneas y graminoides, cuyas especies dominantes son Festuca argentinensis (chillagua), Muhlenbergia atacamensis y Eleocharis sp. El Ciénego de Altura soporta pastoreo de rebaños de ovejas y llamas durante algunos meses al año (en general en primavera-principios de verano). Tipos Funcionales de Plantas Sobre una matriz de 71 especies por 11 rasgos, utilizando datos estandarizados, y el algoritmo de agrupamiento Encadenamiento Promedio con Distancia Euclídea (coeﬁciente de correlación cofenética 0,97) (Info Stat, 2007), obtuve 8 grupos funcionales de plantas (Tabla 1). Tabla 1.tipos funcionales de plantas en la comunidad aborigen Suripujio, departamento deYavi, provincia de Jujuy, noroeste de Argentina Table 1. Plant Functional Types in Suripujio, Yavi, Jujuy, Argentina North western Argentina TFP Caracterización TFP 1 Suculentas cortas, áﬁlas (Cactáceas) TFP 2 Arbustivas áﬁlas TFP 3 Arbustivas, faneróﬁtas, con hojas perennes y propagación por semillas. TFP 4 Arbustivas nanofaneróﬁtas, con brácteas punzantes, propagación por semillas. TFP 5 Arbustivas faneróﬁtas, con hojas perennes y propagación por órganos gemíparos. TFP 6 Dicotiledóneas herbáceas, crecimiento basal corto, hojas escleróﬁlas y caducas, pubescentes, brácteas punzantes, propagación por semillas. TFP 7 Herbáceas, gramíneas y graminoides, plurianuales, hemicriptóﬁtas, crecimiento en forma de matas, con hojas caducas sin espinas y glabras, propagación por rizomas o semillas. TFP 8 Dicotiledóneas herbáceas, hemicriptóﬁtas, caméﬁtas o teróﬁtas, de crecimiento basal corto, propagación por semillas o estolones, inermes. 167 Mariana Quiroga-Mendiola Respuesta funcional de la vegetación ante diferentes presiones de pastoreo El análisis de Wilcoxon no evidenció diferencias signiﬁcativas en los distintos atributos de los TFP en transectas con alta o baja presión de pastoreo en casi ningún caso, salvo la existencia de mayor cobertura total y mayor altura de faneróﬁtas clonales en puestos cercanos al corral en el Sitio Ecológico Tolar (Tabla 2). Tabla 2. Comparaciones de muestras pareadas de Wilcoxon dependientes entre sí, mediante matrices de dos observaciones (Cerca/Lejos) para cada tipo funcional de plantas en los Sitios Ecológicos Comunidad Aborigen Suripujio, departamento deYavi, provincia de Jujuy Table 2. Results of comparisons Wilcoxon mutually dependent paired samples, using arrays of two observations (Near/Far) for each Functional Type Plants in the Ecological Sites. Suripujio, Yavi, Jujuy Province, Northwest Argentina Ciénego Cobertura total Cobertura de TFP 8 Cobertura de TFP 7 Cobertura de TFP 5 Cobertura de TFP 3 Cobertura de TFP 6 Altura máxima media TFP 8 Altura máxima media TFP 7 Altura máxima media TFP 5 Altura máxima media TFP 3 - - Tolar + (mayor cobertura cerca del corral) + (mayor altura cerca del corral) - En síntesis, en cuanto a la respuesta de las comunidades de plantas en relación con mayor y menor presión de pastoreo, no se encontró vinculación estadísticamente signiﬁcativa entre cobertura, altura o composición funcional. Los TFPs conformados por varias o una sola especie que podrían haber funcionado como indicadores de alta presión de pastoreo o sobrepastoreo (TFP 1, TFP 4 y TFP 6), y TFP 2 compuesto por una especie altamente palatable (Ephedra rupestris), no evidenciaron cambios estadísticamente signiﬁcativos. Segregación de Rasgos Funcionales en relación con la presión de pastoreo Realizando el mismo tipo de comparaciones de Wilcoxon para cada rasgo funcional por separado, en Ciénego la aparición de plantas con espinas en tallos u hojas muestra una segregación positiva hacia las transectas de muestreo ubicadas en sitios con mayor presión de pastoreo (p>0,004). El resto de los rasgos funcionales estudiados no muestran diferencias estadísticamente signiﬁcativas en ningún caso entre transectas cercanas o lejanas a los puestos. En Tolar, la presencia de espinas en hojas y tallos muestra diferencias estadísticamente signiﬁcativas (p>0,004) en pares de observaciones realizadas cerca y lejos del puesto, a favor de los muestreos realizados cerca. Las frecuencia de plantas anuales 168 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina muestra diferencias, aunque no estadísticamente signiﬁcativas (p>0,16) hacia los muestreos con baja presión de pastoreo. A su vez, la forma de crecimiento basal corta parece mostrar una leve tendencia a segregar hacia los muestreos realizados en sitios con alta presión de pastoreo, aunque de manera no estadísticamente signiﬁcativa (p>0,18). El resto de los rasgos funcionales no muestra segregación con diferencias signiﬁcativas entre puntos de muestreos realizado en sitios con alta o baja presión de pastoreo. Respuesta de los Tipos Funcionales de Plantas ante los diferentes Índice de Presión de Pastoreo (IPP) En las Figuras 3 y 4 se puede observar la riqueza funcional de los TFPs en relación con el aumento del IPP en los Sitios Ecológicos Ciénego y Tolar. Hay una leve tendencia a au- Figura 3. Variación de la riqueza de TFPs en función del incremento del IPP en el Sitio Ecológico Ciénego. Línea de tendencia polinómica Figure 3. Variation of the richness of TFPs in function of the increase of the IPP in the Ecological Site Ciénego. Polynomialtrendline Figura 4. Variación de la riqueza de TFPs en función del incremento del IPP en el Sitio Ecológico Tolar. Línea de tendencia polinómica Figure 4. Variation of the richness of TFPs in function of the increase of the IPP in the Ecological Site Tolar. Polynomialtrendline 169 Mariana Quiroga-Mendiola mentar la riqueza funcional a presiones intermedias de pastoreo en Ciénego, mientras que en Tolar la riqueza se mantiene más o menos constante a diferentes presiones de pastoreo. La cobertura total y la altura máxima de los Tipos Funcionales de Plantas no demuestran una tendencia que se relacione con mayores o menores presiones de pastoreo, como se puede ver en las Figuras 5 y 6. Figura 5. Cobertura total (%) y altura máxima (cm) de la vegetación según varía el Índice de Presión de Pastoreo en Ciénego Figure 5. Variation of Total coverage and maximum height (cm) of vegetation with increasing Grazing Pressure Index in Ciénego Figura 6. Cobertura total (%) y altura máxima (cm) de la vegetación según varía el Índice de Presión de Pastoreo en Tolar Figure 6. Variation of Total coverage and maximum height (cm) of vegetation with increasing Grazing Pressure Index in Tolar 170 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Asumiendo que el volumen de la comunidad (cobertura por altura) de los TFPs podría ser representativo de la biomasa expresada en la comunidad vegetal, se calculó además el volumen de las plantas como el producto entre la cobertura y la altura de cada TFP, y se la relacionó con el Índice de presión de pastoreo. El volumen del TFP 7 (gramíneas/graminoides) y del TFP 8 (dicotiledóneas herbáceas) el Sitio Ecológico Ciénego es constante a levemente mayor a mayores presiones de pastoreo (Figuras 7 y 8). Figura 7. Volumen de gramíneas/graminoides (TFP 7) según varía el Índice de Presión de Pastoreo en Ciénego. Línea de tendencia polinómica Figure 7. Variation of Volume of grasses/graminoides (TFP 7) with increasing Grazing Pressure Index in Ciénego. Polynomial trendline Figura 8.Volumen de dicotiledóneas herbáceas(TFP 8) según varía el Índice de Presión de Pastoreo en Ciénego. Línea de tendencia polinómica Figure 8. Variation of Volume of forbs (TFP 8) with increasing Grazing Pressure Index in Ciénego. Polynomial trendline 171 Mariana Quiroga-Mendiola El volumen del TFP 7 (gramíneas/graminoides) es levemente mayor a mayor presión de pastoreo, mientras que el volumen del TFP 8 (dicotiledóneas herbáceas) se mantiene constante a distintas presiones de pastoreo en el Sitio Ecológico Tolar (Figuras 9 y 10). Figura 9. Volumen de gramíneas/graminoides (TFP 7) según varía el Índice de Presión de Pastoreo en Tolar. Línea de tendencia exponencial Figure 9. Variation of Volume of grasses/graminoides (TFP 7) with increasing Grazing Pressure Index in Tolar. Polynomial trendline Figura 10. Volumen de dicotiledóneas herbáceas(TFP 8) según varía el Índice de Presión de Pastoreo en Tolar. Línea de tendencia polinómica Figure 10. Variation of Volume of forbs (TFP 8) with increasing Grazing Pressure Index in Tolar. Polynomial trendline 172 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 3. Resumen principales resultados obtenidos de los Tipos Funcionales de Plantas en relación con diferentes presiones de pastoreo Table 3. Main results: variables of the Plant Functional Types in relation to diﬀerent grazing pressures CIÉNEGO TOLAR Mayores IPP Menores IPP Riqueza de TFPs levemente mayor a IPP intermedios Riqueza de TFPs constante Cobertura Total constante Cobertura Total constante Altura de los TFP sin patrón evidente (muy variable) Altura de los TFP sin patrón evidente (muy variable) Volumen de los TFP 8 y 7 constante o sin patrón evidente (muy variable) Volumen de los TFP 8 y 7 sin patrón evidente (muy variable) Análisis de correlación entre variables de manejo, variables abióticas del sitio de muestreo y variables de la vegetación En el Sitio Ecológico Ciénego no existe correlación signiﬁcativa entre variables de presión de pastoreo o de rasgos de erosión con las variables de cobertura total, cobertura de cada TFP o altura media total o altura máxima de cada TFP. Existe leve correlación positiva entre erosión laminar y carga de llamas (R= 0,68; P=0,01), y plantas con pedestal mayor que 6 cm y número de visitas al territorio de pastoreo (R= 0,69; P= 0,01). La carga de llamas muestra una leve correlación con los sitios ubicados con exposición Norte (R=0,72; P≤0,01) y asentados sobre pendientes leves (R= 0,68; P≤0,01). Pendientes mayores no se correlacionan de ninguna manera con variables de presión de pastoreo ni cobertura de la vegetación. La presencia de plantas con pedestal mayor que 6 cm se correlaciona positivamente con la exposición norte (R= 0,9; P≤0,01), la presencia de grava en superﬁcie (R=0,78; P≤0,01) y con pendientes leves (R=0,68; P≤0,01). En el Sitio Ecológico Tolar no se observan correlaciones entre signos de erosión y otras variables abióticas del sitio de muestreo como exposición o pendiente, como tampoco entre erosión y variables de manejo del pastoreo o de la vegetación nativa. Se observa que la altura media de la vegetación se correlaciona positivamente con el número de visitas al puesto (R= 0,8; P≤0.01). El tiempo transcurrido en que no se usa el puesto de pastoreo se correlaciona débilmente con la cobertura de TFP2 (Ephedra rupestris, muy palatable) (R=0,68; P≤0,01), con la cobertura de TFP4 (no palatables) (R=0,68; P≤0,01), y con altura del TFP 3 (R=0,73; P≤0,01); TFP5 (R=0,7; P≤0,02) que son los grupos compuestos por arbustivas noclonales y clonales respectivamente, y del TFP7 (R= 0,69; P≤0,01) de gramíneas/graminoides. 173 Mariana Quiroga-Mendiola Discusión y Conclusiones En este trabajo he explorado la huella que deja el pastoreo andino en la Puna de Jujuy sobre la vegetación nativa, buscando relaciones o cambios funcionales vinculados a este factor modelador. La composición de especies, la estructura horizontal y vertical, y la funcionalidad de la comunidad de plantas es modelada en los pastizales áridos y semiáridos principalmente por los eventos de estrés hídrico, más que por efectos de la herbivoría (Milchunas y Laurenroth, 1993). Los sistemas pastoriles en ambientes semiáridos a áridos son regulados por mecanismos de “no equilibrio”, en combinación con mecanismos de “equilibrio” (Milchunas y Laurenroth, 1993; Briske et al., 2003; Vetter, 2005; Henrik et al., 2008; Reid y Fernández-Giménez, 2008), es decir que la dinámica de los sistemas de pastizales naturales en relación con herbivoría depende de una gran cantidad de factores en múltiples combinaciones (Boone y Wang, 2007). Los varios factores puestos en juego en este trabajo para el análisis de la dinámica de la vegetación en relación con el pastoreo, muestran complejas relaciones en las que algunas pesan más que otras, pero no en todas las circunstancias, produciendo respuestasno lineales en la proporción de los tipos funcionales de plantas, la cobertura total y la altura general de las plantas. Una medida de la resiliencia de los ecosistemas semiáridos consiste en reconocer la “co-estructuración” de las pasturas desarrollada en relación a la herbivoría en el largo plazo (Pucheta et al., 1997; de Kneg tet al., 2008). Esta coestructuración se produce por ejemplo apelando a estrategias de escape mediante la generación de un banco de semillas o propágulos vegetativos, con la consiguiente ausencia de vegetación durante largos períodos de tiempo (Vetter, 2005; Mayor et al., 2003), o mediante la utilización de rasgos funcionales defensivos como pelos y espinas (Díaz et al, 1994). Aunque los análisis realizados no muestran resultados signiﬁcativos, se nota una tendencia a segregar las forma de crecimiento basal corta a mayor carga ganadera, como también muestran Begoña Peco et al. (2005) y Altesor et al. (2005). Si bien en territorios de pastoreo de Suripujio es escasa la proporción de plantas con espinas en el vástago, se ha detectado segregación estadísticamente signiﬁcativa de espinas en hojas y tallos en zonas aledañas a los corrales. En Suripujio es abundante la ocurrencia de plantas con pelos en hojas y tallos, aunque no se obtuvo un nivel aceptable de signiﬁcación en relación con la distancia al corral. Las plantas anuales mostraron una segregación positiva aunque no estadísticamente signiﬁcativa, en localizaciones de menor presión de pastoreo. En este sentido Adler et al., (2005) demuestran que especies no muy buenas para el ganado pero muy abundantes pueden conﬁgurar un pastizal natural resistente. Estas primeras observaciones plantean la necesidad de ahondar la indagación con respecto a rasgos que han mostrado mayor sensibilidad a las pruebas (presencia de espinas, plantas anuales y forma de crecimiento basal corto) que, en particular, son caracteres funcionales que pueden evidenciar algunos atributos de la respuesta de la vegetación al pastoreo. No he encontrado resultados estadísticamente signiﬁcativos entre la cobertura y altura de los TFPs en relación con la distancia al corral, y tampoco entre medidas de abundancia de los tipos funcionales de plantas y estimaciones de presión de pastoreo ponderadas a partir de múltiples factores (carga animal, composición de la tropa, tiem- 174 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina po de permanencia en el puesto de pastoreo, estación, número de visitas anuales al puesto, tipo de uso). Tampoco se observan cambios signiﬁcativos en la riqueza funcional, (referida al número de TFPs presentes), en relación con variaciones en el IPP. Estos resultados se condicen con los obtenidos por Adler et al. (2005) en Patagonia, quienes encuentran que menos del 50% de la variabilidad en la composición de especies pudo ser explicada por variaciones en el pastoreo. En el Sitio Ecológico Ciénego no se han detectado cambios en la composición funcional de la vegetación que se pudieran relacionar con el pastoreo o con rasgos de erosión. Se observa una relación débil entre territorios de pastoreo ubicados con exposición Norte y sobre pendientes leves con mayores cargas de llamas y que presentan signos de erosión. Los datos permiten poner en cuestión aspectos abióticos del Sitio (exposición, pendiente, suelo) y aspectos del manejo del pastoreo, en relación con la magnitud y efectividad de las fuerzas estocásticas y no estocásticas que operan en el lugar para la conﬁguración del agroecosistema que se observa, lo cual es materia de interés para futuras investigaciones. En el Sitio Ecológico Tolar no se han podido identiﬁcar relaciones entre signos de erosión y variables de presión de pastoreo o del pastizal natural, aunque sí se observó un débil cambio funcional de la vegetación en relación con el mayor tiempo en que el puesto ha sido dejado en desuso, aumentando la cobertura de gramíneas/graminoides, tolas y Ephedra breana. Los resultados obtenidos en este estudio abonan la idea de la conformación de un pastizal que, en virtud de una larga historia de pastoreo rotativo y ﬂuctuante, se ha co-estructurado en relación con la herbivoría, fortaleciendo su carácter resiliente y resistente. La historia de pastoreo con ganado no nativo en la zona estudiada tiene al menos 500 años (Mata, 2005), mientras que el ganado nativo data de al menos 6.000 años antes del presente (Wing, 1975; citado de Flores Ochoa, 1977). Si un sistema poco productivo ha evolucionado con una larga historia de carga ganadera, la biodiversidad es relativamente estable bajo presión de pastoreo, y además es resiliente ante cambios en la presión de pastoreo dada su adaptación a herbivoría (Pucheta et al., 1997), cuestión que es consistente con los resultados obtenidos en este trabajo. Así, es posible poner en duda —al menos preliminarmente—, que el pastoralismo en Suripujio haya quebrado la sustentabilidad del sistema. La funcionalidad del agroecosistema pastoril en Suripujio no parece estar alterada y no he podido constatar que exista un proceso de disminución de la cobertura vegetal, o cambios evidentes en la composición funcional del pastizal, provocado por el pastoreo. Podría resultar sumamente revelador generar estudios a mayor escala espacial y temporal, con el ﬁn de avanzar en el análisis de fenómenos climáticos y procesos sociales que podrían intervenir en la dinámica ecológica de los pastizales naturales de la Puna. El pastoreo por vicuñas, población nativa que ha incrementado ostensiblemente en número a partir de que ha adquirido el estatus de especie protegida, es un factor que ha introducido variaciones en el uso del pastizal natural y que en este trabajo no han sido evaluadas. 175 Mariana Quiroga-Mendiola Bibliografía ADLER, P. B. & P. MORALES, 1999. Inﬂuence of Environmental Factors and Sheep Grazing on an Andean Grassland. Journal of Range Management 52: 471-481. ALTESOR, A., M. OESTERHELD, E. LEONI, F. LEZAMA & C. RODRÍGUEZ, 2005. Eﬀect of grazing on community structure and productivity of a Uruguayan grassland. Plant Ecology 179: 83–91. BEGOÑA PECO, DE PABLO I., J. TRABA & C. LEVASSOR, 2005. 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Amaya2 Tecnicatura Superior en Conservación de la Naturaleza (IEF), Mendoza Fundación para la Conservación y el Uso Sustentable de los Humedales, Buenos Aires sosafabre@yahoo.com.ar 1 2 Resumen En el marco del proyecto Restauración y Conservación de Humedales del Sitio Ramsar Lagunas de Guanacache - Desaguadero - Bebedero realizado por la Fundación Humedales junto a la Tecnicatura Superior en Conservación de la Naturaleza con el apoyo de la Fundación Avina y la contraparte de las Direcciones de Recursos Naturales Renovable y de Hidráulica del Gobierno de Mendoza; se muestran los resultados de los primeros ensayos sobre restauración ecológica, mediante estrategias participativas con las comunidades locales. Se interviene a través de obras livianas para control de la erosión retrocedente en cárcavas laterales al río Desaguadero, en las localidades de El Retamo y El Forzudo, provincia de Mendoza. Las obras fueron diseñadas por técnicos junto a lugareños. Se tratan de terraplenes de arcilla, construidos con retroexcavadora y camión volcador, que luego se revisten con mantas de geotextil y se refuerzan con bolsas de plastillera rellenas de tierra. A modo de azudes niveladores, cada obra funciona como trampa de agua y sedimento. Esta acción además detiene el avance de la erosión retrocedente de las cárcavas, evitando que se desagüen bañados, ciénagos y lagunas aguas arriba. Con las intervenciones, no sólo se pretende aprovechar el agua de origen pluvial o ﬂuvial para la recuperación de las condiciones ecológica de estos ambientes y su biodiversidad, sino también aportar algo de solución a los problemas de sequía que afecta directamente al desarrollo ganadero de la zona. Los destinatarios, pobladores ganaderos, alcanzan unas 100 familias quienes serían beneﬁciados como resultado de las acciones de restauración y la recuperación de los servicios ambientales de los humedales que son la base de sus actividades tradicionales. Palabras clave: restauración, humedales, participación, manejo, cárcavas Heber J. Sosa & Nidia E. Amaya Abstract Within the framework of the project restoration and wetlands conservation of the site Ramsar Lagunas de Guanacache, Desaguadero and Bebedero by the Wetlands Foundation together with the Superior technical programs in conservation of nature with the support of the Avina Foundation and the counterpart of renewable natural resources and hydraulics of the Mendoza Government addresses; the results of early trials of ecological restoration, through participatory strategies with local communities. Intervenes through light works for erosion control retrocedente side gully to the Desaguadero River, in the towns of El Retamo and the brawny, province of Mendoza. The works were designed by technicians with locals user agreements. They are clay embankments, built with backhoe and dump truck, which are then covered with blankets of geotextile and it is reinforced with plastillera bags ﬁlled with soil. By way of leveling dams and sediment traps, each work functions as water and sediment trap. This action also stops the progress of the retrocedente erosion of the gullies, avoiding it to drain marshlands, cienagos and lagoons upstream. Interventions, is not only to make the source water rain or river for the recovery of these environments ecological conditions and biodiversity, but also provide some of the solution to the problems of drought that aﬀects directly the livestock of the area development. The recipients,settlers farmers, reached about 100 families who would be beneﬁtted as a result of the actions of restoration and recovery of environmental services wetlands that are the basis of their traditional activities. Key words: restoration, wet-lands, participation, management, gully Introducción El Sitio Ramsar Lagunas de Guanacache - Desaguadero - Bebedero está formado por un sistema de lagunas y bañados encadenados que se localizan en la zona denominada “tierras bajas” de Mendoza y San Juan. Forman parte de una planicie donde conﬂuyen los ríos Mendoza y San Juan, a los que se suman los aportes estacionales del arroyo Tulumaya desde Mendoza y del Río del Agua desde San Juan, conﬁgurando el sistema lacustre y dando origen al río Desaguadero (García Llorca y Cahiza 2007) La alta productividad que poseen los humedales ha favorecido fuertes presiones sobre los mismos y a causa de eso gran cantidad de humedales son transformados año tras año por actividades antrópicas que tienen que ver con la explotación de sus recursos, contaminación, desecación e invasiones tanto de fauna como de ﬂora, entre otros (Gibbs 2000). Por otro lado, las funciones de los humedales se han deteriorado y la vida silvestre asociados a ellos se ha estado perdiendo de forma muy severa (Ramsar 1999b, 1999c). Bien presente tenemos el ejemplo que en la región de Cuyo, a principio y hasta mediados del siglo XX, se perdieron paulatinamente más de 100.000 hectáreas de humedales en el N.E. mendocino debido fundamentalmente al aprovechamiento del agua para el desarrollo de oasis agrícolas (Sosa y Vallvé, 2004) Según Arias y Marzo (1975) el desecamiento de las lagunas de Guanacache comienza a perﬁlarse a principios del siglo XX. Aunque estudios arqueológicos más precisos permitieron deﬁnir una marcada variación en la disponibilidad del recurso agua en 180 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina los últimos 200 años, lo que signiﬁcó el retroceso en las extensiones de algunos humedales y en el desecamiento casi total en otros (Hernández y Chiavazza, 2009) En un informe del Departamento General de Irrigación de Mendoza, Giménez (1937) hace la observación que al río Mendoza ya no estaba llegando a las Lagunas del Rosario para ese año y que el río San Juan le faltaba poco para secarse. Finalmente el proceso de degradación se agudiza a partir de la década del 60, en parte por causas naturales: periodos prolongados de sequía por falta de nevadas en cordillera y disminución de lluvias locales, sumado a una fuerte erosión en masa provocada por inundaciones producto de las tormentas de verano. En mayor medida las modiﬁcaciones se sucedieron por efectos antrópicos, como el uso desmedido del agua en la cuenca media para la agroindustria; canalizaciones y desvío de cursos de agua de ríos o arroyos aﬂuentes para la construcción de caminos, rutas o puentes; disminución de la densidad de macróﬁtos por incendios provocados para el mejoramiento de las pasturas; impacto de jabalíes Sus scroﬀa sobre rizomas de totorales y juncales hasta dejarlos diezmados; invasión de tamarindos Tamarix sp. en sectores perilacunares, entre otros. Finalmente, con el deterioro de la comunidad vegetal relacionada al humedal, aumenta la erosión hídrica que se produce en las bases de las cubetas receptoras (Ulacco, 2006) Todo esto provocó una importante disminución de la superﬁcie de los humedales, afectando la biodiversidad y las actividades tradicionales de sus pobladores (Sosa 2012). Las comunidades que hoy viven en el sitio, reclaman sus lagunas como parte de su cultura; para recuperar las pasturas, las técnicas de cultivos en suelos lacunares y perilacunares, la pesca, las artesanías, entre otras actividades productivas que se fueron perdiendo con el tiempo. En la actualidad, la restauración de humedales se ha vuelto una necesidad para conservar la biodiversidad que estos albergan (Stevens et al., 2003; Ramsar, 1999ª; Taft et al., 2002). En realidad la restauración ecológica comprende una serie de actividades bajo contextos muy diversos que, en algunos casos, permite la recuperación de ecosistemas que son indistinguibles de sistemas naturales y, en otros, sólo la recuperación de algunos atributos o funciones especíﬁcas (National Research Council, 2001; Zedler, 2000). Recuperación de los humedales de Guanacache Aunque las deﬁniciones técnicas no coincidan en su totalidad con la terminología utilizada por los usuarios directos de los humedales, cuando ellos se reﬁeren a “recuperar” lo hacen pensando en implementar acciones para volver a obtener lo perdido y no a la “recuperación” (SER Internacional, 2004) que considera que un ecosistema contiene suﬁcientes recursos bióticos y abióticos como para continuar su desarrollo sin ayuda o subsidio adicional. Por tanto, en el sentido local del concepto, los primeros en intentar la recuperación de los sistemas lacunares de Guanacache fueron los mismos lugareños. Muestra de esto son las acciones que practican desde tiempos ancestrales para demorar el paso del agua y retenerla en sectores de pastoreo, a través de la construcción de pie de gallos; terraplenes; tapones de tierra con ramas o simplemente la limpieza y mantenimiento de viejos cauces (Sosa, 2012). 181 Heber J. Sosa & Nidia E. Amaya Luego de la inclusión de Guanacache a la Convención de Ramsar en el año 1999, con el ﬁrme propósito de restaurar del humedal para recuperar las características ecológicas esenciales (Sosa y Vallvé, 1999), comenzaron las primeras pruebas de intervención técnica basadas en experiencias locales. En el primer taller de capacitación sobre la rehabilitación y manejo de las lagunas de Guanacache, se trabajó junto a los lugareños en el diseño y en la posterior construcción de obras con materiales no convencionales (terraplenes de baja altura), con postes de tamarino, cubiertas de caucho, bolsas de arena y plásticos de recubrimiento) con el ﬁn de acumular agua en antiguos bañados, detener la erosión y evitar la formación de cárcavas en algunos sectores del humedal (Sosa y Vallvé, 2004). En el año 2007 se incorpora al Sitio la provincia de San Luis y Parques Nacionales (Sosa, 2007) y se continúa con la gestión del Sitio con un plan de obras para la restauración basada en los principios y lineamientos para la restauración de humedales de la Resolución VIII. (Ramsar, 2002). En el año 2011 se da inicio al proyecto de Restauración y Conservación del Sitio Ramsar Lagunas de Guanacache - Desaguadero - Bebedero realizado por la Fundación Humedales junto a la Tecnicatura Superior en Conservación de la Naturaleza con el apoyo de la Fundación Avina y la contraparte de las Direcciones de Recursos Naturales Renovable e Hidráulica del Gobierno de Mendoza. Este trabajo muestra los resultados obtenidos durante estos últimos tres años de intervención en el sitio Ramsar, atendiendo las recomendaciones de la Convención Ramsar de vincular la restauración con las necesidades de las comunidades locales. Junto a los lugareños se acordaron estrategias de acción a corto y a mediano plazo para la realización de obras de restauración, en aquellos sectores de humedales considerados prioritarios en función a los beneﬁcios a recuperar (reservorios de agua dulce; recuperación de zonas de pastoreo; hábitats para la vida silvestre). Con la participación activa de la comunidad, se intenta contribuir a la revalorización del patrimonio cultural asociado a los humedales de Guanacache de cara a la verdadera apropiación local del proyecto. La evaluación de los resultados y el monitoreo del funcionamiento de las obras también se pensó para trabajarlo con la comunidad. Si bien el ﬁnanciamiento externo se presenta como una buena alternativa para lograr poner en marcha a proyectos de este tipo, surge la necesidad básica e indispensable de que el estado provincial sea el partícipe formal del proyecto, por lo que los acuerdos interinstitucionales entre la Secretaría de Ambiente y Desarrollo Sustentable, la Dirección de Recursos Naturales Renovables, la Dirección de Hidráulica y los municipios involucrados, están presentes en los principales objetivos del proyecto. La meta que se persigue con este proyecto es recuperar los servicios directos que los humedales brindan a sus habitantes, asegurando la continuidad de las acciones tanto de restauración como de control y monitoreo. 182 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Material y Método Se trabajó en la provincia de Mendoza, en el sector noreste del Sitio Ramsar Lagunas de Guanacache - Desaguadero - Bebedero, en el departamento de Lavalle, con las comunidades de los distritos de San Miguel; El Retamo y El Forzudo respectivamente. Ubicado en el centro-oeste argentino, en la zona limítrofe de las provincias de San Juan, Mendoza y San Luis, con una superﬁcie total de 962.370 ha. Protege un sistema de lagunas y bañados encadenados alimentados por los ríos Mendoza y San Juan cuya descarga ﬁnal lo hacen a través del río Desaguadero. Actualmente habitado por unas 2.000 personas, cuyas costumbres y tradiciones las vinculan culturalmente con los humedales. El proyecto comenzó febrero de 2011 y mantiene una continuidad hasta la fecha, gracias a los ﬁnanciamientos gestionados por la Fundación Humedales, la Fundación AVINA (segundo y tercer año) y Fundación Vida Silvestre Argentina (en el primer año) con fondos de la Fundación Coca-Cola. La ejecución en terreno por parte de la Tecnicatura Superior en Conservación de la Naturaleza del Instituto “Jorge E. Coll” 9-016 , con la contraparte de la Dirección de Recursos Naturales Renovables y la Dirección de Hidráulica, del Gobierno de Mendoza. Para la planiﬁcación de las acciones de restauración se tuvieron en cuenta resoluciones y documentos de la Convención sobre los Humedales (Ramsar, 1999, 2000, 2002 y 2008). Orientados por las recomendaciones de la Sociedad para la Restauración Ecológica Internacional (SER 2004): Planeación, implementación y monitoreo (Figura 1) Para la realización de acciones con la comunidad se tuvieron en cuenta las reco- Planeación Análisis del sitio I) Aspectos Ecológicos II) Aspectos Sociales Modelo de respuesta Opciones de restauración Metas y Objetivos Monitoreo Instrumentación I) Preparación del sitio en términos de los factores físicos II) Intervenciones Bióticas Manejo a largo plazo Figura 1. Representación esquemática de los pasos que se recomienda seguir para instrumentar un proyecto de restauración ecológica (Fuente: Linding-Cisneros y Zambrano en Sánchez et al. 2007) Figure 1. Recomendations for an ecological restoration project 183 Heber J. Sosa & Nidia E. Amaya mendaciones de la Convención Ramsar (Resol. VIII.16.). Se respetó como componente metodológico, que las acciones de restauración a realizar tendrán que ser consensuadas con las comunidades afectadas. A tal efecto se planiﬁcaron talleres temáticos y se trabajó en conjunto con técnicos, decisores y pobladores. En este ámbito se debatieron las acciones y los diseños de obra adecuados a la problemática especíﬁca de cada sector del humedal a restaurar. Las obras de restauración fueron realizadas con un enfoque participativo, trabajaron más de 100 habitantes que representaban a las comunidades involucradas en cada reunión o intervención realizada. Además se trabajó con distintas instituciones académicas y administrativas de la provincia. Acciones preparatorias Para la realización de acuerdos se llevaron a cabo reuniones previas de carácter organizativas con administradores del sitio, técnicos, especialistas. Para el trabajo con las comunidades se desarrollaron 15 talleres en distintas localidades del sitio para informar e involucrar a los vecinos en el proyecto. Para veriﬁcar la factibilidad técnica de las obras planteadas se realizaron estudios topográﬁcos en cada sector elegido junto a los vecinos afectados. Para evaluar los posibles impactos de las obras se llevaron a cabo estudios ambientales en cada sitio elegido (evaluación de impacto de ﬂora y fauna). Para el desarrollo ﬁnal del diseño de obra se presenta la propuesta en un taller de validación con la comunidad, las instituciones intervinientes y equipos técnicos. Se hacen los ajustes y correcciones deﬁnitivas hasta que el diseño queda listo para ser ejecutado. Restauración de carcavas Como modelo de obras para la restauración de cárcavas se diseñó un plan de 3 etapas, mediante la construcción de una serie de azudes niveladores. Se busca acumular agua y atrapar sedimento depositado por el agua de lluvia que escurre por el sistema de cárcavas hacia el río Desaguadero. Los azudes construidos en forma consecutiva a distintas distancias dentro de la cárcava, levantarán el nivel de base hasta alcanzar el suelo original del humedal (Figura 2). Una vez alcanzado el nivel original del bañado, se trabajará en la revegetación de los sectores intervenidos con macróﬁtas de los géneros: Typha; Juncus, Phragmites; entre otras, esto permitirá además fortalecer los terraplenes construidos en cada etapa (Figura 3). Contrucción de obras de restauración Para el desarrollo de la primera etapa del proyecto se construyeron con retroexcavadora y camión volcador terraplenes con material arcilloso (utilizando suelo elegido del lugar), los terraplenes se compactaron y se revistieron con mantas de geotextil (R7 y RT 10) clavadas al suelo con estacas a unos 20 cm y enterradas en los extremos a una profundidad de unos 60 cm. En la pared de choque se colocaron bolsas rejillas plásticas rellenas con tierra fértil y rizomas de micróﬁtos para permitir el desarrollo de empalizadas vivas como estrategia de ﬁjación una vez que se llenaran de agua. Finalmente el 184 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 2. Se muestra el esquema de funcionamiento de terraplenes en las tres etapas planiﬁcadas Figure2. Schematic functioning of water tramps Figura 3. Se muestra el esquema simulado del proyecto de restauración terminado y funcionando Figure 3. Final proposal of the project terraplén se cubre con tierra del lugar para cubrir el geotextil y las bolsas para protegerlas del sol (Figura 4). Resultados Como acciones preparatorias entre los años 2011 al 2013 se realizaron 15 talleres con las comunidades de las localidades de San Miguel, El Retamo y El Forzudo, con la participación de más de 180 personas. De los talleres surgieron propuestas de intervención a través de acuerdos y actas ﬁrmada por los participantes. En cada taller se visitaron los lugares donde se realizarían las obras. Los vecinos mostraron los sitios, se georreferenciaban en forma conjunta, para luego planiﬁcar los estudios topográﬁcos y ambientales correspondientes para la realización de las obras. Los estudios hidrológicos realizados permitieron desarrollar la hidrología básica de la zona de inﬂuencia del proyecto. Se trabajó con los datos de caudales disponibles 185 Heber J. Sosa & Nidia E. Amaya 2 1 3 4 5 6 Figura 4. Se muestra la secuencia de construcción de terraplenes: (1) maquinas moviendo material. (2) Revestimiento con geotextil, ﬁjación de mantas con estacas. (3) Mantas ﬁjadas en todo el terraplén. (4) Colocación de bolsas de plastillera rellenas con rizomas. (5) Revestimiento ﬁnal. (6) Terraplén terminado Figure 4. Sequence of embankments construction: (1) machines removing material, (2) protection with geotextile, 3) geotextile ﬁxing slopes, (4) bags ﬁlled with rhizomes, (5) ﬁnal recovering (6) embankment over 186 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina 50 Nº de participantes 45 40 35 30 25 20 15 Comunidad 10 Técnicos 5 0 Instituciones 1º 2º 3º 4º TALLERES Figura 5. Se muestra como ejemplo, la proporción de participación en los primero 4 talleres de campo realizados durante el año 2011 (Fuente: Sosa, 2012) Figure 5. Proportion of participation in the ﬁrst 4 workshops en el Anuario Hidrológico (2008) del cual se tuvieron en cuenta: Caudales Medios Mensuales (m3/s); Derrame Anual (hm3); Caudal Especíﬁco (l/s km2); Escurrimiento sobre la Cuenca (mm); Caudal Máximo Medio Diario (m3/s); Caudal Mínimo Medio Diario (m3/s); Caudal Medio Anual (m3/s). Al trabajar con estaciones activas y suspendidas aguas arriba de la zona de estudio, existe una buena correlación con los datos de caudales medios mensuales, con los máximos medios diarios del río San Juan y con datos de los aportes del río Mendoza (Rodríguez, 2013). Los estudios topográﬁcos permitieron. La colocación de puntos ﬁjos y levantamiento planialtimétrico con GPS. A partir de los puntos relevados trazar las curvas de nivel y obtener conclusiones en cuanto a la acumulación de material y de agua, tener un punto de referencia para poder realizar mediciones permanentes de niveles de agua y sedimentos una vez que las obras estén funcionando (Rodríguez, 2011, 2012, 2013). Con los estudios ambientales realizados en uno de los sectores a intervenir, se evaluaron tipos de hábitats, vegetación y fauna presentes. Los resultados mostraron la presencia de 15 especies vegetales (asociadas al sector de obras), con una cobertura superior al 50% para los ambientes de humedal y el 12% para los ambientes adyacentes. Respecto a la fauna, se identiﬁcaron 12 especies de aves acuáticas, donde se destacan por su abundancia el ﬂamenco austral Phoenicopterus chilensis y Anatidae (patos). Se conﬁrmó además la presencia de 10 especies de mamíferos, donde se destaca el coipo Myocastor coypus. 187 Heber J. Sosa & Nidia E. Amaya Realización de las obras Durante el transcurso del proyecto se realizaron 3 campañas para construcción de obras de restauración, en las localidades de El Retamo (2 campañas en 2011 y 2012) y en la localidad de El Forzudo (1 campaña en 2013). En cada una se trabajó con máquinas retroexcavadora y pala retro, dos camiones. Participaron en la construcción de las obras unas 60 personas entre técnicos, personal de apoyo y vecinos de la comunidad local. Se realizaron un total de 6 terraplenes revestidos en distintos sistemas de cárcavas todas aﬂuentes al río Desaguadero. Tres terraplenes en la localidad de El Retamo, denominados por los vecinos: “El Chayito”; “La Pasarela” y” La Puertita” y tres terraplenes en El Forzudo, denominados “Pedernal Sur 1, 2 y 3” (Figura 5). Construcción de los terraplenes Para la construcción de un terraplén de 700 m3 de material sólido (tierra arcillosa), se ocuparon tres días de trabajo, dos operarios de máquinas, dos técnicos y personal de apoyo (vecinos de la comunidad local), totalizando entre 10 y 15 personas. Se utilizaron 800 litros de combustible que corresponden a unas 50 cargas de camión (15 m3 por viaje, Tabla 1). Para el revestimiento del terraplén, se utilizó geotextil, membrana de polietileno de alta densidad, con una buena resistencia mecánica a la perforación y tracción y con capacidad drenante. Las membranas de geotextil se colocaron cubriendo longitudinalmente el terraplén (previamente alisado y libre de troncos, ramas y cascotes) se enterraron y ﬁjaron al suelo los extremos en zanjas cavadas anterior y posterior al terraplén (60 cm de profundidad) y clavadas con estacas de hierro a las paredes de las cárcavas. Se colocaron bolsas rejilla plástica rellenas con tierra y rizomas por encima del geotextil, tratando de cubrir la mayor parte de la pared de choque el terraplén (donde recibe el agua). Finalmente se cubre el revestimiento con tierra para la protección de los materiales. Ejemplo de obras terminada en funcionamiento Luego de las primeras lluvias de la temporada (octubre de 2011) la escorrentía lateral permitió que se acumulara agua en las seis obras construidas. Por ejemplo en la cárcava “La Pasarela” se llenó hasta la mitad de su capacidad. Se observó que los terraplenes funcionaron según lo esperado, el agua embalsó, se detectaron ﬁltraciones en algunos terraplenes por acción del geotextil (pasa el agua, pero no el material ﬁno) y las bolsas quedaron en su lugar y fueron tapadas por el sedimento arrastrado por el agua. En años sucesivos, se efectuaron algunos ajustes de obras (por ruptura de terraplén, reposición de geotextil, agrietamientos por compactación, erosión por agua de lluvia sobre el terraplén, entre otros), hasta que a la fecha se encuentran con agua producto de las últimas lluvias de primavera 2013 (Figura 7). 188 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 6. Localización de las áreas de intervención. Localidades de El Retamo y El Forzudo, Lavalle, Mendoza Figure 6. Location of restored areas Seguimiento: estimación de agua acumulada Durante la segunda y tercer semana de febrero de 2014, se registraron una serie de lluvias en el sector de obras que permitieron la acumulación de agua en las seis obras de restauración realizadas. Se registraron precipitaciones los días 14, 15 y 16 de febrero de 2014 en las localidades de El Encón, San Juan; El Retamo y Desaguadero, Mendoza (Tabla 2). En la segunda semana de febrero se registraron lluvias los días 24 y 25, para la localidad de El Retamo precipitaron 32,7 mm y 25 mm, respectivamente. Se estima entonces que las obras de El Retamo acumularon agua de lluvia producto del escurrimiento superﬁcial de algo más de 100 mm precipitados en este sector. Entre las 6 obras se estimó un llenado total de unos 20,55 km de cárcavas, correspondiente al agua acumulada, desde los terraplenes hacia el sistema de cárcavas asociados aguas arriba de cada obra. 189 Heber J. Sosa & Nidia E. Amaya Figura 7. Se muestra la evolución del funcionamiento de una de las obras del proyecto “La Pasarela” en la localidad de El Retamo Figure7. La Pasarela, restored area, in function Se comparan los valores obtenidos del volumen total de cárcavas de cada obra (capacidad de llenado), con los resultados de agua acumulada calculados después de las lluvias (Tabla 3). Se puede observar que los sistemas de cárcavas tienen la capacidad de acumular un porcentaje mayor de agua, sin embargo en el sistema La Puertita la acumulación superó el volumen esperado, ya que el llenado afectó otras cárcavas adyacentes que no estaban calculadas, debido a la lejanía o a la gran cantidad de vegetación desarrollada en su interior. Por lo que el volumen total acumulado entre todas las obras alcanzó un poco más del 90 % de lo esperado, aunque en El Forzudo la acumulación fue mínima por falta de lluvias (Sin datos) (Figura 8). De mantenerse esta situación es posible que el agua acumulada en todas las obras, pueda mantenerse en el sistema durante todo el año. Y según pudimos observar en el vuelo, el agua acumulada en las obras de restauración serían los únicos reservorios que se mantienen en la zona (Figura 9, 10, 11, 12). 190 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 1. Se muestran las obras, su localización, esfuerzo de realización y dimensiones Table 1. Technical card of restoration works 4 2 2 2 25 16 30 22 22 Cantidad Retroexcavadora Camión volcador Bolsas de plastillera Geotextil Estacas 1 1 200 80 m2 60 Retroexcavadora Camión volcador Bolsas de plastillera Geotextil Estacas 1 1 400 550 m2 200 Retroexcavadora Camión volcador Bolsas de plastillera Geotextil Estacas 1 1 300 450 m2 200 Retroexcavadora Camión volcador Bolsas de plastillera Geotextil Estacas 1 2 00 100 m2 120 Retroexcavadora Camión volcador Bolsas de plastillera Geotextil Estacas 1 2 00 100 m2 120 Retroexcavadora Camión volcador Bolsas de plastillera Geotextil Estacas 1 2 00 100 m2 120 Valores 4 28 Recurso Dimensiones Medidas 2s Personal Materiales Tiempo (dìas) Coordinador 32°22’47.80”S 67°23’40.63”O 32°37’8.00”S 67°15’35.58”O 32°37’12.35”S 67°15’32.06”O 32°37’14.80”S 67°15’35.25”O 32°22’30.00”S 67°20’32.50”O 32°24’57.20”S 67°21’44.20”O Fecha 15/01/13 29/10/11 28/09/13 29/09/13 El Forzudo 27/09/13 Pederna Sur 1 Pedernal Sur 2 Pedernal Sur 3 16/10/11 Lugar El Retamo La Puertita La Pasarela El Chayito Obra Ficha técnica obras de las obras de restauración Longitud Base menor Base mayor Altura 20 m 3m 6m 1,6 m Volumen 96 m3 Longitud Base menor Base mayor Altura 20 m 4m 12 m 4m Volumen 640 m3 Longitud Base menor Base mayor Altura 14 m 4m 12 m 4,5 m Volumen 504 m3 Longitud Base menor Base mayor Altura 16m 3m 13m 2,5 m Volumen 260m3 Longitud Base menor Base mayor Altura 18 m 3m 13m 2,5 m Volumen 292m3 Longitud Base menor Base mayor Altura 12 m 3m 13 m 2,5 m Volumen 195 m- 191 Heber J. Sosa & Nidia E. Amaya Tabla 2. Se muestran los milímetros de lluvia caídos por día por localidad Table 2. Rainfall per day and locality Fecha Encón El Retamo Desaguadero 14/02/14 28.1 mm 45,1 mm 0,0 mm 15/02/14 16.4 mm 15,3 mm 10,9 mm 16/02/14 16.8 mm 11,9 mm 25,2 mm Totales 61,3 mm 72,3 mm 36,1 mm Tabla 3. Se muestran los volúmenes totales de cada sistema de cárcavas; el volumen de agua acumulado y el porcentaje de llenado para este año en cada sistema Table 3. Total water accumulated Obras Volumen m3 Total de cárcavas Volumen m3 Agua acumulada % de llenado La Pasarela 671.575 549.825 81.8 % La Puertita 58.880 131.850 225 % El Chayito 39.100 30.000 76 % El Forzudo 31.049 12.972,5 41.7% Volumen Total 800.604 724.647,5 90.5 % Figura 8. Se muestran la proporción de llenado de cada sistema de cárcavas Figure 8. Filling ratio in each gully system 192 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Beneﬁcios hidrológicos de la restauración Con estos primeros resultados pudimos determinar que es posible cumplir con los objetivos planteados para el proyecto. La ﬁnalidad de las obras de restauración es el control de la erosión retrocedente del sistema y elevar el nivel de base de los sectores alterados, mediante la construcción de terraplenes revestidos a modo de trampas de sedimentos. Las obras se realizan sobre diferentes cárcavas (originadas por la erosión) que constituyen las vías de drenaje o escurrimiento superﬁcial del agua que naturalmente se acumula en los humedales del sector. La elevación del nivel base que se pretende, permitirá el manejo hidrológico del agua acumulada, evitando su pérdida por escurrimiento superﬁcial y facilitando su derivación para la inundación de amplios sectores de los humedales del sitio, con claros beneﬁcios ecosistémicos y productivos para la comunidad local. Para estimar el beneﬁcio hidrológico de las obras, se considera la situación ideal de llenado es decir el sistema funcionando a pleno. Para el año 2012, se calculó, que durante 60 días (meses lluviosos) 16,4 % del tiempo al año, podrían captarse para el sistema algo de 1 m3/seg. La acumulación de agua en el sistema intervenido en los años 2012 y 2013, se obtuvo a partir de las lluvias primaverales y estivales. Teniendo en cuenta este modelo de obra y considerando que los eventos de llenado, cualquiera sea su origen (lluvia, freática o río) son inconstantes; no predecibles; con caudales de turbidez variable; con distintas posibilidades de inﬁltración y con valores inconstantes de evaporación y evapotranspiración: se propuso estimar el volumen del líquido acumulado dándole valores promedios estándares a una obra tipo. Ejemplo: Volumen (Obra x0) = Longitud de cauce × Ancho de cauce × Profundidad de cauce Si asignamos valores simulados, tal como una obra que acumuló 1 km de agua, con una profundidad media de 1 m. y un ancho de cauce de 10 m.; tenemos que Volumen (Obra x1) = 1000 m. × 10 m. × 1 m = 10.000 m3 Predicciones hidrológicas para Guanacache Para poder avanzar con un plan de obras adecuado a la realidad ambiental de la región en general y de Guanacache en particular, que nos sirva además para diseñar un sistema de monitoreo a futuro sustentado con la realidad hidrológica del sistema, es que consideramos de importancia tener en cuenta la situación de Guanacache en el contexto del cambio climático. En el documento técnico VI del IPCC “El Cambio Climático y el Agua” elaborado por el grupo intergubernamental de expertos sobre Cambio Climático del OMM y PNUMA en el año 2008, hace referencia que para América Latina se han observado cambios en las precipitaciones en los dos últimos decenios, registrándose menos nevadas en tierras altas con la disminución lógica de los caudales de ríos y arroyos cordilleranos, por el contrario se está registrando importantes aumentos de lluvias en tierras bajas. (Figura 13). 193 Heber J. Sosa & Nidia E. Amaya Figura 9: Vista aérea de obra La Pasarela Figure 9. Aerial view of La Pasarela Figura 10: La Pasarela aguas arriba se observa el sistema de cárcavas colmatado Figure 10. La Pasarela, gullies over-ﬁlled Figura 11: Vista aérea de obra La Puertita Figure 11. Aerial view of La Puertita Figura 12: La Puertita aguas arriba Figure 12. La Puertita area Como se puede observar en el mapa, la región de Cuyo ha venido registrando importantes aumentos en las precipitaciones pluviales en tierras bajas. Estudios locales refuerzan esta idea, Villalba (2009) demuestra que durante el siglo XX hubo una importante retracción de los cuerpos de hielo asociado a tendencias negativas en las precipitaciones níveas y en los escurrimientos de los ríos cordilleranos. Por el contrario un gran aumento en las lluvias de verano en las llanuras al pie de los Andes. Con el objeto de identiﬁcar los escenarios climáticos más probables ante el cambio climático a lo largo de la Cordillera de los Andes. También plantea en sus investigaciones que estos escenarios podrían inﬂuir fuertemente en los patrones económicos de producción, sobre todo en las provincias de Mendoza y San Juan. Termina la nota diciendo: 194 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 13. Tendencia de la precipitación anual en América del Sur (1960-2000). Los aumentos se han denotado mediante un signo +, y las disminuciones mediante un círculo; los valores en negrilla indican valores apreciables para P ≤ 0,05. (Fuente: OMM y PNUMA) Figure 13. Tendency in annual rainfall in South America (1960-2000) (Source: OMN and PNUMA) …”Estos cambios necesitarán de adaptaciones en las actividades productivas regionales y, posiblemente llevarán a un cambio en la cultura tradicional del manejo del agua en los territorios adyacentes a los Andes Centrales”... Considerando que el sistema Guanacache se sustenta gracias a aguas de diversos orígenes: ﬂuvial (río San Juan y río Mendoza), pluvial (lluvias estivales) y subterráneo (napas freáticas), y que el estado de inundación o desecación depende casi exclusivamente de los ciclos hidrológicos imperantes regidos por los eventos de “El Niño” o de “La Niña”, haciendo que el humedal ﬂuctúe en respuesta a estos fenómenos, y que además sabemos que una de las causas principales de su degradación es la falta de escurrimiento superﬁcial proveniente de los ríos por el uso del agua en los oasis productivos y que esto se ve acentuado justamente en ciclos de extrema sequía, es que en la actualidad nos encontramos en la necesidad de considerar a este proyecto como una estrategia de adaptación a estas situaciones planteadas. 195 Heber J. Sosa & Nidia E. Amaya Figura 14. Animales aprovechando el agua de lluvia acumulada en la obra La Puertita Figure 14. Livestock drinking accumulated water after rainfalls Por lo tanto las obras de restauración que en estos últimos dos años acumularon agua de lluvia, surgen como buenas estrategias de adaptación a este cambio climático que está sucediendo. Si bien lo esperado es que además de las lluvias el río haga su aporte, la comunidad se encargó de mostrarnos los beneﬁcios de esta nueva situación, ya que el agua de lluvia es dulce (no así la del río) y el agua de lluvia no viene contaminada (tal como el agua del río), y los animales pueden aprovechar bien el agua acumulada (Figura 14). Agradecimientos Al equipo técnico del proyecto: Sara Rodríguez; Enrique Guerra e Inés Rodríguez. A los docentes del Tecnicatura Superior en Conservación de la Naturaleza: Rodolfo Crivelli, Ernesto Ovando, Hugo Asencio, Martín Almirón y Rolando Poblete. A los alumnos voluntarios Te.Co.Na. A Jennifer Lara Delgado, pasante U.N. Cuyo. A los auxiliares de campo Darío Zangrandi, Diego Zeverini y Jerónimo Sosa. A la Dirección de Recursos Naturales Renovables por acompañarnos en forma permanente. A la Dirección de Hidráulica de la provincia de Mendoza por el aporte de las máquinas para la realización de los ajustes de obra. A la Comunidad de El Retamo por la participación en los talleres y en los ajustes de las obras. A la familia Sosa por permitirnos alojarnos con los maquinistas durante las tareas de ajuste. A la familia Cañas por colaborar en forma permanen- 196 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina te para la realización de las obras. A la Comunidad de El Forzudo por la participación en los talleres y las obras. A la familia Urquiza, por alojarnos en su casa los días de realización de las obras. A los guardaparques de la Reserva Telteca por trabajar en conjunto con los técnicos del proyecto. A los guardaparques del Parque Nacional Sierra de Las Quijadas por participar en alguna de las reuniones. A la Radio FM Guanacache (El Retamo), en especial a su conductor José Guaquinchay por invitarnos a difundir y dar novedades del proyecto. Bibliografía ANUARIO HIDROLÓGICO, 2008. Publicaciones Hidrometeorológicas 2008/2009. Subsecretaría de Recursos Hídricos. Secretaría de Obras Públicas. Presidencia de la Nación. República Argentina. HERNANDEZ, F. & H. CHIAVAZZA, 2009. Aportes de la Geografía y la Arqueología para el análisis de las transformaciones en el humedal de Lagunas del Noreste Mendocino. Revista Geográﬁca Digital. IGUNNE. Facultad de Humanidades, UNNE Año 6. Nº 12. Junio-Diciembre 2009. Resistencia Chaco. En: C:/Web Facultad /revista /geoweb /default.htm. GARCÍA LLORCA, J. & P. CAHIZA, 2007. Aprovechamiento de recursos Faunísticas en las lagunas de Guanacache (Mendoza, Argentina). Análisis zooarqueológico de la empozada y altos del Meilén II Revista de Antropología Chilena 39: 117-133. GIBBS, J.P., 2000. Wetland loss and biodiversity conservation. 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Rovere CONICET. Laboratorio Ecotono, Universidad Nacional del Comahue. Río Negro, Argentina / carlitamasini@yahoo.com.ar Resumen La degradación de los espacios verdes urbanos, especialmente de los remanentes de ecosistemas nativos, es una problemática que afecta la conservación de la biodiversidad como así también a la comunidad local disminuyendo su calidad de vida. La recuperación de dichos espacios mediante reintroducción de especies nativas permite frenar el proceso de degradación (ej. erosión del suelo) y recuperar la biodiversidad nativa. Sin embargo, para muchas especies se desconocen las características de su germinación, información necesaria para su producción y reintroducción. Por esta razón, se estudiaron los requerimientos pre-germinativos de Sphaeralcea mendocina (Malvaceae), especie endémica, ruderal y ornamental. Para ello se recolectaron semillas de 30 plantas, ubicadas en una zona disturbada de la barda en la ciudad de Neuquén, durante el mes de diciembre de 2009. Se aplicaron tres tratamientos pre-germinativos: estratiﬁcación fría húmeda durante 30 días, escariﬁcación química con ácido sulfúrico 98% durante 5 minutos y durante 45 minutos. El ensayo se desarrolló en cámara de germinación con fotoperíodo de 12h luz/12h oscuridad y régimen de temperatura de 20°C/10°C, respectivamente, durante 30 días. Se observaron diferencias signiﬁcativas entre los tratamientos de escariﬁcación y el control, aumentando progresivamente la germinación al aumentar el tiempo de exposición al ácido. El tratamiento de estratiﬁcación no tuvo efecto en relación al control. Los resultados evidencian que S. mendocina presenta un mecanismo de dormición física, observada comúnmente en otras especies del género y de la familia. La información obtenida es útil para el uso de la especie como ornamental y para su producción y reintroducción en áreas disturbadas. Palabras clave: área urbana, barda, germinación, Neuquén Abstract The degradation of urban green spaces, especially the remnants of indigenous ecosystems, is an issue that aﬀects the conservation of biodiversity and the local community diminishing its quality of life. The recovery of these spaces through the reintroduction of native species curbs the Carla A. Masini & Adriana E. Rovere deterioration process and allows recovery of local biodiversity. However, the germination characteristics of many species are unknown, and this information is necessary for their production and reintroduction. For this reason, the pre-germinative requirements of the ornamental, ruderal, endemic species Sphaeralcea mendocina (Malvaceae) were studied. Seeds of 30 plants located in a disturbed part of the barda in Neuquén city were collected during the month of December 2009. A control and three pre-germinative treatments were carried out: cold moist stratiﬁcation for 30 days, chemical scariﬁcation with 98% sulfuric acid for 5 minutes and for 45 minutes. The trial was carried out in a germination chamber with a photoperiod of 12h light/12h darkness and a temperature regime of 20°C/10°C, respectively, for 30 days. Signiﬁcant diﬀerences were observed between the scariﬁcation treatments and the control, with a progressive increase of germination percentage with increasing exposure to sulphuric acid, while no diﬀerences were observed between the stratiﬁcation treatment and the control. The results show that S. mendocina presents physical dormancy, which is common within the generous and between the Malvaceae. The information obtained is useful for the use of this species as an ornamental and also for its production and reintroduction into disturbed areas. Key words: barda, germination, Neuquén, urban areas Introducción Las malváceas constituyen una familia de gran diversidad que es utilizada por el hombre con variados ﬁnes. La familia Malvaceae comprende 100 géneros y aproximadamente 2000 especies, originarias de regiones tropicales, subtropicales y templadas de ambos hemisferios (Krapovickas, 2003; Dimitri, 2004). En Sudamérica se halla representada por 45 géneros y 385 especies, de las cuales 164 son endémicas y 12 introducidas (Zuloaga et al., 2008). Entre las formas de vida se encuentran hierbas, arbustos y raramente árboles, con ﬂores solitarias o en inﬂorescencias, de corolas generalmente llamativas (Krapovickas, 2003). Varias especies son cultivadas con ﬁnes productivos, por ejemplo las del género Gossypium a partir de las cuales se obtiene el algodón, así como medicinales, industriales y ornamentales (Krapovickas, 2003). Entre estas últimas se incluyen los géneros Abutilon, Hibiscus y Sphaeralcea (Hurrell y Bazzano, 2003). Adicionalmente, especies de esta familia han sido estudiadas y utilizadas en relación a la restauración ecológica de ecosistemas degradados (Xianzhao et al., 2014), especialmente las especies pioneras y/o ruderales (Román Dañobeytia, 2010). Muchas malváceas son consideradas ruderales debido al tipo de sustrato en que se observan, a su estrategia de establecimiento y a características especíﬁcas de su biología reproductiva y ecología. La vegetación ruderal es aquella que se desarrolla en medios creados por el asentamiento de la población humana y construcciones anexas, como es el caso de la vegetación urbana que crece en las calles, sobre tapias, tierras removidas, amontonamientos de materiales, etc. (Font Quer, 1953). Desde el punto de vista de las estrategias de establecimiento de las plantas, en función de las condiciones dadas por la intensidad del estrés y de los disturbios, las especies ruderales se encuentran adaptas a condiciones de bajo estrés y alto disturbio (Grime, 2001). Las características más relevantes de estas especies son la tendencia a presentar un ciclo de vida anual o de corta duración, ﬂoración temprana, alta producción de semillas y rápida maduración 204 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina de las semillas (Grime, 2001). Estas especies suelen colonizar espontáneamente sitios disturbados, y se ha documentado el efecto beneﬁcioso del uso de especies ruderales nativas para recuperar dichos sitios. Kieﬀer Stube (2012) observó en una mina abandonada en Colorado (EEUU) que mediante la recomposición del banco de semillas de Helianthus annuus L. y Sphaeralcea coccinea (Nutt.) Rydb., entre otras, al menos en los primeros años se redujo signiﬁcativamente la biomasa de una especie ruderal exótica agresiva, Bromus tectorum L.,y se favoreció la colonización de otras especies nativas. El estudio de especies nativas con potencial ornamental contribuye a la conservación de dichas especies y de su ambiente natural. El uso de recursos genéticos nativos tanto para la propagación de plantas con ﬁnes ornamentales (Torres et al., 2008; Echeverría y Alonso, 2012) como para su uso en trabajos de restauración ecológica (Dalmasso, 2010; Beider, 2012; Masini et al., 2012) se encuentra en desarrollo en distintos ambientes de Argentina. La utilización de especies nativas con valor ornamental presenta diversas ventajas, como requerir menores cuidados por estar adaptadas a los ambientes locales, brindar la posibilidad de recrear paisajes naturales y, sobre todo, la potencialidad de convertirse en una estrategia para su valoración y conservación. En particular, la ﬂora urbana puede actuar como reservorio de biodiversidad si se incorporan las especies nativas, contribuyendo a frenar el proceso de homogeneización y conversión de la vegetación generado por el uso de especies exóticas globalmente empleadas como ornamentales (McKinney, 2006; Rovere et al., 2013). Dado el carácter de ruderales y/o pioneras que poseen muchas malváceas, resulta factible su uso en restauración ecológica, particularmente las especies nativas de los ecosistemas afectados. El uso de especies nativas para la revegetación de zonas áridas degradadas presenta la ventaja de que estas especies se encuentran adaptadas naturalmente a las condiciones del sitio, por lo que logran establecerse, desarrollarse y reproducirse con éxito (Beider, 2012). Asimismo, el empleo de germoplasma de especies nativas en trabajos de restauración contribuye a conservar la biodiversidad autóctona (Masini, 2011; Masini et al., 2012). Para llevar a cabo la implementación de estas técnicas, es necesario conocer las estrategias de germinación y las técnicas de cultivo de las especies de interés (Ulian et al., 2008; Rovere y Masini, 2011), ya que las mismas pueden presentar mecanismos que mantengan a las semillas en un estado de latencia (Baskin y Baskin, 1998). El género Sphaeralcea incluye más de 100 especies americanas de distribución disjunta, encontrándose en Estados Unidos, México y Argentina (Tropicos.org, 2014). Se trata de hierbas perennes, hemicriptóﬁtos o arbustos con raíces profundas (Krapovickas, 1988). Algunas de estas especies actúan como pioneras al colonizar naturalmente ambientes alterados, tal como S. bonariensis que crece al costado de caminos y vías férreas (Hurrell y Bazzano, 2003), al igual que S. mendocina (Gandullo et al., 2004), la cual también ha sido observada en sitios disturbados por la extracción de áridos y S. munroana que tolera condiciones de estrés hídrico y elevadas temperaturas (Kildisheva y Davis, 2012). En relación a las características de su germinación, se ha observado que las semillas de varias especies presentan un tegumento impermeable que evita la germinación, es decir, que presentan dormición física (Baskin y Baskin, 1998; Kildisheva y Davis, 2012), mecanismo que es típico de las malváceas (Baskin et al., 2000). Sin em- 205 Carla A. Masini & Adriana E. Rovere bargo, para algunas especies ha sido reportada dormición combinada (dormición física y ﬁsiológica) (Dunn, 2011), aunque existen resultados contradictorios para algunas de ellas (Kildisheva et al., 2011). Adicionalmente, cabe mencionar que especies nativas de desiertos y semidesiertos con inviernos húmedos, como es el caso de la Patagonia (Paruelo et al., 1998), suelen presentar dormición ﬁsiológica (Baskin y Baskin, 1998). Dado que el estudio en general de la biología de las especies nativas y/o endémicas permite mejorar su estado de conservación, y que dicha información es además necesaria para su utilización en proyectos de restauración, el presente trabajo se plantea como objetivos: caracterizar el tamaño y peso de las semillas, y evaluar los requerimientos pre-germinativos de Sphaeralcea mendocina (Malvaceae). Materiales y métodos Área de estudio El material fue recolectado en la reserva natural Provincia del Monte, que constituye un Parque Universitario protegido por la Universidad Nacional del Comahue. Se ubica en la ciudad de Neuquén en las bardas que limitan el valle del Río Neuquén, en un predio de 50 ha designado reserva natural en el año 2004 (Chebez, 2005). La reserva protege un sector de la ecorregión del Monte de llanuras y mesetas, de clima árido, con el objetivo de evitar su degradación y para ﬁnes educativos y de investigación (Chebez, 2005). La reserva constituye un lugar de esparcimiento para los habitantes de la ciudad; sin embargo, al impacto generado por algunas actividades recreativas (por ejemplo circuitos de motos) se suma la degradación debida a la acumulación de basura, por lo que se observan sectores muy erosionados (Mennchinelli, 2009). Descripción de la especie Sphaeralcea mendocina Phil. (Figura 1) es un subarbusto perenne de hasta 60 cm de alto, con ramas y hojas cubiertas por pelos estrellados, estas últimas de lámina triangular aserrada (Krapovickas, 1988). Flores agrupadas en racimos terminales, de corola lilácea, fruto esquizocarpo formado por unos 14 mericarpos, uniseminados, semilla reniforme (Krapovickas, 1988) color marrón oscuro. Se trata de una especie endémica de Argentina, que se distribuye entre los 0-1500 m en las provincias de Buenos Aires, Chubut, La Pampa, Mendoza, Neuquén, Río Negro y San Luis (Zuloaga et al., 2008). En cuanto a su estado de conservación, S. mendocina recibe la categoría 3 de PlanEAr, es decir, se trata de una especie común, aunque no abundante en una o más de las unidades ﬁtogeográﬁcas del país (PlanEAr, 2008). Esta especie ha sido citada como planta medicinal (Del Vitto et al., 1997) y como especie ornamental empleada en xerojardinería por su follaje grisáceo y por su ﬂoración rosada pálida (Dalmasso et al., 2009). Estos autores la llaman “esferalcea rosada”. Trabajo de laboratorio y análisis de datos Recolección, limpieza y almacenamiento de semillas. El material se recolectó en diciembre de 2009, en un sector de la barda de la ciudad de Neuquén (38°56’ S, 68°3’ O, 324 m). Se colectaron frutos maduros de 30 plantas, que se dejaron ventilar durante 206 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 1. Sphaeralcea mendocina a) planta en ﬂor, en un sitio disturbado, b) ﬂor, c) fruto esquizocarpo, d) semillas junto a escala (mm) Figure 1. Sphaeralcea mendocina a) ﬂowering plant in a disturbed site, b) ﬂower, c) fruit schizocarp, d) seeds and scale (mm) 48 horas a la sombra y a temperatura ambiente. Los mericarpos se rasparon entre dos mallas metálicas para liberar las semillas, que se observaron bajo lupa, descartándose aquellas consideradas vanas (color marrón claro, aplanadas lateralmente). Las semillas se almacenaron en un único lote, en heladera a 5°C, en oscuridad. Dimensiones y peso de las semillas. Se midieron las dimensiones de 100 semillas utilizando un calibre digital. A cada semilla se le midieron longitud máxima, ancho máximo y espesor (Sanchez et al., 2002). Además se pesaron 6 lotes de 30 semillas con una balanza de precisión, Mettler AJ150. Ensayo de germinación. Se realizó un ensayo de germinación siguiendo un diseño completamente aleatorizado, donde se evaluaron tres tratamientos pre-germinativos y un control. Los tratamientos aplicados fueron: 1) Estratiﬁcación húmeda fría durante 30 días (EHF). Las semillas se colocaron entre capas de algodón humedecidas con una solución de fungicida de oxicloruro de cobre (polvo mojable Bordeles, GRHESA), se ubicaron dentro de bandejas de telgopor y se llevaron a heladera a 5°C durante 30 días, en oscuridad. 207 Carla A. Masini & Adriana E. Rovere 2) Escariﬁcación química con ácido sulfúrico 98% durante cinco minutos (AC5). Previo a la aplicación del ácido, las semillas se dejaron ventilar durante 12 horas. Se sumergieron en ácido sulfúrico 98% durante cinco minutos, agitándolas con varilla de vidrio a intervalos regulares para lograr que el ácido llegue a la superﬁcie de todas las semillas (Hartmann y Kester, 1980). Luego de escurrir el ácido, se enjuagaron con agua corriente y se colocaron sobre papel secante. Al cabo de 30 minutos se realizó un segundo lavado, también con agua corriente y se volvieron a colocar sobre papel secante. Las semillas se dejaron secar durante 24 horas a temperatura ambiente. 3) Escariﬁcación química con ácido sulfúrico 98% durante 45 minutos (AC45). Se realizó el mismo procedimiento que en el tratamiento AC5, dejando las semillas sumergidas en el ácido durante 45 minutos. Para cada tratamiento se realizaron tres repeticiones de 30 semillas cada una. Se colocaron las semillas sobre papel de ﬁltro humedecido con agua deionizada en cajas de Petri. Se llevaron a cámara de germinación con foto periodo de 12 h luz/12 h oscuridad a 20°C/10°C, respectivamente, durante 30 días. El recuento de semillas germinadas se realizó cada 48 h, considerando como criterio de germinación la emergencia de la radícula. En el caso del control y los tratamientos de escariﬁcación, las semillas permanecieron almacenadas durante 80 días previo a la realización del ensayo, mientras que para el tratamiento de estratiﬁcación las semillas permanecieron almacenadas durante 50 días y luego fueron puestas a estratiﬁcar. Para realizar el tratamiento de estratiﬁcación se utilizó un único lote de 300 semillas aproximadamente. Dado que parte de las semillas germinaron durante dicho tratamiento, no se continuó con el resto del ensayo, ya que no era posible individualizar las repeticiones necesarias para el ensayo en cámara de germinación. Sin embargo, los resultados obtenidos para este tratamiento serán incluidos en la discusión. Posteriormente a la ﬁnalización del ensayo, se aplicó un tratamiento de estratiﬁcación húmeda fría durante 7 días a tres lotes de 30 semillas, que se llevaron a cámara de germinación bajo las condiciones ya mencionadas junto con un control de tres lotes de 30 semillas. Análisis de datos. Se calculó el porcentaje de germinación para cada repetición considerando el número de semillas germinadas con respecto al número total de semillas puestas a germinar. En el caso del primer ensayo de germinación, los datos obtenidos para el control y los tratamientos de escariﬁcación se analizaron mediante un test de ANOVA simple y comparaciones de medias a posteriori con el test de Bonferroni. En el caso de la estratiﬁcación de 7 días y su respectivo control, se aplicó una prueba t de comparación de medias. En todos los casos se trabajó con un α del 5%. Además, se graﬁcaron las curvas de germinación acumulada en función del tiempo para el control y los tratamientos de escariﬁcación del primer ensayo. Resultados Las dimensiones y el peso de las semillas de S. mendocina se presentan en la Tabla 1. El porcentaje de germinación diﬁrió entre los tratamientos de escariﬁcación química y con el control (ANOVA: F(2,6)=96,2, p<0,001), mientras que no se observaron diferencias entre el tratamiento de estratiﬁcación de 7 días y su respectivo control (t(4)=0,13, p=0,90). El 208 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina mayor porcentaje de germinación se obtuvo en el tratamiento AC45, seguido por AC5 y por el control (Figura 2). El tratamiento de estratiﬁcación durante 7 días y su respectivo control presentaron un porcentaje de germinación promedio de 15,0±9,1%. El desarrollo de la germinación se analizó para el control y los tratamientos de escariﬁcación mediante curvas de germinación acumulada en función del tiempo (Figura 3). Para el C se observó que la germinación se desarrolló a una tasa constante a partir de los 7 días del ensayo, mientras que AC5 presentó una germinación más pronunciada durante los primeros 10 días del ensayo y luego se estabilizó. En el caso de AC45, la mayor tasa de Tabla 1. Peso de un lote de 30 semillas (N=6) y dimensiones (largo, ancho y espesor) (N=100) de una semilla de S. mendocina. Los valores representan la media ±1DE Table 1. Weight of a pull of 30 seeds (N=6) and dimensions (long, wide and height) (N=100) of one seed. Values represent mean ±1SD S. mendocina Peso (g) 0,0365±0,0015 Largo (mm) 1,80±0,11 Ancho (mm) 1,29±0,09 Espesor (mm) 0,70±0,09 Figura 2. Porcentaje de germinación (media±1DE) en Sphaeralcea mendocina para C (control), AC5 (escariﬁcación química con ácido sulfúrico 98% durante cinco minutos) y AC45 (escariﬁcación química con ácido sulfúrico 98% durante 45 minutos). Letras diferentes indican diferencias estadísticamente signiﬁcativas (p<0,05) Figure 2. Germination in percentage (mean±1SD) for C (control), AC5 (chemical scariﬁcation with sulfuric acid 98% during 5 minutes) and AC45 (chemical scariﬁcation with sulfuric acid 98% during 45 minutes). Letter diﬀerents indicate signiﬁcant diﬀerences (p<0.05) Figura 3. Curvas de germinación acumulada en Sphaeralcea mendocina para C (control), AC5 (escariﬁcación química con ácido sulfúrico 98% durante cinco minutos) y AC45 (escariﬁcación química con ácido sulfúrico 98% durante 45 minutos) Figure 3. Curves of accumulated germination for C (control), AC5 (chemical scariﬁcation with sulfuric acid 98% during 5 minutes) and AC45 (chemical scariﬁcation with sulfuric acid 98% during 45 minutes). 209 Carla A. Masini & Adriana E. Rovere germinación se observó durante los primeros 7 días del ensayo y luego se estabilizó, siendo siempre mayor a la presentada por C y AC5. Discusión y conclusiones Sphaeralcea mendocina presentó una baja germinación en el control (16,7%) y un aumento progresivo en el porcentaje de germinación ante tiempos mayores de exposición al ácido sulfúrico (5 minutos, 34,4% y 45 minutos, 67,8%). Este comportamiento indica la presencia de un mecanismo de dormición física, tal como ha sido reportado para otras especies de malváceas, como Iliamnari vularis (Himanen et al., 2012) e Hibiscus moscheutos (Liuy Spira, 2001), y del género Sphaeralcea, como S. munroana (Kildisheva et al., 2011), S. grossulariaefolia y S. incana (Baskin y Baskin, 1998). Resultados similares han sido observados en otras especies nativas de la provincia del Neuquén, como Anarthrophyllum capitatun (Fabaceae) (Masini et al., 2012), Senna arnottiana y S. kurtzii (Fabaceae) (Masini, 2011). Por otro lado, la germinación ocurrida durante el tratamiento de estratiﬁcación húmeda fría indica que esta especie no presenta un mecanismo de dormición ﬁsiológica. En dicho tratamiento se obtuvo un 17% de germinación, comparable a lo observado en el control y en la estratiﬁcación de 7 días y su respectivo control. Las características biológicas que presenta S. mendocina, como una elevada producción y viabilidad de semillas, y su carácter de ruderal, ya que coloniza espontáneamente sitios disturbados, la convierten en una especie de interés para la restauración pasiva de áreas degradadas. Sumado a estas características, la aplicación de un tratamiento de escariﬁcación adecuado permitirá obtener elevada germinación, por lo que también podría ser utilizada en trabajos de restauración activa. Adicionalmente, la información relacionada con la germinación de esta especie podrá ser aplicada a su uso como ornamental (Dalmasso et al., 2009), así como la información aportada en relación a la época de cosecha de semillas y pasos para la limpieza y obtención de las mismas. Consideramos que este trabajo constituye un aporte a la conservación de una especie endémica de Argentina, con potencial para ser utilizada como ornamental y en trabajos de rehabilitación y restauración. 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La presente comunicación tiene por objeto mostrar los avances realizados en relación al conocimiento básico de la especie para ser aprovechada en rehabilitación de áreas degradadas por la explotación petrolera. Para ello se analizó la reproducción sexual y vegetativa y su comportamiento ante la presencia de Hidrocarburos Totales de Petróleo (HTP), durante la germinación y desarrollo de plántula. La reproducción asexual se evaluó: a) a través de la plantación de estacas, poco ligniﬁcadas, sometidas a tratamientos de estratiﬁcación frío-húmeda y hormonas de enraizamiento y b) por cultivo in vitro de esquejes uninodales, en medio MS sin reguladores. Se analizó la germinación en presencia de petróleo crudo. Para ello se sembraron 20 semillas en cada cápsula de Petri estéril, con cuatro repeticiones, en cinco diluciones: 2,5%; 5%; 10%; 20%; 40%, más el testigo. Las condiciones de cámara de cultivo fueron: temperatura uniforme de 21±1 ºC; fotoperíodo de 16 h. El comportamiento de las plántulas en medio con HTP se ensayó in vitro, con la Fracción Soluble de Petróleo (FSP) y en suelo, con HTP. A. lampa se reprodujo exitosamente, tanto por vía sexual como asexual. El porcentaje y la tasa de germinación fueron elevados en presencia de petróleo, en comparación con un bioindicador de referencia. El medio con FSP fue levemente ﬁtotóxico en el desarrollo temprano de las plantas. Las concentraciones de HTP utilizadas en suelo fueron altamente tóxicas. Palabras clave: Germinación, petróleo, reproducción vegetativa Abstract A. lampa Gillies ex Moquin, is an Argentinean specie, with a special economic and ecological importance. The present communication shows the progress made in relation to the basic knowledge of the specie to be used in rehabilitation of degraded areas by oil exploitation. The eﬃciency of sexual and asexual reproduction was evaluated in media with Total Petroleum Hydrocarbons (TPH) during germination and seedling development. Asexual reproduction was Vivien Pentreath, Sara Fernández, Elena González & Susana Perales analyzed: a) through planting stakes, no ligniﬁed, undergoing treatments of cold - wet stratiﬁcation and rooting hormones, and b) uninodal cuttings in vitro culture with MS media without regulators. Germination was analyzed with crude oil, 20 seeds were sown in each sterile petri dish, with 4 replicates of ﬁve dilutions: 2.5%, 5%, 10%, 20%, 40%, plus control. The conditions of growth chamber were uniform temperature at 21±1 °C; photoperiod of 16 h. The behavior of seedlings on media with HTP was tested in vitro, with Soluble Fraction of Petroleum (FSP) and ground with HTP. A. lampa had reproductive success, both sexually and asexually. Germination in the presence of oil was raised, in comparison with a reference biomarker. Media with FSP was slightly phytotoxic in the early development of plant. PAH concentrations in soil used were highly toxic. Key words: Atriplex lampa, asexual reproduction, germination, petroleum Introducción El género Atriplex, comprende más de 180 especies distribuidas en estepas desérticas y suelos salinos de todo el mundo, está representado en Argentina por 35 especies distribuidas en todo el país (Correa, 1984). Ocupa un lugar importante entre las quenopodiáceas arbustivas de las regiones áridas del mundo (Osmond et al., 1980). Varias de sus especies son utilizadas para la revegetación de áreas degradadas con el objeto de proveer material forrajeable y como medio de lucha contra la desertiﬁcación y la erosión (Contreras et al., 1983; Noller et al., 1983; Saucedo et al., 1989; Le Houérou, 1991) Atriplex lampa Gillies ex Moquin, comúnmente conocido como zampa, es originario de Argentina, habita en suelos salinos desde las provincias de Córdoba y Mendoza hasta Chubut. Tiene singular importancia económica y ecológica, en razón de que constituye un recurso forrajero permanente, de alto contenido proteico (Silva Colomer y Passera, 1989). Por otra parte, la eﬁciente utilización del agua la hace resistente a la sequía (Passera, 1990). Es tolerante a la salinidad de los suelos, estable frente a la presión de pastoreo y contribuye a la instalación del estrato herbáceo, siendo reconocida su capacidad de rehabilitación en áreas degradadas (Franclet y Le Houerou, 1971). El Distrito Fitogeográﬁco del Golfo San Jorge tiene como principal actividad económica la explotación petrolera que genera diversos niveles de contaminación por la liberación accidental de petróleo en el ambiente. Como parte integral del ecosistema, las plantas superiores constituyen una eﬁciente herramienta de trabajo para evaluar alarmas de riesgo ambiental (Gopalan, 1999). A esto se suma que las plantas son más sensibles al estrés ambiental que otros sistemas de ensayos disponibles (Dutka, 1989), son de fácil manipulación y almacenaje, son de bajo costo y poseen una buena correlación con otros sistemas de prueba (Fiskesjö, 1993). La presente comunicación tiene por objeto mostrar los avances obtenidos en relación al conocimiento básico de Atriplex lampa para ser aprovechada en rehabilitación de áreas degradadas por la explotación petrolera. 216 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Material y Método Germinacion A ﬁn de realizar los ensayos biológicos, se evaluó el poder germinativo de las semillas de A. lampa. Para ello se determinó el porcentaje de semillas germinadas sin brácteas, en cámara de cultivo, a diferentes temperaturas, con luz u oscuridad, durante quince días. Se cuantiﬁcó diariamente el número de semillas germinadas, considerando como criterio de germinación la aparición visible de la radícula, a ﬁn de calcular el Porcentaje Final y la Tasa de Germinación (N: 20x3). La tasa de germinación se calculó utilizando la Tasa de Maguire -M- (Naylor, 1981). M= n1/t1 + n2/t2 + ... + nx/tx dónde n1, n2, nx es el nº de semillas germinadas en el tiempo t1, t2, tx (en días). Germinacion en petróleo Muchas de las reacciones y procesos involucrados en la germinación son generales para la gran mayoría de las semillas, por lo que la respuesta de esta especie y los datos obtenidos a partir de la aplicación de esta prueba son en gran medida representativos de los efectos en semillas o plántulas en general. El éxito o aptitud de una plántula para establecerse en un ambiente determinado es relevante para garantizar la supervivencia de la especie. La evaluación del desarrollo de la radícula y del hipocótilo constituye un indicador representativo para determinar la capacidad de establecimiento y desarrollo de la planta. Siguiendo la metodología propuesta por Castillo Morales et al. (2004), se realizaron ensayos de germinación de A. lampa en suelo con distintas concentraciones de petróleo, utilizando como referencia el Test de lechuga (Lactuca sativa). Con la ﬁnalidad de evaluar los efectos ﬁtotóxicos de Hidrocarburos Totales de Petróleo (HTP) en el proceso de germinación de las semillas y en el desarrollo de las plántulas durante los primeros días de crecimiento se realizó el ensayo de toxicidad aguda en lechuga y zampa. Como puntos ﬁnales para la evaluación de los efectos ﬁtotóxicos, se determinó la inhibición en la germinación y la inhibición en la elongación de la radícula y del hipocótilo. Para realizar una curva dosis-respuesta se prepararon seis diluciones de petróleo, que permitieron obtener valores de toxicidad intermedios entre el 100 y 0%. Se prepararon germinadores en placa de Petri, con 25 g de arena secada en estufa a 110 ºC durante dos horas. Las diluciones se prepararon mezclando el suelo con petróleo crudo en las siguientes proporciones: 0 (testigo), 2,5%; 5%; 10%; 20% y 40%. Se colocaron 20 semillas por placa, con tres repeticiones por tratamiento. Cada placa se regó con 10 ml de agua destilada estéril. Los germinadores se incubaron a 24 ± 1 ºC, en oscuridad, durante cinco días (120 horas). Se determinó diariamente el número de semillas germinadas, considerando como criterio de germinación la aparición visible de la radícula. 217 Vivien Pentreath, Sara Fernández, Elena González & Susana Perales A partir de los datos obtenidos se calculó el porcentaje de semillas germinadas y, por diferencia, se estimó el porcentaje de inhibición de la germinación a ﬁn de obtener el valor de CI50 (concentración de inhibición 50). El valor CI50 se estimó utilizando el modelo de regresión PROBIT, utilizando el Programa PROBIT propuesto por la US EPA, en Versión 1,5 (1994). Con el ﬁn de controlar la sensibilidad de las semillas y establecer los intervalos aceptables de variación de la repuesta de lechuga y de A. lampa se realizo un control positivo utilizando una sal de Zn (II) como tóxico de referencia. Considerando que además de establecer la calidad analítica de los organismos de prueba, es importante establecer los valores de elongación en el control positivo, se procedió a determinar el valor de CI50 para cada lote de semillas. Cada punto ﬁnal se evaluó comparando el efecto generado en las plantas expuestas al tóxico con la respuesta en el control negativo, sujetos todos a las mismas condiciones de ensayo. Para realizar una curva dosis-respuesta, con el tóxico de referencia, se prepararon seis diluciones de ZnSO4, que permitieron obtener valores de toxicidad intermedios, entre el 0 y 10%: 0% (testigo), 0,65%, 1,25%, 2,5%; 5% y 10%. En este ensayo, se realizó el mismo procedimiento de siembra en placa, pero en lugar de arena secada, se utilizó papel de ﬁltro. A ﬁn de determinar la ﬁtotoxicidad del suelo se obtuvo el IG (Índice de Germinación) (Varnero et al., 2007), que integra el porcentaje (%) relativo de germinación (PGR)1 y el crecimiento relativo de las raíces (CRR)2. Los resultados obtenidos de IG se reunieron en tres categorías ﬁtotóxicas: severa, moderada y baja. 1 PGR = número de semillas germinadas en la muestra x 100 número de semillas germinadas en el testigo CRR = elongación de radículas en la muestra x 100 elongación de radículas en el testigo 2 IG = PGR x CRR 100 Desarrollo de plantas en presencia de petróleo Cultivo in vitro con Fracción Soluble de Petróleo (FSP). Se utilizaron plántulas de A. lampa para evaluar el desarrollo temprano en medio de cultivo con sustancias derivadas del petróleo, solubles en agua. Una vez germinadas las semillas, las plántulas se pasaron a medio de cultivo MS (Murashige y Skoog, 1962) con 100% de sales, sin reguladores de crecimiento, suplementado con complejo vitamínico, sacarosa, 0,6% de agar bacteriológico y la Fracción Soluble de Petróleo (FSP) obtenida a partir de la mezcla de agua con petróleo, en una concentración de 1000 ppm. El pH se ajustó a 5,8. Se incubaron 20 individuos, con tres repeticiones, en cámara de cultivo a una temperatura 21 °C ±1; fotoperíodo de 16 hs y una intensidad lumínica de 120 mE cm-2 s-1. A los 30 días de cultivo se evaluó la supervivencia de las plantas, longitud de tallo (cm), número de hojas, largo de raíz (cm), biomasa aérea y radicular (peso seco en estufa a 68 ºC) y cantidad de cloroﬁla a y b. Se registraron caracteres morfológicos anor- 218 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina males (variaciones de color en hojas y raíces, aparición de manchas, deformidades), en comparación con el testigo, que se mantuvo en el mismo medio de cultivo, pero sin derivados del petróleo. Con los datos obtenidos, se realizo el cálculo del Índice Relativo de Fitotoxicidad (IRF) (Rivera Cruz y Trujillo Narcía, 2004) como referencia para medir los efectos del contaminante (IRF=Tratamiento testigo/ Tratamiento con contaminante). Cultivo en suelo con hidrocarburos totales de petróleo (HTP). Para evaluar el comportamiento de las plantas en suelo con HTP se germinaron semillas de A. lampa, las plántulas se pasaron a envases de plástico de 30 cm de largo x 5 cm de ancho, conteniendo 300 g de suelo franco-arenoso, con un diseño de 10 individuos x tres repeticiones para cada ensayo. Los tratamientos realizados fueron: testigo (T) sin petróleo, 1% p/p de HTP y 5% p/p de HTP. Las plantas se mantuvieron en invernadero, a 23 ºC, con fotoperiodo estacional de 10 hs luz (otoño-invierno). La humedad de los envases se mantuvo a capacidad de campo, controlando el peso de los mismos periódicamente. A los 60 días de cultivo se evaluó la supervivencia de las plantas, longitud de tallo (cm), número de hojas, largo de raíz (cm), biomasa aérea y radicular (peso seco en estufa a 68 ºC) y cantidad de cloroﬁla a, b y cloroﬁla total. Se registraron caracteres morfológicos anormales (variaciones de color en hojas y raíces, aparición de manchas, deformidades), en comparación con el testigo, que se mantuvo en el mismo medio de cultivo, pero sin derivados del petróleo. Con los datos obtenidos, se realizo el cálculo del Índice Relativo de Fitotoxicidad (IRF) (Rivera Cruz y Trujillo Narcía, 2004) como referencia para medir los efectos del contaminante (IRF=Tratamiento testigo/ Tratamiento con contaminante). Enraizamiento de estacas A ﬁn de evaluar la reproducción asexual por estacas, en suelo, se recolectaron 240 estacas de A. lampa, de 15 a 20 cm de largo, poco ligniﬁcadas, en las estaciones primavera e invierno. Se lavaron con agua corriente durante 15’ antes de su implantación para eliminar efectos posibles de inhibidores. De las estacas colectadas en cada estación, 120 se sometieron a pretratamiento de estratiﬁcación frío-húmeda (E1) durante 90 días, en heladera a 4 ºC. La mitad de ellas, se implantaron directamente en los envases (H0) y la otra mitad se trató con ácido indol-butírico (IBA) para estimular el enraizamiento (H1), en una concentración de 1ppm, manteniendo las estacas en remojo durante 1 hora en oscuridad. Las 120 estacas restantes, que no se sometieron a estratiﬁcación (E0), también fueron sometidas al tratamiento con (H1) y sin hormonas de enraizamiento (H0). Los datos se registraron a lo largo de nueve meses. La reproducción por estacas, en relación con cada una de las variables seleccionadas para este estudio, se analizó mediante un análisis de la varianza del arreglo factorial (N: 20x3). Regeneración in vitro. Cultivo de meristemos, aislamiento y establecimiento de plantas Para evaluar la reproducción asexual in vitro se obtuvieron explantos a partir de semillas de A. lampa, germinadas en laboratorio, previamente desinfectadas con hipo- 219 Vivien Pentreath, Sara Fernández, Elena González & Susana Perales clorito de sodio al 5%. Una vez germinadas las semillas, las plántulas se sembraron en medio de cultivo MS sin reguladores de crecimiento y suplementado con complejo vitamínico, sacarosa y 0.6% de agar bacteriológico. Se obtuvieron 120 explantos con los que se iniciaron los cultivos in vitro, con el objeto de regenerar plantas completas. Cuando las plantas desarrollaron unos cuatro o cinco entrenudos, se cortaron esquejes uninodales que se sembraron en medio MS con 100% de sales, sin reguladores de crecimiento, suplementado con complejo vitamínico, sacarosa y 0.6% de agar bacteriológico. El pH se llevo a 5,8. (N= 20 x 3) Se realizaron tres cultivos sucesivos, manteniendo la misma metodología: de una planta regenerada se cortaron esquejes uninodales que se colocaron en tubos estériles con nuevo medio MS. Se evaluó la regeneración de planta completa a los 30 días, en cada sub-cultivo se midió la longitud de tallo y de raíz. Con la ﬁnalidad de probar su respuesta a la aclimatación, diez de las plantas obtenidas se trasplantaron a envases plásticos con una mezcla de turba-arena-perlita. Se dejaron en la cámara de cultivo, con las mismas condiciones de iluminación y temperatura y se cubrieron los envases con una bolsa plástica, a ﬁn de evitar la deshidratación por transpiración. Progresivamente se les fue retirando la bolsa plástica unas pocas horas al día, a ﬁn de rustiﬁcar las plantas, hasta que ﬁnalmente se quitó de manera deﬁnitiva. Posteriormente se transﬁrieron a invernadero y después de dos meses se llevaron a campo. Analisis estadisticos A ﬁn de analizar los datos obtenidos en germinación, cultivo de plantas in vitro e in vivo y la reproducción por estacas se realizó análisis de Anova y el Test de Tuckey para la comparación a posteriori, utilizando el programa Statistica.6. Los datos utilizados fueron previamente normalizados y homogeneizados. Resultados y Discusión Germinación Numerosos autores que analizaron la germinación en semillas de diversas especies del género Atriplex observaron reducida su capacidad germinativa y la asociaron a fenómenos de dormición o envejecimiento (Mantovan y Candia, 1995). Del análisis de los datos obtenidos en los ensayos de germinación de semillas de A. lampa surge que el porcentaje de semillas germinadas resultó óptimo en todas las condiciones consideradas, sin embargo, la tasa de germinación se vio reducida signiﬁcativamente por la presencia de luz en las menores temperaturas (Tabla 1). Germinacion en petróleo Es importante destacar que durante el periodo de germinación y los primeros días de desarrollo de la plántula ocurren numerosos procesos ﬁsiológicos en los que la presencia de una sustancia tóxica puede interferir alterando la supervivencia y el desarrollo normal de la planta, siendo por lo tanto una etapa de gran sensibilidad frente a factores externos adversos. Para A. lampa, al igual que para L. sativa, se observó que la 220 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 1. Porcentaje ﬁnal (%G) y Tasa de Germinación (TG) de semillas de A. lampa sometidas a distintas condiciones de iluminación y temperatura. Letras iguales para cada parámetro medido indican que no hay diferencias signiﬁcativas (p<0,05) Table 1. Final percentage (%G) and germination rate (TG) of sedes of A. lampa under diﬀerent lighting and temperature conditions. Equal letters for each measured parameter indicate no signiﬁcant diﬀerences (p <0.05) 25 ºC %G TG Luz Osc Luz Osc 100a (±0) 95a (±5) 20 ºC %G Luz Osc 16,1a 17a 100a (±1,9) (±0,6) (±0) 100a (±0) TG Luz Osc 4,9b (±0,05) 10 ºC %G TG Luz Osc Luz Osc 15,9a 100a 100a 6,34b 13,8a (±3,1) (±0) (±0) (±0,5) (±2,4) Tabla 2. Valores obtenidos de A. lampa y L. sativa: plantas germinadas (%); inhibición de la germinación (%); Tasa de Germinación (TG); longitud de raíces (cm) y de hipocotilo (cm) ante concentraciones crecientes de Hidrocarburos Totales de Petróleo (HTP) (%p/p). Letras iguales para cada parámetro y especie indican que no hay diferencias signiﬁcativas (p<0,05) Table 2. Values of plant germinated (%), inhibition of germination (%), germination rate (TG), roots longitude (cm) of A. lampa and L. sativa under increasing concentrations of total petroleum hidrocarbure (HTP) (%p/p). Similar letters indicate no signiﬁcance diﬀerence (p<0.05) HTP (%p/p) Germinación % Inhibición % TG Long. raíz cm Long. hipocótilo cm 95 ±2,9 a 5 ±2,9 a 13,02 ±0,08 a 2,7 ±0,2 a 1,6 ±1,3 ab L. sativa 86,6 ±2,8 a 13.3 ±2.9 a 7,7 ±0,5 a 1,7 ±0,3 a 1,4 ±0,2 a A. lampa 96,6 ±8,6 a 3,3 ±8,6 a 8,6 ±0,4 a 4,2 ±0,1 a 3 ±0,1 a L. sativa 45 ±5 b 55 ±5 b 3,4 ±0,13 ab 1,4 ±0,3 a 1,2 ±0,3 a A. lampa 98,3 ±2,9 a 1,6 ±2,9 a 8,3 ±0,2 a 3,05 ±0,3 a 2,3 ±0,2 ab L. sativa 35 ±5 b 65 ±5 b 2,3 ±0,6 b 1,7 ±1,1 a 1,3 ±0,8 a A. lampa 96,6 ±5,7 a 3,3 ±5,7 a 9,3 ±0,2 a 3,5 ±0,3 a 2,7 ±0,2 a L. sativa 50 ±5 b 50 ±5 b 3,5 ±0,9 ab 1,7 ±0,8 a 1,4 ±0,5 a A. lampa 90 ±0 a 10 ±0 a 8,6 ±0,2 a 3,3 ±0,1 a 2,5 ±0,3 ab L. sativa 43,3 ±14,4 b 56.6 ±14,4 b 3,97 ±0,9 ab 1,8 ±0,2 a 1,6 ±0,3 a A. lampa 26,6 ±15,2 b 73,3 ±15,2 b 1,3 ±0,8 b 2 ±1,2 a 1 ±0,5 b L. sativa 13,3 ±2,9 b 86,6 ±2,9 b 0,55 ±0,08 b 1,1 ±0,8 a 0,7 ±0,6 a Especie Testigo A. lampa 2,5 5 10 20 40 221 Vivien Pentreath, Sara Fernández, Elena González & Susana Perales inhibición de la germinación fue el parámetro más representativo para evaluar la toxicidad del contaminante (Tabla 2). No se apreciaron diferencias signiﬁcativas (p< 0,05) entre los valores de longitud de raíz, mientras que los datos obtenidos en mediciones del hipocótilo resultaron dispares (Tabla 2). En la Tabla 3, se muestra que el valor de CI50, estimado en 32,9 % HTP (p/p) para A. lampa, resultó signiﬁcativamente mayor que para L. sativa. Asi como se observó en el bioensayo con L. sativa realizado por Bohórquez-Echeverry y Campos-Pinilla (2007), el control realizado en el presente trabajo con sulfato de Zn puso en evidencia la sensibilidad de ambas especies al tóxico de referencia, a la vez que corroboró la estabilidad de la respuesta biológica y la reproducibilidad de los resultados obtenidos. La comparación de dicho control respecto del ensayo con petróleo mostró una mayor resistencia de A. lampa a la presencia de petróleo en el medio, en relación a L. sativa y al control positivo (Tabla 3). El valor NOEC (concentración a la cual no se observa efectos adversos) para A. lampa, fue de 20 % HTP (p/p) entre las diluciones ensayadas. Para lechuga no se encontró un valor NOEC entre las diluciones ensayadas. Los resultados obtenidos en este estudio ponen en evidencia que es adecuado utilizar el ensayo de germinación de L. sativa como bioindicador de toxicidad de HTP. Tabla 3. Concentración de Hidrocarburos Totales de Petróleo (HTP) y ZnSO4 % (p/p) que inhiben el 50% de la germinación en L. sativa y A. lampa Table 3. Concentration of total petroleum hydrocarbon (HTP) y ZnSO4 % (p/p) to inhibit 50% of germination in L. sativa and A. lampa CI50 HTP % (p/p) ZnSO4 % (p/p) L. sativa 2,3 2,01 A. lampa 32,9 8,27 La metodología propuesta en este estudio puede aplicarse en mediciones de ﬁtotoxicidad de lechuga expuesta a petróleo en suelo, así como en ensayos con extractos solubles derivados del suelo contaminado con metales pesados, extraídos del sur de España (Escoto Valerio et al., 2007). La utilización de A. lampa, nativa de regiones áridas y semiáridas, permitió apreciar en este ensayo un comportamiento más tolerante frente a la contaminación con petróleo en relación con los resultados observados en lechuga. Estos datos se hallarían en sintonía con el planteo de Schnoor (1997) quien maniﬁesta que las especies nativas tienen la capacidad de soportar relativamente altas concentraciones de químicos orgánicos, sin sufrir efectos adversos. Según fue observado en otros estudios (Tiquia, 2000; Emino y Warman, 2004; Varnero et al., 2006) se encontraron las mayores diferencias en el crecimiento relativo de raíces, asociadas a la presencia de metabolitos ﬁtotóxicos moderados, que no impedirían la germinación de las semillas utilizadas, pero si limitarían el desarrollo de la radícula. Al respecto, diversos autores (Zucconi et al., 1981; Tiquia, 2000; Emino y Warman, 2004; Varnero et al., 2006) sostienen que el índice de germinación (IG) es un indicador más 222 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina completo para describir el potencial ﬁtotóxico de un material orgánico, ya que integra el porcentaje de germinación relativo y el crecimiento relativo de raíces. Utilizando el criterio de Varnero et al. (2007) se registraron tres niveles de contaminación: leve; indicaría que no hay sustancias ﬁtotóxicas o que están en muy baja concentración; moderado o intermedio y severo; con una fuerte presencia de sustancias ﬁtotóxicas. En la Figura 1 se muestran los resultados obtenidos en ensayos de germinación de las especies estudiadas. Los valores obtenidos para el Índice de Germinación, parámetro que integra el porcentaje de germinación y el crecimiento relativo de las raíces, indican que la presencia de HTP afectaría levemente a A. lampa cuando varíe entre 0 y 20% (p/p). Mientras que el impacto, resultó severo cuando la proporción de HTP fue del 40% (p/p). Por otra parte, L. sativa resultó ser un buen bioindicador para detectar ﬁtotoxicidad ante HTP, ya que manifestó efectos ﬁtotóxicos moderados y severos durante su germinación a partir de la incorporación de 2,5% (p/p) de HTP. Desarrollo de plantas en presencia de petróleo Cultivo in vitro con fracción soluble de petróleo (FSP). Para evaluar el desarrollo temprano de plántulas de A. lampa en medio nutritivo con sustancias derivadas del petróleo, solubles en agua, se cultivaron in vitro 20 individuos, con tres repeticiones, bajo condiciones de asepsia. A los 30 días de cultivo se evaluó la supervivencia de las Figura 1. Índice de Germinación de L. sativa y A. lampa en ensayos de germinación con concentraciones crecientes de hidrocarburos totales de petróleo (HTP). La línea recta marca el nivel de toxicidad severa Figure 1. Germination index of L. sativa and A. lampa in germination tests with increasing concentrations of total petroleum hydrocarbons (TPH). The dotted line marks the level of severe toxicity 223 Vivien Pentreath, Sara Fernández, Elena González & Susana Perales plantas de A. lampa y diferentes variables que pueden dar algún indicio de alteración del desarrollo. En estudios realizados por Kumerova et al. (2006) en Pisum sativum L. se destaca que, entre otros, los cloroplastos constituyen descriptores signiﬁcativamente afectados por diferentes factores de estrés abiótico. Los cambios en el contenido de pigmentos fotosinteticos pueden vincularse a daños provocados por contaminantes hidrocarbonados, como el ﬂuoranteno, en las raíces, alterando la captura, distribución y utilización de nutrientes. También se conoce que el ﬂuoranteno inﬂuye directamente sobre el tallo, por ejemplo disminuyendo el contenido de cloroﬁla a y b y de otros pigmentos estudiados como carotenoides (Kummerova et al., 2001). La supervivencia de las plantas de A. lampa sembradas en el medio de cultivo conteniendo FSP en una concentración de 1132 ppm no mostró diferencias signiﬁcativas comparándolas con el testigo, lo que indicaría que las plantas analizadas muestran resistencia a dicha concentración de derivados solubles de petróleo. No se observaron caracteres morfológicos anormales (variaciones de color en hojas y raíces, aparición de manchas, deformidades), en comparación con el testigo, que se mantuvo en el mismo medio de cultivo, pero sin derivados del petróleo. Los valores de longitud y biomasa de tallo y de raíz registrados a los treinta días de cultivo fueron erráticos, mientras que las mediciones sobre la cantidad de cloroﬁla a y b mostraron diferencias signiﬁcativas comparándola con el testigo (Tabla 4). Tabla 4. Variables analizadas en las plantas cultivadas en medio MS con Fracción Soluble de Petróleo (FPS) y sin Fracción Soluble de Petróleo (Testigo). Letras iguales indican que no existen diferencias signiﬁcativas entre los tratamientos Table 4. Variables analyzed in plants grown on MS medium with Oil Soluble Fraction (FPS) without Oil Soluble Fraction (standard). The same letters indicate no signiﬁcant diﬀerences between treatments Testigo FSP Supervivencia % 95 (± 5) a 100 a Long. Tallo (cm) 4,9 (± 0,4) a 6,8 (± 0,3) b Long. Raíz (cm) 5,7 (± 0,3) a 6,8 (± 0,6) a Nº hojas 11,08 (± 0,6) a 10,5 (± 1,3) a Peso Seco Tallo (g) 0,008 (± 0,001) a 0,006 (± 0,0005) a Peso Seco Raíz (g) 0,003 (± 0,002) a 0,002 (± 0,0005) b Cloroﬁla a (mg/L) 23,9 (± 1,1) a 17,2 (± 0,9) b Cloroﬁla b (mg/L) 12,1 (± 0,8) a 8,2 (± 0,5) b Cloroﬁla total (mg/L) 35,9 (± 1,9) a 25,5 (± 1,3) b De acuerdo a las investigaciones realizadas por Ríos y Nudelman (2005), resulta conveniente dividir en tres etapas distintas la evolución de los residuos de petróleo en función del tiempo, las cuales representarían distintos entornos en cuanto a las carac- 224 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina terísticas de hidrosolubilidad del petróleo. Ellas son: a) hidrofóbica, b) hidrofílica y c) poco hidrofílica. El ambiente hidrofóbico corresponde al inicio del derrame, cuando el residuo contiene una alta proporción de componentes alifáticos y la baja viscosidad del crudo favorece su movilidad. Mientras que el ambiente hidrofílico corresponde a residuos de dos a siete años de tiempo de exposición, con una alta proporción de componentes polares y una disminución de los componentes alifáticos, como resultado de los procesos degradativos y la volatilización de aquellos componentes con altas presiones de vapor. Finalmente el ambiente poco hidrofílico se veriﬁca para tiempos posteriores, cuando los componentes polares se han perdido y la composición del residuo, en cuanto a grupos mayoritarios, se mantendría aproximadamente constante. Debido al comportamiento del petróleo en fase acuosa, es de suma importancia su estudio desde el punto de vista ambiental. Con los datos obtenidos, se realizo el cálculo del Índice Relativo de Fitotoxicidad (IRF) (Rivera Cruz y Trujillo Narcía, 2004), que representa la respuesta de la planta a la exposición al petróleo presente en el medio. Los valores superiores a 1 (uno) representan algún efecto ﬁtotóxico y se interpreta que es mayor el efecto cuanto es más alto el número. Por el contrario, los valores relativamente bajos en dicha escala se interpretan como de menor impacto ﬁtotóxico (Figura 2). El IRF corroboró que las mediciones de cloroﬁla son las más afectadas por el contaminante, ya que presentan los valores más altos. Sin embargo los valores de IRF obtenidos no son excesivamente elevados respecto del valor límite: 1 (uno), lo que estaría Figura 2. Índice Relativo de Fitotoxicidad (IRF) calculado para distintas variables en plantas de A. lampa: cultivadas en medio MS con Fracción Soluble de Petróleo (FSP). La línea oscura marca el límite de fototoxicidad Figure 2. Relative Phytotoxicity Index (IRF) calculated for diﬀerent variables in A. lampa plants grown on MS medium with Oil Soluble Fraction (FSP). The dotted line marks the boundary of phytotoxicity 225 Vivien Pentreath, Sara Fernández, Elena González & Susana Perales indicando que el efecto ﬁtotóxico es bajo. Los datos obtenidos son semejantes respecto a otros estudios estudios realizados en pasto alemán (Echinochloa polystachya), pasto egipcio (Brachiaria mutica), cebollín (Cyperus sp.), tulillo (Cyperus articulatus) y zarza (Mimosa pigra) con petróleo nuevo e intemperizado (Rivera Cruz et al., 2005). La fracción soluble podría difundir fácilmente por las membranas plasmáticas de las raíces generando un efecto tóxico directo sobre esta estructura de la planta principalmente (longitud raíz y peso seco de raíz), e indirecto afectando al contenido total de cloroﬁla. Al respecto, Ríos y Nudelman (2005) proponen que la presencia de las fracciones solubles en agua, de los hidrocarburos derramados o de sus productos de degradación, podrían resultar tóxicas al ser asimiladas durante los procesos osmóticos radiculares en plantas desarrolladas o durante la germinación de semillas. Según señalan Faksness y Brandvik (2008), las FSP tienen alta biodisponibilidad para los organismos y por lo tanto, pueden causar severos efectos tóxicos. Cultivo en suelo con Hidrocarburos Totales de Petróleo (HTP). Los ensayos de ﬁtotoxicidad, como el crecimiento de plántulas durante el desarrollo temprano, han sido recomendados como una parte de las baterías de pruebas utilizadas para desarrollar un perﬁl de toxicidad de sitios peligrosos (Wang y Freemark, 1995). De hecho A. Lampa, que presentó altos valores de germinación en petróleo, no sobrevivió en suelo con 1% y 5% de Hidrocarburos Totales de Petróleo (p/p). Varios autores, a través de sus investigaciones demostraron que la germinación no era un proceso sensible a la Figura 3. Promedio del enraizamiento de estacas de A. lampa sometidas a estratiﬁcación frío húmeda (E1), testigo (E0) y a hormona de enraizamiento (H1), testigo (H0) Figure 3. Rooting media of A. lampa with cold and wet stratiﬁcation (E1), without stratiﬁcation (E0), with rooting hormone (H1) without hormone (H0) 226 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina presencia de contaminantes, comparado con el desarrollo temprano de la planta (Eom et al., 2007; Sverdrup et al., 2003; Keddy et al., 1995). Smith et al. (2006) informaron que la germinación sufría efectos leves a causa de la contaminación química por lo cual los estudios de germinación aislados no servirían para predecir el efecto sobre el subsecuente desarrollo de las plantas, especialmente en suelos contaminados con Hidrocarburos Poliaromáticos (PAH). Enraizamiento de estacas El medio de propagación por estacas presenta varias ventajas; es económico, rápido y simple; se obtiene una mayor homogeneidad de las plantas y en poco tiempo se adquieren individuos de tamaño comercial (Hartmann y Kester, 1998). Estudios realizados en A. nummularia corroboraron que los esquejes sin tratamiento presentaron los mejores resultados logrando un 83,62 % de estacas enraizadas (Santa Cruz, 2001). En comparación A. lampa mostró resultados semejantes, ya que los mejores resultados se observaron en aquellos explantos obtenidos en invierno, que no fueron sometidos a ningún tratamiento (Figura 3). El proceso de estratiﬁcación frío húmeda afectó signiﬁcativamente el enraizamiento de las estacas, ya sean aquellas obtenidas en invierno o en primavera. Regeneración in vitro. cultivo de meristemos, aislamiento y establecimiento de plantas La técnica de cultivo in vitro es una alternativa potencial para la conservación genotípica y permite además la obtención de un número elevado de plantas en un espacio Figura 4. Desarrollo de planta completa de A. lampa a partir de un esqueje uninodal Figure 4. Development of plant complete of A. lampa from uni-node sappling 227 Vivien Pentreath, Sara Fernández, Elena González & Susana Perales reducido y bajo condiciones controladas que evitan la trasmisión de enfermedades. Es una herramienta muy útil en programas de mejoramiento, ya que tiene el potencial de producir plantas de calidad uniforme a escala comercial, a partir de un genotipo selecto y con una tasa de multiplicación Ilimitada (Olmos et al., 2004). El cultivo in vitro de Atriplex canecens, con diversas combinaciones de reguladores para la etapa de regeneración de brote y para enraizamiento, mostró que el 63% de las yemas axilares multiplicadas enraizaron (Mei et al., 1997). En comparación, el resultado obtenido en el presente estudio puede ser considerado satisfactorio, ya que la regeneración de planta completa de A. lampa osciló entre 38 y 54,3 % (Tabla 5). A.lampa presentó valores promedio de longitud de tallo entre 2,68 y 3,8 cm, semejantes a los que obtuvieron en A. canecens, cultivado con reguladores de crecimiento (Mei et al., 1997). La longitud de las raíces osciló entre 2,57 y 3,03 cm y se observó un desarrollo radicular profuso, en muchos casos con abundantes ramiﬁcaciones (Figura 4). Tabla 5. Regeneración de A. lampa en tres cultivos sucesivos, a partir de esquejes uninodales Table 5. A. lampa regeneration during three successive crops, from uninodal cuttings 1er cultivo 2do cultivo 3er cultivo Regeneración % Long tallo cm Long raíz cm Regeneración % Long tallo cm Long raíz cm Regeneración % Long tallo cm Long raíz cm 48,3 3,06 (± 2,2) 3,03 (± 1,7) 54,3 2,68 (± 2,3) 2,8 (± 1,8) 38 3,8 (± 3,9) 2,57 (± 2,5) Durante el cultivo en condiciones de campo de las plantas regeneradas in vitro, no se observaron diferencias en el desarrollo, logrando obtenerse plantas adultas de sanidad controlada de Atriplex lampa Conclusiones El objetivo de esta investigación fue profundizar en el conocimiento de la especie Atriplex lampa para ser aprovechada en rehabilitación de áreas degradadas por la explotación petrolera. Se resumen a continuación las principales conclusiones referidas a este propósito. En las condiciones diseñadas para este estudio, la reproducción de A. lampa fue exitosa, tanto por vía sexual como asexual, sin necesidad de estimulación mecánica ni química. La capacidad germinativa fue alta ya que la proporción de semillas germinadas osciló entre 95 y 100 % en las condiciones ensayadas. La Tasa de germinación óptima se halló a 25 oC, tanto en condiciones de iluminación como de oscuridad. En condiciones de bajas temperaturas, los valores más altos de encontraron en ausencia de iluminación. En el ensayo con Hidrocarburos Totales de Petróleo (HTP), la inhibición de la germinación fue el parámetro más representativo para evaluar la toxicidad del contami- 228 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina nante en plantas de A. lampa. Su germinación en presencia de petróleo fue elevada y el valor NOEC (Concentración en la que no se observan efectos adversos) así como la CL50 para A. Lampa fueron mayores en comparación con el bioindicador de referencia, L. sativa. Las Fracciones Solubles de Petróleo resultaron levemente ﬁtotoxicas durante el crecimiento temprano de las plantas. Sin embargo, la respuesta in vitro de las plantas no puede predecir con exactitud el comportamiento de la especie en suelo. Las concentraciones de HTP utilizadas en suelo fueron tóxicas para A. lampa. La reproducción vegetativa por estacas se produjo exitosamente y los mejores resultados se obtuvieron sin tratamiento de los esquejes. También se logró regenerar planta completa a través de la micropropagación in vitro sin la utilización de reguladores de crecimiento. Ambas técnicas de regeneración resultaron eﬁcientes y constituyen un sistema exitoso de transferencia génica, aplicable a individuos con reconocida resistencia al estrés, en ambientes sometidos a condiciones ambientales extremas. El conjunto de las observaciones realizadas en los ensayos con petróleo indican que A. lampa puede ser utilizada en procesos de recuperación de áreas alteradas por la actividad petrolera, siempre que se realicen medidas de saneamiento previas, como la recolección del petróleo en caso de derrame y la escariﬁcación del suelo. A partir de este trabajo surge la necesidad de profundizar en estudios ecoﬁsiológicos relacionados con el comportamiento de la especie en suelos empetrolados para desarrollar una metodología reproducible que intensiﬁque su valor remediador. Bibliografía BOHÓRQUEZ-ECHEVERRY, P. & C. CAMPOS-PINILLA, 2007. Evaluación de Lactuca sativa y Selenastrum capricornutum como indicadores de toxicidad en aguas. Uni. Sci. 12 (2): 83-98. DÍAZ BÁEZ, M.C., Y. PICA GRANADOS, A. RONCO, C. SOBRERO, G. BULUS ROSSIN, G. FEOTA, G. FORGET & A. SÁNCHEZ-BAIN, 2004. En: Castillo Morales, Gabriela (ed.). Ensayos toxicológicos y métodos de evaluación de calidad de aguas. 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Biocycle 22: 54-57. 232 Respuestas fisiológicas de plantines de Senecio subulatus a diferentes niveles de suministro de agua Physiological responses of Senecio subulatus saplings under diﬀerent levels of water supply María E. Fernández1,2, Mariano A. Cony1 & Carlos B. Passera2 Instituto Argentino de Investigaciones de las Zonas Áridas, IADIZA CONICET Facultad de Ciencias Agrarias, Universidad Nacional de Cuyo mefernandez@mendoza-conicet.gob.ar 1 2 Resumen Senecio subulatus, arbusto de zonas áridas aparece en el Monte en muy distintos tipos de suelos, principalmente en aquellos alterados por diversos tipos de erosión, por lo cual se la considera una especie colonizadora. Ha sido ampliamente utilizada, con resultados alentadores, en procesos de revegetación en sitios áridos degradados. El propósito del presente estudio, que apunta al empleo de esta especie en revegetación, fue adquirir conocimientos de su ﬁsiología en relación a su tolerancia al estrés hídrico, ya que el agua es el factor más limitante en los ecosistemas áridos. En virtud de ello se probaron 3 tratamientos de suministro de agua que consistió en reponer el riego hasta llegar a capacidad de campo cuando se agotó el 40, 60 y 75% de dicho valor (T1, T2 y T3 respectivamente). El ensayo tuvo un diseño estadístico al azar, y se determinó en los plantines el potencial agua, conductancia estomática, y distintos parámetros de crecimiento. Se observó una reducción en prácticamente, todos los parámetros examinados a medida que disminuyó la disponibilidad del agua. Esta reducción, en comparación con T1, fue leve en T2 y más acentuada en T3, acompañada por una caída parcial de hojas y una sobrevivencia del 70% de los plantines. Los resultados obtenidos deben ser considerados a la hora de planiﬁcar una revegetación, especialmente en lo que atañe a los intervalos de reposición del riego durante el periodo de establecimiento de los plantines. Palabras clave: arbusto, crecimiento, relaciones hídricas, revegetación Abstract S. subulatus, a native shrub from the Monte desert, is considered a pioneer species, because it naturally grows in altered soils by various types of erosion. It has been widely used in revegetation programs of degraded arid lands with encouraging results. The purpose of this study was to obtain information of its physiology in relation to its tolerance to water stress, since water is the most limiting factor in arid ecosystems. We used a completely randomized experimental design with one ﬁxed factor with 3 levels of water supply, where water was replenished to ﬁeld capacity María E. Fernández, Mariano A. Cony & Carlos B. Passera when they lost 40, 60 and 75% of it (T1, T2 and T3 respectively). We measured water potential, stomatal conductance, and diﬀerent growth parameters on S. subulatus saplings. Results showed a reduction in almost all parameters as water availability decreased. Compared with T1, this reduction was slight in T2 and more pronounced in T3, with a partial leaf shedding and a 70% survival of saplings. These results should be considered when planning a revegetation, especially in regard to irrigation intervals during the establishment of saplings. Key words: growth, revegetation, shrub, water relations Introducción Senecio subulatus Don ex Hooker et Arnot (Asteraceae), es una especie arbustiva, ramosa de copa densa y follaje perenne, muy polimorfa, alcanza una altura de 1 a 1,5 m (Roig, 1980). Está presente a lo largo de la Provincia Fitogeográﬁca del Monte, encontrándose mayormente en suelos profundos donde se acumula agua de lluvia; en suelos montañosos erosionados hídricamente, como también en los de erosión eólica, en dunas, abanicos aluviales, costados de caminos y en áreas disturbadas (Roig, 1976; Martínez Carretero, 1993; Méndez et al., 1993; Castro et al., 2013). Debido a ello se la considera una especie colonizadora de ambientes disturbados. En nuestro medio, este arbusto ha sido experimentado en procesos de revegetación o restauración artiﬁcial de sitios áridos alterados por actividad petrolera, habiendo demostrado un buen comportamiento con un establecimiento de 65% (Dalmasso, 2002, 2010; Dalmasso y Martínez Carretero, 2013). Este hecho nos motivó a emprender estudios sobre aspectos ﬁsiológicos poco conocidos en esta especie como son aquellos vinculados a relaciones hídricas, puesto que el agua es el factor más limitante en los ecosistemas áridos (Noy-Meir, 1973). A su vez, la adaptación de esta especie a diversos ambientes áridos disturbados apoya el argumento que dicha especie posee mecanismos para superar el déﬁcit hídrico, entre otros factores. La tarea de revegetación en ambientes áridos es más exitosa cuando se lleva a cabo por trasplante que por siembra directa. Por ello, la propuesta de ésta investigación fue estudiar la acción del estrés hídrico en una de las primeras etapas de la ontogenia como es el estado juvenil temprano (plantín), a ﬁn de evaluar su potencialidad de establecimiento y persistencia bajo las drásticas condiciones ambientales imperantes en sitios áridos degradados. La tolerancia al estrés hídrico, usualmente se estima en términos de las relaciones hídricas de las plantas, a través de parámetros como el potencial hídrico y la conductancia estomática (Salleo y Lo Gullo, 1990). El objetivo del presente trabajo fue determinar los potenciales hídricos y las conductancias estomáticas en plantines de S. subulatus sometidos a distintos niveles de disponibilidad hídrica y, al mismo tiempo evaluar su crecimiento bajo dichas condiciones. Especíﬁcamente, hipotetizamos que esta especie tiene la capacidad de tolerar bajos potenciales hídricos y conductancias estomáticas, manteniendo el crecimiento bajo condiciones de estrés hídrico. 234 Restauración Ecológica de la Diagonal Árida de la Argentina Material y Método Producción de plantines Los plantines de S. subulatus se obtuvieron a partir de semillas recolectadas en la localidad de Agrelo, Luján de Cuyo, Mendoza (33º07’01” S; 68º52’46” O), en noviembre de 2008. Las plántulas procedentes de la siembra en almacigueras se trasplantaron a macetas plásticas de 25 cm de diámetro y 10 litros de capacidad. Cada maceta contuvo 7,2 kg de tierra franco arenosa seca y tamizada, cuya capacidad de campo fue 18,8%. Los plantines se mantuvieron en invernáculo y fueron regados cuando fue necesario, hasta el comienzo del ensayo. Diseño del ensayo El ensayo se realizó en el invernáculo del IADIZA (Instituto Argentino de Investigaciones de las Zonas Áridas), Mendoza, Argentina (Figura 1), en el verano de 2011 teniendo una duración de 100 días (de enero a marzo). En función de la capacidad de campo se establecieron los distintos tratamientos de riego, donde T1 (control)= el agua se repuso a capacidad de campo cuando las macetas perdieron el 40% de la misma, T2= cuando perdieron el 60% y T3= cuando perdieron el 75%. Este valor se ﬁjó por pruebas preliminares a ﬁn de evitar la mortandad del total de los plantines. Los cálculos de reposición de agua se establecieron en base a diferencias en los pesos de las macetas uti- Figura 1. Plantines de S. subulatus en el invernáculo del IADIZA (Mendoza) Figure 1. S. subulatus saplings at the glasshouse of IADIZA (Mendoza) 235 María E. Fernández, Mariano A. Cony & Carlos B. Passera lizando una balanza digital Kretz. Se distribuyeron al azar 70 plantines por tratamiento sobre una mesada y se les colocó una faja de material aislante alrededor para evitar la acción de los rayos solares sobre las macetas. Determinaciones Potencial hídrico (Ψ en MPa). Se determinó sobre el tallo principal, inmediatamente después de haber sido cortado. Las mediciones se realizaron en 10 plantines por tratamiento al pre-amanecer (PA), de 4:00 a 5:00 h, y al mediodía (MD), de 12:30 a 13:30 h, con una cámara de presión (Biocontrol, Buenos Aires, Argentina) según Scholander et al. (1965). Mensualmente se tomaron tres muestras al azar, una por cada tratamiento. Conductancia estomática (G en mmol/m2s1). Se midió en la cara abaxial con un porómetro (modelo SC-1, DecagonDevices, Pullman, WA, USA). Las mediciones se realizaron, al medio día, en las mismas 10 plantas utilizadas para medir el potencial hídrico, sobre 4 hojas expandidasde diferentes posiciones Parámetros de crecimiento. Al comenzar el ensayo se seleccionaron 10 plantines por tratamiento y se determinaron altura y diámetro basal de su tallo, repitiendo las mediciones cada 20-30 días. En cada fecha de muestreo, luego de medir el ψy la G, se determinó el peso seco de hojas, tallos y raíces en estufa a 60°C por 72 h. Con estos datos se calculó la partición de asimilados y la relación raíz/vástago (R/V). El área foliar se determinó de acuerdo a una regresión lineal obtenida entre el peso seco de una muestra de hojas y su área foliar, medida a través de una imagen digitalizada de las mismas con scanner (hp psc 1210) y un programa analizador de imágenes (IMA- Figura 2. Curvas de crecimiento en altura (A) y diámetro basal del tallo (B) de plantines de S. subulatus bajo tres regímenes de riego. Letras diferentes indican diferencias signiﬁcativas entre los tratamientos a nivel p<0,05 Figure 2. Growth curves of sapling height (A) and stem basal diameter (B) of S.subulatus saplings under three diﬀerent irrigation levels. Diﬀerent letter samong treatments indicate signiﬁcant diﬀerences at p<0.05 236 Restauración Ecológica de la Diagonal Árida de la Argentina GEJ- NationalInstitute of Health- USA). Se usaron 30 repeticiones de 5 hojas para ajustar la regresión. El modelo de regresión lineal fue altamente signiﬁcativo (p £ 0,001; r2 =0,97). Análisis estadístico Los datos de crecimiento, potencial hídrico y conductancia estomática fueron sometidos a un análisis de la varianza de una vía (ANOVA). Se utilizó un test de Tukey para comparar las medias. Como los datos de altura y biomasa no cumplían el supuesto de homogeneidad de varianzas del ANOVA, se les aplicó una transformación de ln(x+1). Para el análisis estadístico se utilizó el paquete Info Stat v. 2013 (Grupo Info Stat, FCA, Universidad Nacional de Córdoba, Argentina). Resultados En comparación con T1, la altura de los plantines fue signiﬁcativamente menor en T3 (F=12,07; P= 0,0003), mientras que el diámetro del tallo se redujo signiﬁcativamente en T2 y T3 (F= 12,45; P= 0,0002) (Figura 2). El peso seco de tallos, hojas y raíces disminuyó signiﬁcativamente a medida que la disponibilidad de agua fue decreciendo (Tabla 1). Respecto del T1, las reducciones para T2 y T3 fueron del orden de: 58 y 83% para tallos; 49 y 79% para hojas y 46 y 80% para raíces respectivamente. En cuanto al cociente R/V calculado en base a materia seca, no hubo diferencias signiﬁcativas entre los tres tratamientos (Tabla 1). Lo mismo sucedió en la partición de asimilados entre tallos, hojas y raíces donde no hubo diferencias signiﬁcativas entre los tratamientos (datos no mostrados), y la materia seca se distribuyó de la siguiente manera: 37% a tallos, 41% a hojas y 22% a raíces (promedio entre los tres tratamientos). Por otro lado, también se detectó una reducción signiﬁcativa en el área foliar que fue para T2 y T3 del orden del 49 y 79% (Tabla 1). Este último tratamiento estuvo acompañado por una importante abscisión de hojas. Tabla 1. Peso seco total, de tallos, hojas y raíces; relación raíz/vástago, y área foliar en plantines de S. subulatus sometidos a tres niveles de disponibilidad hídrica. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas entre tratamientos a nivel p<0,05 Table 1. Dry matter allocated to diﬀerent morphological regions, shoot-to-root ratio and leaf area of S. subulatus saplings under three levels of water supply. Diﬀerent letter samong treatments indicate signiﬁcant diﬀerences at p<0.05 Tratamiento T1 T2 T3 Valor-p -tallos 4,44a 1,9b 0,76 c <0,0001 -hojas 4,31a 2,22 b 0,92 c <0,0001 -raíces 2,35 a 1,27 b 0,47 c <0,0001 -total 11,09a 5,4 b 2,15 c <0,0001 Relación R/V 0,27 0,28 0,3 0,2873 Área foliar (mm2) 429 a 220,9 b 91,7 c <0,0001 Peso seco (g): 237 María E. Fernández, Mariano A. Cony & Carlos B. Passera Las mediciones de Ψ y G correspondientes al mes de Enero no pudieron realizarse en el tratamiento 3 debido a que el suelo no llegó a alcanzar el contenido hídrico estipulado. Comparando solamente los T1 y T2 se encontró que mientras el Ψ PA resultó signiﬁcativamente menor en T2, el Ψ MD no presentó diferencias. Por su parte la G fue menor en T2 (Tabla 2). Los Ψ PA y Ψ MD durante los meses de Febrero y Marzo fueron cada vez menores a medida que disminuyó la disponibilidad de agua: T1>T2>T3. En cambio G en estos dos meses no varió signiﬁcativamente entre T1 y T2, pero si fue menor en T3 (Tabla 2). Es de destacar que la supervivencia de plantines sometidos al tratamiento de menor suministro de agua (T3) fue de un 70%, mientras que en los otros tratamientos todos los plantines se mantuvieron vivos. Tabla 2. Potenciales hídricos en pre-amanecer (Ψ PA) y a mediodía (Ψ MD), y conductancias estomáticas (G) medidas en los plantines de S. subulatus en los meses de verano según tratamientos de disponibilidad hídrica. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas entre tratamientos a nivel p<0,05 Table 2. Water potential at predawn (Ψ PA) and midday (Ψ MD) and leaf conductance (G) measured in S. subulatus saplings during summer, at the three diﬀerent levels of water supply. Diﬀerent letters among treatments indicate signiﬁcant diﬀerences at p<0.05 T1 Tratamiento T2 T3 -0,97 a -1,83 a 185,05 a -1,69 b -1,9 a 93,23 b - <0,0001 0,5969 0,0051 -0,93 a -1,34 a 175,69 a -1,86 b -2,12 b 150,58 a -3,06 c -3,41 c 58,54 b <0,0001 <0,0001 0,0015 -1,82 a -1,25 a 129,44 a -2,45 b -2,08 b 76,76 ab -3,32 c -3,12 c 54,60 b <0,0001 <0,0001 0,0117 Valor-p Enero: - Ψ PA (MPa) - Ψ MD (MPa) - G abaxial (mmol/m2s) Febrero: - Ψ PA (MPa) - Ψ MD (MPa) - G abaxial (mmol/m2s) Marzo: - Ψ PA (MPa) - Ψ MD (MPa) - G abaxial (mmol/m2s) Discusión y conclusiones El déﬁcit hídrico tanto en el suelo como en la planta, limita el crecimiento de los plantines acorde con las magnitudes con que estos se presentan (Taiz y Zeiger, 2002). Los tratamientos de este ensayo no escaparon a esto ya que la humedad del suelo al variar desde capacidad de campo (18,8%) hasta llegar a 11,3% en el T1, 7,5% en el T2, y 4,7% en el T3 fue provocando una evidente reducción en todos los rasgos estudiados como indicadores sensibles del déﬁcit hídrico. 238 Restauración Ecológica de la Diagonal Árida de la Argentina Los relativamente altos potenciales hídricos y conductancias estomáticas registrados en el tratamiento de mayor disponibilidad hídrica (T1), dieron por resultado los valores más altos de los distintos parámetros de crecimiento. Dalmasso y Martínez Carretero (2013) observaron que esta especie luego de 4 años de haber sido transplantada a un sitio degradado por la actividad petrolera, alcanzó un diámetro mayor de copa 137% y una altura 97% superior al testigo medido en el campo natural. A su vez, otra especie del mismo género, S. ﬁlaginoides, también posee altas tasas de crecimiento y es muy utilizada en revegetación de áreas degradadas en la Patagonia argentina por ser además una especie colonizadora, tolerante a la sequía y con abundante producción de semillas (Dalmasso et al., 2002; Beider et al., 2013; Ciano, 2013). No obstante, frente a un estrés hídrico de características moderadas (T2) el crecimiento de los plantines de S. subulatus en altura no se diferenció mayormente del T1 aunque disminuyó la acumulación de materia seca, evidentemente a causa de una menor conductancia estomática. En lo concerniente al tratamiento de severo estrés hídrico (T3), los plantines de S. subulatus, a pesar de experimentar una fuerte reducción en todos los ítems evaluados y sufrir pérdidas de hojas y muerte del 30% de los ejemplares, aquellos que sobrevivieron no paralizaron del todo su crecimiento en altura, lo que parece ser la adquisición de un principio de rusticación a la sequía. En estudios similares realizados en Atriplex lampa, otra especie ampliamente utilizada en programas de restauración (Dalmasso, et al., 2002; Bustos, et al., 2004; Dalmasso, 2010; Ciano, 2013), se observó que frente a contenidos hídricos del 5% y con potenciales entre -4,32 y -5,7 MPa los plantines fueron capaces de continuar su crecimiento (Passera y Allegretti, 1996). En plantines de otras especies arbustivas del Monte, como Prosopis alpataco y P. argentina Villagra y Cavagnaro, (2006) observaron potenciales hídricos de mediodía similares (entre -1.5 y -2.5 MPa) a los medidos en S. subulatus en condiciones de estrés. Una medida muy usada para evaluar mecanismos de tolerancia a la sequía es el cociente Raíz/Vástago. En nuestro caso, como no hubo cambios en la partición de materia seca entre ninguno de los tratamientos, tampoco los hubo en el cociente R/V. Este parámetro es importante en especies xeróﬁtas utilizadas para revegetación, porque según Lloret et al. (1999) existe una correlación positiva entre dicho valor y la capacidad de sobrevivencia de los plantines. En otras especies arbustivas del Monte como Prosopis argentina, P. alpataco y A. lampa se ha constatado que frente a un estrés hídrico las plantas destinan mayor proporción de materia seca a raíces (Passera y Allegretti, 1996; Villagra y Cavagnaro, 2006). En conclusión, de los resultados aquí obtenidos se desprende que el suministro de riego para establecimiento de plantines de S. subulatus puede realizarse con periodicidades dictadas por el porcentaje de agua en el suelo cuando estos alcancen valores del 11% a 7,5% de su capacidad de campo, y aún del 4,7%. En este último caso, a riesgo de perder un tercio de los plantines trasplantados. Como hemos demostrado, un severo estrés hídrico hace reducir la producción de hojas, la expansión foliar y la materia seca. Esto se produce a consecuencia de una disminución del potencial hídrico con baja conductancia estomática, lo que acarrea un decrecimiento de la actividad fotosintética como fuente principal de energía. 239 María E. Fernández, Mariano A. Cony & Carlos B. Passera Por lo tanto, al planiﬁcar una revegetación con S. subulatus, deberían considerarse estas respuestas ﬁsiológicas en función del contenido hídrico del suelo para aumentar, no solo las tasas de crecimiento de los plantines, sino también su supervivencia. Agradecimientos A Hugo Debandi y Gualberto Zalazar por la ayuda brindada durante la realización de los ensayos en el invernáculo del IADIZA. A Sinibaldo Trione por la corrección y revisión del manuscrito. A la Agencia Nacional de Promoción Cientíﬁca y Tecnológica y al CONICET por el ﬁnanciamiento. Bibliografía BEIDER, A., N. CIANO, & R. ZERRIZUELA, 2013. Revegetación artiﬁcial de taludes de locaciones en corte en la cuenca del golfo San Jorge. En: Pérez, D.R., Rovere, A.E. y Rodriguez Araujo, M.E. (Eds.), Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina. Vázquez Mazzini. BUSTOS, J.C., A.A. MARCOLIN, L.E. COHEN, S. FONTENLA & E. CHAIA, 2004. Arbustos forrajeros: Revegetación con zampas en la Línea Sur. 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Mamíferos, Reptiles, Aves Respuestas de la diversidad de mamíferos a gradientes de pastoreo caprino en el extremo hiperárido del desierto del monte Response of mammals diversity to gradients of goat foraging in the hyper-arid extreme of Monte desert Daniela Rodríguez1 & Andrea A. Barauna2 IADIZA-CCT-Mendoza-CONICET, Argentina Universidad Champagnat-Mendoza, Argentina mdrodrig@mendoza-conicet.gob.ar 1 2 Resumen El pastoreo extensivo es uno de los principales factores causantes de la desertiﬁcación, siendo la pérdida de biodiversidad una de sus principales consecuencias. Por lo tanto, para poder plantear herramientas de manejo y restauración adecuadas, es necesario conocer la forma en que este factor de disturbio afecta la biodiversidad y determinar si existe un umbral de disturbio en el sistema. En este trabajo evaluamos la respuesta de la diversidad de mamíferos ante distintas intensidades de pastoreo caprino en el extremo hiper-árido del desierto del Monte (Lagunas del Rosario) y evaluamos la presencia de un umbral de pastoreo. Se relevaron 3 tipos de hábitat (algarrobal, salitral y medanal) a lo largo de las 4 estaciones del año 2012. En cada ambiente se establecieron 8 grillas donde se cuantiﬁcó la riqueza y abundancia de mamíferos, la intensidad de pastoreo caprino, la heterogeneidad y complejidad ambiental y variables climáticas. Se registró un total de 14 especies de mamíferos, de las cuales 10 son nativas y 4 exóticas. Encontramos un marcado gradiente de pastoreo en los tres ambientes, que se mantuvo estable a lo largo del año, indicando que las majadas de cabras mantienen sus áreas de acción. Esto puede deberse al manejo de reclutamiento diario de las majadas por parte de los puesteros locales. La diversidad de mamíferos está relacionada directamente con la intensidad de pastoreo de la estación anterior y el tipo de hábitat, siendo el medanal el ambiente con mayor diversidad de mamíferos. Este retraso temporal en la respuesta de la fauna ha sido observado en otros sistemas para ensambles similares, y se debe principalmente al hecho de que estos mamíferos son, en su mayoría, herbívoros, por lo que deben esperar la respuesta de la vegetación ante los cambios estacionales. No se detectó un umbral de pastoreo a partir del cual la diversidad de mamíferos se vea fuertemente disminuida por la actividad caprina. Esto podría estar indicando que el sistema se encuentra en un estado estable. En base a evidencias pasadas y al conocimiento de los pobladores locales, proponemos que el sistema ha superado el umbral de pastoreo y actualmente se encuentra en un estado estable de degradación. Palabras clave: diversidad, mamíferos, manejo, pastoreo caprino Daniela Rodríguez & Andrea A. Barauna Abstract The extensive grazing is one of the main factors causing desertiﬁcation, being biodiversity loss one of its main consequences. Therefore, in order to raise appropriate management and restoration tools, it is necessary to understand how this disturbance factor aﬀects biodiversity and whether there is a threshold. In this work, we evaluated the way mammalian diversity responds under diﬀerent intensities of goat grazing in the hyper-arid region of the Monte desert biome (locality of Lagunas del Rosario), and evaluated the presence of a grazing threshold. There were sampled three habitat types (Prosopis woodlands, salt ﬂats and sand dunes) along the 4 seasons of 2012. We established eight sampling grids in each habitat type and quantiﬁed mammal´s species richness and abundance, goat grazing intensity, habitat heterogeneity and complexity and climatic variables. A total of 14 species of mammals were recorded, being 10 native and 4 exotic. We found a marked gradient of goat grazing at the three habitat types, remaining this pattern stable throughout the year. This indicates that the ﬂocks of goats maintained their home range along the year, may be due to the management of the daily recruitment of ﬂocks made by local people. Mammal´s diversity is directly related to grazing intensity of the previous season and the habitat type, being the sand dune the habitat with the highest biodiversity. This lag in response of wildlife has been observed in other systems for similar assemblages, and is mainly due to the fact that these mammals are mostly herbivores, so they must wait for the response of vegetation to changes seasonally. We do not detect a threshold grazing at which mammal´s diversity diminished greatly by goat activity. This could indicate that the system is in a stable state. Based on past evidence and in the knowledge of local people, we propose that the system has exceeded the goat grazing threshold and shows a stable state of degradation. Key words: diversity, goat grazing, management Introducción Las tierras secas ocupan alrededor del 41.3 % del total de la superﬁcie terrestre y contienen una gran diversidad de especies, todas ellas con importantes adaptaciones morfológicas, ﬁsiológicas o comportamentales para la vida en ambientes tan extremos (Davies et al., 2012). Sin embargo, esta biodiversidad se enfrenta actualmente a un alto riego de vulnerabilidad debido al proceso de desertiﬁcación que estos sistemas están sufriendo. La desertiﬁcación es un proceso que lleva a la pérdida de la fertilidad del suelo, seguida por la pérdida de la capacidad productiva del sistema y por último la pérdida o disminución de la biodiversidad natural (Beekman, 2005; Abraham, 2008). Es un proceso complejo que implica principalmente causas antrópicas, como cambios en el uso de la tierra, que pueden verse potenciadas en la actualidad por los efectos del cambio climático global (Reynolds et al., 2007; Abraham et al., 2009). El pastoreo, la tala, el fuego, la salinización de los suelos y el drenaje de los humedales, se encuentran entre los principales factores que promueven y aceleran los procesos de desertiﬁcación y pérdida de biodiversidad (Beekman, 2005; Abraham, 2008). Las tierras secas son ambientes altamente frágiles con una marcada impredecibilidad de las precipitaciones y temperaturas extremas (Noy-Meier, 1973; Whitford, 2002). Según los escenarios de cambio climático desarrollados para el año 2050, se prevé un aumento en 2.5ºC de la temperatura media anual (IPCC, 2007b). Esto podría tener im- 246 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina plicancias directas sobre los distintos usos de la tierra, como por ejemplo, cambios en el tipo e intensidad de las actividades agrícolas y cambios en los regímenes de fuego, lo que podría afectar directamente la biodiversidad (Labraga y Villalba, 2009). En este contexto, entender el funcionamiento del sistema a través de estos procesos es de vital importancia para la conservación de los bienes y servicios ecosistémicos. Los cambios en el uso de la tierra, particularmente aquellos promovidos por los gobiernos y los grandes inversores, frecuentemente no prestan atención a los costos ambientales e ignoran los costos a largo plazo asociados con la degradación del ecosistema (Davies et al., 2012). En particular, el sobrepastoreo ha sido uno de los principales factores promotores del proceso de desertiﬁcación de las tierras secas, junto con el desvío de los cursos de ríos aguas arriba de los humedales en las tierras secas (Davies et al., 2012). La mayoría de los estudios sobre el efecto del pastoreo y la desertiﬁcación están centrados en el ganado vacuno, que es el tipo de ganado más generalizado para estos sistemas, observándose que en aquellos sistemas de pastoreo continuo con suministro permanente de agua se presenta un patrón de pérdida de la biodiversidad a lo largo de un gradiente radial, desde la fuente de agua hacia el extremo opuesto (Sasaki et al., 2008; Chillo et al., 2012). Sin embargo, en ambientes hiper-áridos, este tipo de ganado no es capaz de soportar las condiciones adversas del clima, por lo que se practica la cría de ganado menor, principalmente cabras y ovejas (Montani y Vega Riveros, 2010). Debido a que estos animales presentan diferencias comportamentales, ﬁsiológicas y anatómicas con el ganado vacuno, es de esperar que el efecto que producen sobre el sistema sea también diferente. Uno de los grandes desafíos para la prevención y remediación de la desertiﬁcación es la identiﬁcación de umbrales ecológicos en respuesta a cambios graduales (ej., pastoreo) o persistentes (ej. fuegos recurrentes) de los patrones ambientales. Independientemente de la dirección que tome la respuesta del sistema ante una perturbación, la detección de estos umbrales es clave para determinar la capacidad de resiliencia del sistema y la consecuente necesidad o no de restauración de los procesos o servicios ambientales afectados (Bestelmeyer, 2006). En el desierto del Monte en particular, se ha observado que muchas áreas presentan un grado de desertiﬁcación de moderado a severo, siendo el fuego, el pastoreo y la tala los principales factores de degradación (del Valle et al., 1998; Villagra et al., 2009). Los pequeños y medianos mamíferos del desierto del Monte son principalmente herbívoros u omnívoros (Campos et al., 2001; Giannoni et al., 2005; Lanzone, 2012), por lo que ante un cambio en la estructura y composición de la vegetación promovido por un disturbio sería esperable una rápida respuesta de este grupo de organismos. En particular el pastoreo produce una disminución del estrato graminoso-herbáceo y un aumento de los procesos de arbustización (Bisigatoy Bertiller, 1997). Asociado a este factor de disturbio, se han observado respuestas diferenciales en las estrategias ecológicas de los pequeños mamíferos según la estructura del hábitat y la intensidad del pastoreo vacuno (Gonnet y Ojeda, 1998; Tabeni y Ojeda 2005; Chillo et al., 2010; Chillo, 2013). En el noreste de la provincia de Mendoza, se encuentran las comunidades Huarpes de las Lagunas de Huanacache. Hasta el siglo XIX, estas comunidades basaron su economía fundamentalmente en la pesca, por lo que eran conocidos como los “laguneros”. 247 Daniela Rodríguez & Andrea A. Barauna La agricultura a los márgenes de las lagunas, la caza de fauna nativa y la recolección de frutos eran otras de sus actividades económicas. Sin embargo, a principios del siglo XX la vitivinicultura tomó gran importancia en las economías provinciales (Mendoza y San Juan) lo que llevó a que el agua de los ríos que naturalmente alimentaban las lagunas comenzara a desviarse para ser utilizada en otras actividades productivas. De esta forma, las lagunas se fueron reduciendo y el sistema comenzó a sufrir grandes cambios, tanto ecológicos como socio-económicos (Montani y Vega Riveros, 2010). Entre ellos, los laguneros debieron cambiar su economía local de forma tal de lograr nuevos modos de subsistencia, ya que tanto la pesca como el cultivo estaban desapareciendo junto con las lagunas. Así toma auge el pastoreo caprino de subsistencia, sumado a la extracción de junquillo (Sporobolus rigens) para la fabricación de escobas (Montani y Vega Riveros, 2010). Esto comienza a generar cambios en la estructura y funcionamiento de los ecosistemas naturales, que pasaron de escasa o nula carga ganadera a sistemas con sobrepastoreo caprino (Montani y Vega Riveros, 2010). Estudios previos para la zona reportan una importante diversidad de pequeños y medianos mamíferos, así como también la presencia de especies raras y/o endémicas de los sistemas áridos de Argentina, como Tympanoctomys barrerae, Salinomys delicatus y Dolichotis patagonum (Ojeda et al., 2007; Rodríguez y Ojeda, 2011; Rodríguez et al., 2012). Tanto el pastoreo intensivo como el status de conservación de las especies de fauna nativa han sido considerados como importantes indicadores del proceso de desertiﬁcación (Abraham, 2006). Sin embargo, su uso y aplicación, tanto a nivel local como regional, han sido escasamente considerados en el marco de los convenios sudamericanos de desertiﬁcación. Bajo este escenario, la generación y aplicación de estrategias de manejo que permitan alcanzar un uso sustentable, promoviendo la conservación de la biodiversidad junto con el desarrollo de actividades socio-económicas locales, es de fundamental importancia. En este contexto ecológico y socio-económico es que surge la inquietud de evaluar la forma en que dicha transformación del sistema, como consecuencia de cambios productivos, está afectando la diversidad de mamíferos locales en un área protegida de relevancia mundial habitada por pobladores originarios. En este sentido, nos planteamos las siguientes preguntas: 1) ¿Cómo varía la intensidad de pastoreo entre estaciones del año por tipo de hábitat? 2) ¿Cómo está compuesta la comunidad de mamíferos de Lagunas del Rosario? ¿Existe un uso diferencial de los ambientes por parte de los mamíferos? 3) ¿Qué factores (pastoreo caprino, clima o estructura de hábitat) determinan la diversidad de mamíferos? ¿Es el pastoreo caprino un factor clave?, 4) ¿Existe un umbral de pastoreo caprino para el mantenimiento de la diversidad de mamíferos? Si es así, ¿en qué estado actual se encuentra el sistema bajo estudio? 248 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Material y método Área de estudio El presente estudio fue llevado a cabo en la localidad de Lagunas del Rosario, perteneciente al departamento de Lavalle, en la provincia de Mendoza, Argentina (32º 9´ 17.62´´S; 68º 14´ 25.73´O, 532 msnm). El área de estudio corresponde al Sistema de cuenca del río Desaguadero, formado por el río Desaguadero que en el límite entre Mendoza, San Juan y San Luis, entra en una zona de hundimiento favoreciendo el desarrollo de lagunas, conocidas como Lagunas de Huanacache. Este sistema de lagunas fue categorizado como sitio RAMSAR en el año 1999 (Sosa y Vallvé, 1999). En particular, Lagunas del Rosario se caracterizan por presentar un mosaico heterogéneo de distintos ambientes, de los cuales sólo los bosques en galería, bajos salinos y medanales fueron aptos para el muestreo de pequeños mamíferos, ya que los sitios restantes son inundables. La región corresponde a la provincia ﬁtogeográﬁca del Monte, y presenta un clima hiper-árido. La precipitación media anual es de 100 mm., con lluvias restringidas principalmente al verano. La temperatura media anual es de 23ºC, con una marcada amplitud térmica diaria y estacional. Las temperaturas máximas pueden superar los 45ºC en verano y descender hasta -8ºC en invierno (Estación meteorológica propia en Lagunas del Rosario). Diseño de muestreo Los relevamientos fueron realizados durante las cuatro estaciones del año 2012, con la ﬁnalidad de incluir la variación intra-anual en el área de estudio. Se seleccionaron 3 tipos de hábitat, teniendo en cuenta que estos ambientes son los más usados por las cabras y, como se mencionó anteriormente, no son inundables, lo que permite la permanencia de los pequeños mamíferos en el sistema. Los ambientes muestreados fueron: algarrobales, salitrales y medanales. Los algarrobales son sectores de monte boscoso en cuyos márgenes corre el río San Juan y están dominados por grandes bosques de Prosopis ﬂexuosa, acompañados por arbustos como Bulnesia retama y P. alpataco. Los salitrales son terrenos de suelo salinos, con vegetación arbustiva adaptada a tolerar altos niveles de sal, como Atriplex lampa, A. ondulata, Trichomaria usillo, Allenrolfea vaginata, Suaeda divaricata y Capparis atamisquea. Los medanales se caracterizan por suelos arenosos dominados por gramíneas como Panicum urvilleanum y Portulaca grandiﬂora, y con un estrato arbustivo caracterizado por Larrea divaricata, Ximenia americana y Lycium chilense. También se observan árboles de P. ﬂexuosa. El diseño de muestreo consistió en el establecimiento de 8 grillas de relevamiento en cada tipo de hábitat (N=24). Cada grilla cubría una superﬁcie de 3.600 m2 y estaba constituida por 16 estaciones de muestreo distribuidas formando un cuadrado de 4 x 4 estaciones, espaciadas cada 20 metros una de la otra. Cada grilla estaba espaciada de la otra un mínimo de 600 metros, de forma tal de asegurar la independencia de los relevamientos para el caso de los pequeños mamíferos, ya que en promedio estas especies tienen áreas de acción menores que estas distancias (Corbalán, 2004). Para el relevamiento de los pequeños mamíferos (peso menor a 500 g) se utilizó la técnica de captura-marcado-liberación-recaptura mediante el uso de trampas de cap- 249 Daniela Rodríguez & Andrea A. Barauna tura viva tipo Sherman. Se colocó 1 trampa en cada estación de muestreo, para las 24 grillas en los 3 ambientes y se mantuvo activa durante 5 noches consecutivas, en cada una de las 4 estaciones del año. El esfuerzo total de muestreo fue de 7.680 trampas/noche. Los animales capturados fueron identiﬁcados a nivel de especie y se tomaron los siguientes datos: sexo, estado reproductivo, largo total, largo de cola, largo de pata trasera con uñas, largo de oreja y peso. Cada animal fue marcado mediante una pequeña incisión diferenciadora en la oreja, de forma tal que cada marca pertenecía a un único individuo, permitiendo así la identiﬁcación de cada animal capturado. En el caso de los mamíferos medianos, los relevamientos de realizaron de manera indirecta a través del registro de indicios de presencia (ej. heces, cuevas, marcas, olores, huellas, etc.). En cada una de las 24 grillas se realizaron censos, mediante transectas de relevamiento, atravesando todas las estaciones de muestreo. Se censaron todos los indicios de presencia de mamíferos medianos, tanto exóticos como nativos, y se determinó presencia y abundancia de los mismos. Este método fue repetido en cada estación del año en cada una de las grillas. Se censaron un total del 345.600 m2. Para evaluar el efecto del pastoreo caprino sobre la diversidad de mamíferos locales, se realizaron relevamientos de la intensidad del pastoreo caprino en el área de estudio a lo largo de las 4 estaciones. Para ello se seleccionaron al azar 6 estaciones de muestro dentro de cada grilla, en cada una de las cuales se estableció un cuadrante de 4m2 donde se cuantiﬁcó el número de heces totales, el número de heces frescas y el número de heces viejas. Se consideraron heces frescas aquellas que presentaban un color marrón oscuro brillante (en relación al contenido de humedad), mientras que las heces viejas eran aquellas de un color marrón más claro y opaco. En cada cuadrante se levantó la totalidad de las heces, de forma tal de dejar limpio el cuadrante para el relevamiento de la estación siguiente. De esta forma, se pudo cuantiﬁcar la intensidad de pastoreo actual (número de heces frescas por estación), la intensidad de pastoreo de la estación anterior (número de heces viejas de la estación anterior) y pastoreo total (número de heces frescas más viejas por estación). En total se censaron 2.304 m2 (576 cuadrantes de 4 m2 cada uno). Para evaluar la estacionalidad climática y su inﬂuencia sobre la diversidad de la fauna como un potencial factor alineado a la intensidad de pastoreo, se instaló un registrador de datos (dataloger) en el área de estudio durante todo el período de muestreo y se lo programó para que registre datos climáticos cada una hora durante todo el año 2012. Así se obtuvieron los valores de las siguientes variables ambientales: temperatura media anual, temperatura mínima del mes más frío, temperatura máxima del mes más cálido, precipitación media anual, precipitación máxima del mes más lluvioso, precipitación mínima del mes más seco, punto de rocío medio anual, punto de rocío máximo del mes más húmedo y punto de rocío mínimo del mes más seco. Para evaluar el efecto de la estructura del hábitat como factor inﬂuyente en la selección de hábitat y diversidad de mamíferos, se cuantiﬁcaron la heterogeneidad de hábitat, la complejidad de hábitat y el tipo de hábitat (como factor). Para ello, se utilizó el método de Point Quadrat modiﬁcado (Passera et al., 1983). Se estableció una transecta de 30 m de largo en cada grilla, con 100 puntos de muestro espaciados cada 30 cm. En cada punto se cuantiﬁcaron 17 variables de hábitat: porcentaje de cobertura de suelo 250 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 1. Cuadro resumen de las variables explicatorias puestas a prueba en este trabajo Figure 1. Summary of explicative variables considered in this paper desnudo, mantillo, gramíneas, hierbas, sub-arbustos (menores a 1 m de altura), arbustos, arbustos muertos en pie, árboles y nueve estratos verticales separados cada 25 cm, medidos mediante el uso de una varilla graduada de 2 m de altura. La heterogeneidad (estructura horizontal del hábitat) y la complejidad (estructura vertical) (August, 1983) se cuantiﬁcaron para cada sitio de muestreo mediante el índice de Shannon utilizando las variables de vegetación medidas a campo (Mac Arthur y Mac Arthur, 1961). Análisis estadístico Para contestar a la primera pregunta sobre cómo varía la intensidad de pastoreo entre estaciones del año por tipos de hábitat, se realizó una prueba de Kruskal-Wallis de la intensidad de pastoreo entre las 4 estaciones del año para cada grilla. Para contestar la tercer pregunta sobre qué factores determinan la diversidad de mamíferos, se cuantiﬁcaron como variables de respuesta a la riqueza (número de especies), diversidad (índice de Simpson invertido) y abundancia de mamíferos, y como variables explicatorias las 3 variables de intensidad de pastoreo, las 3 variables de hábitat y las 9 variables climáticas (Figura 1). Se realizaron modelos de regresiones lineales (MLG) entre dichas variables y se utilizaron el Criterio de Información de Akaike (AIC), el dAIC y el wAIC como criterios de selección de modelo. En este caso se consideró que dos modelos son diferentes cuando el dAIC es mayor a 2 (Burnhamy Anderson, 2003). 251 Daniela Rodríguez & Andrea A. Barauna Para evaluar la existencia de un umbral de pastoreo para el mantenimiento de la diversidad de mamíferos, se ajustó la relación entre la diversidad de mamíferos y la intensidad del pastoreo de la estación anterior (variable explicativa seleccionada por el MLG en la segunda pregunta) a diferentes funciones de regresiones: lineal, cuadrática, logarítmica y de vara partida. Para cada regresión se calculó el AIC, los grados de libertad, el dAIC, el AICw y el valor de ajuste R2. Si el mejor ajuste lo presenta el modelo lineal, entonces no existe un umbral de pastoreo que esté afectando la diversidad de mamíferos, si en cambio la función de mejor ajuste es cuadrática, logarítmica o de vara partida, entonces existe un umbral. Para evaluar estas diferencias utilizamos el dIAC, de forma tal que si es menor a 2 entonces no hay diferencias entre los modelos. Para estos análisis se utilizó el programa R (versión 3.0.1). Resultados ¿Cómo varía la intensidad de pastoreo entre estaciones del año por tipo de hábitat? Se observaron diferencias signiﬁcativas entre las grillas dentro de cada tipo de hábitat para la mayoría de las estaciones (salvo algarrobal otoño y primavera), mostrando un marcado gradiente de intensidad de pastoreo dentro de cada tipo de hábitat por estación (Tabla 1). Por otro lado, no se encontraron diferencias signiﬁcativas entre las estaciones del año dentro de cada grilla de muestreo, salvo en las grillas M6 y S7, donde la intensidad Tabla 1. Resultados del Kruskal-Wallis para cada ambiente en cada estación. Los asteriscos indican diferencias signiﬁcativas mayores a p>0,05 entee las grillas Table 1. Kruskal-Wallis results for each environment in each station. Asteriskindicatesigniﬁcantdiﬀerences at p>0.05 between grilles n H algarrobal verano Hábitat 48 20,25 0,0049* A4>A5>A3>A7>A6>A2>A8>A1 algarrobal otoño 48 13,22 0,0665 A5>A4>A7>A3>A8>A2>A6>A1 algarrobal invierno 42 21,05 0,0016* A4>A5>A8>A7>A2>A6>A1 algarrobal primavera 21 7,85 0,246 A4>A5>A2>A6>A8>A1>A7 medanal verano 16,51 0,0093* M1>M2>M6>M5>M8>M7>M3 medanal otoño 48 17,08 0,0163* M1>M4>M3>M5>M6>M2>M7>M8 medanal invierno 48 27,07 0,0003* M1>M4>M3>M6>M5>M7>M8>M2 medanal primavera 32 19,61 0,0047* M1>M3>M4>M2>M6>M8>M5>M7 salitral verano 48 20,44 0,004* S1>S4>S5>S2>S3>S8>S7>S6 salitral otoño 48 24,24 0,0007* S1>S2>S5>S3>S8>S4>S7>S6 salitral invierno 48 26,57 0,0003* S2>S3>S5>S4>S7>S8>S6>S1 salitral primavera 24 16,38 0,0212* S1>S2>S3>S5>S8>S4>S6>S7 252 Estación 30 p Gradiente Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina de pastoreo fue signiﬁcativamente mayor en invierno que en el resto de las estaciones del año (Figura 2 y Tabla 2). Tabla 2. Resultados del Kruskal-Wallis para cada grilla entre estaciones. Los asteriscos indican diferencias signiﬁcativas mayores a p>0,05 ente las estaciones Table 2. Kruskal-Wallis results for each grille between stations. Asteris kindicatesigniﬁcant diﬀerences at p>0.05 between grilles Grilla n H p M1 21 0,75 0,861 M2 19 3,2 0,357 M3 16 3,55 0,314 M4 15 1,03 0,599 M5 17 3,38 0,329 M6 22 9,24 0,025 * M7 24 4,47 0,175 M8 24 2,86 0,388 A1 21 1,55 0,612 A2 21 1,55 0,668 A3 12 3,69 0,065 A4 21 0,59 0,899 A5 21 0,24 0,9706 A6 21 3,02 0,382 A7 21 5,93 0,113 A8 21 4,88 0,178 S1 15 0,29 0,866 S2 21 3,18 0,365 S3 21 1,24 0,742 S4 21 1,32 0,724 S5 21 0,63 0,89 S6 21 0,84 0,355 S7 21 7,83 0,022* S8 21 2,64 0,447 Figura 2. Intensidad de pastoreo caprino en los 3 ambientes relevados (a-algarrobal, b-medanal, csalitral) por grillas y por estación del año relevada Figure 2. Intensity of goat foraging in the 3 environments recorded (a- algarrobal, b-sand dunes, c- saline area), by grilles and by station 253 Daniela Rodríguez & Andrea A. Barauna ¿Cómo está compuesta la comunidad de mamíferos de Lagunas del Rosario? ¿Existe un uso diferencial de los ambientes por parte de los mamíferos? La comunidad de mamíferos de Lagunas del Rosario estuvo compuesta por 14 especies de las cuales 5 son pequeños mamíferos, 5 mamíferos medianos y 4 mamíferos exóticos, de los cuales se registraron 2 especies de ganado mayor (vaca y caballo) y 2 especies de ganado menor (chivas y ovejas). En la tabla 3 se pueden observar las frecuencias relativas de las distintas especies de mamíferos nativos por tipo de hábitat y por estación de muestreo. Entre los mamíferos nativos, se registraron 3 especies categorizadas como Vulnerables (VU) o en Peligro (EN) (Tympanotomys barrerae, Salinomys delicatus y Dolichotis patagonum) (Ojeda et al., 2012). Estación Hábitat Eligmodontia typus Eligmodontia moreni Graomys griseoﬂavus Salinomys delicatus Thillamys pallidior Lycalopex gymnocercus Dolichotis patagonum Microcavia australis Chaetophractus spp. Tympanosctomys barrerae Tabla 3. Abundancia relativa entre tipos de hábitat por estaciones de las especies de mamíferos nativos registrados en la localidad de Lagunas del Rosario Table 3. Relative abundance between type of habitats by stations of mammals native species recorded in Lagunas del Rosario locality verano Algarrobal 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 22,00 3,57 45,00 0 100 verano medanal 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 7,14 0,00 100 0 verano Salitral 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 8,00 0,00 0,00 0 0 otoño Algarrobal 11,63 4,00 25,00 50,00 0,00 18,00 10,71 25,00 0 0 otoño medanal 20,93 8,00 0,00 0,00 100,00 4,00 28,57 5,00 0 0 otoño Salitral 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 2,00 0,00 0,00 0 0 invierno Algarrobal 6,98 8,00 0,00 0,00 0,00 22,00 3,57 25,00 0 0 invierno medanal 39,53 20,00 0,00 0,00 0,00 10,00 46,43 0,00 0 0 invierno Salitral 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 14,00 0,00 0,00 0 0 primavera Algarrobal 0,00 4,00 75,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0 0 primavera medanal 16,28 48,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0 0 primavera Salitral 4,65 0,00 50,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0 0 254 8,00 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina ¿Qué factores (pastoreo caprino, clima o estructura de hábitat) determinan la diversidad de mamíferos? ¿Es el pastoreo caprino un factor clave? El modelo que mejor explicó la diversidad de mamíferos fue aquel que incluyó la diversidad de pastoreo de la estación anterior junto con el tipo de hábitat (Tabla 4). Las variables ambientales no fueron seleccionadas por ningún modelo para explicar la diversidad de mamíferos. En cuanto al tipo de hábitat, se observó que el ambiente con mayor diversidad de mamíferos es el medanal, seguido por el algarrobal y por último el salitral (Figura 3). Tabla 4. Modelos lineales generalizados que resultaron signiﬁcativos. En gris se muestra el modelo que mejor explica la diversidad de mamíferos con el menor AIC Table 4. Generalized lineal models that result signiﬁcant. In grey the model that best explicate the mammals diversity with the lower AIC MODELO AIC df dAIC AICw Div. ~ Hábitat + Pastoreo est.ant. 127 5 0 0,65 Div. ~ Hábitat + Pastoreo actual + Pastoreo est.ant 129 6 2 0,24 Div. ~ Hábitat * Pastoreo est.ant 130,6 7 3,6 0,11 Div. ~ Complejidad + Hábitat + Heterogeneidad 149,5 6 22,4 <0,001 Figura 3. Gráﬁco de cajas mostrando la diversidad de mamíferos (estimada como el índice de Simpson invertido (C. inv), por tipo de hábitat Figure 3. Box-graphic showing mammals diversity, estimated as invert Simpson´ index (C. inv) by type of habitat 255 Daniela Rodríguez & Andrea A. Barauna ¿Existe un umbral de pastoreo caprino para el mantenimiento de la diversidad de mamíferos? Si es así, ¿en qué estado actual se encuentra el sistema bajo estudio? En cuanto a la relación entre intensidad de pastoreo y diversidad de mamíferos no ese encontraron diferencias signiﬁcativas entre los modelos de menor IAC lineal y logarítmico (dAIC=1,64; Tabla 5), de forma tal que no se detectó un umbral de pastoreo caprino a partir del cual el sistema presente un cambio importante en el mantenimiento de la diversidad de mamíferos (Figura 4). Modelo de Regresión AIC df dAIC AICw R2 Lineal 137,35 3 0 0,00137 0,0347 Cuadrática 141,35 4 4 0,00051 0,0348 Logarítmica 138,99 3 1,64 0,0006 0,013 Bara partida 143,96 5 6,61 0,00037 0,0034 Tabla 5.Modelos de regresión entre la diversidad de mamíferos y la intensidad de pastoreo de la estación anterior. En gris se marcan los modelos con menor AIC que resultaron seleccionados Table 5. Regression models between mammals diversity and intensity of grazing in the previous station. In grey is marked models with lower AIC that result selected Figura 4. Modelo de regresión logarítmica de la diversidad de mamíferos (estimada como el índice de Simpson invertido) según la intensidad de pastoreo caprino de la estación anterior Figure 4. Logarithmic regression model of mammals diversity (estimated as invert Simpson´ index) according to goat grazing intensity in the previous station 256 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Discusión Nuestro trabajo muestra que la presión de pastoreo caprino en la zona de Lagunas de Huanacache es un factor importante en el proceso de desertiﬁcación que está sufriendo esta zona hiper-árida del Monte mendocino. Por un lado, se observó que el ganado caprino usa de forma diferencial tanto los distintos tipos de hábitat como los distintos parches del mismo hábitat, de forma tal que hace una selección de los sitios a pastorear. Además, dicha presión de pastoreo es mantenida por las cabras de manera estable a lo largo del año, sin diferencias estacionales. Por otro lado, resultó interesante encontrar que lo que genera un efecto directo sobre la estructuración de las comunidades de mamíferos de Huanacache es la interacción entre la intensidad de pastoreo de la estación anterior junto con el tipo de hábitat. Finalmente, la ausencia de un umbral de pastoreo estaría indicando que el sistema se encuentra en un estado estable (según la Teoría de Estados y Transiciones). Según nuestro conocimiento sobre la historia del sitio, junto con datos previos obtenidos de años anteriores al secamiento de las lagunas, podríamos decir que el estado estable en que se encuentra el sistema es de degradación, por lo que estimamos que se ha superado el umbral de degradación. ¿Cómo varía la intensidad de pastoreo entre estaciones del año por tipo de hábitat? Nuestros resultados indican que las cabras hacen una selección diferencial de los tipos de hábitat, preﬁriendo los ambientes de médanos y algarrobales y usando en menor medida los ambientes de salitrales para pastorear. Este tipo de uso diferencial está directamente ligado a dos factores, uno ecológico y otro antrópico. El ecológico está relacionado al tipo de alimentación del ganado caprino. Se ha observado que las cabras consumen en mayor medida especies vegetales de tipo arbustivas, seguidas por las gramíneas y las herbáceas (Dalmasso et al., 1995). Dado que los arbustos y sub-arbustos presentes en la zona son del tipo no caducifolio, sus hojas son un recurso permanente y estable en el tiempo, permitiendo a los pobladores locales sostener las majadas de cabras a lo largo de todo el año de forma más o menos estable. En cuanto al factor antrópico, está relacionado principalmente con la selección de los pobladores locales para el establecimiento de los corrales de cría de las majadas de cabras. En la zona de Lagunas del Rosario, los puestos están distribuidos en todos los tipos de hábitats donde se realizaron los relevamientos. Sin embargo, los puestos con mayor número de cabras y en mejor estado alimenticio y sanitario generalmente se encontraron asociados a los ambientes de médanos y algarrobales, donde la disponibilidad de arbustos y sub-arbustos para la alimentación de los animales es mayor. Por otro lado, la selección de sitios para el establecimiento de los corrales también estaría asociada a la proximidad de una fuente de agua para el ganado (más próximos a las lagunas o al río San Juan ubicado al norte del poblado). Otro factor clave es la herencia de la tierra desde los padres a los hijos, ya que muchos pobladores locales tienen sus majadas en los puestos donde nacieron y que pertenecían a sus padres o abuelos (Montani y Vega Riveros, 2010; Rodríguez, observ. personal), lo que genera una mayor presión de uso del sistema a lo largo del tiempo. Todos estos factores interrelacionados entre sí, podrían estar afectando el uso diferencial que hace el ganado caprino sobre el tipo de hábitat. 257 Daniela Rodríguez & Andrea A. Barauna Por otro lado, se observó también que las majadas hacen un uso similar de los ambientes a lo largo del año, es decir, no hay un cambio de los sitios de pastoreo entre estaciones. Esto estaría relacionado nuevamente a la selección de dieta del ganado caprino, que como se mencionó anteriormente, está asociado al consumo de arbustos de hojas perennes disponibles todo el año (Dalmasso et al., 1995). ¿Cómo está compuesta la comunidad de mamíferos de Lagunas del Rosario? ¿Existe un uso diferencial de los ambientes por parte de los mamíferos? Los ensambles de mamíferos de la localidad de Lagunas del Rosario estuvieron compuestos por especies tanto de mamíferos pequeños como medianos, y no se registraron indicios ni observaciones de ningún mamífero grande. Sin embargo, tanto estudios previos (Sosay Vallvé, 1999) como los mismos pobladores del lugar mencionan la presencia de mamíferos grandes como el puma (Puma concolor), el pecarí de collar (Tayas sutajacu) y el chancho jabalí (Sus scrofa) (esta última exótica). Estudios previos sobre diversidad de mamíferos en la zona muestran que la riqueza e identidad de las especies de mamíferos, registrada mediante el mismo método de captura de datos, es similar a años anteriores (Rodríguez y Ojeda, 2013). Esto podría estar indicando que el sistema se ha mantenido estable en los últimos 5 años, aunque la pregunta es ¿en qué estado? Para ello avanzaremos en la discusión de las siguientes 2 preguntas. ¿Qué factores (pastoreo caprino, clima o estructura de hábitat) determinan la diversidad de mamíferos? ¿Es el pastoreo caprino un factor clave? Nuestros resultados mostraron un efecto directo de la intensidad de pastoreo caprino de la estación anterior con el tipo de hábitat, en la estructuración de los ensambles de mamíferos de las Lagunas del Rosario. Contrariamente a lo esperado, no se encontró ningún efecto de las variables climáticas sobre la diversidad de mamíferos. En el resto del bioma del Monte, se han observado diferencias en la diversidad de mamíferos entre las estaciones del año principalmente asociadas a las diferencias entre períodos secos y húmedos a lo largo del año (Tabeni, 2006; Albanese, 2010). En este estudio, en cambio, se observó lo contrario. Esto podría estar relacionado con las escasas diferencias en precipitación entre las estaciones. De hecho, los datos de nuestra estación climatológica indican que las diferencias entre las estaciones están dadas principalmente por diferencias en la temperatura y no en la precipitación. Esta respuesta diferencial de los ensambles entre sitios áridos (ej. Reserva de Biósfera de Ñacuñán) e hiper-áridos del Monte señalan la importancia de la no generalización de los resultados dentro del bioma. Entre las variables seleccionadas por el modelo, el efecto de la selección del tipo de hábitat ya fue discutido previamente en la pregunta 1. Uno de los resultados más interesantes registrados en este trabajo es el efecto retardado que el pastoreo caprino ejerce sobre la diversidad de mamíferos. Este tipo de “respuesta tardía” del sistema ha sido también registrada en otros sistemas áridos dentro del Monte. En esos casos, dicho efecto se debe principalmente a factores naturales, y no a factores antrópicos. Por ejemplo, la comunidad de micro-mamíferos de la Reserva de Biósfera de Ñacuñán, así como las abundancias relativas de algunas especies de mamíferos allí presentes, responden con un aumento de sus abundancias una estación posterior al período de mayores precipitaciones (Corbalán, 2004; Albanese, 2010). Esto estaría relacionado principalmente 258 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina al escalón que ocupan estos ensambles dentro de la cadena alimentaria. Exceptuando el zorro gris (Lycalopex griseus), que es omnívoro, el resto de las especies de mamíferos pequeños y medianos que conforman el ensamble de Lagunas del Rosario son especies herbívoras. Por lo tanto, deben esperar el crecimiento de las hierbas y gramíneas o la aparición de frutos del verano y así disponer de mayores recursos alimenticios para reproducirse y posteriormente alimentar a sus crías. ¿Existe un umbral de pastoreo caprino para el mantenimiento de la diversidad de mamíferos? Si es así, ¿en qué estado actual se encuentra el sistema bajo estudio? La detección de umbrales ecológicos, es decir puntos de cambios abruptos en los comportamientos sistémicos, es clave para determinar la capacidad de resiliencia del sistema y la consecuente necesidad o no de restauración de los procesos ecosistémicos afectados (Bestelmeyer, 2006). Contrariamente a lo esperado, nuestros resultados no mostraron una diferencia signiﬁcativa entre el modelo lineal y el logarítmico, por lo que el sistema se encontraría en un “estado estable”. Esto signiﬁca que no se pudo detectar un umbral de degradación del sistema causado por el pastoreo caprino. Bajo el modelo de “estado y transición”, la ausencia de dicho umbral podría estar indicando que el sistema actual ha superado el umbral y se encuentra en un estado estable o que el sistema no ha superado ningún umbral de intensidad de pastoreo (Briske et al., 2008). En base a datos previos del sistema, a la historia de uso del mismo y a comentarios de los pobladores locales, proponemos que el sistema bajo estudio se encuentra en un estado estable de degradación y que el umbral de pastoreo no ha sido detectado ya que fue superado tiempo atrás. Esta hipótesis está basada principalmente en las charlas con los pobladores rurales, quienes reportaron en su mayoría una pérdida o disminución de su ganado caprino entre un 40-50%, año tras año. Según los lugareños, la falta de agua en las lagunas y la ausencia de aguadas artiﬁciales o posos de agua para el ganado (esto último debido a que históricamente el ganado tomaba agua de las lagunas) hicieron que las cabras deban llegar hasta el río San Juan, la única fuente de agua natural disponible en la zona. Esto llevó a que las cabras, que antiguamente se movían en una zona aledaña a las lagunas y los puestos, tengan que desplazarse mayores distancias, en algunos casos, hasta 10 km al día para conseguir agua, lo que genera la necesidad de mayor alimento por un mayor desgaste físico. Muchos animales no pueden soportar esta actividad, sobre todo en la época de invierno y/o de parición, por lo que mueren por falta de agua o comida. Por lo tanto, el estado en el que se encuentra hoy el sistema de Lagunas del Rosario, en cuanto a la diversidad de mamíferos, podría ser el resultado de un efecto de pastoreo mucho más extensivo producido décadas atrás, cuando el sistema de lagunas estaba activo. Hasta la actualidad, este sistema parecería no haberse recuperarse por sí sólo. Estudios previos en el bioma del Monte, han detectado umbrales de pastoreo para zonas más húmedas (Monte árido de 400 mm de precipitación media anual) afectadas por el pastoreo vacuno (Chillo, 2013). En estos sistemas aparece nuevamente la interacción de las precipitaciones con el pastoreo, como factores claves en el mantenimiento de la biodiversidad (Chillo, 2013), mientras que, como mencionamos anteriormente, en el extremo hiperárido es la interacción del tipo de hábitat con el pastoreo lo que determina 259 Daniela Rodríguez & Andrea A. Barauna la mayor biodiversidad. Por otro lado, el sistema bajo estudio se desarrolla en un contexto de propiedad y uso comunitario de la tierra, sin parcelas ni cercados, donde los animales tienen la libertad de desplazarse por los sitios seleccionados por ellos. En cambio, en los sistemas donde se utiliza ganado vacuno se organizan parcelas, pudiendo estas tener dos tipos de manejo vacuno: el manejo continuo y el rotativo. En el primero, se mantiene a los animales siempre dentro del mismo lote todo el año, mientras que en el segundo, los lotes tienen un período aproximado de uso de unos 4 meses y luego 12 meses de descanso sin ganado, permitiendo una mejor recuperación de la vegetación. Se ha observado que el pastoreo rotativo produce un menor efecto de degradación sobre el sistema que el pastoreo continuo (Chillo, 2013). Dado que en nuestro sistema de estudio las cabras hacen un uso similar del mismo a lo largo del año, este sistema podría estar respondiendo de manera similar al pastoreo continuo, donde el efecto de degradación de la biodiversidad es más intenso y rápido. Agradecimientos Nuestro mayor agradecimiento a la comunidad huarpe de Capilla del Rosario que nos dieron permiso para trabajar en sus tierras y nos brindaron toda su ayuda y conocimiento. A todos los estudiantes que nos acompañaron al campo, sin quienes este proyecto no podría haberse realizado. A Elena Abraham por su apoyo al proyecto. A Ruﬀord Small Grants por el ﬁnanciamiento para llevar a cabo el proyecto. A los organizadores del II Taller de Restauración de la Diagonal Árida Sudamericana por brindarnos el espacio para difundir nuestro resultado. A Camila Cuello Rodríguez, por regalarme sus pequeñas horas de sueño para que podamos escribir el trabajo. Bibliografía ABRAHAM, E., H.F. DEL VALLE, F. ROIG, L. TORRES, J.O. ARES, F. 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Academic Press. 263 Reproducción y actividad en un ensamble de saurios de un sector altamente degradado del Monte de San Juan Reproduction and activity patterns of a saurian assemblage in degraded environments from Monte of San Juan Graciela M. Blanco1, Juan C. Acosta1, Susana Castro1,2, José H. Villavicencio1 & Ricardo A. Martori 3 Departamento de Biología, Grupo DIBIOVA (Diversidad y biología de vertebrados del árido), Facultad de Ciencias Exactas, Físicas y Naturales, Universidad Nacional de San Juan. 1 CIGEOBIO, San Juan 2 Universidad Nacional de Río Cuarto 3 blancogracielam@gmail.com Resumen El estudio de los factores bióticos y abióticos que determinan la distribución, abundancia y dinámica temporal de ensambles faunísticos es un tema central en la ecología de comunidades. Factores históricos, segregación de diversos recursos como alimento y espacio, han sido explorados. Sin embargo atributos de historia de vidas, como los reproductivos, no han sido utilizados en análisis cuantitativos como posibles factores explicativos de los de la estructura y dinámica temporal de la comunidad. En este trabajo, exploramos diversos atributos reproductivos de un ensamble hepetológico, en una zona de monte altamente degradada por acción antrópica. El estudio se llevó a cabo en la localidad de la Laja, departamento Albardón, San Juan; desde octubre de 1998 a junio de 1999. Los muestreos se realizaron quincenalmente durante el período estival de actividad de las especies. Las capturas se llevaron a cabo mediante grillas de trampas tipo Barber. Los ejemplares fueron medidos y sexados, sacriﬁcados por frío y diseccionados para evaluar parámetros reproductivos como: número de folículos yemados y números de huevos en oviducto. Se determinó la riqueza y diversidad de la comunidad como también las frecuencias de capturas como indicadoras de actividad. Siete especies fueron registras Liolaemus olongasta, Liolaemus acostai, Aurivela longicauda, Homonota underwoodi, H. borelli, H. fasciata y Leiosaurus catamarcensis. L. olongasta se presentó con una marcada dominancia. Los patrones de actividad mostraron acoples con los eventos reproductivos de las distintas especies. Los resultados sugieren que la estructura de este ensamble es modelada por los ciclos reproductivos. Palabras clave: actividad, ciclos reproductivos, ensamble, Monte, San Juan Graciela M. Blanco, Juan C. Acosta, Susana Castro, José H. Villavicencio & Ricardo A. Martori Abstract The study of biotic and abiotic factors that determine the distribution, abundance and temporal dynamics of faunal assemblages is a central topic in community ecology. Historical factors, segregation of various resources such as food and space, have been explored. However life history attributes, such as reproductive, have not been used in quantitative analysis as possible explanatory factors of the structure and temporal dynamics of the community. In this paper, we explore various reproductive attributes of an herpetological assembly in a Monte region highly degraded by human action. The study took place in the La Laja, Albardón Department, San Juan; from October 1998 to June 1999. Sampling was conducted every two weeks during the summer period of activity of the species. We captured lizards using pitfall traps Barber type. The specimens were measured and sexed, killed by cold and dissected to assess reproductive parameters: number of developing follicles and oviductal. We estimate richness and diversity of the community as well as the frequencies of catches as indicators of activity. Seven species were register: Liolaemus olongasta, Liolaemus acostai, Aurivela longicauda, Homonota underwoodi, H. borelli, H. fasciata and Leiosaurus catamarcensis. L. olongasta was presented with a marked dominance. Activity patterns showed couplings with reproductive events of diﬀerent species. The results suggest that the structure of this assembly is modeled by the reproductive cycles Key words: activity, reproductive cycles, assemblage, Monte, San Juan Introducción Las comunidades son conjuntos de especies que coexisten temporal y espacialmente e interactúan potencialmente entre ellas (Pough et al., 2001). Para estudiar estas interacciones, usualmente se las subdivide en conjuntos de especies agrupadas por su similitud en la explotación de los recursos disponibles denominados ensambles. El interés por estudiarlos radica en la necesidad de identiﬁcar los patrones que los caracterizan y en la comprensión de los procesos que los generan, particularmente en propiedades tales como la diversidad de especies, su abundancia relativa y su estructura tróﬁca. El enfoque histórico reconoce que la composición actual de las comunidades es consecuencia de un mosaico de inﬂuencias históricas y ecológicas (Pinho Werneck et al., 2009). El análisis del valor de importancia de las especies cobra sentido si recordamos que el objetivo de medir la diversidad biológica es, además de aportar conocimientos a la teoría ecológica, contar con parámetros que nos permitan tomar decisiones o emitir recomendaciones a favor de la conservación de taxones o áreas amenazadas, o monitorear el efecto de las perturbaciones en el ambiente. Medir la abundancia relativa de cada especie permite identiﬁcar aquellas especies que por su escasa representatividad en la comunidad son más sensibles a las perturbaciones ambientales. Además, identiﬁcar un cambio en la diversidad, ya sea en el número de especies, en la distribución de la abundancia o en la dominancia, nos alerta acerca de procesos empobrecedores (Magurran, 1988). Numerosos estudios se focalizaron en intentar explicar la estructura de los ensambles solamente desde el punto de vista del análisis del uso de recursos por parte de las especies, y la mayoría de los trabajos concluyen que los ensambles actuales son el resultado de la partición de recursos tróﬁcos, espaciales y/o temporales (Acosta, 2013). 266 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Sin embargo, los resultados son dispares en diferentes ensambles y en muchos casos poco claros y no explican satisfactoriamente las características de la estructura actual de dichos ensambles (Wisheu, 1998). Numerosos investigadores se centraron en analizar parámetros estructurales que deﬁnen los ensambles y su variación en escalas temporales cortas en un intento de comprender la estructura de los ensambles herpetológicos desde otro punto de vista, y proponen que los patrones de actividad y ciclos reproductivos deﬁnen la estructura temporal y variaciones de los ensambles, siendo de suma importancia los estudios a largo plazo si se quiere utilizar dicha información con propósitos o decisiones de conservación. Una de las variables ecológicas importante de los ensambles es la actividad temporal, considerada como el número de individuos activos en un momento dado (Villavicencio et al., 2002), que, junto a la termorregulación, alimentación y reproducción constituyen aspectos medulares en el conocimiento de la biología de las especies (Huey y Pianka, 1981; Villavicencio et al., 2007; García et al., 2007). De estos aspectos el menos conocido es el potencial reproductivo, considerado esencial por su utilidad en la determinación del estado de conservación de la fauna mediante métodos tales como el de Reca et al. (1994). En este sentido para Stearns (1992) las principales características de las historias de vida de los organismos son el patrón reproductivo, la supervivencia y tasa de crecimiento. Dunham et al. (1988) considera como buenos estimadores de las historias de vida diversos parámetros, como la edad a la primera reproducción, el número de posturas por año, el tamaño del huevo en relación al tamaño de la hembra, la expectativa de vida, la fecundidad y la probabilidad de supervivencia desde el nacimiento a la edad reproductiva. Estos patrones pueden ser inﬂuenciados por factores ambientales y variar anualmente (Martori et al., 2004); mediante estudios comparativos podrían explicarse estas variaciones en los ciclos reproductivos y en los patrones de actividad de las especies, asumiendo que la fenología de un ensamble es modelada en función de la actividad reproductiva De este modo nos planteamos como objetivo la obtención de información sobre la estructura y dinámica de un ensamble situado en un área del monte altamente degradada por acción antrópica, con la ﬁnalidad de establecer la relación existente entre los patrones de actividad temporal y los ciclos reproductivos, proporcionando conocimientos teóricos que podrían ser útiles al momento de llevar a cabo acciones de conservación. Material y método El trabajo se llevó a cabo desde octubre de 1998 a junio de 1999 en la localidad La Laja, (31º19´S, 68º41´W: 680 m) situada en el piedemonte suroriental de la sierra de Villicum (Perucca y Paredes, 2003), departamento Albardón, San Juan. Fitogeográﬁcamente el área pertenece a la Región Neotropical, Dominio Chaqueño, Ecorregión del Monte. Se trata de una región árida con sustrato arenoso y escasa vegetación, predominando arbustos dispersos entre numerosas rocas planas (Villavicencio et al., 2006). Es un am- 267 Graciela M. Blanco, Juan C. Acosta, Susana Castro, José H. Villavicencio & Ricardo A. Martori biente naturalmente empobrecido por procesos de sufosión y altamente degradado por impacto antrópico (Ramírez et al., 2005). Las especies estudiadas, habitantes de la provincia ﬁtogeográﬁca de Monte, fueron aquellas que representaron al ensamble en términos de mayor abundancia y pertenecen a las familias Liolaemidae (Liolaemus olongasta), Teidae (Aurivela longicauda) y Phyllodactilidae (Homonota underwoodi). Los muestreos se realizaron quincenalmente durante el período estival de actividad de las especies. Las capturas se llevaron a cabo mediante grillas de trampas tipo Barber. Los ejemplares fueron medidos y sexados para luego ser sacriﬁcados por frío y ﬁjados con formol al 10%; se lavaron con agua, y se conservaron en alcohol etílico al 70% para posteriormente ser almacenados y depositados en la colección cientíﬁca del Departamento de Biología de la UNSJ. Se contó con los permisos de captura correspondientes otorgados por la Subsecretaria de Medio Ambiente de San Juan. En laboratorio los ejemplares fueron disecados, en las hembras se registró el número de folículos yemados (considerando dentro de esta categoría aquellos mayores a 2 mm, opacos y de color amarillo-anaranjado) y huevos en oviducto. Se midió el largo y el ancho de los mismos con un calibre tipo Vernier de precisión 0,01mm. Para el cálculo de sus volúmenes se utilizó la fórmula de una esfera elipsoide propuesta por Dunham (1983): V= 4/3π (½L) (½W)², donde: L= Longitud máxima, W= Ancho máximo. El tamaño de la postura se determinó contando folículos yemados y huevos en oviducto, mientras que la posibilidad de múltiples posturas se determinó evaluando presencia simultánea de huevos en oviducto y folículos yemados o bien folículos yemados y oviducto distendido. En los machos se midió el ancho y el largo de testículos, para luego calcular su volumen mediante la fórmula de Dunham (1983), observándose además el estado convoluto de los epidídimos como indicador de madurez sexual (Villavicencio et al., 2007). En ambos sexos los cuerpos grasos abdominales fueron pesados en una balanza analítica de precisión 0,0001 g a ﬁn de evaluar su relación con los ciclos gonadales. Se analizó la diversidad del ensamble y su variación mensual mediante el cálculo del índice de Shannon - Wienner. Además se calculó la frecuencia de cada especie, considerando como frecuencia esperada el promedio de frecuencias observadas de individuos entre categorías. Luego se transformaron los valores obtenidos a escala –1 a 1 y se representaron gráﬁcamente (Fitzgerald et al., 1999). Por otro lado, para describir los ciclos gonadales de machos y hembras se usaron residuales de las regresiones del volumen de los órganos transformados a logaritmo natural (Ln) contra el Ln de del largo hocico cloaca (LHC), eliminando así el ajuste provocado por el LHC, (RamírezBautista y Vitt, 1997). Se realizó un análisis de Componentes Principales (PCA) usando la matriz de varianza-covarianza, con el objetivo de establecer la estructura general de los datos de actividad de manera tal de visualizar si se ubican al azar en el plano o si es observable alguna tendencia. Con la ﬁnalidad de determinar si la estructura del ensamble es diferente entre los periodos reproductivo y post-reproductivo se utilizó el análisis de permutaciones de respuesta múltiple (MRPP, McCune y Meﬀord, 1999). Para evaluar qué especies son las indicadoras dentro del ensamble se utilizó el análisis de Montecarlo (Dufrene y Legendre, 1997). Se realizaron comparaciones entre especies utilizando análisis de varianza y covarianza (ANOVA y ANCOVA). Las pruebas esta- 268 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina dísticas se realizaron con los programas: Statistica versión 6.0 Stat.; InfoStat versión 2.0 y SPSS versión 9.0, PC-ORD 4.0. Resultados Patrones en la Actividad Reproductiva Los tamaños corporales mínimos (LHC) de hembras a la edad reproductiva fue en L. olongasta= 42mm, H. underwoodi= 37mm y A. longicauda= 53mm. Liolaemus olongasta presentó una puesta entre uno a cinco huevos (Moda=4), y la misma varió con el tamaño corporal (p<0,006). Por otro lado, el tamaño de la postura en A. longicauda fue entre uno y dos huevos (Moda=1) mientras que, H. underwoodi tuvo una puesta ﬁja de un solo huevo. Según la fenología reproductiva temporal, el esfuerzo reproductivo de las hembras en L. olongasta comenzó en octubre con la presencia de folículos yemados y huevos hasta diciembre, mes en que aumentó el volumen folicular hasta alcanzar máximos en enero y febrero (Figura 1). Los nacimientos comenzaron en diciembre. El desarrollo testicular también se produjo en primavera, presentando un volumen máximo en octubre disminuyendo gradualmente a medida que transcurre el verano, no se observó recrudescencia otoñal (Figura 2). El ciclo de cuerpos grasos en ambos sexos resultó inverso a la actividad reproductiva, alcanzando un peso máximo durante marzo y abril (Figura 1 y 2). En A. longicauda el esfuerzo reproductivo de hembras se concentró desde octubre hasta diciembre disminuyendo hacia el mes de enero (Figura 3). Los nacimientos su- Figura 1. Variación del volumen folicular y peso de cuerpos grasos en L. olongasta (n=24) Figure 1. Variation of follicular volume and fat bodies weight in female of L. olongasta (n = 24) 269 Graciela M. Blanco, Juan C. Acosta, Susana Castro, José H. Villavicencio & Ricardo A. Martori Figura 2. Variación del volumen testicular y peso cuerpos grasos en L. olongasta (n=46) Figure 2. Variation of testicular volume and fat bodies weight in males of L. olongasta (n = 46) cedieron entre enero y febrero. El desarrollo testicular exhibió recrudescencia otoñal y presentó valores máximos durante octubre y noviembre, coincidiendo con la mayor actividad gonadal en las hembras (Figura 4). El ciclo de cuerpos grasos en ambos sexos alcanzó su mínima expresión durante diciembre y principios de enero, y luego comenzaron a aumentar en el mes de marzo (Figura 3 y 4). Las hembras reproductivas de H. underwoodi fueron escasas, se observó la presencia de folículos y huevos entre octubre y noviembre, éste fue el mes de mayor actividad reproductiva. La aparición de infantiles comenzó en enero. El desarrollo testicular, disminuyó a partir de enero observándose recrudescencia a principio de marzo. Los cuerpos grasos en machos mostraron su mayor peso en octubre y se mantuvieron con valores mínimos durante el resto de la temporada (Figura 6), mientras que en las hembras, los cuerpos grasos mostraron un aumento gradual a partir de noviembre (Figura 5). Las pruebas realizadas para detectar diferencias entre meses de actividad resultaron signiﬁcativas para L. olongasta en todas las variables testeadas. La variación del volumen testicular en A. longicauda también fue signiﬁcativa y el peso de cuerpos grasos varió signiﬁcativamente en machos de H. underwoodi (Tabla 1). Diversidad y patrones de actividad En las 77 trampas de caída fueron capturadas en total 7 especies pertenecientes a las familias Liolaemidae (Liolaemus olongasta, Liolaemus acostai), Teidae (Aurivela longicauda), Phyllodactylidae (Homonota underwoodi, H. borelli, H. fasciata) y Leiosauridae 270 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 3. Variación del volumen folicular y peso de cuerpos grasos en A. longicauda (n=17) Figure 3. Variation of follicular volume and fat bodies weight in female A. longicauda (n = 17) Figura 4. Variación del volumen testicular y peso de cuerpos grasos en A. longicauda (n=29) Figure 4. Variation of testicular volume and fat bodies weight in males of A. longicauda (n = 29) 271 Graciela M. Blanco, Juan C. Acosta, Susana Castro, José H. Villavicencio & Ricardo A. Martori Tabla 1. Kruskal Wallis, variables: ER (esfuerzo reproductivo) CG (cuerpos grasos) VT (volumen testicular). Factor: Meses. *Valores de p signiﬁcativo Table 1. Kruskal Wallis, variables. ER (reproductive eﬀort) CG (fat bodies) VT (testicular volume). Factor: Months. * Signiﬁcant p values Especie A. longicauda H. underwoodi L. olongasta Sexo Variable Gr. lib. n K. Wallis p H ER 5 27 6.47 0.26 H CG 5 27 15.53 0.08 M VT 5 32 18.05 0.003* M CG 5 32 8.21 0.14 H ER 5 15 3.44 0.63 H CG 5 15 4.95 0.42 M VT 6 28 7.39 0.28 M CG 6 28 20.52 0.002* H ER 6 78 25.10 0.0003* H CG 6 78 27.98 0.0001* M VT 9 66 35.72 0.0001* M CG 9 66 23.86 0.004* (Leiosaurus catamarcensis). Se obtuvo un total de 232 ejemplares; L. olongasta (115), seguida por A. longicauda (56) y H. underwoodi (52); las capturas en el resto de las especies fueron inferior a tres individuos. La mayor diversidad especíﬁca del ensamble fue observada en los meses de primavera-verano, donde el valor más alto correspondió al mes de noviembre (H: 1,09). Los patrones de actividad mostraron que octubre, noviembre y diciembre fueron los meses de máxima actividad para L. olongasta, la especie más abundante, encontrándose activa hasta mayo. Homonota underwoodi presentó mayor actividad en noviembre, y se la encontró desde octubre hasta ﬁnes de abril, mientras que la actividad de A. longicauda se concentró en noviembre y diciembre, con registros hasta marzo. La actividad del ensamble se extendió desde octubre a mayo, mes en que cesó completamente (Figura 7). La frecuencia de ocurrencia de cada especie, usando como esperada la frecuencia media, varió con los meses (Figura 8). Liolaemus olongasta (X2=34.75; p=0.0005; N=115) se concentró de octubre a diciembre y a partir de enero su frecuencia descendió. En H. underwoodi fue mayor a la esperada durante noviembre y diciembre, (X2=66.00; p=0.0001; N=52), y menor el resto del año. En el caso de A. longicauda (X2=50.25; p=0.0001; N=56), se concentró desde noviembre a enero, siendo menor a la esperada en octubre y a partir de febrero. 272 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 5. Variación del volumen folicular y peso de cuerpos grasos en H. underwoodi (n=7) Figure 5. Variation of follicular volume and fat bodies weight in female H. underwoodi (n = 7) Figura 6. Variación del volumen testicular y peso de cuerpos grasos en H. underwoodi Figure 6. Variation of testicular volume and fat bodies weight in males of H. underwoodi (n = 21) 273 Graciela M. Blanco, Juan C. Acosta, Susana Castro, José H. Villavicencio & Ricardo A. Martori Figura 7. Número de individuos activos a través del tiempo Figure 7. Number of active individuals over time Patrones reproductivos en relación a la fenología del ensamble Mediante el Análisis de Componentes Principales (APC) fue posible explicar el 91% de la variación total de los datos. En la Figura 9, se observa cómo se agrupan las abundancias de las tres especies del ensamble en dos grupos: meses de actividad reproductiva (octubre, noviembre y diciembre) y meses de actividad post-reproductiva (enero, febrero, marzo, abril). La actividad de las tres especies, inferida a partir de la abundancia relativa, se agrupó con los meses reproductivos. La estructura del ensamble fue signiﬁcativamente diferente entre los periodos reproductivo y post-reproductivo (MRPP: A=0,36; p= 0,004). Es decir, la fenología del ensamble cambió en función de la actividad reproductiva, siendo la especie dominante L. olongasta (Test de Montecarlo: p<0,04). Discusión y Conclusiones Los ciclos reproductivos en L. olongasta son sincrónicos e inversos a los ciclos de cuerpos grasos abdominales. Las hembras reproductivas fueron más pequeñas que las estudiadas en otro sector del Monte de la provincia de San Juan (Cánovas et al., 2006). Sin embargo, en ambos estudios se encontró correlación entre el tamaño corporal de la hembra y el tamaño de la camada. El período de vitelogénesis comenzó en octubre y concluyó en diciembre. Esta especie no presenta recrudescencia testicular inmediatamente después de concluido el ciclo reproductivo. Liolaemus darwini, especie cercana y también presente en San Juan, exhibe un comportamiento similar (Blanco, 2013). 274 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Aurivela longicauda mostró rápido desarrollo reproductivo comparado con la misma especie habitante de otro ensamble de Monte (Blanco, 2013) y con Ameivula ocellifera en Chaco árido; (Cruz, 1996). El desarrollo testicular a lo largo de la estación reproductiva presenta una marcada sincronía con la actividad gonadal en las hembras. Esta sincronía es común en teidos como también que ambos ciclos sean inversos a los ciclos de cuerpos grasos abdominales (Martori y Aun, 1993; Aun y Martori, 1996; Cruz, 1996). Sin embargo, en nuestro estudio esta característica fue más marcada en hembras que en machos. A. longicauda presenta una sola postura por temporada, su tamaño de puesta es entre uno y dos huevos, característica frecuente en el Monte de San Juan (Blanco, 2013); a diferencia de las especies presentes en el Chaco que ponen hasta cuatro huevos (Martori et al., 2002; Aun y Martori, 1996; Cruz, 1996). a) 1,0 L.olongasta b) 1,0 0,5 0,5 0,0 0,0 -0,5 -0,5 -1,0 Oct-98 Nov-98 Dic-98 Ene-99 Feb-99 Mar-99 Abr-99 May-99 -1,0 A. longicauda Oct-98 Nov-98 c) 1,0 Dic-98 Ene-99 Feb-99 Mar-99 Abr-99 May-99 H.underwoodi 0,5 0,0 -0,5 -1,0 Oct-98 Nov-98 Dic-98 Ene-99 Feb-99 Mar-99 Abr-99 May-99 Figura 8. Desviaciones de frecuencias de ocurrencia esperadas para las especie del ensamble, a) L. olongasta; b) A. longicauda; c) H. underwoodi. (Ho) La frecuencia de ocurrencia de cada especie es similar en todos los meses. Se consideró como frecuencia esperada la media para cada especie. Escala –1 a 1 Figure 8. Deviations from range of frequencies of occurrence for species assemblage, a) L. olongasta; b) A. longicauda; c) H. underwoodi. (Ho) The frequency of occurrence of each species is similar in every month. Expected frequency was considered average for each species. Scale -1 to 1 275 Graciela M. Blanco, Juan C. Acosta, Susana Castro, José H. Villavicencio & Ricardo A. Martori Figura 9. Relación entre la actividad de las especies y los meses reproductivos y post-reproductivos Figure 9. Relationship between the activity of species and reproductive and post-reproductive months Homonota underwoodi presentó mayor actividad gonadal en primavera en ambos sexos. Los ciclos gonadales en hembras son inversos a los ciclos de cuerpos grasos durante toda la temporada, mientras que en machos son inversos a partir de mediados de verano. El mínimo tamaño reproductivo en hembras y el tiempo de actividad reproductiva fueron menores en comparación con dos especies de geckos en un ensamble del Monte de San Juan; H. underwoodi, y H. fasciata (Blanco, 2013). El tamaño de la puesta es de un huevo. A partir de trabajos sobre reproducción en geckos (Simbotwe, 1983; Vitt, 1986; Henle, 1990) se sabe que en general el tamaño de puesta para el género es ﬁjo (uno o dos). Según Vitt (1986) el peso ﬁlogenético sobre este último rasgo y sin una mutación que provoque cambios en el tamaño de postura evidencia la falta de relevancia de la selección sexual para las hembras. Las tres especies del ensamble inician su actividad reproductiva en primavera. Según Fitch (1970) el patrón reproductivo estacional más frecuente es el de primaveraverano, donde los eventos de ovulación y fecundación ocurren durante la primavera, mientras que la puesta y la eclosión de huevos durante el verano, mostrando sincronía entre los eventos reproductivos y las temperaturas más cálidas del año. Muchas especies del género Liolaemus presentan este patrón; L. acostai (Villavicencio et al., 2007), L. koslowskyi (Martori y Aun, 2010), L. sanjuanensis (Marinero et al., 2005), L. riojanus, L. darwini y L. cuyanus (Blanco, 2013). Con relación a la actividad, Liolaemus olongasta y H. underwoodi la iniciaron en octubre, extendiéndose hasta mayo y abril respectivamente. Mientras que A. longicauda estuvo activa desde noviembre a marzo. También fueron observadas diferencias en las épocas de emergencia y letargo en otras comunidades del Monte menos perturbadas de San Juan (Acosta, 2013) y Mendoza (Videla y Puig, 1994) (Tabla 2). 276 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 2. Comparación de ciclos de actividad de las especies comunes en distintos ensambles del Monte del centro-oeste de Argentina (adaptado de Acosta, 2001) Table 2. Comparison of activity cycles of common species in diﬀerent assemblages from west-central Monte of Argentina (adapted from Acosta, 2013) Especie Nacimientos Periodo de actividad Ensamble. Año. Ambiente Referencia H. underwoodi Enero Octubre a Abril La Laja. Albardón. San Juan. 1998-1999 Monte degradado Este trabajo H. underwoodi Diciembre Febrero Año 1: agosto a julio Año 2: agosto a julio Caucete. San Juan. 1999-20002001 Monte. Acosta (2013) L. darwini Diciembre Febrero Año 1: agosto a julio Año 2: agosto a julio Caucete. San Juan. 1999-2000-2001 Monte Acosta (2013) Agosto a abril Ñacuñan. Mendoza. 1983-1984 Videla y Puig (1994) L. darwini L. darwini Enero Octubre a Mayo Baldecitos. ValleFértil. San Juan. 2012 Piaggio (2013) A. longicauda Ener Febrero Noviembre a Marzo La Laja. Albardón. San Juan. 1998-1999 Monte degradado Este trabajo A. longicauda Enero Año 1: octubre a mayo Año 2: agosto a junio Caucete. San Juan. Acosta 1999- 2000-2001 Monte (2013) A. longicauda ----- Octubre a abril Ñacuñan. Mendoza. 1983-1984. Monte Videla y Puig (1994) Es probable que el periodo de actividad esté bajo la inﬂuencia de factores ambientales tales como la intensidad lumínica, la duración del fotoperiodo, la temperatura y periodo de actividad de sus presas (Díaz y Cabezas-Díaz, 2004). Noviembre fue el mes de mayor diversidad especíﬁca del ensamble, a diferencia de otro ensamble del Monte de San Juan en el que fue mayor durante febrero (Acosta, 2013). Las tres especies presentaron mayor actividad en primavera. Estos patrones coinciden con lo observado por Acosta (2013) para A. longicauda; H. underwoodi, L darwini y L. cuyanus. Tal como ocurre para otras especies del género Liolaemus: L. olongasta (Cánovas et al., 2001); L. saxatilis (Martori et al., 2002) y L. darwini (Videla y Puig, 1994). Los resultados indican que la estructura temporal de este ensamble podría ser modelada por los ciclos reproductivos. Datos similares se obtuvieron en un ensamble de desierto menos degradado en el Monte de San Juan (Caucete) (Acosta, 2013), en el que algunas especies son reemplazadas, cambiando la composición de la comunidad mien- 277 Graciela M. Blanco, Juan C. Acosta, Susana Castro, José H. Villavicencio & Ricardo A. Martori tras que los factores modeladores de la estructura se mantienen. En este ensamble se presenta evidencia sobre la inﬂuencia de algunas variables ambientales como las temperaturas (máx. y mín.) y heliofanía sobre los ciclos de actividad. Resultados similares se observaron en un ensamble de México, Barbault (1991) halló también que las fenologías reproductivas deﬁnían la estructura de un ensamble de lagartos. En otro estudio en La Laja-San Juan, sobre L. acostai, las variaciones en los patrones estacionales no pudieron ser explicadas por variables térmicas ni por patrones termorregulatorios. Etheridge y Wit (1993) también explicaron los patrones de actividad en función de variables no térmicas, sugiriendo que son múltiples y complejos los factores que afectan el número de individuos activos en una población. Por otro lado, los patrones reproductivos de las especies, se relacionan con factores extrínsecos (ambientales) e intrínsecos, principalmente la ﬁlogenia del grupo, que a su vez se relaciona con la historia biogeográﬁca del mismo (Cruz, 1994). Coincidiendo con Martori et al. (2005) para un ensamble en Córdoba y por otro lado, en un trabajo de ensambles tropicales, Barbaul (1991) se concluyó que tanto los diferentes tiempos de reproducción de las especies, las abundancias de las mismas como las ﬂuctuaciones temporales inﬂuyen en su dinámica. Según Fitzgerald et al. (1999) la composición y variaciones a escalas cortas de tiempo del ensamble estaría determinado por las fenologías individuales de las especies componentes. Las variaciones en los patrones estacionales de actividad están asociadas a la dinámica reproductiva de las especies. La actividad podría estar relacionada al ciclo gonadal, cortejo y cópula (Villavicencio et al., 2002), conﬁriendo a la población estructuras móviles en el tiempo con dinámicas particulares. Concluimos entonces indicando que los patrones reproductivos de estas especies modelan la estructura y dinámica temporal del ensamble. Agradecimientos A los revisores anónimos por mejorar sustancialmente la primera versión de este manuscrito. A la Secretaría de Medio Ambiente de San Juan por los permisos otorgados oportunamente. A Rodrigo Acosta y Juan Manuel Acosta por su ayuda en las tareas de campo. A Remedios Marín de CONICET Mendoza por su trabajo de diseño gráﬁco. Bibliografía ACOSTA, J.C., 2013. Monitoreo de parámetros estructurales de un ensamble de saurios del monte de San Juan, Argentina. Tesis Doctoral. Córdoba, Río Cuarto. FCEFQN, Universidad Nacional de Río Cuarto. AUN, L. & R. MARTORI, 1998. Reproducción y dieta de Liolaemus koslowskyi Etheridge 1993. Cuaderno de Herpetología 12 (1): 1-9. BARBAULT, R., 1991. Ecological constraints and community dynamics: linking community patterns to organismal ecology. The case of tropical herpetofaunas. Acta Oecológica 12: 139-163. BLANCO, G.M., 2013. Estrategias reproductivas de un ensamble de saurios del Monte de San Juan. Tesis Doctoral. Córdoba, Río Cuarto. 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Oikos 83: 246-258. 281 Diversidad y ecología de la avifauna en diferentes pisos altitudinales de los Andes Centrales de Argentina Ecological diversity of birds in diﬀerent elevational zones in the Central Andes of Argentina Gustavo A. Fava & Juan C. Acosta Departamento de Biología, DIBIOVA, Grupo Diversidad y Biología de Vertebrados del Árido Facultad de Ciencias Exactas, Físicas y Naturales, Universidad Nacional de San Juan gustavo.fava21@gmail.com Resumen En los Andes centrales de Argentina la diversidad y ecología de la avifauna es aún poco conocida, sobre todo sus variaciones altitudinales. En este trabajo se aporta información sobre la estructura y variación de los ensambles de aves en un perﬁl altitudinal de zonas áridas y frías de esta región. Los resultados reﬂejan variaciones en la riqueza, la abundancia, la diversidad, la dominancia, los gremios tróﬁcos y el uso de microhábitats de las aves entre los ambientes analizados. La diversidad de aves de la vertiente oriental de la cordillera presentó mayor similitud con el ambiente de Puna, mientras que en el valle de vegas altoandinas esta relación fue mayor con las vegas. Estos resultados aportan información sobre la distribución y composición de la avifauna en la cordillera de los Andes de Argentina y se discuten las variaciones encontradas en los diferentes perﬁles altitudinales. Palabras clave: Andes centrales, Argentina, avifauna, ecología, altitud Abstract The diversity of birds in the Central Andes of Argentina is not very well known for the diﬀerent elevational zones. This work provides information about structure and variation of bird assemblages in an arid and cold altitudinal gradient of the Central Andes of Argentina. Results show variations in the abundance, species richness, diversity, dominance, trophics levels and use of the microhabitat of the birds in the diﬀerent altitudinal zones. The highest diversity of birds from the eastern side of the Andes are very similar to the Puna habitat, while the High-Andean Wetlands Valley habitat was more related to the Floodplains habitat. These results contribute with new information to the knowledge of the distribution and composition of avifauna in the Central Andes. At the same time, we give some possible explanations for the diﬀerences found among the diﬀerent elevational zones. Key words: Central Andes, Argentina, avifauna, ecology, altitude Gustavo A. Fava & Juan C. Acosta Introducción La cordillera de los Andes representa el mejor ejemplo a escala global de una cadena montañosa originada por la subducción de una placa oceánica debajo de una placa continental. Los Andes centrales es en donde la Placa de Nazca subducida se sitúa casi subhorizontal por debajo de la Placa Sudamericana; este hecho determina que sea este el sector donde se encuentran las mayores altitudes topográﬁcas de toda la cordillera andina (Rodríguez Fernández et al., 1999). Diversos estudios distinguen como patrón general que la diversidad de especies se ve limitada con el incremento de la altura (Tuttle, 1970; Terborgh, 1971, 1977, 1985; Terborgh y Weske, 1975; Duellman, 1987) debido principalmente a los factores físicos y la competencia por el uso de diferentes ambientes (Rahbek, 1997; McCain, 2009). Sin embargo, esta relación no es lineal, ya que en un perﬁl altitudinal es posible encontrar pisos menos diversos que los que se hallan por encima y por debajo de ellos (Martínez, 1997). Es por ello que la distribución de los organismos a lo largo de un gradiente altitudinal permanece como uno de los tópicos biogeográﬁcos más interesantes (Yu, 1994); por ejemplo, la ﬂora asociada con la altitud cambia drásticamente provocando un efecto en su diversidad y distribución incluso a cortas distancias, y ﬁnalmente, estos cambios son responsables de la presencia o ausencia de la fauna (Körner y Spehn, 2002). Según Fjeldså (1985) y Fjeldså y Krabbe(1990) la colonización de la avifauna en los Andes fue casi unidireccional desde las tierras bajas del sur, lo cual ha determinado que hacia el norte se dé una marcada disminución de taxones de aves adaptadas a los ambientes áridos. Muchas de las subespecies andinas diﬁeren de las poblaciones de pisos altitudinales más bajos en tamaño, debido posiblemente a una evolución adaptativa a las condiciones climáticas de altura y mantenida por falta de ﬂujo genético a través de ecotonos bien marcados presentes a lo largo de las pendientes andinas. Al mismo tiempo, destacan a los humedales altoandinos (lagunas, bofedales, vegas inundables, salares, ciénagas) como ambientes muy particulares y diferentes entre sí (principalmente por su avifauna acuática) dentro de la aparente uniformidad que presentan los pastizales y otros hábitats semidesérticos de la puna. Sin embargo, la existencia de patrones altitudinales y sus procesos fundamentales aún no se comprenden completamente y parecen variar con la región biogeográﬁca, grupo taxonómico, cadena tróﬁca, producción, y estabilidad o antigüedad de los ecosistemas (Heaney et al., 1989; Patterson et al., 1989; Cajal, 1998). Los aportes sobre la variación de la diversidad de aves a lo largo de gradientes altitudinales en los Andes centrales de Argentina son escasos; la mayoría de los registros en esta región pertenecen a notas cortas y citas de especies aisladas (Navas, 1971; Navas y Bó, 1987, 1991, 1994, 2001; Haene, 1996; Haene y Montañez, 1996; Camperi y Darrieu, 2004; Mazar Barnett et al., 2014; Ferrer et al., 2013), listas comentadas con registros en un punto geográﬁco (Moschione y Blanchs, 1992; Nores, 1995; Cajal, 1998; Ortiz y Borghi, 2007; Fava et al., 2012; Ferrer et al., 2011), registros a lo largo de un gradiente altitudinal sin analizar sus variaciones (Ortiz et al., 2013) y una guía de campo con gran recopilación de información (descripción, cantos, reproducción, selección de hábitats) y una aproximación general de la extensión y la regularidad de ocurrencia de potenciales especies registradas en los Andes (Fjeldså y Krabbe, 1990). 284 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina En este trabajo se aporta información sobre la estructura y variación de los ensambles de aves a lo largo de un perﬁl altitudinal de zonas áridas y frías en los valles de vegas altoandinas y en la vertiente oriental de la cordillera de los Andes de Argentina durante la época estival. Se analizan las variaciones en la riqueza, abundancia, diversidad, dominancia, gremios tróﬁcos representativos y uso de microhábitats. Material y método Área de estudio El área de estudio comprendió un sector de las cadenas montañosas de los Andes centrales argentinos (entre los 28° y 33° S), las cuales han sido analizadas y diferenciadas como modelo para explicar la actual disposición y estructura interna de las grandes unidades que los constituyen (Ramos, 1988, 1999; Rodríguez Fernández et al., 1999). De oeste a este se pueden diferenciar los altos Andes centrales argentinos en la Cordillera Principal y la Cordillera Frontal, limitando al oeste con la Cordillera de la Costa (Groeber, 1938) y al este con las depresiones intramontañosas correspondientes a las cuencas de Rodeo-Uspallata y la precordillera (Keidel, 1949). En el área se destacan las siguientes provincias ﬁtogeográﬁcas para el perﬁl altitudinal (Márquez et al., 2014): • Monte. Abarca extensas áreas con un promedio de precipitación menor a 100 mm anuales, comprendiendo años sin registro alguno. En esta ocasión ocupa los piedemontes de la Cordillera Frontal y los humedales presentes en esta travesía (Cabrera, 1976). Predominan las plantas xeróﬁlas adaptadas al clima cálido y seco. La vegetación en estos ambientes se presenta condicionada por la altura y la extrema sequía, como un matorral bajo principalmente de Larrea divaricata, Prosopis ﬂexuosa y la verbenácea Mulguraea echegrayi (Le Houerou et al., 2006) y diversos endemismos como los pequeños cactus Pterocactus gongiianiii, Pterocactus reticulatus y Puna clavariodes, y las portulacáceas Cistanthe cabrerae, Cistanthe densiﬂora y Cistanthe salsoloides (Márquez et al., 2014). • Puna. Esta provincia ﬁtogeográﬁca se ubica en la Cordillera Frontal contigua y por debajo de la Altoandina, entre los 3000 y 3800 m (Roig y Martínez Carretero, 1998). El clima es frío y seco, con gran amplitud térmica, la vegetación está sometida a la cobertura nívea durante los meses de invierno y al congelamiento y deshielo según la época del año, fuertes vientos, alta radiación y prolongados periodos de sequía. La vegetación leñosa, característica de la puna sanjuanina, está representada por matorrales de pinchaguas (Lycium chanar y Lycium fuscum), ajenjo (Artemisia mendozana), tolas (Fabiana denudata), leña amarilla (Adesmia horrida) y las pingo-pingo (Ephedra multiﬂora y Ephedra boelckei) (Márquez et al., 2014). • Altoandina. Ocupa las altas cumbres de la cordillera de los Andes desde los 3800 msnm, aproximadamente hasta los sectores donde desaparece la vegetación por encima de los 4000 m (Martínez Carretero et al., 2007), comprendiendo la cordillera Principal, valles altoandinos y la porción más alta de la Cordillera Frontal. La ﬂora muestra una admirable adaptación al riguroso clima imperante en la altura: frío, humedad relativa muy baja, precipitaciones en forma de nieve, granizo y fuer- 285 Gustavo A. Fava & Juan C. Acosta tes vientos en cualquier estación del año (Márquez et al., 2014). Especial atención merecen las vegas o humedales de altura, estos sitios presentan los suelos saturados de agua donde la vegetación conforma céspedes densos y compactos de pequeñas plantas principalmente de las familias ciperáceas, representadas por los géneros Carex, Eleocharis, y juncáceas con los géneros Patosia y Oxychoe; de las familias de las carioﬁláceas con los géneros Arenaria, Silene y Colobanthus; y de las escrofulariáceas con los géneros Mimulus y Calceolaria (Márquez et al., 2014). Los pastizales están conformados esencialmente por especies de los géneros Pappostipa, Festuca, Deyeuxia, Poa y Hordeum (Márquez et al., 2014). En el área de estudio se seleccionó una zona denominada vertiente oriental de la cordillera, donde se estratiﬁcaron tres pisos altitudinales (Figura 1) representativos de las diferentes provincias ﬁtogeográﬁcas en los siguientes ambientes: • Monte-Puna: Desde el paraje “La Alumbrera” comprendiendo este punto el km 0 (S31°23’38”, W69°43’30”; 1993 m) hasta el km 20 (S31°19’46”, W69°55’46”, 2965 msnm). Comprende la faja ecotonal en la que coexisten elementos típicos de las provincias ﬁtogeográﬁcas del Monte y la Puna. • Puna: Desde el km 21 (S31°19’46”, W69°55’46”; 2965 m) hasta el km 44 (S31°16’03”, W70°06’50”; 3887 m). Comprende la faja con elementos típicos de la provincia ﬁtogeográﬁca de la Puna. • Puna-Altoandino: Desde el km 45 (S31°16’03”, W70°06’50”; 3888 m) hasta el km 66 (S31°12’37”, W70°11’38”; 3758 m). Comprende la faja ecotonal en la que coexisten elementos típicos de las provincias ﬁtogeográﬁcas de la Puna y Altoandina, atravesando picos que llegan hasta los 4331 m. También se registró la avifauna en una zona que se denominó valle de vegas altoandinas ubicado entre el km 90 (S31°11’35”, W70°13’26”; 3758 m) y el km 106 (S31°8’32.7”, W70°19’54.24”; 3331 m) (Figura 1). Esta área se estratiﬁcó según la textura del suelo, la inclinación de la pendiente y las características cualitativas de drenaje y de la vegetación presente en cada paisaje (a baja escala) de la siguiente forma: • Vegas: corresponde a zonas de humedales cuya textura del suelo incluye depósitos de piedemontes con material proveniente de los cordones montañosos circundantes, hídricamente saturados con presencia de lagunas permanentes, semipermanente y cursos de agua. La vegetación es abundante y domina en llanuras fértiles conformando sectores homogéneos. • Estepa: representada por extensas planicies y llanuras de depósitos sedimentarios. Estas zonas responden a procesos de génesis variados como glaciar, glacioﬂuvial, procesos de remoción en masa, y a depósitos de piedemontes con material proveniente de los cordones montañosos circundantes con gran inﬁltración del agua. Sobre esta unidad se encuentra la red de drenajes de los diversos ríos. Es común la presencia de comunidades vegetales arbustivas de los géneros Adesmia y Anarthrophyllum. • Laderas: Comprende el faldeo de los cordones montañosos. Su textura se compone de materiales sueltos de diferente granulometría conocida como “acarreos” o roca 286 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina expuesta como promontorios rocosos que permiten gran inﬁltración del agua, presentando una elevada pendiente (no menor a 30º) con vegetación escasa o nula. Diseño muestral Cada ambiente fue censado usando como réplicas 5 días consecutivos de dos muestreos anuales (en febrero de 2013 y enero de 2014), correspondiendo a la época estival en la zona de estudio, con condiciones climáticas favorables (ausencia de lluvia y viento <20 km/h). Para el registro de los datos, en cada ambiente se establecieron censos en transectas en faja de 500 m de largo, recorridas a paso constante cubriendo la distancia en un período de 20 minutos, para especies asociadas a cursos de agua y transectas vehiculares de observación directa de recorrido continuo (≈5 km/h) en las que se registró el número de individuos de cada especie. Como ancho de faja se tomó la distancia a la cual se podían identiﬁcar correctamente los individuos en cada hábitat usando binoculares 10x50 y dos cámaras fotográﬁcas (con objetivos de 300 mm) u oídas cotejando la guía de campo y CD de cantos de Narosky e Yzurieta (2010). Para la lista sistemática y nomenclatura cientíﬁca se siguió la clasiﬁcación de Remsen et al. (2014). Se determinaron los Figura 1. Ubicación del sitio de estudio del perﬁl altitudinal considerado en los Andes centrales de Argentina Figure 1. Location of study site. Altitudinal proﬁle, central Andes, Argentina. 287 Gustavo A. Fava & Juan C. Acosta siguientes parámetros de variaciones en estructura de la avifauna: abundancia relativa, riqueza, diversidad especíﬁca (índice de Shannon- Wienner), heterogeneidad (índice de Simpson), equitatividad de Pielou y similitud entre ambientes (índice de Morisita-Horn con método de cluster UPGMA) (Soave et al., 1999; Moreno, 2001). Para determinar y representar a las especies con mayor dominancia en cada ambiente se graﬁcaron curvas de diversidad-dominancia de Whittaker (Magurran, 1988; Feinsinger, 2003). Además, para los hábitos migratorios se tuvieron en cuenta las categorías consideradas para cada especie según Narosky e Yzurieta (2010) y se tomó como base de referencias bibliográﬁcas de posibles especies en el área a Capllonch y Lobo (2005); Vilina y Cofré (2006); Capllonch (2007); Vizcarra (2010) y Ortiz y Capllonch (2011). También, las especies de interés prioritario para la conservación fueron listadas según el peligro de extinción a nivel global (Birdlife International, 2014) y a nivel nacional (López-Lanús et al., 2008). Para analizar los gremios tróﬁcos, se asoció cada especie según los componentes predominantes en su alimentación, considerando las siguientes categorías: carnívoros, granívoros, nectarívoros, frugívoros, insectívoros y herbívoros (Chatellanaz, 2004). Para la conﬁrmación de los datos se tuvieron en cuenta observaciones realizadas en campo y bibliografía existente (Aravena, 1927; Zotta, 1932, 1934, 1940; Fjeldså y Krabbe, 1990; Canevari et al., 1991; Sarasola et al., 2003; Lopes et al., 2005; Trejo et al., 2006; Di Stefano y Donadio, 2009). Para analizar la abundancia representativa en cada gremio tróﬁco, en las especies omnívoras se dividió su abundancia en proporciones iguales entre los gremios representados; en las especies con dos gremios representativos se consideró el 75% de su abundancia para la categoría de mayor importancia y 25% para la de menor; mientras que las especies con un único gremio representativo asumieron el 100% de su abundancia. De acuerdo a esta nueva valorización, se asumió el porcentaje de riqueza y abundancia representativa de cada gremio. Para analizar los microhábitats usados en la vertiente oriental de la cordillera, para cada especie se asignó su uso en función de los estratos en los que fue registrada (ya sea reposo, nidiﬁcación o alimentación), modiﬁcando la metodología de Ibarra et al. (2010). De esta manera, las categorías de uso de microhábitat fueron las siguientes: vegetación palustre, vegetación xeróﬁla, roquedales, lagunas-ríos y playas (estuarios y sectores con pequeños sedimentos sueltos). Para su determinación se tuvieron en cuenta las observaciones realizadas en el campo y la bibliografía existente (Fjeldså y Krabbe, 1990). En el valle de vegas altoandinas no se asociaron las aves a las categorías de microhábitats ya que coinciden y presentan gran relación con cada uno de sus ambientes. Resultados Estructura de la comunidad de aves. La riqueza resultó integrada por 43 especies pertenecientes a 18 familias. De estas especies, a nivel de unidades espaciales de muestreo, la vertiente oriental de la cordillera registró el mayor número (35). Las familias mejor representadas fueron Tyrannidae y Furnariidae (con 6 especies) y Thraupidae (con 5 especies) (Tabla 1). 288 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina La cantidad de especies registradas constituyó la totalidad de las especies esperadas en los ambientes de los Andes centrales de la Argentina (154 especies; Navas, 1971; Navas y Bó, 1987, 1991, 1994, 2001; Moschione y Blanchs, 1992; Nores, 1995; Haene, 1996; Haene y Montañez, 1996; Cajal, 1998; Camperi y Darrieu, 2004; Ortiz y Borghi, 2007; Ferrer et al., 2011; Fava et al., 2012; Ferrer et al., 2013; Ortiz et al., 2013; Mazar Barnett et al., 2014). A nivel de ambientes, en la vertiente oriental de la cordillera la mayor cantidad de individuos de aves fue el de Puna con un 47,13%; seguido por el ambiente de Monte - Puna (con el 37,93%) y ﬁnalmente por el ambiente Puna-Altoandino (con el 14,94%). Por otro lado, en el valle de vegas altoandinas el 54,53% de las aves se encontraron en el ambiente de Vegas, seguido por el ambiente de Estepas (41,53%), mientras que en el ambiente de Laderas se observó una menor abundancia (3,94%; respectivamente). Tabla 1. Abundancia relativa por ambiente, uso de microhábitats y gremios tróﬁcos de aves en el perﬁl altitudinal considerado de los Andes centrales de Argentina Microhábitats: vegetación palustre (VP),vegetación xeróﬁla (VX), roquedales (R), lagunas y ríos (L), playas (P). Gremios tróﬁcos: (C) carnívoros; (I) insectívoros; (G) granívoros; (H) herbívoros; (N) nectarívoros Table 1. Relative abundance, microhabitat use and trophic guilds of the birds in diﬀerent altitudinal zones of the Central Andes of Argentina Microhabitats: marsh vegetation (VP), xerophile vegetation (VX), rocky formations (R), lagoons and rivers (L), beaches (P). Trophicguilds: carnivores (C), insectivores (I), granivores (G), herbivores (H), nectarivores (N). 0 Merganetta armata 0,042 0 0,019 Lophonetta specularioides 0 0,013 0 Anasﬂa virostris 0 0 0 Grêmios Tróﬁcos 0 Microhábitats PunaAltoandino 0 0 P,L,VP,VX H 0 L I/C 0,046 0,003 0 L, P H/I 0,023 0,003 0 L, P, VP H 0 0 Estepa Puna Chloephaga melanoptera Vega MontePuna Familia Especie Valle de Vegas Altoandinas Ladera Vertiente Oriental de la Cordillera ANATIDAE 0,496 0,046 0 0 CATHARTIDAE Vultur gryphus 0 0 0 0,119 R C 289 Gustavo A. Fava & Juan C. Acosta Puna PunaAltoandino Vega Estepa Ladera Microhábitats Grêmios Tróﬁcos Valle de Vegas Altoandinas MontePuna Vertiente Oriental de la Cordillera 0 0 0 0,002 0 0,051 R, VP C 0 0 0 0,002 0 0 P I 0 0,004 0 0,039 0,009 0 P, L C/I 0 0 0 0,008 0 0 P I Attagis gayi 0 0 0,058 0 VX G Thinocorus orbignyianus 0 0,009 0 0 0 VX G Thinocorus rumicivorus 0 0,009 0 0,018 VX, VP G Metriopelia melanoptera 0,095 0,057 0 0 0 0 VX G Familia Especie ACCIPITRIDAE Geranoaetu melanoleucus CHARADRIIDAE Phegornis mitchellii LARIDAE Chroicocepha lusserranus SCOLOPACIDAE Calidris bairdii THINOCORIDAE 0,002 0,038 0 0,133 0,017 COLUMBIDAE TROCHILIDAE Oreotrochilus leucopleurus 0,021 0,017 0 0 0 0 VP, VX N/I Patagona gigas 0 0,004 0 0 0 0 VP, VX N/I Phalcoboenus megalopterus 0 0 0,077 0,008 0 0,017 R, VP C Falco femoralis 0 0 0 0,002 0 0,017 R, VP C 0,021 0 0 0 0 0 VP, VX F/G FALCONIDAE PSITTACIDAE Psilopsia gonaymara 290 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina PunaAltoandino Ladera Microhábitats Grêmios Tróﬁcos Geositta cunicularia 0 0,013 0,019 0,012 0,072 0 VP, VX I Geositta punensis 0,063 0,030 0,192 0,003 0,075 0 VX I Ochetorhyn churuﬁcaudus 0 0,043 0 0 VP, VX I Upucerthia dumetaria 0 0,009 0 0 0 VP, VX I Cinclodes fuscus 0 0,035 0 0 P I Cinclodes oustaleti 0,021 0,013 0 0 0 0 P I Leptasthenura aegithaloides 0 0 0,019 0 0 0 VP, VX I Elaenia albiceps 0,021 0 0 0 0 0 VP, VX I Knipolegusa terrimus 0,011 0 0 0 0 0 VP, VX I Muscisaxicola maculirostris 0 0,043 0,058 0,006 0,012 0 VP, VX I Muscisaxicola ﬂavinucha 0 0 0 0,040 0,012 0 VP I Muscisaxicola ruﬁvertex 0 0,009 0,038 0,022 0,017 0 VP, VX I Muscisaxicola albilora 0 0 0 0,009 0 VP, VX I Muscisaxicola frontalis 0 0,009 0 0,017 0,038 0 VP, VX I Agriornis montanus 0,021 0,009 0,019 0,003 0 VP, VX I Vega Familia Especie Estepa Puna Valle de Vegas Altoandinas MontePuna Vertiente Oriental de la Cordillera FURNARIIDAE 0,006 0,017 0 0,003 0,009 TYRANNIDAE 0 0 HIRUNDINIDAE Pygochelidon cyanoleuca 0,253 0,122 0,058 0,083 0,014 0 R I 0 VP, VX, R F/I TURDIDAE Turduschi guanco 0,063 0,017 0 0 0 291 Grêmios Tróﬁcos Vega Estepa Ladera Valle de Vegas Altoandinas PunaAltoandino Puna Familia Especie MontePuna Vertiente Oriental de la Cordillera Microhábitats Gustavo A. Fava & Juan C. Acosta THRAUPIDAE Pipraeidea bonariensis Phrygilus gayi Phrygilus unicolor Sicalis lutea Sicalisuro pygialis 0,042 0,004 0 0 0 0 VX, VP F/G 0 0 0,017 VP, VX, R G 0,032 0,017 0 0 0 0 VX, R G/I 0,084 0,117 0 0,023 0,085 VP, VX, R G 0 0,022 0,077 0,117 0,333 0,525 VP, VX, R G 0,063 0,109 0,096 0,025 0,110 0,102 VP, VX, R G/I 0,032 0,052 0,115 0,012 0,041 0,034 VP, VX, R G 0,063 0,003 0,006 0 VP, VX G 0,053 0,187 0,154 0 EMBERIZIDAE Zonotrichia capensis FRIGILLIDAE Sporagra atrata Sporagra uropygialis 0,026 0 Diversidad, dominancia y equitatividad En cuanto a las curvas de rango-abundancia de la avifauna de la vertiente oriental de la cordillera, las especies que presentan el mayor número de individuos en el ensamble de Monte-Puna fueron Pygochelidon cyanoleuca, Metriopelia melanoptera y Sicalis lutea seguidas por Geositta punensis, Turduschi guanco, Zonotrichia capensis, Sporagra uropygialis y Phrygilus gayi (Figura 3). Por otro lado, en el ensamble de Puna las especies dominantes fueron Phrygilus gayi seguida por Pygochelidon cyanoleuca, Sicalis lutea y Zonotrichia capensis (Figura 3). Por último, en el ensamble de Puna-Altoandino las especies dominantes fueron Geositta punensis, Phrygilus gayi y Sporagra atrata como las mejor representadas, seguidas por Zonotrichia capensis, Sicalisuropy gialis y Geranoaetus megalopterus (Figura 3). De acuerdo con la curva de rango-abundancia o de Whittaker la avifauna del valle de vegas altoandinas presentó su mayor diversidad y dominancia en el ambiente de Estepas (Tabla 2). En este ambiente, las especies mejor representadas como dominantes fueron Sicalisuro pygialis y Thinocorus rumicivorus seguidas por Zonotrichi capensis y Sicalis lutea (Figura 4). Por otro lado, en las Vegas se registró como dominante a Chloephaga melanoptera, seguida por Sicalisuro pygialis, Polygochelidon cyanoleuca y Lophonettas pecularioides (Figura 4). Finalmente, en los ensambles de Laderas se registró como dominante a Sicalisuro pygialis, Vultur gryphusy Zonotrichia capensis (Figura 4). 292 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina En la vertiente oriental de la cordillera, se registraron 32 especies y las familias mejor representadas fueron Furnariidae, Tyrannidae y Thraupidae (con 7, 6 y 5 especies respectivamente) (Tabla 1). En esta área, el ambiente de Puna-Altoandino y de MontePuna presentó valores similares y altos en equitatividad; mientras que el ambiente de Puna presentó un valor más bajo (Tabla 2). Este último ambiente presentó la mayor riqueza de aves, variando más su abundancia entre especies, a diferencia del resto de los ambientes. En el valle de vegas altoandinas se registraron 29 especies y las familias mejor representadas fueron Tyrannidae (con 6 especies), Furnariidae y Anatidae (con 4 y 3 especies respectivamente) (Tabla 1). En esta área, el valor de equitatividad más alto se encontró en el ambiente de Estepas presentando las especies la mayor similitud respecto a sus abundancias, seguido por el ambiente de Laderas. Sin embargo, el ambiente de Vegas (en ambos años) presentó el menor valor, al ser un ambiente donde pocas especies son dominantes (sobre todo las aves acuáticas), mientras que el resto de las aves presentó baja abundancia (Tabla 2). Tabla2. Riqueza, diversidad, dominancia y equitatividad de aves en el perﬁl altitudinal considerado de los Andes centrales de Argentina Table 2. Richness, diversity, dominance and evenness of birds in the altitudinal proﬁle analyzed, Central Andes, Argentina. Puna Puna Altoandino Vega Estepa Ladera Valle de Vegas Altoandinas Monte Puna Vertiente Occidental de la Cordillera Riqueza 18 27 14 25 20 11 Diversidad 2,57 2,75 2,40 1,98 2,28 1,64 Dominancia 0,89 0,91 0,89 0,73 0,84 0,69 Equitatividad 0,89 0,84 0,91 0,61 0,76 0,69 Similitud De acuerdo al índice de Morisita-Horn, la vertiente oriental de la cordillera y el valle de vegas altoandinas presentaron escasa similitud (22,18%) (Figura 2). En cuanto a la avifauna de la vertiente orintal de la cordillera, el ambiente de Puna fue el más representativo (similitud 96,8%); seguido por el ambiente de Puna-Altoandino (similitud de 61,6%). Mientras que, estos ambientes presentaron baja similitud (34,7%) con el ambiente de Monte-Puna (Figura 2). Así mismo, el ambiente de Vegas fue el más representativo de la avifauna del valle de vegas altoandinas con una similitud del 89,8% y se diferenció un 61,5% de los ambientes de Laderas y Estepas que presentaron el 81,4% de similitud entre sí (Figura 2). 293 Gustavo A. Fava & Juan C. Acosta Especies con estado migratorio Dada la amplia distribución que presentan las especies observadas, no se encontraron especies endémicas en la provincia; se observaron 15 especies con condición migratoria (Tabla 3). De las especies registradas, según Narosky e Yzurieta (2010), una de estas especies es categorizada como migradora A (especie visitante que anida en el hemisferio norte y llega durante el invierno boreal a Sudamérica) y cinco especies como migradoras C (nidiﬁca en la Patagonia en primavera, verano y luego migra hacia el centro y/o norte del país en otoño e invierno). A su vez, de acuerdo a otros autores, se registró una especie categorizada como migradora A, dos especies como migradora B (nidiﬁca en el centro del país en primavera, verano y luego migra hacia el norte en otoño e invierno), dos especies como migradora C y siete especies como migradoras altitudinales (descendiendo a menores altitudes luego de la época estival) (Tabla 3). Tabla 3. Especies registradas que han sido consideradas como migratorias según su distribución en otros estudios Figura 2. Dendograma en base el índice de Morisita-Horn (UPGMA) para datos cuantitativos (abundancia) de la avifauna de la vertiente oriental de la cordillera y del valle de vegas altoandinas Figure 2. Dendrogram according to Morisita-Horn (UPGMA) for cuantitative data (abundance) of avifauna in the Andean oriental slope and high-Andean wetlands valley 294 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 3. Curvas de diversidad-dominancia de Whittaker de aves presentes en la vertiente oriental de la cordillera, Andes centrales Figure 3. Witaker’s diversity-dominance curves of birds in the oriental slope of the Andes 295 Gustavo A. Fava & Juan C. Acosta Figura 4. Curvas de rango-abundancia de Whittaker en el valle de vegas altoandinas, Andes Centrales Figure 4. Witaker’s range-abundancy curves in the high-Andean wetlands valley 296 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Table 3. Recorded species considered as migratory according to their distribution in other studies Especies Narosky, T. e Yzurieta, D., (2010) Otros autores Chloephaga melanoptera - 2 Altitudinal Calidris bairdii - 4 Migrador A Phegornis mitchellii Categoría A - Thinocorus rumicivorus Categoría C - Oreotrochilus leucopleurus - Altitudinal Cinclodes fuscus Categoría C - Agriornis montanus - 3 Altitudinal Muscisaxicola maculirostris - 3 Altitudinal Categoría C y Altitudinal Categoría C Muscisaxicola ruﬁvertex - 3 Muscisaxicola albilora Categoría C 3 Muscisaxicola frontalis Categoría C - Muscisaxicola ﬂavinucha Categoría C - Knipolegusa terrimus - 3 Elaeniaal biceps - 1,3 Zonotrichia capensis - 5 Altitudinal Categoría B Categoría B y Altitudinal De/from: Capllonch y Lobo (2005), Vilinay Cofré (2006), Capllonch (2007), 4Vizcarra (2010),5Ortiz y Capllonch(2011) 1 2 3 Especies con interés prioritario de conservación. Según el listado de Bird Life International (2014), la Argentina presenta 116 especies globalmente amenazadas. En las áreas de estudio todas las especies presentes pertenecen a la categoría más baja de conservación (Preocupación Menor), excepto Vultur gryphus que se encuentra en la categoría Casi Amenazada. De acuerdo a López-Lanús et al. (2008) Chloephaga melanoptera, Vultur gryphus y Cinclodes oustaleti son categorizadas como vulnerables, mientras que Merganetta armata y Phegornis mitchellii son categorizadas como amenazadas. Gremios tróﬁcos En los tres ambientes de la vertiente oriental de la cordillera se registraron seis categorías tróﬁcas con proporciones similares entre sí. Entre estas categorías, en los ambientes Monte-Puna, Puna y Puna-Altoandino, las aves insectívoras y las granívoras presentaron mayor riqueza y abundancia (Tabla 4). Por otro lado, en los ambientes del valle de vegas altoandinas se registraron 4 categorías tróﬁcas, pero su abundancia y riqueza en cada una de ellas no se mantuvo en la misma proporción (Tabla 4). En el ambiente de Vegas, las aves insectívoras presentaron mayor riqueza, no obstante su abundancia fue mejor representada por la categoría 297 Gustavo A. Fava & Juan C. Acosta herbívoras, seguido de las insectívoras. En cuanto a los ambientes Estepas y Laderas las aves granívoras fueron más abundantes. En cambio, en el ambiente Estepas la riqueza fue mayor en la categoría insectívoras mientras que en el de Laderas se registró mayor número de especies en la categoría carnívoras (Tabla 4). Tabla 4. Riqueza y abundancia de aves representada en cada gremio tróﬁco Table 4. Richness and abundance of birds present in each trophy level Vertiente Oriental de la Cordillera MontePuna Puna Puna Altoandino Vega Estepa Ladera Insectívoras 45,0 37,9 43,3 22,4 28,5 4,2 Granívoras 43,4 58,0 47,6 17,1 65,7 75,4 - 1,3 - 56,5 5,2 - 3,2 0,3 9,1 4,0 0,7 20,3 Frugívoras 6,8 0,9 - - - - Nectarívoras 1,6 1,6 - - - - Insectívoras 42,3 48,6 56,3 51,8 50,0 16,7 Granívoras 38,5 34,3 31,3 22,2 31,8 50,0 Herbívoras - 2,9 - 11,1 13,6 - Carnívoras 3,8 2,9 12,5 13,6 4,5 33,3 Frugívoras 11,5 5,7 - - - - Nectarívoras 3,8 5,7 - - - - Abundancia Herbívoras (%) Carnívoras Riqueza (%) Valle de Vegas Altoandinas Uso de microhábitats En la vertiente oriental de la cordillera, el uso de microhábitats fue equitativo entre ambientes, la mayoría de las especies e individuos fueron registrados con mayor frecuencia usando la vegetación xeróﬁla y la vegetación palustre, seguido por los roquedales (Figura 5 y 6). Discusión Las diferencias encontradas entre los pisos altitudinales indican que existiría cierto aislamiento entre el valle de vegas altoandinas y la vertiente oriental de la cordillera, tanto en similitud, diversidad, dominancia, gremios tróﬁcos, microhábitats o ambientes, e indica que existen grupos de especies con diferentes preferencias. Por un lado, la avifauna del valle de vegas altoandinas presentó ambientes paisajísticamente homogéneos (vegas, estepas y laderas) respecto a los pisos altitudinales de la vertiente oriental de la cordillera, donde las vegas inundadas y lagunas de esta primer área fueron los ambientes más elegidos por las especies (sobre todo las aves acuáticas y playeras). Fjeldså (1985) también destaca los ambientes puneños con este tipo de hu- 298 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 5. Uso de microhábitats según la riqueza de aves en los ambientes de la vertiente oriental de la cordillera, Andes Centrales Figure 5. Use of microhabitat according to richness of birds Figura 6. Uso de microhábitats según la abundancia de aves en los ambientes de la vertiente oriental de la cordillera, Andes Centrales Figure 6. Use of microhabitat according to abundance of birds 299 Gustavo A. Fava & Juan C. Acosta medales como ambientes muy particulares y diferentes de otros hábitats semidesérticos.Considerando esto, la hipótesis de Körner y Spehn (2002), quienes maniﬁestan que cambios de la diversidad y distribución de la ﬂora incluso a corta distancia son responsables de la presencia o ausencia de la fauna, estaría apoyada por este tipo de ambientes. Al mismo tiempo, la avifauna del valle de vegas altoandinas presentó muy poca relación con registros anteriores (Fjeldså y Krabbe, 1990; Cajal, 1998), siendo los pisos de la alta cordillera de los Andes menos estudiados. En esta área, las especies acuáticas y playeras fueron dominantes solo en el ambiente de Vegas. Entre las especies que dominan en este ambiente, se conoce que Chloephaga melanoptera llega a las vegas altoandinas realizando migraciones altitudinales desde valles cordilleranos (valle de Calingasta-Uspallata) luego de la época con nevadas (Fava et al., 2012). A su vez, en el actual trabajo se hallaron nidos con crías, conﬁrmando su residencia y reproducción durante los meses estivales, principalmente haciendo uso de la vegetación palustre. Todas las especies herbívoras de este ambiente, fueron principalmente aves acuáticas. Asimismo, entre las aves insectívoras, Phegornis mitchellii, Chroicocephalus serranus y Lophonettas pecularioides se observaron usando playas y lagunas, como también en pequeñas islas que quedan entre estos sitios, donde posiblemente nidiﬁcan y se reproducen. Al mismo tiempo, el ambiente Estepas representó una gran diversidad de aves granívoras e insectívoras. Entre estas Sicalis uropygialis, Zonotrichia capensis yThinocorus rumicivorus representan a este sitio y suelen alimentarse de forraje del suelo y de vegetación xeróﬁla la cual, es predominante. Entre las especies insectívoras, especies del género Geositta y Muscisaxicola alternan entre los ambientes de Vega y Estepa (con vegetación palustre y xeróﬁla respectivamente), donde buscan insectos presas. Por otro lado, en las Laderas, donde la vegetación es escasa y predomina el suelo desnudo, la mayoría de las especies usan el área como de paso, siendo el ambiente con menor diversidad de aves. En este ambiente, es característico observar a Vultur gryphus sobrevolando en búsqueda de alimento o, en ocasiones, suele observarse entre los paseriformes a Sicalis uropygialis, Zonotrichia capensis y Sporagra atrata que se alimentan de semillas entre la vegetación achaparrada o refugiándose en pequeñas grietas. En el área de la vertiente oriental de la cordillera, todos los pisos altitudinales compartieron especies que hacen uso de la vegetación xeróﬁla, principalmente las aves granívoras e insectívoras. Sin embargo, el ambiente Puna presentó mayor diversidad de aves respecto a los pisos altitudinales de menor y de mayor altura. Las aves puneñas posiblemente presentan mayores limitaciones para migrar al ambiente Puna- Altoandino, por el incremento de la altura y factores físicos, como maniﬁestan muchos autores (Tuttle, 1970; Terborgh, 1971, 1977, 1985; Terborghy Weske, 1975; Duellman, 1987), ya que es pobre de recursos y posee una aridez imperante la mayor parte del año; mientras que en el ambiente de Monte-Puna existen, en menor grado, cambios ﬁtogeográﬁcos (presencia de ecotonos) (Rahbek, 1997; McCain, 2009). Entre las especies granívoras que más inciden en estos ambientes se encuentran Sicalis lutea, Phrygilus gayi, Zonotrichia capensis y Sporagra atrata al ser las más abundantes en los tres ambientes. Estas aves se registraron alimentándose de semillas que 300 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina encuentran en el suelo o entre la vegetación xeróﬁla, como también usando grietas que quedan entre los roquedales como refugio y que posiblemente sean usadas para nidiﬁcar. Otras especies como Cinclodes fuscus y Cinclodes oustaleti solo fueron observadas en el ambiente de Puna usando el margen de ríos (como playeras), donde consumen pequeños invertebrados. También se destacan los registros de Merganetta armata que se observó en ambos muestreos en el ambiente de Puna sobre el río Calingasta, y de Phegornis mitchellii registrado en vegas altoandinas, ya que podrían ser especies importantes a considerar en planes de manejo debido a su estado de conservación a nivel nacional (amenazadas). Las diferencias de la avifauna en los distintos pisos altitudinales, sumadas a los antecedentes de aquellas especies que habitan humedales de altura como en las porciones bien deﬁnidas de la Puna, resaltan el rol destacado de estos y otros estudios para la determinación de sus prioridades de conservación en los altos Andes centrales de Argentina. Bibliografía ARAVENA, R.O., 1927. Notas sobre la alimentación de las aves. Hornero, 4: 38-9. BIRDLIFE INTERNATIONAL, 2014. Country proﬁle: Argentina. http://www.birdlife.org/datazone/country/argentina (Acceso: 2014-06-28). CABRERA, A., 1976. Regiones Fitogeográﬁcas Argentinas. 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Dalmasso1, Gustavo Quattrocchi2 & Carlos Azcurra3 1 Grupo de Geobotánica y Fitogeografía, IADIZA CONICET 2 Facultad de Ciencias Agrarias, Universidad Nacional de Cuyo 3 Dirección Provincial de Vialidad Resumen Numerosas rutas provinciales y nacionales presentan serios problemas de erosión en los taludes. Las marcadas pendientes (1:2 y 1:4), sumado a las escasas lluvias, en general de carácter torrencial, generan surcos de erosión en los taludes que con el tiempo llevan a la formación de cárcavas que debilitan la banquina y los bordes del asfalto. Los trabajos de acondicionamiento y compactación de taludes con maquinaria pesada, además de los elevados costos, no dan solución duradera al problema de la ﬁjación de suelos. El proceso de recuperación natural es lento por lo que se recomienda la realización de prácticas de revegetación que aseguren el aumento de la cobertura vegetal. El objetivo fue establecer un ensayo experimental de ﬁjación de taludes viales de la Ruta Nacional 7, Las Catitas, Santa Rosa, Mendoza, en condiciones de suelo arenoso. Se implantaron dos especies nativas rizomatosas, tupe (Panicum urvilleanum) y olivillo (Hyalis argentea). El diseño estadístico fue el de parcelas totalmente al azar de 3 m x 4 m con diez ejemplares por especie, en dos exposiciones (E y O) y 6 repeticiones. Se realizó el análisis de la varianza y comparación de medias a través del test de Tukey. La mayor cobertura vegetal para ambas especies se obtuvo en la exposición este respecto de la oeste. Panicum urvilleanum mostró diferencias signiﬁcativas de cobertura (α=0,05) en ambas exposiciones respecto de Hyalis argentea. Esta última manifestó un porcentaje de sobrevivencia superior a Panicum urvilleanum, sin embargo la capacidad de recubrimiento y expansión de los rizomas fue muy inferior respecto de Panicum. La profundidad de la arena en la construcción del talud es determinante cuando se trabaja con especies rizomatosas. Al segundo año de establecidas las especies se comprobó que en ambas exposiciones la cobertura aumentó respecto del testigo, favoreciendo la ﬁjación de los taludes. Palabras clave: ﬁjación taludes viales, revegetación asistida, especies nativas rizomatosas Antonio D. Dalmasso, Gustavo Quattrocchi & Carlos Azcurra Abstract Numerous provincial and national highways have serious erosion problems on slopes. The steep slopes (1:2 and 1:4), coupled with low rainfall, generally torrential, generate erosion rills on road slopes that eventually lead to formation of gullies that weaken the shoulder and edges of the asphalt built. Conditioning and compaction of slopes with heavy machinery, in addition to high costs, do not provide a lasting solution to the problem of “soil” ﬁxation. The process of natural recovery is slow, so it is recommended that revegetation practices ensure increased plant cover, which will persist and improve if conditions are favorable. The aim was to conduct an experimental assay for ﬁxation of slopes along National Road 7, Las Catitas, Santa Rosa, Mendoza, with sandy soil conditions. Two rhizomatous native species were planted, tupe (Panicum urvilleanum) and olivillo (Hyalis argentea). The statistical design consisted of completely random plots of 3 m x 4 m, with ten individuals per species and with two exposures (east and west) and 6 replicates. Analysis of variance and comparison of were performed with Tukey test. The highest vegetation cover for both species was achieved at the East exposure. At both exposures, Panicum urvilleanum showed signiﬁcant diﬀerences in coverage (α = 0.05) compared to Hyalis argentea. The latter exhibited a higher percentage of survival than Panicum urvilleanum, however its rhizomes had a much lower capacity for coverage and expansion than those of Panicum. Depth of the sand is crucial when building road slopes and working with rhizomatous species. In the second year of species establishment, it was found that, at both exposures, coverage increased with respect to the control, favoring ﬁxation of the slopes. Key words: slope revegetation ﬁxing vials, rehabilitation, native rhizomatous species Introducción Los taludes viales son planos en pendiente de distinto grado que favorecen el efecto erosivo por escurrimiento, inﬁltrando menores volúmenes hídricos in situ y favoreciendo la evacuación fuera de la superﬁcie expuesta. En pendientes superiors a los 45º la colonización vegetal es prácticamente nula (Bochet y García-Fayos, 2004). Cuando la pendiente no supera los 35º el recubrimiento vegetal es alto y los daños por escurrimiento disminuyen notablemente, controlando los daños por erosión y transporte de materiales. Generados los taludes con material suelto, en su etapa incipiente, el establecimiento natural de la vegetación está representada por especies anuales de escasa cobertura y protección temporaria. Además, la recuperación natural de la vegetación en los taludes, en ocasiones es un proceso lento y la presencia de las especies depende del tipo de suelo. En los suelos arenosos, como es el caso de estudio, es conveniente utilizar las ventajas comparativas de las especies nativas rizomatosas, que una vez establecidas, aseguran la expansión de las matas y mejora en la cobertura vegetal. La cubierta vegetal evita el impacto directo de las gotas de lluvia sobre el suelo y disipa su energía, reduce la escorrentía, incrementa el contenido de material orgánica y mejora la estructura (Gómez Orea, 2004). En zonas degradadas por construcción de carreteras se han llegado a medir pérdidas por erosión hasta 15 veces mayor que en las zonas agrícolas colindantes (Navarro y Jonte, 1996, en: Tormo et al., 2004). 310 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina La creación de taludes con suelo desnudo y elevadas pendientes, llevan a una escasa colonización vegetal (Bochet y García-Fayos, 2004). También inﬂuye la orientación del talud en las condiciones microclimáticas de la zona a restaurar (Walli, 1999). En ocasiones estos taludes están formados de rocas madres muy consolidadas y escasamente meteorizadas, carentes de lugares para el enraizamiento de las plantas (Yuan et al., 2006). La falta de rugosidad es un inconveniente para la colonización de los ambientes naturales (Chambers, 2000). Es necesario complementar las obras viales de ingeniería civil, utilizando especies autóctonas que contribuyan a la ﬁjación del suelo. Se estima que la protección de los taludes con vegetación aparece como una contribución de bajo costo y duradera para el mantenimiento de la obra. Para ello se recomienda establecer especies nativas y generar condiciones de facilitación para asegurar los taludes, favoreciendo la inﬁltración in situ y disminuir los escurrimientos que derivan en efectos erosivos sobre el talud y la carpeta asfáltica. En ocasiones, la acción de los fuertes vientos, escasas precipitaciones y la incidencia del ganado local diﬁcultan la recuperación vegetal. El objetivo del trabajo fue evaluar el poder de recubrimiento de especies rizomatosas establecidas mediante revegetación asistida, en taludes arenosos sin vegetación en la Ruta Nacional 7, Las Catitas, Santa Rosa, Mendoza. Los objetivos especíﬁcos fueron: • Identiﬁcar y seleccionar especies nativas factibles de utilizar como cubresuelos de taludes con fuertes pendientes. • Evaluar la cobertura vegetal y el tiempo para su establecimiento. • Identiﬁcar y proponer pautas técnicas para mejorar la ﬁjación de taludes. Hyalis argentea var. latisquama es una especie que carece de dormancia, manifestando un poder germinativo superior al 74% bajo fotoperíodo corto (8 horas luz y 16 horas oscuridad) y a 25ºC (Camina et al., 2013). Sin embargo, la estrategia en la arena es más efectiva a través del rizoma. En establecimiento con plantines y riego inicial en Malargüe, Mendoza, se registraron porcentajes de prendimiento que superaron el 50% (Dalmasso, 2010). Para el caso de Panicum urvilleanum, si bien la semilla muestra un poder germinativo elevado superior al 63% (Dalmasso, 1988), una maduración no uniforme en la panoja diﬁculta su cosecha en el campo, por lo que se recurre al uso de macollo con rizoma, como la alternativa más adecuada para la multiplicación de vivero. En condiciones de médanos y extrema aridez (Paso del Cisne, Lavalle), con uso de macollos y rizomas se determinó un porcentaje de 21% con un solo riego de plantación (Dalmasso et al., 1988). El uso de macollos con rizomas y sin pan de tierra puede ser una alternativa económica y eﬁcaz para el establecimiento en los taludes de especies rizomatosas. Para Hyalis argentea var. latisquama, con riegos suplementario en Tupungato, Mendoza, en suelos arenosos se obtuvo un 85 % de prendimiento (Dalmasso et al., 2009). 311 Antonio D. Dalmasso, Gustavo Quattrocchi & Carlos Azcurra Material y Método Área de estudio Se localiza sobre la Ruta Nacional 7, a la altura de Las Catitas del departamento de Santa Rosa, Mendoza (Figura 1). La precipitación media anual para el departamento de San Martín es de 187,2 mm, con temperaturas mínimas absolutas en el mes de julio -6,3ºC y de máximas absolutas en el mes de enero de 40,5ºC (OMN, 1981-1990). En la Figura 2 se detallan las precipitaciones del área de estudio desde el año 2010 hasta el año 2013, mes de abril, fecha en que se ﬁnalizó el ensayo. Se trabajó en taludes transversales a la RN 7 con pendientes de 70º, cubiertos con arena de médano no salino sin cobertura vegetal. En las cercanías del área se seleccionaron dos especies rizomatosas: Panicum urvilleanum (tupe) y Hyalis argentea (olivillo). Se extrajeron rizomas con macollos de ambas plantas, los cuales fueron multiplicados en vivero utilizando envases de polietileno (100 micrones de espesor, 12 cm de diámetro y 20 cm de profundidad). Se efectuó un diseño estadístico que comprendió dos exposiciones: E y O. En cada exposición se establecieron tres tratamientos con 6 parcelas al azar de cada especie con 10 ejemplares dispuestos en tresbolillo: Figura 1. Ubicación del área de estudio Figure 1. Study area location 312 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina 1- Testigo, 2- Panicum urvilleanum 3- Hyalis argentea. A los tratamientos 2 y 3 se les incorporó un polímero hidratado (100 g/planta). Para cada exposición se establecieron 20 ejemplares de cada especie con envases sin polímero y 10 ejemplares de ambas especies a raíz desnuda (macollo con rizoma). La plantación de las especies contempló la marcación de una taza de recepción de agua de 30 cm de ancho y 15 cm de profundidad. Se dieron dos riegos de 3 litros por planta distanciados una semana. El ensayo se realizó en otoño el 29-4-2011 y duró dos ciclos vegetativos, a partir del cual se dio por ﬁnalizada la experiencia. La fecha de plantación fue elegida en función de que coincide con la acumulación de humedad en los médanos, luego de la temporada de las lluvias estivales. Para evaluar la cobertura vegetal especíﬁca se utilizó el método de Point Quadrat modiﬁcado (Levy y Maden, 1933, modiﬁc. Daget y Poissonet, 1971 y Passera et al., 1983), mediante 2 transectas en diagonal de 4 m con lecturas cada 4 cm en cada parcela. Para evaluar la diversidad vegetal se efecuaron censos ﬁtosociológicos, relevando todas las especies presentes en las exposiciones. Para determinar si la acumulación de la arena era uniforme en la construcción del talud, con una barreta de hierro de 1 m de longitud y uso de martillo, se midió la profundidad de arena hasta incidir sobre material de escombros o roca, registrándose 10 repeticiones para cada exposición. A los dos años desde la plantación se midió para ambas especies el crecimiento del rizoma. Cuando existían dudas sobre el origen del mismo, se provocaba un leve descalzamiento para determinar la planta que lo originó. Figura 2. Distribución de las precipitaciones (mm) desde el año 2010 a abril del año 2013 (OMN, 1981-1990) Figure 2. Rainfall (mm) distribution from year 2010 to April 2013 (OMN, 1981-1990) 313 Antonio D. Dalmasso, Gustavo Quattrocchi & Carlos Azcurra Con los plantines sobrantes de la producción de vivero, se realizó una plantación masiva y mixta de las especies en ambas exposiciones. El diseño de plantación fue de tresbolillo cada 1,5 m entre plantas. Para cada exposición y especies se aplicó ANOVA y comparación de medias a través del test de Tuckey. Resultados y discusión La cobertura vegetal muestra diferencias signiﬁcativas de la exposición E respecto de la O. En ambas Panicum urvilleanum muestra diferencias signiﬁcativas respecto de Hyalis argentea. La Figura 3 muestra para la exposición E las diferencias signiﬁcativas de los porcentajes de sobrevivencia de Hyalis argentea (78%) respecto de Panicum urvilleanum (54%). La Figura 4, correspondiente a la exposición O, muestra que no hubo diferencias signiﬁcativas entre Hyalis argentea (65%) y Panicum urvilleanum (46%). Extensión de las guías de los rizomas al 2do año de la plantación Al ﬁnalizar el 2do ciclo vegetativo, se midió la extensión máxima de los rizomas, tanto en la exposición E como en la O, considerando el distanciamiento de los rizomas extremos (Figuras 5 y 6). 100 90 a Porcentaje de sobrevivencia 80 70 b 60 50 40 30 20 10 0 H-E P-E Especies Figura 3. Porcentaje de sobrevivencia al primer año de establecidas en el talud de exposición E. HE: Hyalis argentea y P-E: Panicum urvilleanum. Las barras indican el error estándar. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas (α=0,05) Figure 3.Percentaje of Survival at ﬁrst year of stablished in talus with E exposition. HE: Hyalis argentea y P-E: Panicum urvilleanum. Bars indicate standard error 314 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Porcentaje de prendimiento 70 a 60 b 50 40 30 20 10 0 H-O P-O Especies Figura 4. Porcentaje de sobrevivencia en el primer año de establecidas en el talud de exposición O. HO: Hyalis argentea y PO: Panicum urvilleanum. Las barras indican el error estándar. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas (α=0,05) Figure 4. Percentaje of survival at ﬁrst year of stablished in talus W exposition. HO: Hyalis argentea y PO: Panicum urvilleanum. Bars indicate standard error 350 b Longuitud de guias (cm) 300 250 200 150 100 50 a 0 H-E P-E Especies Figura 5. Longitud máxima de los rizomas de las especies según exposición E: HE: Hyalis argentea y P-E: Panicum urvilleanum. Las barras indican el error estándar. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas (α= 0,05) Figure 5. Maximum longitude of rhizomes according exposition. E: HE: Hyalis argentea y P-E: Panicum urvilleanum. Bars indicate standard error 315 Antonio D. Dalmasso, Gustavo Quattrocchi & Carlos Azcurra 250 b Longuitud de guias (cm) 200 150 100 a 50 0 H-O P-O Especies Figura 6. Longitud máxima de los rizomas de las especies según exposición, O: HO: Hyalis argentea y P-O: Panicum urvilleanum. Las barras indican el error estándar. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas (α= 0,05) Figure 6. Maximum longitude of rhizomes according to exposition, O=HO: H. argentea and P-O: P. urvilleanum 20 18 a Cobertura vegetal (%) 16 14 12 10 b 8 6 4 2 0 Paur Especies establecidas Hyar Figura 7. Cobertura media de Panicum urvilleanum e Hyalis argentea en la exposición O. Las barras indican el error estándar. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas (α= 0,05) Figure 7. Mean cover of P. urvilleanum and H. argentea in E expsotion 316 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina 60 b Cobertura vegetal (%) 50 b 40 30 20 a c 10 0 Paur-O Paur-E Hyar-O Hyar-E Especies establecidas y exposición Figura 8. Porcentaje de cobertura vegetal media de las exposiciones E y O de Panicum urvilleanum y Hyalis argentea.Las barras indican el error estándar. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas (α= 0,05) Figure 8. Percentage of mean plant cover in E and W expositions La extensión de los rizomas de la exp. E (2,70 m) fue superior a la exp. O (1,80 m), mostrando diferencias signiﬁcativas para ambos taludes de Panicum urvilleanum respecto de Hyalis argentea. Las mejores condiciones de humedad en la exposición E favorecieron el crecimiento de los rizomas, con incidencia directa en la cobertura vegetal. Como se observa en la exposición O (Figura 7), los niveles de cobertura vegetal son muy bajos para ambas especies, tupe (13%) y olivillo (3%). Sin embargo, las plantas ya arraigadas se observan vigorosas y con alta probabilidad de ampliar la superﬁcie cubierta en un mediano plazo. En la Figura 8 se puede observar que en la exposición E, tanto para Panicum urvilleanum como para Hyalis argentea, muestra diferencias signiﬁcativas respecto de la exposición O. En la Figura 9 se muestran los valores de suelo desnudo, mantillo y roca en las dos exposiciones consideradas. Siguiendo la secuencia, los mayores valores de suelo desnudo se registran en la exposición O. En la Figura 10 se muestra el porcentaje de cobertura del testigo donde se visualiza que la cobertura de perennes es insigniﬁcante, no alcanza al 2%. La exposición O (12%) manifestó valores medios superiores a la E (<2%) y estadísticamente signiﬁcativos en cuanto a las anuales, no así en relación con las perennes establecidas naturalmente. Profundidad de suelo La construcción del talud no es uniforme como se observa en la Figura 11. La profundidad de la arena fue variable, ya sea a través de su construcción y la inﬂuencia de 317 Antonio D. Dalmasso, Gustavo Quattrocchi & Carlos Azcurra 60 a Cobertura (%) 50 Oeste 40 Este b 30 20 a a 10 a b 0 SD M R Figura 9. Porcentaje de suelo desnudo (SD). Mantillo (M) y Roca (R) en las exposiciones O y E. Las barras indican el error estándar. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas (α= 0,05) Figure 9. Bare soil in percentage (SD), litter (M) and rock in W and E rocky expositions 18 16 a Cobertura (%) 14 O 12 E 10 b 8 6 4 c c 2 0 O E Figura 10. Especies anuales (A) y perennes (P) del Testigo transcurridos los dos años de evaluación. Las barras indican el error estándar. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas (α= 0,05) Figure 10. Annual (A) an perennials (P) from control after two years of evaluation 318 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Profundidad (cm) de arena en talud 60 b 50 ab ab 40 a 30 20 10 0 ON OS EN ES Exposición (O, E) y Sector (N, S) Figura 11. Profundidad de suelo del Talud contemplando las exposiciones O - E y el sector donde se ubica el talud. Las barras indican el error estándar. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas (α= 0,05) Figure 11. Soil deep of talus in W and E expositions los vientos; ésta pudo ser observada en áreas decapitadas en un sector y con acumulación de arena en otro. Incide directamente en el descalzamiento de las plantas diﬁcultando la actividad de los rizomas, que en ocasiones quedan en superﬁcie favoreciendo la desecación. En base a las mediciones de la profundidad de suelo, se ha podido constatar que en ambos taludes hay diferencias en cuanto a la profundidad de la arena. En la exposición O la capa superﬁcial de suelo muestra mayor contenido de arena en los primeros 0,45 m de profundidad, seguida de un material de suelo compactado con piedras y textura ﬁna. En la exposición E, con menor profundidad de arena (35 cm) se observa una mezcla de material arenoso con piedras y textura más ﬁna. Estas diferencias de suelo generan problemas al momento de seleccionar las especies, ya que ambas son rizomatosas con exigencia en suelos arenosos. Plantación sin el agregado de polímero Como se observa en la Figura 12 en la exposición O más cálida y seca ocurrió la mortandad total de Hyalis argentea, no así de Panicumur villeanum que sobrevivió en ambas exposiciones, manifestando diferencias estadísticas signiﬁcativas favorables para la exposición E respecto de la O. Plantación a raíz desnuda En la plantación a raíz desnuda, pese a que se realizó con menor número de ejemplares (20), la cobertura vegetal al segundo año no mostró diferencias signiﬁcativas en- 319 Antonio D. Dalmasso, Gustavo Quattrocchi & Carlos Azcurra 40 b Cobertura vegetal (%) 35 Paur 30 Hyar 25 a 20 15 10 5 0 O E Exposición del talud Figura 12. Cobertura ﬁnal de Panicum urvilleanum e Hyalis argentea sin el agregado de polímero en la exposiciones E y O. Las barras indican el error estándar Figure 12. Final plant cover of Panicum urvilleanum and Hyalis argentea without polimer in W and W expositions 60 a Cobertura vegetal (%) 50 40 30 a a 20 a 10 0 P:O P:E H:O H:E Especies y exposición del talud Figura 13. Cobertura vegetal de Panicum urvilleanum en exposición O (P:O) y E (P:E); Hyalis argentea en exposición O (H:O) y E (H:E) a partir de raíz desnuda. Las barras indican el error estándar. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas (α= 0,05) Figure 13. Plant cover of P. urvilleanum in W (P:O) and E (P:E) expsotions; H. argentea in W (H:O) and E (H:E) expositions, fron nude root 320 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina 60 Cob. Veg. Cobertura vegetal (%) 50 SD M R 40 30 20 10 0 P:E P:O H:E H:O Especies y exposición del talud Figura 14. Cobertura vegetal, suelo desnudo, mantillo y roca en la plantación masiva de las exposiciones E y O) para Panicum urvilleanum(PE) y (PO) y Hyalis argentea var. latisquama (HE) y (HO). Las barras indican el error estándar. Las barras indican el error estándar Índice de diversidad de Shanon-Wiever Figure 14. Plant cover, bare soil, litter and rock in a massive plantation in E and W expositions for P. urvilleanum (PE) and (PO) and H. argentea var. latisquama (HE) and (HO) 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 Exp O SN Exp E SS Exp O SS Exp E SN Exp O SN Exp E SS Exp O SS Exp E SN (A) (A) (A) (A) (B) (B) (B) (B) Figura 15. Valores absolutos de los índices de biodiversidad (Shannon- Weaver) de las exposiciones E y O y sectores de los taludes Figure 15. Absolute values of diversity index in E and W expositions and in talus 321 Antonio D. Dalmasso, Gustavo Quattrocchi & Carlos Azcurra tre las exposiciones para Panicum urvilleanum y Hyalis argentea (Figura 13). Esta práctica de entresaca de material de campo para las especies consideradas, signiﬁcaría un ahorro económico y de tiempo que evitaría la producción de vivero, acortando los plazos para la recuperación de los taludes. Plantación masiva en exposiciones E y O Se evaluó la cobertura vegetal de la plantación masiva mixta al segundo año de establecidas. Se puede observar que los valores de cobertura vegetal son menores a la plantación del ensayo, debido fundamentalmente a la distancia de plantación (1,5 m entre plantas). Las coberturas de la exposición E continúan siendo mayores respecto de la O (Figura 14). Índice de Biodiversidad (Shannon- Weaver) Los mayores valores de Índice de biodiversidad se dan en la exposición E respecto de la O (Figura 15). El número mayor de especies para la exposición O esta dado por las especies efímeras (5) respecto de las perennes (4), en estas últimas incluidas las dos establecidas. Mientras que en la exposición E se establecieron 8 especies anuales y 16 perennes, incluidas las asistidas; la exposición O mostró. En las Fotos 1 y 2 se observa el estado de los taludes O y E cuando se inició el ensayo experimental. La Foto 3 muestra la tarea de plantación en el talud. Las Fotos 4 y 5 muestran el estado de los taludes al 2do año de la plantación en la exposición O y E, respectivamente. Resultados y conclusiones La plantación se realizó en otoño del año 2011, el primer año del ciclo vegetativo fue con precipitaciones similares a la media, mientras que en el segundo año de crecimiento las precipitaciones fueron muy favorables en la temporada estivo otoñal. Los porcentajes de sobrevivencia medios de Panicum urvilleanum fueron de 64% y 42% para las exposiciones E y O, respectivamente, mientras que para Hyalis argentea estos porcentajes fueron de 92% y 42%, respectivamente. La exposición E, para ambas especies, manifestó diferencias signiﬁcativas de cobertura vegetal respecto de la O. Panicum urvilleanum mostró diferencias signiﬁcativas para ambas exposiciones respecto de Hyalis argentea. La riqueza de especies es superior en la ladera exposición E respecto de la exposición O. Probablemente la pendiente, el movimiento del suelo por erosión eólica y la distancia a las comunidades vegetales de contacto, sean una barrera para la recepción de semillas del entorno. Aún contando con disponibilidad de semillas, las malas condiciones físicas del suelo son un impedimento para su establecimiento (Richardson y Evans, 1986). A los dos años de la implantación, la riqueza especíﬁca permitió que la exposición E alcanzara un total de 24 especies (8 anuales y 16 perennes), mientras que en la O sólo 11 especies (7 anuales y 4 perennes), en ambos casos incluidas las establecidas. En esta sucesión secundaria la exposición E mostró un 12.5% constituido por leñosas, mientras que en la O las perennes son todas herbáceas. La presencia de leñosas va a signiﬁcar 322 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Foto 1. Talud exposición O antes de la plantación Photo 1. Talus, W exposition before plantation Foto 3. Operarios que realizan la plantación de Panicum urvilleanum y Hyalis argentea var. latisquama en el talud de exp. O Foto 2. Talud exposición E antes de la plantación Photo 2. Talus, E exposition before plantation Photo 3. Workers during plantation of Panicum urvilleanum and H. argentea var. latisquama in talus W exposition 323 Antonio D. Dalmasso, Gustavo Quattrocchi & Carlos Azcurra Foto 4. Exposición O con olivillo (grisáceo) al año de la plantación. Se puede apreciar la presencia de cardo ruso (Salsola kali), especie anual en el talud Photo 4. West exposition with olivillo after 1 year plantation; Salsola kali, annual species, is present Foto 5. Talud de exp. E al segundo año de la plantación, donde se observa un mosaico de parches revegetados con Panicum urvilleanum (verde claro) con largas guías de rizomas y Hyalis argentea (verde grisáceo), con presencia de hijuelos Photo 5. Talus exposition E at 2º year of plantation, revegetation with P. urvilleanum and H. argentea appears in patches 324 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina una mayor profundización en el perﬁl del suelo, asociándose en forma favorable para la retención del talud. La plantación a raíz desnuda fue más favorable en las condiciones más húmedas de la exposición. E respecto de la O. Una mayor densiﬁcación en la plantación podría asegurar esta técnica de establecimiento, teniendo como ventaja la rapidez y menores costos en relación con la producción de plantines. No fue posible corroborar el efecto beneﬁcioso del polímero en el talud O, seco y cálido, mientras que en el talud E, con mayor disponibilidad de humedad se obtuvo una mayor sobrevivencia. El número de ejemplares de prueba (20 ejemplares por especie) no fue suﬁciente para realizar análisis estadísticos conﬁables, por lo que sería necesario corroborar con nuevos ensayos, en función de la humedad mínima que asegure su establecimiento. La expresión de las guías (rizomas) en cuanto a longitud máxima fue muy diferente entre ambas especies. En la exposición E, Panicum alcanzó valores de 2,70 m de longitud, frente a 1,80 de la O. Hyalis manifestó 0,35 cm en la exposición E y de 15 cm en la exposición O. La plantación masiva mostró niveles de cobertura un 20% inferior en ambas exposiciones. Esto fue debido al espaciamiento entre plantas (1,5 m). El espesor de la arena en la construcción del talud es importante cuando se trata de especies rizomatosas. Se pudo observar que debido a la acción eólica se provoca descalzamiento de las guías de rizomas, afectando el recubrimiento del suelo. Agradecimientos A la Dirección Provincial de Vialidad y la Dirección Nacional de Vialidad, quienes en forma conjunta facilitaron el apoyo permanente para su concreción, aportando el medio de transporte y la mano de obra para la plantación. Especialmente a la Lic. Ana Teresa Gómez (Centro de Información Meteorológica) del Observatorio Meteorológico Nacional por la facilitación de los datos meteorológicos del lugar. Al Servicio de Diseño Gráﬁco del CONICET Mendoza. Bibliografía BOCHET, E. & P. GARCÍA-FAYOS, 2004. Factors controlling vegetation establishment and water erosion on motorway slopes in Valencia, Spain. Restoration Ecology 12: 166-174. BUONO, G.G., N. CIANO, A. BEIDER, V. MASSARA, S. MASIMELLI & L. GARCÍA, 2010. Revegetación natural de taludes en locaciones del departamento Escalante, Chubut. Instituto Nacional de Tecnología Agropecuaria, Fac. Cs. Naturales- UNSJB, Repsol YPF S.A. CAMINA, J., A.A. TOURN ELIAN & C. PELLEGRINI, 2013. 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Estación Experimental Agropecuaria Chubut salomone.jorge@inta.gob.ar Resumen En la construcción de las locaciones petroleras en sitios de relieve ondulado se forman taludes sin cobertura vegetal, inestables, que quedan expuestos a la erosión eólica e hídrica. Su composición es de materiales sueltos que se hallaban en profundidad, arenosos, sin estructura y carentes de vegetación. Esta situación limita la rápida revegetación natural. Se propone en esta experiencia fortalecer la revegetación con la siembra de especies adaptadas a la región. Leymus racemosus ssp. sabulosus (elimo) es una especie introducida, colonizadora, que prospera con precipitaciones de hasta 150 mm anuales. Es pionera y con el tiempo remplazada por la vegetación natural permitiendo la recolinización con especies nativas. El objetivo de la tarea fue recuperar la cobertura vegetal del talud a través de la siembra de elimo buscando restablecer la funcionalidad ecológica del área y detener la erosión éolica del mismo. Los trabajos se realizaron en un talud ubicado en la cuenca petrolera del Golfo San Jorge, Provincia del Chubut. Se realizó la siembra en el otoñó del año 2005 con sembradora manual con elimo y urea en dosis de 20 kg/ha. Los resultados obtenidos fueron muy satisfactorios obteniéndose un 55% de cobertura vegetal y una altura de 0.45 m en el segundo año. Las plantas establecidas ofrecen al sitio una buena cobertura vegetal protectora. De esta forma se generan micrositios para el establecimiento de otras plantas en forma natural dando origen a la aparición de especies nativas en forma progresiva. Al séptimo año la vegetación natural había desplazado al elimo. Palabras clave: ﬁjación de taludes, Patagonia, pastos Abstract The construction of oil leases in undulating relief sites generates slopes without vegetation, unstable coverage, which are exposed to wind and water erosion. These slopes are composed of loose materials that were in deep, sandy, unstructured and lacking in vegetation. This limits the rapid natural revegetation. It is proposed in this experience accelerate revegetation by planting species adapted to the region. Leymus racemosus ssp. sabulosus (elimo) is an introduced species that thrives colonizing rainfall of 150 mm per year. It is a pioneer and eventually replaced Jorge M. Salomone & Nicolás Ciano by natural vegetation allowing recolinización with native species. The objective was to recover the slope through planting elimo seeking to restore the ecological function of the area and stop the wind erosion. The work was conducted in a slope located in the Golfo San Jorge oil basin, Chubut Province. Elimo planting was conducted in the fall of 2005 with manual drill and fertilized with urea in doses of 20 kg/ha. The results were very satisfactory, obtaining 55% of vegetation cover and a height of 0.45 m in the second year. The established plants oﬀer a good protective plant cover to the site. Thus, micro-sites for the establishment of other plants naturally generated, giving rise to the appearance of native species progressively. In the seventh year, the natural vegetation had displaced to elimo. Key words: ﬁx slopes, Patagonia, grass Introducción La actividad petrolera en la Patagonia es uno de los pilares del desarrollo regional, tanto por la generación de ingresos, como por su impacto social y ambiental. Es también una de las actividades que más deterioro genera en los suelos y una de las que porcentualmente más se ha incrementado en los últimos años. Entre los disturbios generados en el ecosistema se pueden mencionar: la construcción de caminos, picadas, explanadas, taludes, derrames de petróleo, aguas de purga, etc. En relieves ondulados la construcción de locaciones petroleras para prospección y la instalación de pozos de producción produce un impacto negativo sobre el suelo y la vegetación. Al habitual desmonte que se realiza en sitios planos se suma un importante movimiento de suelo con el ﬁn de lograr una superﬁcie estable que garantice condiciones de seguridad para las personas que trabajan en los equipos de perforación. Esto se realiza con topadoras que cortan el terreno, obteniéndose material que es distribuido sobre la pendiente natural para lograr una superﬁcie plana generándose taludes de diferentes dimensiones. En los paredones resultantes se observa que la columna estratigráﬁca está compuesta de acumulaciones terciarias expuestas por remoción. Estos taludes sin cobertura vegetal son susceptibles a la erosión ante los fenómenos meteorológicos naturales (lluvias y viento), agravado muchas veces por una pendiente importante, de entre 30-35º. Logran con el tiempo su estabilidad, cuando las partículas de suelo alcanzan su posición deﬁnitiva de acuerdo a su ángulo de reposo, o se restaure la cobertura vegetal. Debido a que dicho ángulo de reposo sólo se alcanza en la parte inferior de la ladera donde se acumula el material que se desplaza de las partes superiores, la recomposición de la cobertura vegetal es el medio más efectivo para la estabilización de los taludes. Debido a las características climáticas (escasas precipitaciones, fuertes vientos, inviernos fríos y alta amplitud térmica) y edáﬁcas (materiales friables con alto contenido de carbonato de calcio; materiales sin estructura, con alta salinidad y sodicidad, baja permeabilidad y pobres en nutrientes y materia orgánica) del lugar, el restablecimiento de la cobertura vegetal presenta importantes limitaciones. 328 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Esto originaria plazos mucho más extensos que los habitualmente prolongados de recuperación de la cobertura vegetal del pastizal patagónico. Este trabajo dinamiza la recuperación de la vegetación natural con una especie introducida como es el elimo (Leymus racemosus ssp sabulosus) que se implanta por semillas y/o esquejes, colonizadora que deja su paso luego a la vegetación natural. Es una gramínea que prospera aún en condiciones escasas de precipitaciones (hasta 150 mm de precipitación anual). El objetivo de la tarea es fue establecer una cobertura vegetal del talud a través de la siembra de Leymus racemosus ssp. sabulosus buscando restablecer la funcionalidad ecológica del área y detener la erosión eólica e hídrica del mismo. Material y método El trabajo se realizó en un talud ubicado en la zona de El Trébol, ubicado a 30 kilómetros de la ciudad de Comodoro Rivadavia (Chubut), sobre la ruta nacional 26, que une la localidad citada y Sarmiento. El área evaluada corresponde al sistema ﬁsiográﬁco de cañadones costeros de Comodoro Rivadavia (Beeskow, 1987), deﬁnida como un grupo de cañadones profundos y paralelos que descienden desde el margen de la meseta dejando niveles de sedimentos asociados a estratos resistentes, formados por una cobertura aluvial-coluvial del Holoceno. El cañadón tiene sentido oeste este y el talud elegido tiene una orientación al norte y al momento del inicio del trabajo presentaba deterioro por erosión eólica. Su perﬁl muestra que posee más de un 80 % de fracciones texturales arenosas mientras que el resto corresponde a fracciones ﬁnas predominando el limo sobre las arcillas. Esto determina una permeabilidad o capacidad de inﬁltración del agua muy alta. Su pH es levemente alcalino (7,5) , sin problemas de salinidad ni alcalinidad. No poseía cobertura vegetal porque fue realizado recientemente y por el efecto de la erosión eólica. El talud no poseía material de destape como esta recomendado para mejorar las condiciones de repoblamiento natural. En la ﬁjación de zonas erosionadas, médanos y pavimentos de erosión utilizamos elimo (Leymus racemosus ssp. sabulosus) que es una especie introducida de Europa oriental, colonizadora y resistente a la sequía. Es pionera y con el tiempo la vegetación natural la remplaza permitiendo la recolinización por especies nativas. Los trabajos se comenzaron en agosto de 2005. El talud tiene un largo 100 metros de largo por 70 metros de ancho, con una acumulación arenosa por efecto del viento en la parte inferior que se orienta hacia el este, cubriendo una superﬁcie de 1 hectárea aproximadamente. Por la fuerte pendiente para los trabajos de siembra se utilizó una máquina manual tipo planet modiﬁcada para obligar a la salida de la semilla (Figura 1). La semilla tiene pubescencia por lo que es preciso disponer de sistemas que la empujen hacia el sistema abre surcos. La densidad de siembra es de 6 kilogramos por hectárea. Con la semilla se agregó urea a una dosis de 20 kilogramos por hectárea. El trabajo de siembra demando un tiempo de tres horas. 329 Jorge M. Salomone & Nicolás Ciano El área trabajada no presentaba existencia de animales domésticos por lo que no fue preciso realizar un cerco de exclusión perimetral. Se presenta el resumen de las lluvias, temperaturas máximas y mínimas de la ciudad de Comodoro Rivadavia para los años del ensayo obtenido por el laboratorio de Agrometeorología de la E.E.A. Chubut. Se aprecian lluvias superiores a las normales para el año de implantación aunque luego se produjeron lluvias inferiores a la media anual (247,2 mm) en el resto de los años de ensayo. Para evaluar los resultados se utilizó el método de Daubenmire de 0.2m X 0.5 m (Figura 2 ). Se realizaron evaluaciones de mortandad de plantas, cobertura vegetal, altura de plantas y persistencia del elimo, tomándose fotografías regularmente. Figura 1. Foto de sembradora manual Figure 1. Manual seeder Tabla 1. Precipitaciones y temperaturas en Comodoro Rivadavia en proximidades de El Trébol Table 1. Rainfall and temperature in Comodoro Rivadavia, close to El Trébol Año 2005 2006 2007 2008 2009 2010 lluvias 295,8 182,7 162,8 218,4 157,0 197,0 t°max 18,1 18,7 18,5 19,1 19,1 18,8 t°min 7,8 7,9 7,7 8,1 8,1 8,1 330 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 2. Cuadrado de Daubenmaire y E. racemosus Figure 2. Daubenmaire block and E. racemosus En la Figura 2 se presenta el cuadro de Daubenmire con dos situaciones distintas de crecimiento de elimo en El Trébol. Resultados Las plántulas de elimo comenzaron a emerger a mediados de setiembre del año de siembra. Los resultados obtenidos fueron muy satisfactorios lograndose hasta un 55 % de cobertura vegetal al segundo año de la plantación (Figura 3). La altura de las plantas llegaron al segundo año a los 0,45 metros de altura. Las plantas establecidas ofrecen al lugar cobertura vegetal que protege el suelo de los efectos de la erosión hídrica y eólica, actúan como trampas de semillas, material vegetal y humedad. De esta forma se generan micrositios para el establecimiento de otras plantas Figura 3. Cobertura del elimo evaluada desde el año 1 Figure 3. Elimo cover evaluated from year 1 331 Jorge M. Salomone & Nicolás Ciano Figura 4. Taludes 2 años de sembrados Figure 4. Talus two years after seedling Figura 5. Instalación natural de G. chiloensis Figure 5. Natural growing of G. chiloensis en forma natural, las que, en la primera etapa de crecimiento, van a lograr desarrollarse gracias a la protección que le ofrecen las especies implantadas. Las semillas que produjo el elimo no han generado plantas nuevas, sin embargo en los primeros dos años el cultivo se extendió en virtud de potentes rizomas que genera. El estado del talud a los dos años de sembrado se muestra en las Figura 4. Después de 7 años se observa la mortandad del elimo y su reemplazo por la vegetación natural. Como fue establecido en estudios anteriores la especie que fue remplazando al elimo es Grindelia chiloensis (botón de oro) como principal especie colonizadora luego de 8 años de la siembra (Figura 5). 332 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Discusión Por trabajos de Buono et al. (2005) respecto a la revegetación natural de taludes se sabe que la revegetación varía según las condiciones del lugar: Los taludes realizados más recientemente tienen una regeneración de la vegetación mas tardía. Aquellos taludes que en la Patagonia presentan orientación al norte también presentan más diﬁcultades para la revegetación, esto es debido a que empeoran las condiciones hidrológicas. Cuanto mayor es el ángulo de la pendiente, mayores son las diﬁcultades para su revegetación natural. En nuestro caso el talud trabajado es reciente, con orientación al norte y sin el aporte de material de destape como diﬁcultad para el recubrimiento vegetal. Sin embargo dispuso de lluvias abundantes durante la primavera de implantación y tenía pendiente moderada. La remediación del área funcionó correctamente, contrariamente a lo ocurrido en otras ocasiones con taludes de médanos de mayor dinámica erosiva eólica y menores precipitaciones donde la siembra no mostró los resultados esperados. El elimo resultó ser una especie que acelera los procesos de revegetación natural. Bibliografia BEESKOW, A., H. DEL VALLE & M. ROSTAGNO, 1987. Los sistemas ﬁsiográﬁcos de la región árida y semiárida de la Provincia del Chubut. Centro Nacional Patagónico. Puerto Madryn. BELTRAMONE, C., 1980. Relevamiento litológico y geomorfológico área Sarmiento, Comodoro Rivadavia. Programa de Ecología y Desarrollo de Zonas Aridas y Semiáridas. CONICET-INTA-OEA. BEIDER, A. & G. BUONO, 2009. Estudio de la problemática de taludes en locaciones en corte en el yacimiento El Trébol. Departamento Escalante, Chubut. Convenio INTA-REPSOL YPF S.A. Informe Final. BUONO, G., J. LUQUE, N. CIANO, A. BEIDER, V. MASSARA PALETTO, S. MASSIMELLI & L. GARCÍA, 2005. Revegetación natural de taludes en locaciones del Departamento Escalante. Chubut. VI Jornadas de preservación de agua, aire y suelo en la industria del petróleo y del gas. Neuquén. 333 Análisis ambiental de la cobertura vegetal en taludes viales en la estepa patagónica Environmental analysis of plant covers in road talus in the Patagonian steppe Mónica Stronati1, Bárbara Rueter1, María E. Arce1, Mariana L. A. Quezada1 & Fernando Rodriguez2 Universidad Nacional de la Patagonia San Juan Bosco. Consultor externo. strom@unpata.edu.ar 1 2 Resumen El análisis de los factores ambientales que regulan la instalación de la vegetación en un sitio intervenido puede aportar información acerca de los procesos y resultados de la restauración ecológica. El objetivo del presente estudio fue determinar factores ambientales que afectan la dinámica del repoblamiento vegetal pasivo. En taludes viales se registró Ubicación Geográﬁca, Composición Florística, Cobertura Vegetal, Exposición, Pendiente, Altura sobre el nivel del mar, Altura del talud, Escurrimiento, Exposición de raíces, Evidencia de Salinización, Compactación, Índice de disturbio, Yeso, Ostrea, Aﬂoramiento de Agua; como variables edáﬁcas fueron determinadas Textura, Conductividad eléctrica, pH, Capacidad de intercambio catiónico, Contenido de gravas, Contenido de Na, PSI y Carbonatos. Los datos obtenidos fueron sometidos a análisis de clasiﬁcación aplicando Índice de Jaccard y el algoritmo de agrupamiento UPGMA. Para la ordenación de los relevamientos ﬂorísticos se realizó un Análisis de Componentes Principales. Hubo repoblamiento en el área de estudio. La cobertura vegetal se relacionó de manera positiva y signiﬁcativa con el contenido de arena, la exposición, el disturbio (presencia de residuos), la salinización, presencia de agua en el perﬁl y en forma opuesta, con el de gravas y limo. La clasiﬁcación de los taludes determinó cuatro grupos caracterizados por especies distintas. La composición ﬂorística de los taludes fue diferente a la de la matriz. Las especies más difundidas fueron nativas, perennes y generalistas. Su ocurrencia estaría relacionada a la disponibilidad y oportunidad de instalación del germoplasma. Palabras clave: especies nativas, Patagonia, restauración, taludes Abstract The analysis of the environmental factors that regulate the plant installation in a damaged site can contribute to understanding the processes and results of the ecological restoration. The objective of this study was to determine environmental factors that aﬀect the dynamic of the passive vegetal restoration. In road slopes, geographic location, ﬂoristic composition, plant cover, sun Mónica Stronati, Bárbara Rueter, María E. Arce, Mariana L. A. Quezada & Fernando Rodríguez exposition, slope, height at sea level, drainage, roots exposure, salt crust, compaction, disturbance index were registered. As soil variables texture, conductivity, pH, gravel content, Na, PSI and carbonate content were analyzed. The collected data were classiﬁed using Jaccard index and the UPGMA algorithm. Principal Component Analysis was applied to analyze the ﬂoristic releves. There was restoration in the study area. Plant cover was positive and signiﬁcant associated to sand content, sun exposition, disturbance, Salt crust and soil water; negative associated to gravel content and silt. The classiﬁcation of the slopes determined four groups characterized by diﬀerent species. The plant composition of the slopes was diﬀerent from the matrix vegetal community. Native, perennial and generalist species were the dominated ones in the slopes. Its occurrence would be related to the availability and opportunity of installation of germoplasm. Key words: native species, Patagonia, restoration, slopes Introducción La presencia, preservación y/o restablecimiento de la vegetación nativa ayuda al logro de objetivos oﬁciales de recomponer áreas intervenidas, por la realización de obras viales, promoviendo la conexión estética de la obra con el paisaje natural (Statens, 1992). En taludes de ruta es deseable una cubierta vegetal porque protege el suelo y previene la erosión (hídrica y eólica) por lo que es preocupación de los responsables del manejo ambiental y/o de la ejecución y administración de las obras en muchos países. En China, República Checa y Noruega los proyectos de restauración en taludes viales contemplan el repoblamiento vegetal espontáneo por propágulos del banco de yemas y semillas, local o transportado, seguido de sucesión, además del empleo de técnicas especíﬁcas de restauración (Begon et al., 1990; Prachy Pyšek, 2001; Skrindo, 2005; Zou et al., 2013). Aronson et al (1993) discuten los beneﬁcios de caracterizar la degradación y capacidad de restauración pasiva como paso previo y herramienta para diseñar la restauración o rehabilitación en el manejo de las tierras áridas y semiáridas (ASAL). Los distintos niveles gubernamentales de nuestro país incorporan permanentemente legislación referida al tema ambiental. En la Provincia de Sta. Cruz está vigente desde 2010 la disposición 255-SMA: Rehabilitación de sitios impactados por la actividad hidrocarburífera: Revegetación con especies nativas. Que reglamenta la ley provincial 3122 “Programa de Saneamiento Ambiental”. A nivel municipal se utiliza metodología (gaviones, mallas) para la estabilidad de taludes, aunque se mencionan diﬁcultades para la revegetación por las condiciones ambientales de la zona patagónica (P. Madueño comunicación personal). Distintos autores evaluaron la ocurrencia de repoblamiento vegetal pasivo en zonas áridas de Argentina (Buono et al., 2006, Dalmasso et al., 2013, Rueter y Rodriguez, 2013). En la región patagónica del distrito ﬂoristico del Golfo de San Jorge donde amplias áreas naturales han sido denudadas, determinar y caracterizar la ocurrencia de restauración pasiva aporta información de base para la evaluación, monitoreo y gestión ambiental de los recursos naturales (Rovere y Masini, 2013). 336 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina El objetivo del presente estudio fue determinar los factores ambientales que afectan la dinámica del repoblamiento vegetal pasivo en taludes viales. Material y Método Área de estudio Se trabajó sobre 17 taludes viales ubicados en las laderas del camino interurbano Roque González, que comunica las zonas sur y norte de la ciudad de Comodoro Rivadavia, (45°52´4” LS, 67°30´0” LO) en el Dpto. de Escalante, de la provincia de Chubut, de la Patagonia extrandina. El área de estudio (Figura 1) se halla a 200 msnm con una extensión de 4 km a lo largo de la traza, pertenece a los cañadones costeros del Distrito Fitogeográﬁco del Golfo de San Jorge (Provincia Patagónica) (Soriano, 1956; Beeskow et al., 1987). El clima se caracteriza por vientos predominantes del sector oeste, 12 °C de temperatura media anual y 220 mm anuales de precipitación de régimen mediterráneo. En cada talud se registró composición ﬂorística, cobertura vegetal, exposición, pendiente, altura sobre el nivel del mar, altura del talud, escurrimiento, exposición de Figura 1. Área de estudio e Imagen satelital parcial del Camino Roque González Figure 1. Study area and partial satellite image of Roque González road 337 Mónica Stronati, Bárbara Rueter, María E. Arce, Mariana L. A. Quezada & Fernando Rodríguez raíces, evidencia de salinización, compactación e Índice de disturbio. En el suelo se observó: yeso, presencia de ostreas, presencia de agua, textura, conductividad eléctrica, pH, capacidad de intercambio catiónico y porcentaje de grava. Para determinar el listado de la composición ﬂorística de cada talud y en la matriz se utilizó el método de Transectas de Canﬁeld (Candﬁeld, 1941) de 50 m. Para la identiﬁcación de las especies vegetales relevadas se trabajó a partir de determinación en el herbario HRP y con la base de datos www.darwin.com.ar. Para los análisis de suelos se obtuvieron muestras, tomadas en la parte media de taludes seleccionados y se enviaron para su estudio al laboratorio de suelos CIEFAP – UNPSJB. En cada muestra se analizaron: clase textural (% de arcilla, % de limo y % de arena), porcentaje de gravas, pH (1:1), conductividad eléctrica, concentración de Na, CIC, PSI, y presencia de carbonatos. Análisis estadístico Los datos obtenidos fueron sometidos a análisis de clasiﬁcación aplicando Índice de Jaccard y el algoritmo de agrupamiento UPGMA. Para la ordenación de los relevamientos ﬂorísticos se utilizó Análisis de Componentes Principales. Resultados Características ambientales y de la cobertura vegetal del área relevada. Los datos obtenidos sobre taludes viales del Camino Roque González, de Comodoro Rivadavia, mostraron que la altura del área varió de 167 a 237 m Los taludes seleccionados fueron de15 m a 50 m de altura y sus pendientes cambiaron de 25° a 45° y se observaron exposiciones E, SE, S, SO, N, N, NE, se detectó carbonatos y ostreas en el 75% de los taludes estudiados y no hubo evidencia de yeso. En la Tabla 1 se indican otras características edáﬁcas de los suelos del área. Tabla 1. Características edáﬁcas del área de estudio Table 1. Soils characteristic in the study area Gravas (%) Conductividad (dS/m) pH Textura CIC (meq/100gr) PSI 2 – 32,5 0,33 -11,44 7,33 - 8,6 F/arenoso-F/ arcilloso 22,3 - 47,6 5 - 59 El análisis determinó suelos con alta capacidad de intercambio catiónico, con evidencia de sodicidad y pH ligeramente alcalinos. La sodicidad de los suelos analizados proviene de la formación geológica del área (Castro, com. pers.) y podría incidir en la diversidad ﬂorística y/o cobertura vegetal. El estudio realizado permitió determinar la ocurrencia de vegetación en taludes en el área de estudio, algunos con individuos aislados (37% de muestras, Figura 4) llegan- 338 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina do a determinarse 80% de cobertura vegetal (Figura 5), la media del área de estudio fue de 25%, pero cuando se consideraron los taludes con vegetación la media subió a 35%, en la matriz la cobertura alcanzó 60%. La cobertura vegetal se explicaría de manera positiva y signiﬁcativa por variables como aﬂoramiento de agua subterránea (R=0,76; p< 0,001), índice de disturbio (R=0,71; p< 0,001) y exposición relativa al norte (R=0,54; p< 0,05), así como correlacionó con la textura en forma positiva y signiﬁcativa con el porcentaje de arena (R=0,86; p< 0,001), negativa y signiﬁcativa con el porcentaje de grava (R=-0,70; p< 0,05) y limo (R=-0,87; p< 0,001). Cuando se analizó la ordenación por CPA de los taludes en respuesta a las variables ambientales el Cp1 y Cp2 explicaron el 50 % de la varianza total, el resultado no es Figura 2. Ejes 1 y 2 del PCA de los taludes y las variables ambientales Figure 2. Axes 1 and 2 of PCA of slopes and environmental variables 339 Mónica Stronati, Bárbara Rueter, María E. Arce, Mariana L. A. Quezada & Fernando Rodríguez concluyente acerca del o los factores que determinan el repoblamiento vegetal pasivo Como muestra la Figura 4 las muestras aparecen dispersas, en pequeños grupos. En la región generalmente las laderas de cobertura menor son las orientadas al N y O por la incidencia de la temperatura y viento pero esto es variable cuando inciden otros factores ambientales como en este estudio que los taludes 5, 6 y 15 (Figura 4), poseen coberturas cercanas a 80%, aﬂoramiento de agua en el perﬁl y exposición N. La correlación entre la Cobertura Vegetal y el Índice de Disturbio, se explica por la presencia de residuos urbanos transportados por el viento y depositados por los vecinos, retenidos por la vegetación. Análisis ﬂorístico de la cobertura vegetal La riqueza especíﬁca media de la Matriz fue de 8, mientras en los sitios de taludes relevados, con cobertura vegetal, fue de 17. La tabla 2 muestra las especies y la ocurrencia de las mismas en los relevamientos de los taludes y la matriz. Tabla 2. Especies relevadas en los taludes (T) y en la matriz (M). a: anual. p: perenne Table 2. Recorded species in slopes (T) and in the matrix (M). a: annual, p: perennial Especie M/T Nombre Cientíﬁco F.Biológica Estatus 1 M/T Grindelia chiloensis arbusto endémica 2 M/T Pappostipa humilis. var. humilis hierba p endémica 3 M/T Senecio ﬁlaginoides arbusto endémica 4T Senecio mustersii arbusto endémica 5T Jarava neaei hierba p endémica 6 M/T Colliguaja integerrima. arbusto endémica 7T Bromus tunicatus hierba p endémica 8T Astragalus cruckshanksii. hierba p endémica 9 M/T Retanilla patagonica arbusto endémica 10 T Euphorbia collina hierba p nativa 11 T Baccharis pingraea var. pingraea arbusto nativa 12 T Sonchus asper hierba a adventicia 13 T Chenopodium album hierba a adventicia 14 T Erodium cicutarium hierba a adventicia 15 T Plantago patagonica hierba a nativa 16 T Polypogon monspeliensis hierba a adventicia 17 M/T Acaena platyacantha hierba p endémica 340 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 3. Similaridad ﬂorística (Indice de Jaccard) de relevamientos en los taludes con revegetación pasiva. Colores y Letras indican grupos distintos Figure 3. Floristic similarity (Jaccard index) of releves in slopes wiht passive revegetation. Colours and letters indicate diﬀerent clusters Figura 4. Talud sin cobertura, con individuos aislados Figura 5. Talud con 80% de cobertura, con presencia de B. pingraea Figure 4. Slopes without plant cover, with aisle individuals Figure 5. Slopes with 80% plant cover, with presence of B. pingraea La Figura 3 muestra la relación de los taludes en base a la similaridad ﬂorística de la cubierta vegetal de los relevamientos en los taludes, calculada por el índice de Jaccard, con 40 % de similitud o mas se formaron cuatro grupos de muestras caracterizados cada uno por especies distintas de acuerdo al siguiente detalle: Colliguaja integerrima 1, 2, 3 y 9 (A), Bromus tunicatus 13 y 14 (B). Jara vaneaei 4, 6 y 17 (C) y Baccharis pingraea var. pingraea 5 y 15 (D). 341 Mónica Stronati, Bárbara Rueter, María E. Arce, Mariana L. A. Quezada & Fernando Rodríguez Discusión y conclusiones Del estudio surge que la presencia de agua inﬂuiría en la cobertura vegetal y la composición ﬂorística. Así la especie Baccharis pingraea var. pingraea es una compuesta perenne y rizomatosa tolerante a salinidad que forma comunidades densas en sitios con agua y salinización, caracterizó las muestras con mayor cobertura. Sin embargo el estudio no es concluyente acerca de la intensidad o interacción de los otros factores ambientales que inﬂuirían en el repoblamiento vegetal espontáneo. Las especies más difundidas serían nativas, perennes y generalistas y su ocurrencia estaría relacionada a la oportunidad y disponibilidad de germoplasma del banco de yemas y semillas del suelo (Alborch et al., 2003, Martìnkovà et al., 2008, Skrindo, 2005). La presencia de Colliguaja integerrima componente de la matriz (posible origen del germoplasma) se puede interpretar como indicador hacia un estadio más restaurado, por lo menos en algunos sitios del área de estudio. Agradecimientos A la Lic. Isabel Castro por su valiosa colaboración con los estudios de suelo, al Ing. Patricio Madueño de la municipalidad de Comodoro Rivadavia, por su atención y deferencia en compartir experiencias e información sobre la obra del camino interurbano Roque González.Al CIUNPAT- UNPSJB por el ﬁnanciamiento parcial de este trabajo. Bibliografía ALBORCH B., P. GARCÍA-FAYOS & E. BOCHET, 2003. Estimación de los ﬁltros ecológicos que controlan la colonización de taludes de carretera a partir del estudio del banco de semillas del suelo. Ecología 17: 65-75. ARONSON, J.C. FLED, E. LE FLOC´HL, C. ODE & R. PONTANIER, 1993. Restoration and Rehabilitation of Degraded Ecosystems in Arid and Semi-Arid Lands. I. A View from the South. Restoration Ecology 8-17. 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Grindelia chiloensis (Asteraceae) facilitates or inhibits secondary succession in ecological restoration? Barbara L. Rueter, Cristian L. Kammerer & Mónica Stronati Facultad de Ciencias Naturales, Universidad Nacional de la Patagonia San Juan Bosco, Chubut, Argentina / barbararueter@unpata.edu.ar Resumen Grindelia chiloensis (botón de oro) es una especie que coloniza rápidamente los suelos removidos y erosionados, forma parches a los costados de caminos y picadas, y actúa como una especie “r estratega”. El objetivo de este trabajo fue determinar el comportamiento de botón de oro en procesos de sucesión secundaria, en el marco del Modelo de Facilitación, Inhibición y Tolerancia, en los cañadones costeros del Distrito del Golfo San Jorge. Se seleccionaron parches dominados por botón de oro donde se midieron variables ambientales. Se midió la diversidad alfa, a partir del Índice de Shannon, y beta mediante el Índice de Similaridad de Sorensen. Para evaluar la inﬂuencia de los disturbios sobre la sucesión vegetal se midió un índice de disturbio por parche. La cobertura vegetal media de botón de oro fue de 52,7% seguida por Pappostipa humilis. En la matriz se identiﬁcaron 20 especies vegetales, la cobertura especiﬁca de P. humilis fue de 21,9%, le siguió botón de oro con una cobertura de 12,5%. El 60% de los parches presentó distintos tipos de disturbios. La similaridad beta medida a partir del índice de Sorensen mostró una similaridad ﬂorística media de 53%. El NDVI, como estimador de la productividad primaria, se aproximó al de la matriz en los sitios con mayor similaridad ﬂorística parche-matriz. Considerando la similaridad estructural y funcional de los parches de botón de oro y su matriz, se puede concluir que la especie analizada tolera la presencia de especies nativas y facilita el proceso de sucesión secundaria. Palabras clave: disturbios, diversidad alfa y beta, especie r estratega, facilitación, inhibición y tolerancia, restauración Abstract Grindelia chiloensis (Boton de oro) is a species that colonizes removed and eroded soils rapidly, it forms patches on the sides of roads and on slopes, and it acts as an r-strategist species. The objective of this study was to determine the behavior of Boton de oro in secondary succession processes within the facilitation, inhibition and tolerance models framework on the coastal valleys of the San Jorge Gulf District. Patches dominated by Boton de oro were selected, and environmental variables were measured. Alpha diversity was measured using the Shannon index, and beta diversity was measured using the Sørensen similarity index. In order to evaluate the inﬂuence Barbara L. Rueter, Cristian L. Kammerer & Mónica Stronati of disturbances on plant succession, disturbance rate was measured by patch. Mean Boton de oro cover was 52.7%, followed by Pappostipa humilis. Twenty plant species were identiﬁed in the matrix. Mean Pappostipa humilis cover was 21.9%, followed by Boton de oro with 12.5 %. Sixty percent of the patches presented diﬀerent types of disturbances. Beta similarity showed an average ﬂoristic similarity of 53%. The NDVI, as a primary productivity estimator, got closer to the matrix productivity in those sites with higher ﬂoristic patch-matrix similarity. Considering the structural and functional similarity of the patches of Boton de oro and its matrix, it can be concluded that the species analyzed tolerates the presence of native species and facilitates secondary succession process. Key words: disturbances, alpha and beta diversity, r-strategist species, facilitation, inhibition and tolerance models, restoration. Introducción Las actividades extractivas, como la industria petrolera, intervienen de manera directa sobre el paisaje, produciendo disturbios que alteran la estructura y función de los ecosistemas. Las picadas petroleras realizadas en la etapa de exploración y las locaciones petroleras en la explotación ocasionan un alto impacto sobre las comunidades vegetales. Estos disturbios se generan en un contexto de elevada presión de herbivoría por el uso ganadero con escasez de individuos vegetales adultos con capacidad de producir semillas (Soriano, 1983), reducido germoplasma (Noy Meir, 1973), condiciones climáticas limitantes (Beeskow et al., 1987), posibilidad de restauración pasiva muy baja, errática e incierta, y altos costos de intervención técnica (Rodríguez, 2014). La restauración ecológica ha avanzado en una permanente relación entre la teoría y la aplicación práctica (King y Hobbs, 2006). Es una novel disciplina que pretende establecer leyes que permitan volver a las condiciones previas al impacto a través de la sucesión natural. La revegetación, como una forma de restauración, intenta restablecer las comunidades vegetales llevándolas a un estado lo más próximo posible al que existía previo al impacto (Bradshaw, 1987). La revegetación en un sitio especíﬁco intenta cambiar la composición de la vegetación actual y orientarla hacia estados más deseables (Westoby et al., 1989) restableciendo la estructura y la cobertura vegetal afectada. La sucesión es un proceso ordenado de auto-organización de un sistema complejo, un ecosistema, con ciertos niveles de homeostasis. Las etapas sucesionales pueden ser descriptas por tres mecanismos establecidos en el Modelo de Facilitación, Inhibición y Tolerancia propuesto por Connell y Slatyer (1977). La Facilitación sucede cuando las etapas serales allanan el camino para las demás especies. Las especies colonizadoras permiten que invadan las especies tardías. Las primeras etapas facilitan el desarrollo de las posteriores mediante el establecimiento de condiciones abióticas propicias. La Inhibición sucede cuando las especies de las primeras etapas serales inhiben a las siguientes, reduciendo recursos o produciendo productos químicos nocivos o comportamientos antagónicos. La Tolerancia sugiere que las especies de las etapas serales posteriores se establecen de forma independiente a la presencia o ausencia de otras especies, dependiendo solo de su capacidad de dispersión y de las condiciones físicas del ambiente. 346 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina El objetivo principal de este trabajo fue determinar el comportamiento de Grindelia chiloensis (Corn.) Cabrera en procesos de sucesión secundaria, en el marco del Modelo de Facilitación, Inhibición y Tolerancia, en los cañadones costeros del Distrito del Golfo San Jorge. Se seleccionaron parches revegetados con poblaciones de G. chiloensis por ser una especie nativa de la Diagonal Árida Argentina que coloniza rápidamente los suelos removidos y erosionados, formando parches a los costados de caminos y en las picadas (Dalmasso, 2010), actuando como una especie invasora o colonizadora. Es una especie con alta capacidad de regeneración vegetativa (Wassner y Ravetta, 2000), posee un Índice de Selección de Especies apropiado (Dalmasso, 2010), no es forrajera (Elissalde et al., 2002) y es ampliamente utilizada para iniciar procesos de restauración a través de la revegetación con introducción de plantines rustiﬁcados. Material y método Se identiﬁcaron parches de G. chiloensis en los cañadones costeros del Distrito del Golfo San Jorge (Rueter y Bertolami, 2010). Se geoposicionaron y se midió su superﬁcie con receptores GPS (Global Positioning System). En cada parche y en su matriz se midió la cobertura total y especíﬁca por el método de la línea de Candﬁeld (Candﬁeld, 1941). Los datos ﬂorísticos se ordenaron en una matriz primaria de especies por relevamiento, se identiﬁcaron las especies presentes en función del ciclo biológico (anual o perenne). Las especies se identiﬁcaron teniendo en cuenta la actualización sistemática del “Catálogo de las Plantas Vasculares del Cono Sur” (Zuloaga et al., 2009). Los relevamientos fueron realizados en Septiembre y Octubre de 2012, y en Febrero y Marzo de 2013. Para calcular la diversidad alfa se aplicarán los índices de Shannon (H) y Alfa de Fisher (S). En cada parche se midieron las siguientes variables ambientales: i) geográﬁcas: latitud, longitud y altura sobre nivel del mar, con GPS; ii) topográﬁcas: pendiente, con clinómetro (Marca EMPIRE®, Modelo Magnetic Polycast Protractor), y exposición relativa al sol, y iii) edáﬁcas: textura y evidencia superﬁcial de salinidad. Se midió la diversidad beta, similaridad parche-matriz, aplicando el índice de similitud de Sörensen (MuellerDombois y Ellenberg, 1974). Para analizar el funcionamiento de los ecosistemas, se utilizó el Índice de Vegetación de Diferencia Normalizada (Normalized Diﬀerence Vegetation Index: NDVI) (Rouse et al., 1973; Tucker, 1979; Tucker et al., 1985) ya que se encuentra altamente correlacionado a la biomasa verde (Sellers, 1985) y a la productividad (Paruelo et al., 1997). Se trabajó con imágenes Landsat TM re-escaladas a un tamaño de pixel de 10 m lo que permitió obtener un valor de NDVI de cada parche y su matriz. El índice se re-deﬁnió según el Criterio de Chuvieco (Chuvieco, 2000) con el objetivo de obtener valores comprendidos en un rango de cero a 250, para evitar la realización de cálculos sobre números enteros negativos que complican la obtención de valores medios y facilitar así su interpretación. Se utilizó la siguiente ecuación NDVI´ = (NDVI+1) * 125. Se midió la inﬂuencia del disturbio antrópico sobre el establecimiento de especies nativas utilizando un indicador de disturbio (ID), medido a partir de la presencia (1) o ausencia (0) de las siguientes variables: 1) Evidencia de tránsito de personas, 2) Evidencia de tránsito de maquinarias, 3) Movimiento de suelo, 4) Depósitos de residuos, 5) Proximidad a caminos (< 20 m). El ID puede tomar valores entre cero (ausencia de dis- 347 Barbara L. Rueter, Cristian L. Kammerer & Mónica Stronati turbio) y cinco (disturbio máximo). Los índices de diversidad se compararon mediante el Análisis de Kruskall Wallis con el Programa R versión 2.13.1. Resultados Se identiﬁcaron 28 especies vegetales. La cobertura vegetal media de G. chiloensis fue de 52,70%, le siguió Pappostipa humilis con 12,80%. En la matriz de los parches se identiﬁcaron 20 especies vegetales. La cobertura vegetal especiﬁca de P. humilis fue de 21,90%, le siguió G. chiloensis con una cobertura de 12,50% y Colliguaja integerrima con 10,10%. Al relacionar la cantidad de individuos por especies, se observó el Fenómeno de Rareza Inherente a la comunidad, patrón que muestra el elevado número de taxones representados por especies poco frecuentes. El fenómeno fue más evidente en la matriz que en los parches (Figura 1 y 2). Las especies de ciclo biológico anual alcanzaron el 25 % en los parches y el 15 % en la matriz (Figura 3). La similaridad ﬂorística entre los parches y su matriz presentó un valor medio de 0,53. Según de Villiers et al. (1998, 2001) y Carric y Krüger (2006), la restauración ecológica alcanza niveles aceptables si la similaridad ﬂorística entre el sitio disturbado y sin disturbar es del 60%. En este trabajo, los sitios 7, 8, 3 y 9 superaron el límite aceptable de restauración (Figura 4). La diversidad alfa media en los parches fue de 1,46 y en la matriz 1,39. Las mayores diferencias signiﬁcativas de diversidad alfa se presentaron en los sitios 4, 5 y 1. Al ordenar los sitios según la similaridad ﬂoristica entre los parches y su matriz, se observó una tendencia decreciente de la diversidad alfa. La diversidad especíﬁca en la matriz de los sitios fue contante (Figura 5). La productividad primaria aérea neta en los parches, estimada a partir del NDVI´, fue asemejándose a la productividad de la matriz en los sitios ordenados según la similaridad ﬂoristica creciente entre los parches y su matriz (Figura 6). La relación entre la diversidad beta y el índice de disturbio fue negativa, es decir, a mayor disturbio menor diversidad. El disturbio afectó negativamente la sucesión (Figura 7). Discusión En los ecosistemas mediterráneos, el proceso de sucesión secundaria post disturbio se caracteriza por una rápida invasión en la comunidad vegetal de especies exógenas a la misma y de ciclo biológico anual (Trabaud y Lepart, 1980). En los parches de los cañadones costeros del Distrito del Golfo San Jorge la proporción de especies anuales superó a las presentes en la matriz. Esto evidencia que los parches disturbados se encuentran en los primeros estadios de la sucesión vegetal. La proporción de especies con ciclo biológico anual superó las presentadas por otros autores en el área de estudio (Bertolami et al., 2008). Esto podría deberse a que, los muestreos de este trabajo se realizaron principalmente en otoño y primavera, coincidiendo con el solapamiento entre lluvias tempranas y temperaturas propicias para la emergencia de las especies efímeras. 348 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 1. Relación entre cantidad de individuos y especies en los parches de G. chiloensis Figure 1. Relation between quantity of individuals and species in patch of G.chiloensis Figura 2. Relación entre cantidad de individuos y especies en la matriz de los parches Figure 2. Relation betwen quantity of individuals and species in the matrix of patch Figura 3. Porcentaje de especies según su ciclo biologico y la ubicación en el paisaje Figure 3. Percentage of species according to their biological cycle and position in the landscape 349 Barbara L. Rueter, Cristian L. Kammerer & Mónica Stronati Figura 4. Indice de diversidad de Sörensen entre los parches y su matriz. Los sitios se ordenaron de menor a mayor similaridad beta Figure 4. Sörensen diversity index between patch and their matrix. Sites were ranked from major and minor beta similarity Figura 5. Indice Alfa en los parches y su matriz. Los sitios se ordenaron de menor a mayor similaridad beta. En rectangulo rojo los sitios con diferencia signiﬁcativa entre la diversidad alfa de los parches y su matriz, según la Prueba de Kruskal Wallis. Linea roja indica la tendencia de la diversidad en los parches. Linea azul indica la tendencia de la diversidad en la matriz. Figure 5. Alfa index in patch and their matrix. Sites were ranked from major to minor beta similarity. In red rectangle sites with signiﬁcant diﬀerences alfa diversity between patch and their matrix, according to Kruskal Wallis test. Red line indicates the diversity tendency in patchs. Blue line the diversity tendency in the matrix 350 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 6. Índice Verde de Diferencias Normalizadas re-escalado en los parches y su matriz. Los sitios se ordenaron de menor a mayor similaridad beta. Se indica con línea verde punteada el sitio a partir del cual la similaridad fue superior al 60% Figure 6. Green index of normalized diﬀerences re-scaled in patches and their matrix. Sites were ranked from major to minor beta similarity. Dotted Green line indicates the site from the similarity was higher than 60% Figura 7. Relación entre la similaridad beta y el índice de disturbio Figure 7. Realtion between beta similarity and the disturbe index 351 Barbara L. Rueter, Cristian L. Kammerer & Mónica Stronati La hipótesis de los disturbios intermedios (Connell, 1978) relaciona la diversidad alfa, un atributo estructural, con la intensidad de un disturbio. Esta hipótesis prevé que a valores intermedios de un disturbio la diversidad de especies alcanzaría un valor máximo. En este trabajo se cuantiﬁcó el disturbio antrópico escalándolo de cero (ausencia de disturbio) a cinco (disturbio máximo). La relación entre la diversidad especíﬁca y el índice de disturbio fue negativa, mostrando que la relación se encontraría en la segunda parte de la hipótesis. La intensidad de los disturbios afecta la diversidad de especies. La diversidad de especies fue mayor en los parches que en su matriz en la mayoría de los sitios relevados. Según la hipótesis mencionada, los disturbios generan microclimas más variables y en consecuencia una mayor diversidad de estrategias para aprovechar la ventana de oportunidad en el uso de los recursos (Auslander et al., 2003). Los disturbios más frecuentemente observados en los parches fueron: proximidad a caminos (< 20 m), movimiento de suelos y depósitos de residuos. Se propone en este trabajo una metodología para la cuantiﬁcación del disturbio a partir de la visualización directa de la presencia/ ausencia de un disturbio. La similaridad beta entre los parches y su matriz fue del 53%. Esta similaridad permite inferir que los parches de G. chiloensis tienden a una comunidad semejante a la natural. No obstante, la restauración es parcial ya que, Carric y Krüger (2006) consideran como satisfactorio el alcanzar al menos el 60% de la riqueza de especies originales como meta para una restauración. Los parches con mayor similaridad ﬂorística mostraron una productividad primaria, estimada por el NDVI, con valores cercanos a los de la matriz, evidenciando la restauración de los atributos funcionales ecosistémicos. Conclusiones Los parches de G. chiloensis en los cañadones costeros del Distrito del Golfo san Jorge poseen una composición ﬂorística, diversidad de especies, estructura vegetal y atributos funcionales similares a los de la matriz. Botón de oro muestra tolerancia con las otras especies nativas y facilita la restauración hacia una comunidad semejante a la de la matriz. Bibliografía AUSLANDER, M., E. NEVO & M. INBAR, 2003. The Eﬀect of Slope Orientation on Plant Growth, Developmental Instability and Susceptibility to Herbivores. Journal of Arid Environments 55: 405-416. BEESKOW, A.M., H. DEL VALLE & C.M. ROSTAGNO, 1987. Los sistemas ﬁsiográﬁcos de la región árida y semiárida de la Provincia del Chubut. Informe técnico. SECyT. Puerto Madryn. BERTOLAMI. M.A, B.L. RUETER & M. 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Monographs in Systematic Botany. 354 Evaluación de la revegetación natural en canteras de áridos en dos sitios de la provincia de Chubut Assessing the natural revegetation of aggregates quarries in two sites of Chubut province María Elena Arce(1); Virginia Walicki, Isabel Castro2), M. FernandaValenzula(2); Andrea de Sosa Tomas(2), Mónica G. Rack2) & Leonardo Ferro(3) Departamento Biología, General Facultad de Ciencias Naturales Departamento Geología, Facultad de Ciencias Naturales 3 Facultad Ingeniería 1 2 Universidad Nacional de la Patagonia San Juan Bosco arce@unpata.edu.ar Resumen El manejo inadecuado en la conservación de la cubierta edáﬁca de las canteras de áridos deja espacios degradados con escasa capacidad para la revegetación natural a partir de la colonización espontánea de las especies existentes en el entorno. El objetivo del presente trabajo es caracterizar la biodiversidad del área de estudio como aporte de germoplasma para la recuperación natural y describir la sere de los sectores inactivos. Se relevaron dos sectores, uno en el noroeste de la provincia del Chubut, en los alrededores de Esquel (E) y otro en el sureste, en cercanías de Comodoro Rivadavia (CR). En cada uno se estudian dos canteras. Las canteras del noroeste diferenciadas como E1 y E2 corresponden a suelos derivados de cenizas volcánicas, Andosoles; en el sector sureste como CR1 y CR2, a Entisoles. Se relevó la vegetación y se tomaron muestras en los primeros 5 cm del suelo para determinar el banco de semillas. El sector noroeste presenta la ﬂora representativa de la zona de transición bosque – estepa, mientras que el sureste la característica del Distrito Golfo San Jorge. En ambos casos son estepas arbustivas con coberturas que varían entre un 70 y un 90%. La riqueza especíﬁca es similar en E1, CR1 y CR2. El análisis del banco de semillas arroja una riqueza especíﬁca semejante en todos los sitios, aunque diﬁeren en su abundancia siendo mayor en E2 y en CR2. La sere de los sectores se encuentra en la primera etapa de la sucesión. Presenta especies colonizadoras anuales, bianuales y perennes. Palabras clave: banco de semillas, biodiversidad, sere, Patagonia M.E.Arce, V. Walicki, I. Castro, F. Valenzuela, A. de Sosa Tomas, M. Rack, & L. Ferro Abstract Inadequate management in the conservation of soil cover in aggregates quarries, leaves degraded places with little capacity for natural revegetation from spontaneous colonization of species present in the surrounded areas. The aim of this study is to characterize the biodiversity of the study area as a contribution of germplasm for natural recovery and to describe the sere of inactive sectors. Two sectors were surveyed: in the west of the Chubut province, close to Esquel city and in the east, near Comodoro Rivadavia. In each, two quarries were studied. Sector NW (E1- E2) corresponds to soils derived from volcanic ash, Andosols, and sector SE (CR1 and CR2) to Entisols. Vegetation was surveyed and samples were taken in the ﬁrst 5 cm of soil to determine the seed bank. Sector NW presents the representative ﬂora of the transition zone forest steppe, while SE presents the property of Golfo San Jorge District. In both cases there are shrub steppes with cover ranging between 70 and 90%. Species richness is similar in E1, CR1 and CR2. The analysis yields a seed bank species richness similar in all sites, although they diﬀer in their abundance, being higher in E2 and CR 2. The sere of the sectors is at the ﬁrst stage of succession, presenting annual, biennial and perennial pioneer species. Key words: seed bank, biodiversity, sere, Patagonia Introducción La explotación de canteras de áridos (arenas, gravas, canto rodado y pedregullo) se desarrolla en muchas localidades de la provincia del Chubut con distintas características según el origen de los materiales. En la cordillera se explotan depósitos glaci-ﬂuviales, mientras que en el resto de la provincia son principalmente aluviales (Valenzuela, 2009; Valenzuela et al., 2011, 2014). El daño ecológico provocado por la explotación de material cambia según las características de los yacimientos y las técnicas utilizadas, su impacto será mayor o menor dependiendo del lugar donde se lleva a cabo la extracción. El disturbio ecológico depende siempre de la extracción y del terreno explotado (Rosenfeld y Clark, 2000). Dentro de los cambios mas sobresalientes generados al medio ambiente por la actividad de las canteras se encuentran, entre otros, la disminución o pérdida total de la ﬂora, la pérdida de hábitat, eliminación total del suelo, procesos erosivos, compactación, modiﬁcación del relieve originando taludes, cambios en el drenaje superﬁcial e incremento del material particulado en suspensión (Cano, 2003) Los ecosistemas degradados poseen la capacidad de recuperarse naturalmente si el agente de disturbio es removido, si quedan plantas remanentes en el sitio/región como fuentes de propágulos y si éstos pueden recolonizar el área degradada y el suelo permanece razonablemente intacto (Lamb y Gilmourr, 2003; Meli, 2003). En estos casos los ecosistemas se recuperan naturalmente por restauración pasiva (Zobel et al., 2000; Rey Benallas et al., 2009; Bochet et al., 2011). Pickett et al. (1987) observaron que las causas básicas de la sucesión son: la disponibilidad de sitios, de especies y el desempeño de las mismas. El establecimiento de diferentes especies puede ser determinado por oportunidad, el estado del hábitat y/o las interacciones entre nuevas especies y aquellas presentes en los alrededores. Los mecanismos de tolerancia, facilitación e inhibición son reconocidos en modelos alternativos 356 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina de la sucesión (Bradshaw, 1987; Ramírez-Marcial et al., 2005; Padilla y Pugnaire, 2006). Como consecuencia de alteraciones en su estructura, la comunidad puede cerrarse a la entrada de especies que anteriormente formaron parte de ella (Delcourt et al., 1983; Pickett, 1976; Pickett et al., 1987). Numerosos autores destacan que la restauración pasiva en ambientes muy degradados es un hecho altamente estocástico dadas las limitaciones de dispersión abióticas y bióticas que pueden existir (Rovere y Masini, 2013) El objetivo del presente trabajo es caracterizar la biodiversidad de dos sectores (NO y SE) de la provincia del Chubut como aporte de germoplasma para la recuperación natural de cuatro canteras y describir la sere de los sectores abandonados por el avance de la explotación de áridos. Material y Método Área de estudio El área comprende dos sectores, uno al NO y otro al SE de la provincia del Chubut, con dos canteras cada uno. Sector NO con las canteras denominadas E1 y E2 y en el Sector SE como CR1 y CR2 (Figura 1). El primero ubicado en cercanías de la ciudad de Esquel correspondiente a depósitos glaciﬂuviales y el segundo en los alrededores de la ciudad de Comodoro Rivadavia con depósitos principalmente aluviales. En el sector NO dominan suelos derivados de cenizas volcánicas, Andosoles, afectados por abundantes precipitaciones (Valenzuela, et al., 2014). El sector SE presenta suelos más arenosos, Entisoles (orden dominante), asociados a veces a Aridisoles (Castro, 2009; Valenzuela et al., 2011), cuyo sustrato son depósitos de gravas con carbonatos. Figura 1. Área de estudio: Provincia del Chubut con indicación sector NO canteras en los alrededores de Esquel, E1 y E2 (izquierda) y en el sector SE, en los alrededores de Comodoro Rivadavia, CR1 y CR2 (derecha) Figure 1. Studied Site: Chubut State ; Northwest site; quarries near Esquel city, E1 and E2 (on the left) and in Southeast Site, near Comodoro Rivadavia city, CR1 and CR2 (on the right) 357 M.E.Arce, V. Walicki, I. Castro, F. Valenzuela, A. de Sosa Tomas, M. Rack, & L. Ferro De acuerdo a la clasiﬁcación climática de Köppen-Geiger el sector NO corresponde al clima tipo Csb (mediterráneo con verano seco) y en el SE el Bsk (de estepa fría). El área de estudio desde el punto de vista biogeográﬁco corresponde a dos regiones, Antártica y Neotropical. Las canteras del sector NO pertenecen a la provincia Subantártica, distrito de Bosques xéricos, subdistrito del Bosque de Austrocedrus chilensis y las del SE a la provincia Patagónica, Distrito Golfo San Jorge (Roig, 1998). Vegetación En cada sitio se relevó la vegetación de la comunidad de referencia (Testigo) y de la cantera. Se agrupó según su status (nativo, endémico y exótico) y tipo funcional: arbusto, subarbusto, hierba (Müller-Dombois y Ellenberg, 1974; Golluscio y Sala, 1993; Sala et al., 1997), y se analizó la forma de diseminación en función del tipo de fruto y semilla (Strasburger et al., 2004). La cobertura vegetal total, especíﬁca y por tipo biológico se midió a través del Método de Transecta de Puntos (Candﬁeld, 1941; Daget y Poissonet, 1971). Para la denominación de las unidades de vegetación se utilizó la Clave Fisonómica de Vegetación para la Región Árida y Semiárida de Chubut (Elissalde et al., 2002). Los ejemplares fueron determinados e incorporados al Herbario Regional Patagónico (HRP). En el caso de haber obtenido material en fruto maduro se utilizó para la determinación de las semillas del banco. Se utilizó el Programa Past para calcular los Índices de diversidad: Riqueza especíﬁca, Índice de Shannon, Índice de Simpson e Índice de Pielou (Equitatividad); y Biodiversity para calcular similaridad. Banco de semillas En la comunidad de referencia (testigo) y en cada cantera se tomaron 5 muestras de los primeros 5 cm de profundidad del suelo. El muestreo se realizó a comienzo de la estación de otoño. El tamaño y composición del banco de semillas se evaluó mediante la identiﬁcación y conteo de las semillas. Suelos En la cantera CR1 se realizó la descripción del perﬁl de suelo según Schoeneberger et al. (2000). Además, se determinó textura al tacto y por método de Bouyoucos, pH 1:1 y conductividad eléctrica (SAMLA, 2004). En los otros sitios se utilizó información de Castro (2009) y Valenzuela et al. (2011). Resultados En primer lugar se caracterizó la biodiversidad vegetal de las comunidades de referencia de los sectores (NO y SE) de la provincia del Chubut como aporte de germoplasma para la recuperación natural de 4 canteras (E1, E2, CR1 y CR2). Vegetación en el NO Chubut. Con el crecimiento demográﬁco y desarrollo agropecuario de Esquel y su área de inﬂuencia el bosque de ciprés ha sufrido un gran impacto pudiéndose encontrar en los alrededores relictos del bosque o comunidades secundarias como los matorrales de Discaria articulata, Muhelembeckia sagittifolia, Rosa rubiginosa, como ocurre en E1, o de Mulinum spinosum acompañado por Acaena splendens, A. pinnatiﬁda y numerosas gramíneas como ocurre en E2 (Figura 2a y 2b). 358 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Cantera E1. Es una cantera muy próxima a la ciudad de Esquel, inactiva desde hace 10 años. La cobertura vegetal en la plataforma superior de la cantera presentaba vegetación implantada de pináceas y salicáceas. La ﬁsonomía en las proximidades de la cantera (comunidad de referencia) corresponde a un matorral compuesto por Mulinum spinosum (neneo), Discaria articulata (mata negra), Berberis microphylla (calafate) con Ribes magellanicum (parrilla), Schinus patagonicus (laura) y Rosa rubiginosa (rosa mosqueta) con una cobertura del 90% (Figura 3). La Figura 2a. Vegetación sitio E1 Figura 2b. Vegetación sitio E2 Figure 2a. Quarry E1 vegetation Figure 2b. Quarry E2 vegetation Figura 3. Cantera E1. Ladera próxima a cantera: Matorral a la izquierda de calafate y a la derecha matorral de mata negra y en el estrato más bajo neneo Figure 3. Quarry E1. Slope near the quarry. Calafate brushwood (on the left) and mata negra brushwood on the right; Neneo in the lowest stratum 359 M.E.Arce, V. Walicki, I. Castro, F. Valenzuela, A. de Sosa Tomas, M. Rack, & L. Ferro ladera se localiza a los 42º 53’ 50,79” S y 71º 18’ 22,19” W, presenta una inclinación de 45°, de exposición sur y altitud de 620 m. El suelo es de textura franco arenosa, muy bien provista de MO (4,9%), pH levemente ácido, no salino. Corresponde a un Andisol. En la comunidad de referencia de E1 se ha registrado un total de 32 especies distribuidas en 20 familias. Tres de las especies fueron exóticas y 15 endémicas. En el área predominó el fruto cápsula y la forma de dispersión mas frecuente fue la anemóﬁla (Figura 4). Las hemicriptóﬁtas fueron las mejor representadas (ca. 50%). El estrato herbáceo fue muy diverso pero quedó solapado por el arbustivo quién determinó la ﬁsonomía del lugar. Cantera E2. Ubicada a los 42º 59’ 29,34” S - 71º 32’ 58,11” W, a una altitud de 640 m, presenta una inclinación del 40 % y exposición este. La cantera se encuentra en plena actividad con implantación de especies arbóreas introducidas como Pseudotsuga menziessi (pino de Óregon) y Populus alba (álamo) en las proximidades de las instalaciones. La ﬁsonomía de la comunidad de referencia, sector lindante a la cantera, corresponde a un matorral de Mulinum spinosum (neneo) con una cobertura del 80% (Figura 5a y b). El suelo es de textura franco arenosa, provisto de MO (2,2%), pH moderadamente ácido, no salino. Corresponde a un Andisol. En el área se ha registrado un total de 37 especies nativas, distribuidas en 22 familias y 22 endemismos a nivel de especie. El estrato leñoso estuvo representado solamente por el 34 % pero la dominancia de Mulinum spinosum (neneo), determinó la ﬁsonomía. Figura 4. Ladera próxima a Cantera E1: Representación proporcional de las especies por familia, tipo de fruto, según el tipo de dispersión y tipo biológico Figure 4. Quarry E1: Slope near the quarry. Proportional representation of species by family, fruit type, ways of dispersion and biological type 360 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Otros constituyentes de la comunidad fueron Discaria chacaye (espino blanco), Schinus patagonicus (laura), Embothrium coccineum (notro) y Berberis microphylla (calafate). Del estrato herbáceo, el 23% fue perenne aportando mínimamente a la cobertura general (Figura 6). En el área se observó una gran diversidad de tipos de frutos con predominio del tipo cápsula. Figura 5. Cantera E2: a) Matorral de neneo, laura, notro y calafate en ladera próxima a cantera. b) vegetación implantada Figure 5. Quarry E2: a) Neneo, laura, notro y calafate brushwood in a slope near the quarry b) introduced vegetation Figura 6. Ladera próxima a Cantera E2: Representación proporcional de las especies por familia, por tipo de fruto, formas de dispersión y tipo biológico Figure 6. Quarry E2: slope near the quarry. Proportional representation of species by family, fruit type, ways of dispersion and biological type 361 M.E.Arce, V. Walicki, I. Castro, F. Valenzuela, A. de Sosa Tomas, M. Rack, & L. Ferro Vegetación en el SE Chubut. Los dos sitios relevados se encuentran ubicados en el sector de los cañadones costeros con vertiente oriental, la primera en el denominado cañadón El Trébol (CR1) y la segunda camino a Diadema Argentina (CR2). El matorral presenta tres estratos. El mas alto integrado por Retanilla patagonica, Colliguaja integerrima, Schinus johnstonii, Berberis microphylla, Lycium chilense, el medio por arbustos psamóﬁlos como Grindelia chiloensis y Senecio ﬁlaginoides y el inferior con coirones como Pappostipa humilis, Jarava neaei, Poa lanuginosa y Poa ligularis. Los matorrales de Retanilla patagonica alternan con los de Chuquiraga avellanedae. La ﬁsonomía en general correspondiente a las dos canteras se puede observar en la Figura 7a y b. a b Figura 7. Matorrales y estepas arbustivas de las canteras a) CR1 y b) CR2 Figure 7. Brushes and bushy steppes in quarries CR1 (a) and CR2 (b) Cantera CR1. Se localiza a los 45º 53’ 54,7” S - 67º 38’ 03” W, en una ladera de 15% de pendiente, exposición sureste y a una altitud de 137 m. La ﬁsonomía en el sector lindante a la cantera corresponde a una estepa arbustiva de Retanilla patagonica y Colliguaja integerrima acompañada de Mulguraea ligustrina y Lycium chilense con una cobertura del 70%. En los bordes más alterados vegetación psamóﬁla como Senecio ﬁlaginoides, S. mustersii, Grindelia chiloensis, y en montículos de material eólico Poa lanuginosa y Jarava neaei. En el estrato subarbustivo se observó la presencia de Sibara tehuelches, Baccharis darwinii, Pleurophora patagonica y entre las cactáceas Maihueniopsis darwinii. El suelo es de textura arenosa a areno-franca, no salino, pH neutro a muy levemente alcalino y provisto de MO (1,3%). Corresponde a un Entisol. Se registró un total de 29 especies distribuidas en 16 familias. De las 25 especies nativas, 19 son endémicas. En esta área es importante la presencia el estrato leñoso (64%) con un dominio claro del tipo biológico arbustivo y predominantemente alto de Colliguaja integerrima y Retanilla patagonica. El estrato herbáceo se solapó entre el estrato arbustivo y subarbustivo y aportó muy poco para la cobertura. El 9% está constituido por coirones perennes como Pappostipa speciosa, P. humilis, Poa ligularis, Festuca argentina y Bromus setifolius. Los tipos de frutos predominantes son cápsula, cariopse y cipsela con dispersión barócora y anemócora (Figura 8). 362 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 8. Cantera CR1, ladera próxima a cantera: Representación proporcional de las especies por familia, tipo biológico, tipo de fruto y dispersión Figure 8. Quarry CR1: slope near the quarry. Proportional representation of species by family, biological type, fruit type and dispersion Cantera CR2. Se encuentra a los 45º 47’ 07.9” S - 67º 34’ 03” W a una altitud de 150 m El relieve es plano con un 50% de fragmentos rocosos en superﬁcie de tamaño igual o menor a 5 cm. La ﬁsonomía del área corresponde a una estepa arbustiva de Retanilla patagonica y Colliguaja integerrima acompañada de Schinus johnstonii, Mulguraea ligustrina var. ligustrina, Berberis microphylla, Lycium chilense, Prosopidastrum striatum y Fabiana patagonica con una cobertura del 70%. El suelo corresponde a un Entisol, de textura arenosa a areno franca, pH muy levemente alcalino a moderadamente alcalino, no salino y provisto de MO (1,4%). Al igual que en CR1, se observó la formación de montículos con la presencia de Poa lanuginosa, Jarava neaei, y en los bordes más alterados Senecio ﬁlaginoides, S. mustersii y Grindelia chiloensis. En el estrato subarbustivo se destacó la presencia de Acantholippia seriphioides, Pleurophora patagonica, Tetraglochin alatum, Nassauvia ulicina y Chuquiraga aurea. Estos últimos representantes ubicados en algunos parches con suelo arcilloso junto a Prosopis denudans var. denudans, Chuquiraga avellanedae y Austrocactus bertinii. Se registró un total de 19 familias con 35 especies, integradas por 26 endémicas y 2 exóticas (Figura 9). Al observar la representación de los tipos biológicos el 72% correspondió al estrato leñoso (arbustivo + subarbustivo) determinando así la ﬁsonomía del área. En el estrato herbáceo la mitad (14%) fue de perennes. Dominaron cipsellas, cápsulas y cariopses y la dispersión anemócora. Análisis de la vegetación. En el análisis de la composición ﬂorística se distinguen dos grupos (Figura 10), el primero con una similaridad del 62% y el segundo del 78%. 363 M.E.Arce, V. Walicki, I. Castro, F. Valenzuela, A. de Sosa Tomas, M. Rack, & L. Ferro Figura 9. Área testigo Cantera CR2: Diversidad, tipos de dispersión y formas biológicas en el área testigo Figure 9. Control site Quarry CR 2: Graphics for diversity, dispersión types and biological forms CR2 CR1 CE2 CE1 0% 50 Figura 10. Dendrograma de las comunidades de referencia Figure 10. Dendrogram of reference communities 364 100 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Se comparó la biodiversidad del área testigo en las cuatro canteras estudiadas. La mayor diversidad especíﬁca se registró en la cantera E2 con 37 especies y presentó el mayor porcentaje de especies exóticas (35%). La cantera CR2 presentó el mayor porcentaje de endemismos (Figura 11). En relación a las formas biológicas las comunidades del este de la provincia estuvieron integradas en promedio con un 43% de estrato arbustivo y 19% del subarbustivo; mientras que en el oeste por el 26% y 6%, respectivamente. El estrato herbáceo estuvo mejor representado en el sector oeste con 62 % en promedio. Figura 11: Comparación de la diversidad entre sitios Figure 11. Diversity comparation into quarries Banco de semillas. La mayoría de las semillas detectadas fueron pequeñas y algunas brillosas. Los aquenios y cipselas presentaron en algunos casos papus y los cariopsis estuvieron acompañados por las glumas y/o glumelas. En la matriz de la comunidad se reconoció un total de 15 familias y 21 especies. Las familias más frecuentes fueron Poaceae, presente en tres sitios, con mayor diversidad en E2, mientras que en el resto con una especie; Asteraceae y Leguminosae en dos sitios, siendo la primera la que se destaca por una especie muy abundante en CR2, y otras dos especies arbustivas/subarbustivas pero con un escaso número de semillas (CR2 y E2). En general fueron pocas las especies perennes presentes y con un número bajo de semillas. Descripción de la serie de los sectores abandonados por el avance de la explotación de áridos La colonización espontánea de ecosistemas desprovistos de suelo, como ocurre en las canteras de áridos, dependerá de la llegada de las diásporas, de la capacidad de las especies locales para diseminarse y de la distancia a la que se encuentra la fuente potencial de dispersión. No todas las especies tienen los dispositivos adecuados de diseminación para alcanzar las laderas de los taludes y las zonas abandonadas. En las áreas 365 M.E.Arce, V. Walicki, I. Castro, F. Valenzuela, A. de Sosa Tomas, M. Rack, & L. Ferro Figura 12. Distribución de tipos de frutos en los sitios de estudio Figure 12. Fruit types distribution in the studies sites Cipsela de Mutisia retrorsa Panoja de Pappostipa humilis Cápsula de Fabiana patagonica Cápsula de Colliguaja integerrima Figura 13. Algunos representantes de frutos en el área de estudio Figure 13. Some fruits in the studied area 366 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 14. Tipos de dispersión en los 4 sitios de estudio Figure 14. Dispersion types in the four quarries Erosión hídrica Plántulas Artemisia absinthium (ajenjo) b a Huanaca acaule Euphorbiaceaee Amsinckiaca lycina (ortiga de campo) c d Figura 15: Transporte secundario de semillas por erosión hídrica (a), germinación (b) y desarrollo de hierbas (c y d) Figure 15. Seeds secondary transportation by hydric erosion(a), germination (b) and grass development (c and d) 367 M.E.Arce, V. Walicki, I. Castro, F. Valenzuela, A. de Sosa Tomas, M. Rack, & L. Ferro analizadas predominaron los tipos de fruto: cápsula, cipsella y cariopse (Figuras 12 y 13), siendo entonces la dispersión anemócora y zoócora (Figuras 13 y 14) las que aseguraron un traslado a mayor distancia. Las semillas y/o frutos se depositaron en las zonas bajas favoreciendo la colonización. En las pendientes, el efecto del escurrimiento superﬁcial transportó diásporas del banco de semillas de la matriz, como se observa en las imágenes (Figura 15 a, b, c y d) Habitualmente, la llegada de semillas dispersadas desde las zonas de vegetación circundante constituye la única fuente potencial de colonización. Sin embargo, la actividad económica (turística, ganadera y explotación de hidrocarburos) incide en el transporte de especies exóticas. En las canteras se han registrado entre las especies exóticas la presencia de Erodium cicutarium, Verbascum thapsus, Diplotaxis tenuifolia, Sisymbriun irio, Hirschfeldia incana, Carduus thoermerii, Sonchus oleraceus, Xanthium sp., Atriplex rosea, Bassia hyssopifolia, Dysphania multiﬁda, Tripleurospermum inodorum, Salsola kali, Marrubium vulgare, Arthemisia absinthium, Schismus arabicus, entre otros (Figura 16). Las canteras se caracterizan por generar taludes y dejar al descubierto la roca. El sustrato para la colonización está constituido por detritos y sedimentos, que se encuentran compactados, sin materia orgánica y con poca o ninguna capacidad de retención de agua. Suelen desarrollarse sectores con material no consolidado debido al transporte y acumulación. Las pendientes y los fuertes procesos de erosión pueden incidir en la pérdida de semillas pero esto se puede ver contrarrestado por la capacidad de algunas de ellas de resistir el arrastre. La presencia de cariopses de Pappostipa con aristas geniculadas y mericarpos indehiscentes de Erodium cicutarium con pico espiralado retorcido les permitió ﬁjarse al sustrato. En los bordes de tres de las canteras estudiadas y sectores abandonados, donde se acumula el material eólico y caen los derrubios de las zonas altas, se pudo observar el comienzo de la colonización. Análisis de las especies colonizadoras por cantera. En este apartado se describen las canteras E1, CR1 y CR2 por presentar indicios de revegetación natural. Cantera E1. La cantera E1 presenta una riqueza especíﬁca de 15 especies distribuidas en 12 familias (Figura 17). El 80% de las especies son adventicias, un 14% endémicas y en relación al modo de dispersión, mas del 50 % son anemócoras. En esta etapa hay un predominio del estrato herbáceo compuesto por anualesbienales (47%) y rizomatosas (33%) que colaboran en la ﬁjación de los depósitos eólicos, conformando con el tiempo islas de fertilidad o nebkhas. Los pinos y álamos implantados en los límites oriental y occidental de la plataforma superior de la cantera han colonizado las bermas. En las bases de las pendientes, con acumulaciones arenosas de origen eólico, se desarrolló Phacelia secunda, que forma parte de la comunidad de referencia. En las pendientes bajas que bordean el fondo de cantera, en el sector sureste, noroeste y oeste se destacó la presencia de las endémicas anuales Nicotiana spegazzini y Oenothera odorata. Acompañan las exóticas anuales Carduus thoermei y avena fatua, bianuales Verbascum thapsus, Polygonum aviculare, y perennes Rumex acetosella, Marrubium vulgare, Plantago lanceolata y Medicago sativa. 368 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Artemisia absinthium (ajenjo) Salsola kali (cardo ruso) Marrubium vulgare (malva rubia) Salsola kali (cardo ruso) Figura 16. Exóticas presentes en las primeras etapas de colonización Figure 16. Exotic plants in the ﬁrst state of colonization En el talud con orientación este-sur se han desarrollado los arbustos endémicos Mulinum spinosum, Discaria articulata y la exótica Rosa rubiginosa. La mayor diversidad especíﬁca se relevó en las escombreras y en la base del talud con orientación sureste y noroeste, mientras que el fondo de cantera permaneció desprovisto de vegetación (Tabla 1). En las escombreras se registraron Populus alba, Artemisia absinthium, Chenopodium album, Pappostipa sp. y Marrubium vulgare, entre otras. El sector menos diverso presentó una distribución mas uniforme entre los individuos de Verbascum thapsus, Cardus thoermerii y una Apiaceae. Cantera CR1. En la cantera CR1 se ha registrado un total de 31 especies distribuidas en 15 familias de las cuales 17 son especies nativas y 10 de ellas son endémicas (Figura 18, 19 y 20). La cobertura está dada por material herbáceo que germina después de las lluvias o rebrota a partir de las yemas de renuevo. El 33% del estrato herbáceo correspondió a hierbas perennes quienes colaboran en la incorporación de materia orgánica y ﬁjación del suelo. En las zonas de pendiente y/o taludes dominan, como material originario del suelo, sedimentos aluviales y coluviales con aporte eólico que se depositaron en forma de montículos bajos. Las pendientes fueron afectadas por erosión hídrica que generó surcos y cárcavas. En las cárcavas se ha observado el desarrollo de arbustos como Grindelia chiloensis, Senecio mustersii y S. ﬁlaginoides; hierbas perennes como Lecanophora ruiz-lealii 369 M.E.Arce, V. Walicki, I. Castro, F. Valenzuela, A. de Sosa Tomas, M. Rack, & L. Ferro Figura 17. Cantera E1: Representación de la distribución de familias y tipos biológicos de la ﬂora colonizadora Figure 17. Quarry E1: Families distribution and biological types of colonization ﬂora Tabla 1. Análisis de los índices de Diversidad del sitio E1 Tabla 1. Diversity index in Quarry E1 Índices Talud SE Base T. SE Base T. SO Base SE Escombrera Riqueza Shannon Simpson Equitatividad 5 1,37 0,72 0,85 10 1,88 0,82 0,81 3 0,44 0,21 0,40 9 1,81 0,80 0,82 10 1,98 0,83 0,86 REF.: SE: Sureste, T: Talud, SO: Suroeste Índices Riqueza Shannon Simpson Equitatividad Base NO 7 1,80 0,82 0,93 Base N Escombrera Borde N Borde E 9 1,68 0,76 0,76 9 1,52 0,69 0,69 4 1,33 0,72 0,96 5 1,21 0,62 0,75 REF.: NO: Noroeste, N: Norte, E: Este; Borde sup. N: Borde superior Norte 370 Borde sup. N 5 1,08 0,60 0,67 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina y anuales como Lecanophora chubutensis y Erodium cicutarium, cuya mayor frecuencia ocurrió en las pendientes de exposición sur que retienen más humedad y las de exposición suroeste que están protegidas del viento por efecto de los taludes opuestos. En la base de las pendientes, donde se depositaron sedimentos eólicos franco arenosos, se registró la presencia de Malva neglecta, Amsinckia calycina, Plantago patagonica, Erodium cicutarium, Descuraina pimpinellifolia y Nicotiana petunioides. Las pendientes favorecieron la formación de pequeños ﬂujos de barro que transportaron mantillo y semillas provenientes de las partes más altas y de las plantas que crecen en las laderas. En algunos puntos esos ﬂujos de tierra formaron abanicos aluviales pequeños (Harvey y Wells, 2003), que en su parte media y distal están conformados por sedimentos limo-arcillosos, más ﬁnos en comparación con los suelos característicos del área. Coincidente con un sustrato que retiene mayor contenido de humedad, se observó aquí la colonización por musgos y dicotiledóneas como Myosurus patagonicus, Bowlesia incana, Euphorbia collina, Colliguaja integerrima y numerosas plántulas de Plantago patagonica y Amsinckia calycina. En algunos puntos del fondo de cantera, con relieve suavemente cóncavo, se formaron pequeñas lagunas temporales, en cuyos bordes se registró la presencia de Grindelia chiloensis. Del análisis de la comunidad de referencia de CR1 surgió que 12 especies se encontraron colonizando las áreas denudadas lo cual representó un número importante. El 50 % ha llegado por dispersión anemócora–zoócora mientras que el resto ha sido producto de un transporte secundario por erosión hídrica. La mayor riqueza especíﬁca y equitatividad se registró en la zona del abanico aluvial (Tabla 2). En CR1 al igual que en CE1, la mayor diversidad se encontró en los sectores con orientación sur–sureste y sectores de talud protegidos con una importante cubierta de arbustos de distintas especies de Senecio spp. y Grindelia chiloensis. Otros sectores de la cantera (Sb1, S5S-SO, S6T) presentaron una baja diversidad especíﬁca pero con máxima equitatividad correspondiendo a una mayor regularidad en la distribución del número de individuos por especie. Schismus arabicus fue común para los tres sitios mientras que Sisymbriun irio, Lecanophora ruiz-lealii, Plantago patagonica y Grindelia chiloensis compartían dos de los sitios. El sitio 8 correspondió a uno de los sectores más antiguos de abandono de la cantera y presentó una diversidad y equitatividad alta, con una cobertura del 60%. La presencia de arbustos como Colliguaja integerrima y Mulguraea ligustrina var. ligustrina, indican un estadio sucesional mayor con respecto a los otros sectores de la cantera. Cantera CR2. Presentó una riqueza especíﬁca de 32 especies colonizadoras distribuidas en 17 familias, 19 son especies nativas y 13 de ellas endémicas (Figura 21, 22 y 23). En este proceso de colonización casi el 72 % correspondió a material herbáceo de las cuales un 32 % es perenne. En general se desarrollaron en el fondo de cantera, donde el sustrato se encuentra mas compactado, destacándose la presencia de la cactácea Maihueniopsis darwinii. En los taludes donde se producen derrubios y acumulación de sedimentos eólicos se ha iniciado un proceso de arbustización con desarrollo de Grindelia chiloensis, Atriplex sagittifolia, Senecio mustersii, S. ﬁlaginoides y S. subpanduratus. 371 M.E.Arce, V. Walicki, I. Castro, F. Valenzuela, A. de Sosa Tomas, M. Rack, & L. Ferro Figura 18. Familias que colonizan la cantera CR1 Figure 18. Families colonizing Quarry CR 1 Figura 19: Proporción de las formas biológicas representadas en la cantera CR1 Figure 19. Biological forms proportion in Quarry CR1 Figura 20. Cantera CR1 con distintos grados de colonización. Izquierda: fondo de cantera compactada y leve pendiente con un importante estrato herbáceo. Derecha: estrato herbáceo y perenne, con indicios de erosión hídrica Figure 20. Quarry CR1 with diﬀerent colonization levels. On the left: compact quarry ﬂoor and slight slope with an important herbaceous stratum. On the right: herbaceous perennial stratum showing hydric erosion 372 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 2. Análisis de los índices de diversidad del sitio CR1 Table 2. Diversity índex analysis in CR1 Índices Riqueza Shannon Simpson Equitatividad S1b 6 1,79 0,83 1 S2b 8 1,99 0,85 0,96 S3b 13 2,18 0,84 0,85 S3P 10 2,16 0,87 0,94 S4bP 9 1,98 0,83 0,90 S4ZR 4 1,24 0,67 0,89 S4P 13 2,29 0,87 0,89 S4IC 7 1,89 0,84 0,97 REF.: S1b: Sitio 1 base; S3P: Sitio 3 pendiente; S4bP: Sitio 4 base pendiente; S4ZR: Sitio 4 Zona reparada; S4P: Sitio 4 pendiente: S4IC: Sitio 4 entre-cárcava Índices Riqueza Shannon Simpson Equitatividad S4S 9 2,032 0,84 0,93 S4O 8 1,96 0,85 0,94 S4E 6 1,68 0,79 0,94 S5 8 2,05 0,87 0,98 S5CS 7 1,91 0,84 0,98 S5S-SO 4 1,39 0,75 1 S5AB 14 2,64 0,93 1 S6T 6 1,79 0,83 1 S8 14 2,62 0,24 0,99 REF.: S4S: Sitio 4 Sur; S4O: Sitio 4 Oeste; S4E: Sitio 4 Este; S5: Sitio 5; S5S-SO: Sitio 5 Sur-Suroeste; S5AB: Sitio 5 abanico aluvial; S6T: Sitio 6 Transición talud; S8: Sitio 8 Tabla 2. Índices de diversidad de la Cantera CR2 Table 2. Diversity índex analysis in Quarry CR 2 Índices de Base T1 base T2 talud 1 Diversidad Riqueza especíﬁca 17 22 12 Shannon 1,779 1,885 2,151 Simpson 0,7179 0,7596 0,8652 Equitatividad 0,6279 0,6098 0,8654 arriba T1 22 2,08 0,8021 0,6729 arriba T2 25 2,549 0,8834 0,7919 talud 2 fondo 10 2,026 0,843 0,8798 6 1,52 0,738 0,8483 Referencias: T1: Talud 1; T2: Talud 2 Figura 21. Familias que colonizan la cantera CR2 Figure 21. Families colonizing Quarry CR 2 373 M.E.Arce, V. Walicki, I. Castro, F. Valenzuela, A. de Sosa Tomas, M. Rack, & L. Ferro Figura 22: Proporción de las formas biológicas representadas en la cantera CR Figure 22.. Biological forms proportion in Quarry CR2 Figura 23. Cantera CR2 mostrando distintos grados de colonización. A la izquierda base de la cantera compactada con escasa vegetación y a la derecha sector con estrato herbáceo y perenne Figure 23. Quarry CR2 with diﬀerent colonization levels. On the left: compact quarry ﬂoor and slight slope with herbaceous stratum. On the right: herbaceous perennial stratum En los niveles superiores del talud se registraron algunos arbustos como Colliguaja integerrima, Fabiana patagonica y Mulguraea ligustrina var. ligustrina, provenientes de la comunidad de referencia. La mayor diversidad se observó en sectores cercanos al borde de un pequeño talud (T1) con exposición sur-suroeste (Tabla 2), al igual que en el sitio CR1, y estuvo integrada principalmente por especies anuales y bianuales. Entre las especies perennes se registró Pappostipa humilis, Hordeum comosum, Grindelia chiloensis, Senecio ﬁlaginoides y S. mustersii. Las raíces fasciculadas de las gramíneas contribuyeron en ﬁjar los horizontes superﬁciales mientras que los arbustos lo realizaron a mayor profundidad. En el talud 2 la cobertura fue baja, con un número reducido de individuos por especie. Las mas abundantes fueron Amsinckia calycina, Atriplex sagittifolia, Hordeum comosum y Grindelia chiloensis. El fondo de cantera presentó los menores valores de cobertura (<1%) y diversidad especíﬁca integrada por Schismus arabicus, Baccharis darwinii y Distichlis scoparia. 374 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Discusión El establecimiento de vegetación en suelos degradados es de gran importancia, ya que protege el suelo remanente de la erosión, aumenta el contenido de materia orgánica del suelo, reduce la densidad aparente y modera el pH del suelo. Bochet et al. (2011) señalan que la colonización de una zona y la comunidad de plantas resultante depende de la disponibilidad de semillas, las condiciones del medio y las interacciones planta-planta. La colonización espontánea está sujeta en gran medida a la presencia en sus proximidades de zonas de vegetación natural que suministren semillas (del Moral y Wood, 1993; Kirmer y Mahn, 2001; Novák y Prach, 2003; Bochet et al., 2007). Novák y Prach (2003) han propuesto la revegetación de canteras abandonadas por sucesión natural como una alternativa económica a métodos más costosos de recuperación. Sin embargo, Novák y Konvička (2006) señalan que este es un proceso extremadamente lento especialmente en zonas con precipitaciones escasas y condiciones áridas, como sucede en la zona extrandina. De las áreas estudiadas, Esquel presenta una precipitación media de 500 mm anuales mientras que Comodoro Rivadavia 200 mm lo que determina variaciones en la composición ﬂorística, representación de tipos biológicos y cobertura (Roig, 1988). De igual manera, es importante mencionar que, si bien los factores y procesos de formación determinaron la evolución de los suelos, todos los sitios testigos relevados presentaron una cubierta edáﬁca que sustentó una importante biodiversidad. Considerando el análisis de la vegetación, los 4 sitios testigo están representados por un número equivalente de familias presentando la mayor diversidad especíﬁca los sitios E2 y CR2. Comparando el banco de semillas con la vegetación del área de estudio surge que las especies dominantes en cada uno de los sitios analizados no se encuentran en el banco de semillas. Las especies leñosas nativas están muy pobremente representadas tanto en número de especies como en número de semillas por especie. Las especies exóticas, especialmente las anuales, son las mejor representadas en cuanto a número de especies y número de semillas por especie. Los datos obtenidos en el presente trabajo coinciden con lo obtenido en muchos estudios en los que se ha visto que la composición de especies del banco de semillas diﬁere marcadamente de la composición de especies de la vegetación de un sitio, no siendo raro que las especies dominantes estén ausentes del banco de semillas y que en éste se encuentren especies no representadas en la vegetación establecida (Major y Pyott, 1966; Harper, 1977; Thompson y Grime, 1979; Fenner, 1985; Silvertown, 1987; Thompson, 1992). En general el banco de semillas está dominado por especies sucesionales tempranas que producen numerosas semillas pequeñas o muy pequeñas, compactas (baja relación largo/ancho) y no ornamentadas, todas características que facilitan el enterramiento (Thompson, 1987). Diferentes aspectos, tales como su densidad y composición (Williams, 1984; Graham y Hutchings, 1988; Pecco et al., 1998), su persistencia en el suelo (Bakker et al., 1996; Mc Donald et al., 1996), y su similitud ﬂorística con la vegetación establecida (Ortega et al., 1997; Pecco et al., 1998), permiten comprender mejor la dinámica de la comunidad de plantas y su respuesta frente a las perturbaciones (Van Der Valk y Pederson, 1989; Bakker et al., 1996). La longevidad de las semillas en el suelo depende de las condiciones ambientales y de la historia de vida de las especies. Las 375 M.E.Arce, V. Walicki, I. Castro, F. Valenzuela, A. de Sosa Tomas, M. Rack, & L. Ferro plantas de hábitats perturbados, anuales y bienales, y en general las semillas pequeñas tienden a tener larga longevidad mientras que las especies sucesionales tardías y con semillas grandes o muy grandes, tienden a tener semillas de corta vida (Harper, 1977; Thompson et al., 1997). Otro aspecto a tener en cuenta es que existe una pérdida de semillas del suelo debido a senescencia, ataque de patógenos, descomposición, germinación y predación. En este último caso, en los matorrales costeros de Retanilla patagonica en el Golfo San Jorge, sus semillas ricas en sustancias de reserva son consumidas por roedores (Arce et. al., 1995; Arce, 2011). El papel del banco de semillas en la dinámica de la vegetación está muy ligado a las perturbaciones (Thompson, 1992), ya que éste determinará al menos parte de la vegetación que se desarrollará. En el banco de semillas del presente estudio, se encontraron pobremente representadas las gramíneas perennes nativas (Poa ligularis y Pappostipa spp.). Estas suelen hallarse en los primeros centímetros debajo de la superﬁcie (Graham y Hutchings, 1988) y su longevidad tiende a ser más breve que la de semillas de dicotiledóneas (Lewis, 1973, citado por Williams, 1984; Graham y Hutchings, 1988; Baskin y Baskin, 1998). Esto se da especialmente en las gramíneas perennes dominantes en la vegetación, las cuales tienen bancos de semillas transitorios y una producción de semillas mucho más baja que la de las especies anuales (Harper, 1977). Por estas razones, las gramíneas dominantes suelen estar ausentes o escasamente representadas. Como citan diversos autores (Howe y Chancelor, 1983; Fenner, 1985; D` Angela et al., 1988; Thompson, 1992; Bertiller, 1996; Lunt, 1997; Funes et al., 2001) el conocimiento del banco de semillas en suelos de comunidades naturales puede aportar valiosas herramientas para el manejo, restauración y conservación de las mismas. Las actividades extractivas, en este caso la explotación de áridos, quita el suelo existente (cubierta edáﬁca) ya que constituye el material no comercializable (estéril) que cubre los áridos de interés económico, provocando la pérdida de este sustrato natural. En el sector andino los suelos de origen piroclástico se encuentran cubriendo depósitos ﬂuvioglaciales mientras que en el extrandino, en la zona de pendiente se desarrolla sobre depósitos ﬂuviales y aluviales de la era cuaternaria, con presencia de abundante carbonato y fragmentos gruesos. La cubierta superﬁcial de gravas, restos de fósiles marinos o mantillo según el sitio de que se trate protege al suelo de la erosión eólica e hídrica. La fuerte compactación de los fondos de cantera limita la inﬁltración de agua, la aireación y la posibilidad de germinación de las semillas. De esta manera los taludes y la base son las que han generado mejores condiciones para el desarrollo de la vegetación. En los sitios estudiados la colonización se ha dado por hierbas anuales/bienales (Teróﬁtos), con una ﬁsiología de ciclo corto, gran producción de semillas y elevada tasa de germinación. Autores como Grime (1982) le asocian el carácter ruderal y Pywell et al. (2003) consideran que constituyen un factor de éxito para la colonización de hábitats sujetos a perturbaciones intensas. Las especies de las etapas iniciales tienen como características que muchas de ellas son de semillas muy pequeñas y crecen sin diﬁcultad en lugares secos y soleados, tanto en lomas áridas y rocosas como en suelos pobres y arenosos. Como es sabido el estrato herbáceo anual es efímero pero ayuda a retener el material eólico, aporta materia orgánica y es esencial en las primeras etapas de formación de suelo. Muchas de las especies resultan facilitadoras en los mecanismos de sucesión. 376 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Es de destacar que el desarrollo en el área de estudio de especies perennes, rizomatosas y hemicriptóﬁtas, fue muy importantes en el avance de este proceso. En etapas mas maduras del sistema podrían dominar las especies tolerantes a restricciones (Forman y Alexander, 1998) o con estrategias competitivas (Martinez Alonso y Valladares, 2002; Pywell et al., 2003) En alguna de las canteras como E1 y CR2 se han detectado algunas especies inhibitorias como Artemisia absinthium (ajenjo) cuyas raíces secretan sustancias que no permiten el crecimiento de plantas cercanas. A medida que avanza la sucesión cabe esperar que aumente la proporción de especies que disponen de estrategias de resistencia. En los taludes de suave pendiente de exposición sur y /o protegidos del viento, con una mejor disponibilidad de agua, y en la base de los mismos, se desarrollaron varias especies de Senecio y Grindelia chiloensis alcanzando los valores mas altos de cobertura. De acuerdo con Ciano et al. (2003) estas especies tienen en el pastizal un comportamiento de pioneras ya que luego de un disturbio con remoción de suelo son las que ocupan el espacio. En los sectores de talud mas antiguos se registró la presencia de Colliguaja integerrima y Mulguraea ligustrina var. ligustrina indicando un estadio sucesional mas avanzado. En forma similar, Buono et al. (2004) estudiando la revegetación natural de taludes en el Departamento de Escalante (Chubut) determinaron también la presencia de Colliguaja integerrima pero en este caso con Festuca argentina. En general, los fondos de cantera permanecieron casi desprovistos del establecimiento de plántulas debido a la pobre calidad física y química del suelo y a su escasa actividad biológica (Sharma, 2000; Rizzuto et al., 2014). Por ello se considera que es necesario desarrollar técnicas de restauración para lograr el restablecimiento del paisaje. La restauración de comunidades naturales degradadas requiere el re-establecimiento de procesos ecológicos esenciales, el conocimiento de las características de las especies nativas (Naveh, 1998) y del ecosistema predisturbio en búsqueda de un manejo estratégico para revertir las consecuencias negativas (Barrera y Ríos, 2002). En este sentido este trabajo brinda información sobre la composición ﬂorística de la comunidad vegetal natural, banco de semillas y sobre los primeros estadios de sucesión secundaria en el sector disturbado. Ciano et al. (2006) indican que en canteras abandonadas de la cuenca del Golfo San Jorge el laboreo produce descompactación, crea rugosidad y aumenta la inﬁltración del agua, favoreciendo además la captación de semillas y la colonización de especies iniciando así el proceso de sucesión secundaria y de restauración autogénica. Conclusiones La vegetación de la comunidad de referencia de las cuatro canteras (E1, E2, CR1 y CR2) estuvo representada por un número equivalente de familias mientras que E2 presentó una mayor diversidad especíﬁca. En las comunidades de referencia del sector sureste del Chubut hubo un predominio del estrato arbustivo/subarbustivo mientras que en el oeste se destacó la forma biológica hierba. En el análisis de la biodiversidad de las áreas testigos resultó más diversa E2 en el oeste de la provincia correspondiendo con suelos más evolucionados. 377 M.E.Arce, V. Walicki, I. Castro, F. Valenzuela, A. de Sosa Tomas, M. Rack, & L. Ferro En el banco de semillas las especies exóticas están muy bien representadas tanto en número de especies como en número de semillas por especie, mientras que las especies leñosas nativas lo están muy pobremente. Las especies dominantes de las áreas en estudio no se encuentran representadas. En las canteras el desarrollo de la cubierta vegetal sucedió en las escombreras (E1) y en la base de talud SE y SO. En general los fondos de cantera resultaron desprovistos de vegetación. En los sitios estudiados la colonización se ha dado por hierbas anuales/bienales indicadoras de las primeras etapas de la sucesión con abundantes especies exóticas y algunos representantes endémicos como Oenothera odorata y Nicotiana spegazzinii en el oeste de la provincia y en el este con Descouraina pimpinellifolia, Myosurus patagonicus, Lecanophora ruiz leali y Lecanophora chubutensis; y nativos como Nicotiana petunioides, Solanum triﬂorum, Amsinckia calycina, Bowlesia incana, Plantago patagonica, Camissonia dentata. Las especies perennes que caracterizan la sucesión secundaria en la cantera del SO del Chubut son Acaena pinnatiﬁda, Senecio ﬁlaginoides y en etapas más tardía Mulinum spinosum y Discaria articulata; en el SE del Chubut Grindelia chiloensis, Senecio ﬁlaginoides, S. mustersii, Senecio subpanduratus y en etapas más tardía: Colliguaja integerrima y Mulguraea ligustrina var. ligustrina. La capacidad de restaurar exitosamente un ecosistema dependerá de la gran cantidad de conocimientos que se disponga del sitio. Este proyecto analiza las propiedades de los suelos, banco de semillas y la vegetación de canteras de áridos. La cubierta edáﬁca es considerada como un árido no comercializable y es desechada durante la explotación de las canteras de áridos. Constituye por sí misma un sustrato con intensa actividad biológica y con un banco de semillas. Estas características permiten visualizar la relevancia de la conservación de la misma. 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Ingeniería en Recursos Naturales Renovables 1 Geobotánica y Fitogeografía. IADIZA- CONICET 2 ifunespinter@fca.uncu.edu.ar Resumen El área de trabajo fue la planta de la cementera Holcim S.A., ubicada en el distrito Capdeville, del departamento Las Heras, al norte de la ciudad de Mendoza. Conocida como “chaguar”, D. longipetala se localiza principalmente en los ambientes secos de las exposiciones más cálidas, N y NO, siendo prácticamente nula su presencia en los faldeos Sur. Se encuentra en grietas las rocas. En el presente trabajo se relevó la vegetación y la cobertura de las distintas exposiciones de las laderas de preferencia para la especie. Por otro lado se midió para distintos tamaños de plantas la biomasa aérea, radical y el suelo retenido hasta 0,30 m de profundidad.La especie maniﬁesta una gran rusticidad y capacidad de retener suelos, con lo cual se concluye que es una especie potencialmente adecuada para tareas de revegetación y protección de laderas por sus bajos requerimientos en cuidados y mantenimiento, pero su bajo crecimiento puede prolongar demasiado los tiempos necesarios para obtener la protección deseada. Palabras clave: suelos, retención, biomasa radical Abstract The species under study, commonly known as “chaguar” (Deuterocohnia longipetala) is mainly located in warm and dry environments and it is also found in cracks where the rock has not been weathered. The work area was the cement plant Holcim S.A., located in the district of Capdeville, Las Heras, north of the city of Mendoza, where the slopes are impacted due extraction activity. In this paper the vegetation coverage and the various exhibitions on the slopes of preference for the species was determined. To establish the soil retention capacity, aboveground and root biomass, and soil held until 0.30 mdepth, was measured for diﬀerent sizes of plants. The results indicatethe highest presence in N and NO exhibition, with virtually no presence in Mariano Iván Funes Pinter & Antonio D. Dalmasso the South slopes. Also the species shows a great hardiness and ability to retain soil. The results suggest as a potentially suitable species for revegetation and slope protection by low care and maintenance requirements, but too low growth rate can prolong the time needed to achieve the desired protection. Key words: soil, retention, root, biomass Introducción La minería es una actividad que genera grandes impactos en el ambiente en el cual se desarrolla. Produce una considerable cantidad de pasivos ambientales, provocados no sólo por el yacimiento en explotación, sino también por los requerimientos anexos, como la utilización de maquinarias pesadas, el trazado de picadas y caminos para el acceso y funcionamiento, uso de insumos varios, algunos de ellos tóxicos, con posible incidencia en el ambiente y en la salud humana. En algunas situaciones, la degradación ambiental, y el mal manejo de suelo y demás recursos naturales, puede contribuir signiﬁcativamente en el avance de la desertiﬁcación (Calvo, 1996). En la provincia de Mendoza, es necesario evaluar la factibilidad de recuperación de numerosas áreas impactadas del piedemonte precordillerano, que inciden en la pérdida de la cobertura vegetal, propenden a la erosión de los suelos y a la formación de aluvionescon arrastre de grandes volúmenes de tierra durante la época de lluvias estivales. Además, al tratarse de una zona árida, la restauración natural es un proceso lento y complejo (Flores Palma, 2004). Por ello es necesario que se realicen estudios previos con ﬁnes de ampliar el conocimiento sobre las especies adecuadas para la revegetación, disminuyendo tiempos, labores y costos, buscando los mejores resultados posibles en el terreno. Deuterocohnia longipetala pertenece a las Bromeliaceae, subfamilia Pitcairnioideae. Forma matorrales, con tallos provistos de ﬁlodios con la base envainadora, blanca por dentro y castaña por fuera. Limbo craso, armado con aguijones y punta largamente prolongada, no punzante, a menudo seca (Smith y Downs, 1974; Zuloaga y Morrone, 1999). El nombre vulgar, “chaguar”, se debe al gran parecido que posee con el verdadero chaguar (Dyckia chaguar, Castell), se diferencia del género Dyckia en que este último presenta tépalos internos sin lígula y unidos hacia la base, meritalios anuales, y estambres libres o formando un tubo con los tépalos o entre ellos. Como parte de la familia Bromeliaceae maniﬁesta metabolismo ácido crassulaceo (CAM) (Benzing, 2005). Un aspecto importante a destacar, es que posee un sistema radical asociado con micorrizas arbusculares (Lugo et al., 2009), que puede facilitar el establecimiento de colonias y tolerar condiciones ambientales adversas. Semillas germinadas a partir de semillas en envases maniﬁestan un crecimiento lento. Plantines de 6 meses de edad, mostraron un tamaño de 0,5 cm de diámetro de roseta. El lento crecimiento puede ser un factor en contra para utilizar esta especie en remediación (Funes Pinter et al., 2013). El objetivo fue estudiar aspectos ecológicos de la especie Deuterocohnia longipetala como contribución para un uso potencial en la restauración de laderas con pronunciada pendiente. Se pretende caracterizar la especie en su ambiente natural, determinar 386 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina aspectos ecológicos, y condiciones de hábitat, teniendo en cuenta laderas con distintas exposiciones, y su potencial uso como especie ﬁjadora de laderas en zonas áridas. El área en la cual se trabajó (predio perteneciente a la cementera Holcim) maniﬁesta condiciones de clausura, con lo cual resulta en un sitio de alto valor para la realización de estudios. No se observa la presencia de ganado que afecte de manera signiﬁcativa las comunidades presentes, pero existen indicios de incendios en épocas anteriores. Respecto a los impactos detectados en la zona, se puede observar la deposición de material particulado sobre la vegetación, especialmente en cercanías a las vías de circulación, afectando directamente la actividad fotosintética. Existe también, una considerable deposición en áreas alejadas a los caminos, provocada por las explosiones de canteras y constante circulación de vehículos en los caminos de tierra. Las modiﬁcaciones antrópicas para el funcionamiento de la cementera, han generado gran predisposición a la erosión hídrica, por lo que puede observarse la formación de cárcavas, provocada por precipitaciones de características torrenciales en épocas estivales. Material y método Área de estudio Los estudios se realizaron en los predios pertenecientes a Holcim S.A. ubicada en el departamento de Las Heras, en la localidad de Capdeville, al Norte de la ciudad de Mendoza (Figura 1). El relieve local es relativamente bajo, destacándose el Cerro La Cal con Figura 1. Ubicación de la planta cementera Holcim, señalada por la ﬂecha. Fuente: GooleMaps Figure 1. Location of the study area, marked by the arrow 387 Mariano Iván Funes Pinter & Antonio D. Dalmasso 1.090 msnm. La vegetación del área corresponde a la provincia ﬁtogeográﬁca del Monte, con las variaciones propias de un ambiente topográﬁco accidentado. En los alrededores del Cº La Cal, se observan depósitos de planicie aluvial con alto grado de madurez, en condiciones climáticas de gran xericidad. El área de estudio se encuentra limitada por la zona llana hacia el este y los contrafuertes orientales de la Precordillera al oeste. Toda el área se encuentra surcada por una red de drenaje de cauces temporarios activos. En este caso en particular la red se ve interrumpida por construcciones tales como caminos o la misma cantera en explotación. Pero aún se pueden apreciar áreas representativas de comunidades naturales. Existe una marcada reducción de granulometría en el sentido O-E. También se observan rodados en matriz arenosa que provienen de la remoción del piedemonte, materiales arenosos que rellenan cauces de arroyos, los que bajan ocasionalmente de la zona oeste (Candia et al., 2008). Clima. La circulación atmosférica es determinada en su mayor parte por la Cordillera de Los Andes, la cual actúa de barrera geográﬁca. El área de estudio pertenece al clima BW según Köeppen, que corresponde al seco desértico, árido y semiárido con déﬁcit hídrico todo el año (Candia et al., 2008). La masa de aire del anticiclón del Pacíﬁco, transformada adiabáticamente se maniﬁesta en forma de viento zonda. Los vientos predominantes son del S y SE con una velocidad media de 13 km/h. El viento zonda desciende entre 8 y 13 veces al año, principalmente en los meses de abril y noviembre. La mayor inﬂuencia en las precipitaciones se debe a las masas provenientes del Atlántico. Las precipitaciones responden a un régimen estival, los valores pluviométricos más bajos corresponden a los meses de junio, julio y agosto. La precipitación media anual es de 200 mm. La temperatura media anual es de 17ºC, con máximas absolutas de 40,6°C en el mes de febrero y mínimas absolutas de 3°C en el mes de julio (Estación Meteorológica El Plumerillo: años 1981-90 del Servicio Meteorológico Nacional) Análisis de Suelo del área en estudio Para determinar características generales de los suelos del área de estudio se tomaron de forma aleatoria 3 muestras de suelo a 2 profundidades (0-20 cm, y 20-30 cm), coincidentes con el área de exploración de las raíces del chaguar. A mayores profundidades se encuentra el material regolítico, con grandes diﬁcultades para la profundización radical. Se analizó calcáreo total, soluble y activo; conductividad, volumen de sedimentación, textura por densitometría y pH. Las comunidades vegetales en el área de estudio Se efectuaron censos ﬁtosociológicos (Braun Blanquet, 1953) en 3 laderas de cada exposición; norte, noroeste (por falta de exposiciones oeste), este y sur. Para determinar la cobertura vegetal y la contribución especíﬁca, en cada ladera se realizaron transectas de 30 m cada 0,30 m mediante el Método de Point Quadrat modiﬁcado (Levy y Maden, 1933; Daget y Poissonet, 1971 y Passera et al., 1983). 388 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Biodiversidad de las comunidades vegetales Se calcularon los índices de diversidad alfa (es decir la diversidad dentro de una misma comunidad) de Simpson y de Shannon- Wiener (Magurran, 1988, citado por Moreno, 2000) a partir de los valores de cobertura vegetal (considerada como equivalente a las frecuencias, en los dos casos) de las especies presentes en las distintas exposiciones. Para medir la biodiversidad beta (diferencias entre colonias), se utilizó el índice cuantitativo de Similaridad de Sörensen (Moreno, 2000). Conteo en parcelas En el terreno se delimitaron 3 parcelas de 10 x 10 m, en donde se contabilizó el número de colonias presentes, la superﬁcie ocupada y el número de individuos de cada una. Se calculó la cobertura especíﬁca y el número de individuos por hectárea. Para determinar la relación entre el número de individuos y el tamaño de la colonia en las distintas exposiciones, se aplicó, en primera instancia, ADEVA (LSD Fisher, α=0,1). Luego se realizó una regresión no lineal, para cada ladera y para la totalidad de los datos, cuya variable respuesta fue la raíz cuadrada del n° de rosetas por m². Se determinó un modelo que se ajuste a la función tamaño de colonia en relación al número de colonias. Retención de suelo y relación entre los pesos de la parte aérea y subterránea de D. longipetala Para conocer la biomasa aérea y subterránea, se descalzaron plantas adultas, estableciendo la relación entre ambas y la acumulación de suelo. Para ello se seleccionaron 3 plantas para cada uno de los 3 intervalos de clase según el diámetro de la colonia; a saber, hasta 0,40 m, entre 0,40-1,00 m, y más de un 1,00 m. En cada planta se determinó la biomasa radical y el suelo retenido por la misma. Efectuando, inmediatamente, la pesada del suelo y el material vegetal aéreo y radical. Se utilizaron para tal ﬁn balanzas romanas de distinta capacidad y precisión (± 0,3 kg). Contenido hídrico Para determinar el contenido de humedad se extrajeron 5 muestras de la planta completa (raíz y vástago), las que fueron protegidas en polietileno. Diferenciando la parte aérea y subterránea, se llevaron a estufa a 60°C, hasta obtener peso constante. Estructura de la población de D. longipetala En el terreno se realizaron observaciones sobre la ecología de la especie, con mayor atención en la estructura y comportamiento, asociaciones, y formación de parches. Resultados Análisis del suelo del área en estudio El análisis de suelo mostró una textura franco arenoso, con una leve tendencia hacia arenoso, sin problemas de salinidad, como lo demuestra la baja conductividad eléctrica, no superando en ningún caso, los 1.670 μS/cm. Se trata de suelos levemente alcalinos con valores de pH que van desde 7,45 a 7,94. 389 Mariano Iván Funes Pinter & Antonio D. Dalmasso El contenido de calcio total, soluble y activo está presente en cantidades muy bajas. Los bajos contenidos de calcio, contrario a lo esperado, puede deberse a que las muestras no fueron tomadas a profundidades mayores de 0,30 m, lugar donde se encuentra el material regolítico con un alto contenido calcáreo. Los resultados obtenidos sugieren suelos aptos para el crecimiento y desarrollo vegetal normal, aún de especies sensibles. No existen valores químicos y de salinidad extremos que sean una limitante para el establecimiento de la vegetación en estos terrenos. La vegetación La vegetación del área en estudio corresponde mayoritariamente a la Provincia Fitogeográﬁca del Monte, con la presencia de arbustos bajos de las familias zigoﬁláceas, malpighiáceas, bromeliáceas, poáceas y en las quebradas húmedas aparecen anacardiáceas y rhamnáceas. En condiciones de exposición más húmeda se maniﬁesta el Cardonal (Martínez Carretero, 1999). El análisis ﬁtosociológico indica un núcleo de especies en común entre las exposiciones N, NO, y E, siendo D. longipetala una de ellas. Por el contrario las laderas sur presentaron un núcleo de especies distinto, con 7 especies en común a las demás exposiciones. Figura 2. Cantidad relativa de formas biológicas para cada transecta (método Point Quadrat) en las exposiciones analizadas Figure 2. Relative quantity of life forms in each transect 390 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Los perﬁles obtenidos mediante el método de Point Cuadrat muestran una mayor cobertura en las laderas de exposición sur, con valor promedio de 69,00±8,60%. El alto porcentaje de cobertura, está dado principalmente por vegetación perenne herbácea (Figura 2), como: Jarava plumosa, encontrándose en un 33,2% de los puntos, seguida de Poa ligularis con el 12% y Junellia aspera con el 8,7%. Es común también la presencia de Zuccagnia punctata, Salvia cuspidata ssp gilliesii, Senecio pinnatus ssp. pinnatus y Larrea cuneifolia. En esta exposición Deuterocohnia longipetala no se encuentra presente o lo hace esporádicamente. Las comunidades en exposición este presentan coberturas vegetales de 47,40±7,09%. La riqueza especíﬁca consta de entre 15 y 20 especies, tratándose, en su mayor parte, de perennes herbáceas y leñosas. Con predominio de Zuccagnia punctata 8,2%, seguido de Lycium tenuispinosum 7,2%, Larrea cuneifolia 6,4 %, Deuterocohnia longipetala 6,4%, y Opuntia sulphurea 5,6%. La cobertura del chaguar es baja comparada a las laderas norte y noroeste. Las comunidades con exposición norte presentan coberturas de 40,80±11,2%, como se puede observar en la Figura 2, con una alta proporción de perennes leñosas. D. longipetala presenta un 12,3% de cobertura, seguida de Larrea cuneifolia 6,6%, Zuccagnia punctata 4,7%, Cercidium praecox ssp. glaucum 3,4% y Lycium tenuispinosum 3%. Las exposiciones noroeste presentaron coberturas similares a las del norte, 45,80±9,79% de los puntos presentó algún tipo de vegetación. Deuterocohnia longipetala es la de mayor cobertura 16,3%, Zuccagnia punctata representa un 10,2% de cobertura, acompañadas de Pappophorum caespitosum 5%, Trichocereus strigosus 2,8% y Cercidium praecox var. glaucum 2%. Estos datos indican que en estas últimas dos exposiciones la especie en estudio maniﬁesta el óptimo crecimiento y desarrollo. Posiblemente debido a razones térmicas y ausencia de competencia, ya que se trata de áreas sometidas a una fuerte radiación Figura 3. Índices de biodiversidad alfa de las comunidades de las distintas exposiciones del área de estudio Figure 3. Alfa biodiversity index between communities 391 Mariano Iván Funes Pinter & Antonio D. Dalmasso solar y falta de humedad. Contrario a lo que sucede en las exposiciones sur, con mayor humedad, menor temperatura, y una alta cobertura de gramíneas. Biodiversidad de las comunidades vegetales Como se observa en la Figura 3, la exposición sur presenta, el valor más bajo de Shannon-Wiener o sea, el menor grado de incertidumbre al predecir a qué especie pertenecerá un individuo escogido al azar; y el valor del índice de Simpson más alto, la mayor probabilidad de que dos individuos elegidos al azar, sean de la misma especie. Esto indica que se trata de la ladera con mayor desigualdad en la distribución de la biomasa, la cual está principalmente concentrada, como se mencionó en el punto anterior, en 3 especies (Jarava plumosa, Poa ligularis y Junellia aspera). En el caso de las comunidades con exposición noroeste, presentan el valor de Shannon- Wiener más alto, y el de Simpson más bajo. Lo que indica que se trata de la exposición con mayor equidad en la distribución de la biomasa en la colonia. Las comunidades del noroeste y norte presentan valores intermedios en los índices. Por lo tanto, la equidad en la distribución de la biomasa de estas colonias es intermedia entre las colonias expuestas al Sur y al Este El índice cuantitativo de Similaridad de Sörensen muestra que las colonias de exposición sur tienen pocas especies en común con las colonias del resto de las exposiciones. En tanto que las respectivas al norte y al noroeste son las que mayor similaridad de Tabla 1. Valores cuantitativos de Similaridad de Sörensen entre las colonias de las distintas exposiciones Table 1. Quantitative values of Sörensen´s index between colonies Este Este Norte NO Sur 0,530 0,549 0,350 0,695 0,317 Note NO 0,266 Tabla 2. Conteo de individuos de D. longipetala en parcelas de 10 m2 en tres exposiciones (media±error est) Table 2. Number of individuals of D. longipetala in stands of 10 m2 Exposiciones N° de rosetas Cobertura especíﬁca (%) N° de rosetas por m2 de colonia E 112,33 a 4,92 a 22,98 a N 301,00 b 11,33 b 27,17 b NO 267,33 ab 10,77 ab 24,46 ab 392 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina colonia presentan (Tabla 1). Es decir, que son las dos laderas que tienen el mayor número de especies en común, hecho que también se observa en los resultados obtenidos porcensos de vegetación y el método Point Cuadrat. Conteo de individuos de D. longipetala en parcelas a distintas exposiciones Para el caso de las exposiciones este, las colonias diﬁeren, en cuanto especies en común, con la exposición Sur, pero más del 50% de las especies son compartidas con las laderas norte y noroeste. Los datos arrojados en la medición de individuos de D. longipetala sugieren diferencias en las laderas norte y noroeste, con la este, lo cual ya se demostró con los índices de biodiversidad y en los análisis Point Cuadrat y censos ﬁtosociológicos. En las exposiciones sur, la presencia de la especie es casi nula, por lo que no se la consideró en este punto del estudio. Como se observa en la Tabla 2, el número de individuos en las laderas. Este es signiﬁcativamente menor que en laderas N, pero no se diferencia de aquellas exposiciones NO. Esto también se ve reﬂejado en el porcentaje de cobertura de la especie. Esta mayor cobertura de la especie en las laderas N está dada principalmente por una mayor cantidad de individuo de menor tamaño que en el resto de las exposiciones. El número de rosetas por m2 de colonia da una idea del tamaño de los individuos, el cual es signiﬁcativamente mayor en el caso de laderas E. Se puede inferir una similitud en las condiciones microclimáticas especialmente en laderas NO y E, en las que la especie tiene un crecimiento óptimo, y que muy posiblemente se deba al comportamiento megatérmico y de tolerancia a la sequía. El diagrama de dispersión de cada exposición para la determinación de la relación “número de rosetas/superﬁcie” ocupada por la colonia, muestra una disposición de los puntos que no se ajustan a una recta, debido a esto se realizó una regresión no lineal. El modelo que mayor ajuste presentó para las tres laderas, fue el de Gompertz. La Figura 4 muestra el diagrama de dispersión, discriminando cada exposición, y los valores esperados para cada una de ellas, según el modelo de Gompertz. En la Figura 5 se observa un único modelo de regresión no lineal para la totalidad de los datos. El número de rosetas aumenta de manera casi exponencial para valores menores a 0,80 m² de superﬁcie de colonia. Pero para valores mayores de superﬁcie el número de rosetas no presenta aumentos considerables. Es decir que existe un punto donde el número de rosetas se estabiliza para valores crecientes de superﬁcie. Retención de suelo y relación entre los pesos de la parte aérea y subterránea de D. longipetala Los pesos determinados a campo indican que a medida que el tamaño de la colonia aumenta, la diferencia en proporción de peso entre la parte aérea y subterránea de la planta disminuye. Es decir, que cuando las plantas son pequeñas la relación en peso, de la parte aérea con la radical es distinta a cuando son adultas y el número de individuos en la colonia es mayor. En el intervalo 0-0,4 m de diámetro los pesos fueron 0,624±0,108 kg para el vástago, y 0,108±0,034 kg para la parte subterránea. Siendo la relación, como se observa, de aproximadamente 6 a 1. Por el contrario en el caso de los intervalos 0,4-1 m, y más 393 Mariano Iván Funes Pinter & Antonio D. Dalmasso Figura 4. Diagrama de dispersión del número de rosetas de D. longipetala en las distintas exposiciones con los valores estimados para cada una Figure 4. Dispersion diagram of number of rosettes of D. longipetala in diﬀerent expositions Figura 5. Regresión no lineal entre el n° de rosetas y la superﬁcie de la colonia de D. longipetala, con el correspondiente modelo de Gompertz resultante Figure 5. Non-lineal regression betwwen number of rosettes and surface of the colony 394 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 3. Peso de la parte aérea, subterránea, y suelo retenido por la colonia de D. longipetala Tabla 3. Weight of underground an aboveground of D. longipetala, and soil retained Peso (kg) Aérea Subterránea Suelo retenido Hasta 0.40 m 0,62 ±0,11 0,11 ±0,034 --- Hasta 1 m 10,05 ±4,58 5,04 ±2,77 50,41 ±22,43 Hasta 1,5 m 15,47 ±4,62 10,90 ±4,03 51,40 ±17,88 de 1m, la relación es de 2 a 1 y hasta 1,5 a 1. Con pesos de 10,047±4,585 kg aéreo, y 5,047±2,772 kg subterráneo para el primero, 15,473±4,623 kg aéreo y 10,907±4,035 kg subterráneo para mayores de un metro (Tabla 3). Otra característica importante es que las plantas menores a 0,40 m retienen escasa cantidad de suelo. El efecto de retención de suelo se observa a partir de los 0,40 m de diámetro de la colonia. Las colonias correspondientes al intervalo 0,4-1 m presentaron una retención media de 50,413±22,433 kg, las mayores al metro 51,400±17,878 kg de suelo. Es, por tanto, necesario que la especie adquiera cierto tamaño y grado de madurez para que sea realmente útil en la ﬁjación y protección de laderas. El volumen de suelo ﬁjado es considerable, con lo que demuestra ser una especie que puede funcionar muy bien en tareas de protección y restauración de áreas degradadas. Contenido hídrico de D. longipetala Existen grandes diferencias en el contenido de humedad entre la parte aérea y la subterránea. Los resultados demuestran que la parte aérea contiene una mayor cantidad de agua con un 70,95±6,59% de humedad. Por el contrario la parte subterránea posee sólo un 6,87±1,25% de agua. Como se observó en el terreno, gran parte de los rizomas que sostienen las rosetas se encuentran sin vida, con marcada deshidratación cumpliendo sólo funciones de sostén. Estructura de la población de D.longipetala Se localiza principalmente en los ambientes secos de las exposiciones más cálidas, N y NO, ubicándose en las grietas donde la roca aún no ha sido meteorizada. Es decir, que se trata de una especie pionera saxícola, la cual puede ser utilizada en la formación de suelo, creando condiciones adecuadas para el establecimiento de otras especies. En áreas abandonadas de la cantera, sobre las rocas y en ángulos próximos a los 90º, se observa la presencia pionera de la especie, prácticamente como una comunidad monoespecíﬁca. Las laderas con pendiente superior al 30%, presentan condiciones óptimas para el desarrollo de la especie, ya que excepcionalmente se encuentra en terreno llano. Observando las condiciones naturales a las que la especie está expuesta, y las adaptaciones que ésta posee, se puede inferir una alta tolerancia a la falta de agua, así como también, se supone un lento crecimiento y desarrollo. Se pudieron observar varias características interesantes de este vegetal, como el comportamiento del parche 395 Mariano Iván Funes Pinter & Antonio D. Dalmasso que forma las colonias, el sistema radical (rizomatoso), alta mortandad de individuos (rosetas) en forma centrífuga, etc. En ocasiones, se observa una aparente separación e independencia de individuos o rosetas de la colonia, aunque generalmente continúan conectados vía rizoma, generando nuevas colonias. La presencia en el área de cantera y la abundancia de material particulado sedimentable en la zona, nos permite inferir un comportamiento destacado como planta calcífera, tanto a nivel de suelo como de la recepción por el follaje, constituyendo una ventaja para la recuperación de la minería del cemento. En lo que se supone un ambiente protegido, en laderas donde se encontraban colonias maduras y desarrolladas, aparentemente, de varios años de edad, se observó la formación de parches con gran retención de suelos, lo que ayuda a interpretar la función que cumple en el sistema ecológico. El modelo de parches de líneas de tigre (Aguiar y Sala, 1999) no parece ajustarse a este caso. En dicho modelo el avance del parche es en contra de la pendiente, y la dinámica del mismo está fuertemente ligada a la escorrentía, debido al traslado de semillas que esta produce. Por el contrario en este caso el parche está formado por rosetas a partir de un punto de origen. Es decir, la propagación es en gran parte agámica, por lo tanto no es necesario el traslado de semillas por escorrentía, en lo que al avance del parche se reﬁere. La mortandad de rosetas, y el arrastre gravitatorio del material de suelo, debido a las pronunciadas inclinaciones del terreno, hace que las rosetas se extiendan en el sentido Figura 6. Parche de Deuterocohnia longipetala Figure 6. Patch of D. longipetala 396 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina de la pendiente, habiéndose registrado rizomas de más de 1,5 m de largo. Se supone que el crecimiento del rizoma se ha producido desde el origen de la planta. Esta situación es posible observarla en los acarreos, donde aﬂora la colonia, y es más fácil el desarraigo del material vegetal. A lo largo del recorrido ha retenido material inerte y algo de orgánico, generando buenas condiciones para el posterior establecimiento de otras especies. Además protege el suelo de la erosión hídrica, favoreciendo la ﬁjación del sustrato, a través de un escalonamiento o la formación de terrazas que contribuyen a la disminución de la velocidad del agua que escurre y, por tanto, aumentando la inﬁltración. Los parches de vegetación se componen de antiguas colonias donde se produce gran retención de material suelo. En general se observó gran mortandad de individuos en la zona central de la colonia (Figura 6), sobreviviendo los individuos periféricos, encargados de extender las colonias, apreciándose una independencia aparente de los individuos. Este fenómeno no parece responder totalmente a factores antrópicos, pues no hay indicios de incendios recientes, tránsito o perturbaciones actuales y constantes en el área de estudio, como ya se mencionó, se comporta actualmente como una clausura. En comunidades alteradas por incendios en otras zonas y ganado como en Pedernal, Departamento de Sarmiento, San Juan, las colonias de chaguares son muy afectadas, con escasa sobrevivencia de las rosetas periféricas, que reinician una nueva colonia. En ocasiones, hemos observado que las lluvias ocasionan un lavado rápido del suelo que estaba siendo retenido por la colonia de plantas. Si los impactos continúan, es común observar la roca desnuda, con acentuación de los procesos erosivos (formación de cárcavas, transporte de suelos, etc.). El sistema radical se extiende hasta una profundidad de 30 cm aproximadamente, dependiendo de la profundidad en que se encuentra la roca madre, la edad de la planta y la ubicación en la ladera. El sistema radical rizomatoso forma una entramada red subterránea, reteniendo todo tipo de material, siendo una de las mayores cualidades de la especie. Es común encontrar la especie en estado de plántula o individuos desarrollados en grietas formadas en la roca madre. Las grietas pueden proteger contra la excesiva radiación y además brindar mejores condiciones de humedad, para el establecimiento por semilla. En estas grietas aparece asociada a dos especies de musgos; Tortula muralis (Hedw) y Dydimodon fuscus (Müll. Hal.) J.A. Jiménez y Cano. Aparece también una especie de liquen folioso perteneciente a la familia Parmeliaceae, y otra especie de liquen crustoso. Se estima que las especies de la costra biológica (fundamentalmene brióﬁtas y líquenes) crean las condiciones predisponentes para el establecimiento del chaguar, debido a que la planta es común que aparezca asociada al musgo sobre la roca. Se conoce que el musgo se comporta como pionero en la sucesión vegetal (Belap et al., 2001), facilitando la retención de humedad y elaboración de materia orgánica. En rocas de la zona, el musgo aparece en cualquier grieta y muchas veces se lo encuentra sin ninguna especie vegetal asociada. Esta observación requiere de futuros estudios para su corroboración. 397 Mariano Iván Funes Pinter & Antonio D. Dalmasso Discusión Existe escasa información técnica sobre esta especie nativa de gran amplitud geográﬁca. Los datos con los que contamos son observaciones de campo y ensayos exploratorios, que nos permiten orientar futuros estudios. Poco se conoce sobre la ﬁsiología de la especie y se desconoce la velocidad de crecimiento y desarrollo, con lo cual se presenta un gran obstáculo a la hora de utilizarla como especie para la recuperación de ambientes degradados. En el área de estudio no se observó ninguna otra especie que ejerciera tal efecto protector y de retención sobre el terreno, sobre todo en las condiciones de laderas rocosas con pendientes que superan los 60º. Un hecho para destacar es que existan pocos individuos de Deuterochonia longipetala en faldeos de exposición sur, indicando que en estos sectores las condiciones no son adecuadas para la formación de colonias, ni para un desarrollo adecuado de la planta. Además de razones térmicas, posiblemente se vea afectada por competencia con otras especies, principalmente gramíneas que difícilmente se establecen en laderas con mayor insolación. El periodo en estudio fue desde noviembre hasta abril, con humedad suﬁciente, por lo que se espera que la velocidad de crecimiento sea máxima. Considerando los tamaños de colonia necesarios para que se produzca un efecto de ﬁjación y protección de suelo, se deduce que la edad de dichas colonias puede superar fácilmente los 40 ó 50 años. Se trata entonces de una especie muy adaptada a climas xéricos, y con una gran capacidad de retención de suelo, pero los tiempos para desarrollarse y establecerse, son, quizás, muy largos. Por tanto se concluye que, a pesar del tiempo necesario, el valor de esta especie para la ﬁjación de suelos regolíticos es destacado. Son necesarios, por tanto, mayores estudios, sobre todo en lo que hace a la ﬁsiología y ecología de la especie. La falta de conocimiento sobre la tolerancia al transplante, es otra limitante importante. Una última etapa de un estudio de estas características, sería analizar el comportamiento en el campo, de los plantines producidos en vivero, ya que esta es una fase crucial en lo que a revegetación se reﬁere. Bibliografía AGUIAR, M.R. & O. SALA, 1999. Patch structure, dynamics and implications for the functioning of arid ecosystem. Tree 14 (7): 273-277. BELAP, J, R. PRASSEN & K.T. HARPER, 2001. Inﬂuence of Biological Soil Crusts on Soil Environment & Vascular Plants. Ecological Studies 150: 281-300. BENZING, D.H., 2005. Bromeliaceae: Proﬁle of an Adaptive Radiation. (with contributions from B. Bennet, G. Brown, M. Dimmitt, H. Luther, I. Ramirez, R. Terry, and W. Till). 2000. Syst. Biol. 54 (2): 340–344. BRAUN BLANQUET, 1953. Fitosociología. Ed. Plune. CALVO, M., 1996. Ingeniería del Medio Ambiente. Colección Ingeniería del Medio Ambiente. Ed. Mundiprensa. Madrid España. 398 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina CANDIA, R., A.D. DALMASSO & G. RE, 2008. Evaluación y caracterización de las comunidades vegetales de la Planta Cementera Minetti S.A., Capdeville, Las Heras Mendoza. Informe Técnico. DAGET, PH. & J. POISSONET, 1971. Une méthode d’analyse phytologique des prairies, criteres d’application. Annales Agronomiques 22: 5-41. FLORES PALMA, P.A., 2004. Efecto del estrés hídrico y salino en la germinación de tres especies del genero Atriplex. Tesis de Licenciatura en Biología, Fac. de Ciencias Exactas Fisicas y Naturales, Universidad de San Juan. FUNES PINTER, M.I., J. LLERA & A.D. DALMASSO, 2013. Evaluación de la germinación de la semilla de Deuterocohnia longipetala (Bromeliaceae) “chaguar” y su uso potencial para la restauración de laderas degradadas. Capítulo 12. En: Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina. Daniel R. Pérez, Adriana E. Rovere y María E. Rodriguez Araujo (Eds.). LARREA- INTA- CONICET. LEVY, B. & E. MADDEN, 1933. The point method of pasture analysis. New Zealand Journal of Agriculture 46: 267-279. LUGO, M.A., M.G. MOLINA & E.M. CRESPO, 2009. Arbuscular mycorrhizas and dark septat endophytes in bromeliads from South American Arid environment. Symbiosis 47: 17-21. MARTINEZ CARRETERO, E., 1999. Saxicolous and riparian vegetation of a piedmont in central-western Argentina Journal of Arid Environment 42: 305-317 MORENO, C.E., 2000. Métodos para medir la biodiversidad. Manuales & Tesis SEA Volumen 1 PASSERA, C.B., A.D. DALMASSO & O. BORSETTO, 1983. Método de ‘Point Quadrat Modiﬁcado´. In: Candia, R.J. y Braun, R.H. 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Universidad Nacional de San Juan 1 Geobotánica y Fitogeografía, IADIZA, CONICET 2 INSEMI - San Juan 3 CIGEOBIO, CONICET, Universidad Nacional de San Juan 4 adalmass@mendoza-conicet.gob.ar Resumen El área de trabajo, se encuentra en el departamento de Rivadavia, San Juan, corresponde al piedemonte de la Sierra Chica de Zonda. Dispone de una precipitación media anual de 90 mm, con marcados efectos desecantes por el viento zonda. Se presenta de un pasivo ambiental de colas del mineral o residuales de canteras sobre la vegetación nativa. A solicitud de la Empresa Loma Negra y la Facultad de Ciencias Exactas, Físicas y Naturales, Departamento de Biología, se decidió revertir el estado de deterioro del área. Con maquinaria pesada se extrajo y distribuyó el material de oxido de calcio correspondiente a residuos industriales; además se roturó el suelo en una superﬁcie de 90 ha. En sentido perpendicular a la pendiente se realizaron surcos implantándose dos especies nativas Bulnesia retama y Prosopis ﬂexuosa. Se aplicaron riegos quincenales durante 3 meses, para luego dejarlo librado a las precipitaciones. El prendimiento para ambas especies fue superior al 90% de sobrevivencia, lo que permitió revegetar una extensa área actualmente con suelo descubierto. Tarea que está implementando la empresa a través de un programa de rehabilitación del área degradada. Palabras clave: restauración, calcáreo, Bulnesia, Prosopis Abstract The work area, in the department of Rivadavia, San Juan, located on the piedmont of Sierra Chica de Zonda. Has a mean annual rainfall of 90 mm, with marked desiccating eﬀects from the Zonda wind. The existence of an environmental liability, as is the accumulation of mineral tails or quarry residuals on native vegetation, causes an increase in suspended particulate material, deterioration of the landscape and changes in the natural ﬂora. By request of the Loma Negra Company and the School of Exact, Physical and Natural Sciences, Department of Biology, it A. Dalmasso, J. Marquez, J. Scaglia, M. Hadad, J. P. Cáceres, R. Brizuela, J. Carnino & A. Gómez was decided to reverse the deterioration state of the landscape, enhancing a forest buﬀer adjacent to Provincial Route 12 with rustic species, which would prevent incidence of the scenic view toward the aﬀected piedmont. In parallel, using heavy machinery, the residual material was redistributed and the soil was plowed over an area of 70 ha Perpendicularly to the slope, two native species (Bulnesia retama and Prosopis ﬂexuosa) were planted, with biweekly watering for 3 months, and then left to rainfall. Root-taking was higher than 90% of survival for both species, which will allow re-vegetation of an extensive area currently covered with bare soil. This is a task the company has been implementing through a program for rehabilitation of the degraded area. Key words: restoration, calcareous Introducción En la actividad minera uno de los mayores problemas lo representa los pasivos ambientales producto de la ineﬁciencia de los procesos industriales. En la actualidad muchos de estos procesos cuentan con una tecnología de avanzada, que disminuyen o evitan signiﬁcativamente la generación de residuos a partir de los materiales de cantera. El vuelco de materia prima residual sobre la vegetación provoca cambios en la composición ﬂorística, incidiendo sobre la biodiversidad, seleccionando especies con alta tolerancia a un pH alcalino, un deterioro del paisaje, transformándose en grandes superﬁcies desvalorizadas por reservorio de residuos y escombros. La vegetación natural se comporta como buen receptor del material particulado sedimentable (Dalmasso et al., 1997, Almirón et al., 2008). Estos daños ocasionados en el entorno se agravan por la pérdida de la vegetación natural y por las condiciones de aridez que caracteriza la zona, siendo un proceso a veces irreversible o bien, con asistencia técnica, un proceso lento y complejo. En San Juan se presenta el caso de la Planta de Cemento perteneciente a la empresa Loma Negra CIASA. La misma está ubicada en el kilómetro 16 de la Ruta 12 dentro del Departamento Rivadavia. La superﬁcie total del terreno supera las 190 ha, de las cuales solo 17 ha corresponden al establecimiento productivo. Lindante al establecimiento existía un pasivo ambiental de aproximadamente 70 ha generado por acumulación de residuos del proceso productivo, anterior a la instalación de ﬁltros de recolección de polvos residuales del proceso. El sustrato posee una matriz arenosa con clastos calcáreos de pequeño a mediano tamaño encontrándose, en ciertos sectores, lomas de sedimentos casi puros de limo y arcillas. Sobre estos sedimentos, durante más de 30 años, la empresa depositó cientos de toneladas de óxido del calcio de carácter residual del proceso industrial de la producción del cemento. Esta situación produjo un severo deterioro paisajístico, que incidió sobre la gran cuenca del oeste del Valle del Tulum, provocando principalmente un impacto visual en las rutas que van hacia los valles de Zonda y Ullum. La empresa decidió realizar un plan de restauración y recuperar la vegetación natural, a través de un convenio con la Licenciatura en Biología, perteneciente a la Facultad de Ciencias Exactas, Físicas y Naturales de la Universidad Nacional de San Juan. Se acordó la realización de una propuesta técnica que permita resolver esta situación de deterioro ambiental. 402 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina El Plan se puede dividir dos grupos de tareas: • Movimiento de suelo: eliminación de los montículos de colas de mineral. Acondicionamiento del terreno con el trazado de surcos profundos y realización de pozos en su borde para la plantación. • Revegetacion con especies nativas: capaces de soportar las condiciones extrema del lugar. Material y método La zona de estudio se encuentra en el piedemonte oriental de la Sierra Chica de Zonda en la Precordillera Central de la provincia de San Juan. Adoptando la clasiﬁcación climática de Koeppen, el área de trabajo corresponde a un clima seco de desierto BWw con temperaturas máximas absolutas de 46º y mínimas de -8º, con una media anual de 26ºC. Las precipitaciones son de régimen estival y el promedio anual es de 90 mm. (Poblete y Minetti, 1989). La superﬁcie total del terreno supera las 190 ha, de las cuales solo 17 ha corresponden al establecimiento productivo. Adyacente a esta área se encontraba un pasivo ambiental de aproximadamente 70 ha generado por acumulación de residuos del proceso productivo. La vegetación corresponde a las expresión mas xéricas de la Provincia Fitogeograﬁca del Monte (Cabrera, 1974), con Larrea cuneifolia, Lycium tenuispinosum, Prosopis ﬂexuosa y Bulnesia retama como elementos dominantes y una signiﬁcativa cobertura de Tephrocactus aoracanthus. Se efectuaron campañas, relevando la vegetación del área y alrededores a partir del cual se preseleccionaron las especies nativas más promisorias con vistas a revegetar la zona impactada. Se realizaron colectas primavero estivales de semillas de las especies nativas en los alrededores de la zona afectada. Esto permitió aprovechar el material genético local y su adaptación a las condiciones extremas del lugar. La presencia de cobertura vegetal en el área contaminada por vuelco residual, era muy escasa, inferior al 10%. Por ello se implementó el uso de máquinas topadoras, lográndose una remoción e incorporación parcial del residuo en el suelo y la nivelación del predio. Para la revegetación, y en forma experimental piloto, se decidió un diseño de surcos profundos (subsolado) en el sentido perpendicular de la pendiente, Los pozos se realizaron con pala mecánica y se diseñaron de a pares en contrapendiente, con un distancia de 2 m entre ellos y de 14 m entre los pares. Se trazaron líneas perpendiculares a la pendiente de 40 m de longitud y 0,70 m de profundidad. La demarcación en el terreno de los surcos planteo ciertas diﬁcultades dada las irregularidades topográﬁcas del terreno que fueron resueltas acortando la longitud de los surcos donde esta situación se presentaba, ajustando todos a una pendiente continua entre extremos inferior a 1 m. La distancia dejada entre los surcos está relacionada principalmente con la pendiente del terreno, la captación de agua de escorrentía y el espacio para maniobras de la motoniveladora. Las líneas de surcos se plantearon ordenadamente en el terreno de modo de dejar callejones de tránsito para las máquinas y facilitar la tarea del camión regador que debe alcanzar sin problemas los extremos de mayor nivel de los surcos para descargar el agua. 403 A. Dalmasso, J. Marquez, J. Scaglia, M. Hadad, J. P. Cáceres, R. Brizuela, J. Carnino & A. Gómez En un primer paso se efectuó un ensayo en blanco donde se establecieron 50 ejemplares de retamo para cada uno de los siguientes tratamientos: a) taza de recepción a nivel de suelo, b) ídem taza próximo a línea de surcos profundos y c) tazas ubicada en la brocha de los surcos, los cuales regadas con 3 riegos de establecimiento de 10 litros cada una y fueron evaluados a los 6 meses de establecidos. A partir de esta primera experiencia se efectuó una plantación masiva de retamo y algarrobo arbustivo con vistas a rehabilitar la superﬁcie afectada. La plantación se realizo en los meses de octubre, noviembre y diciembre de 2008, la realización de la misma demando un trabajo de plantación y acondicionamiento manual realizado. Movimiento de Suelos El trabajo incluyó dos grandes aspectos: • Limpieza de terrenos con recolección de aquellos elementos ajenos al mismo, en forma manual. • Preparación de suelos para realizar la revegetación con especies nativas. Para la adecuación de una superﬁcie de 70 ha, se utilizaron más de 4.000 horas de equipos móviles (entre motoniveladoras, retroexcavadoras, topadoras y camiones) y más de 6.000 horas de mano de obra a lo largo de todo el proyecto. Revegetación con especies nativas Se efectuaron campañas, relevando la vegetación del área y alrededores a partir del cual se preseleccionaron las especies nativas más promisorias con vistas a revegetar la zona impactada. Las condiciones climáticas extremas del área, fundamentalmente hídrica, indujo a seleccionar Bulnesia retama y Prosopis ﬂexuosa arbustivo como especies para revegetar, dada su adaptación a los suelos del lugar y a la aridez. Se realizaron colectas primavero-estivales de semillas de las especies nativas en los alrededores de la zona afectada. Esto nos permitió aprovechar el material genético local y su adaptación a las condiciones extremas del lugar. Durante la temporada 2006- 2007 se efectuó la colecta de semillas con ﬁnes experimentales: 2 kg de retamo y 2,5 kg de algarrobo. La producción de plantines se realizó en el vivero de la Facultad de Ciencias Exactas Físicas y Naturales, Universidad Nacional de San Juan. El relleno de los envases contenía el siguiente sustrato: 45% de arena ﬁna y 45% de limo, con el agregado de un 10% de humus de lombriz. Las semillas fueron sembradas en bandejas almacigueras en un primer momento luego se lo realizo en forma directa en envases de polietileno de 100 micrones de espesor, 10 cm de diámetro, y 30 cm de profundidad. En los primeros estadios en vivero se asistió con 5 riegos por semana, luego con ﬁnes de rusticación y en forma progresiva se fueron disminuyendo los riegos y dejándola expuesta a insolación directa. Los retamos se dispusieron a una distancia de 2 m entre plantas y de 2 m entre hileras, empleándose en total 390 plantines. La fecha de plantación fue durante los meses de noviembre y diciembre del 2007. 404 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Para la plantación de los retamos y algarrobos en el surco, se realizaron pequeños hoyos de 30 cm de ancho por 40 cm, plantándose sin destruir el pan de tierra, y rellenándose con tierra superﬁcial. Una vez realizada la plantación se regó con camión tanque cada 15 días durante tres meses. A los 4 años de efectuada esta última se evaluaron los resultados obtenidos. Se calcularon los valores medios y el error estándar de las alturas y diámetros de copa de los árboles. Para evaluar si hay un efecto entre los surcos de la altura y diámetro de las plantas se realizó un análisis de la varianza y comparación de medias a través del test de Tukey. Todos los análisis se realizaron con el programa INFOSTAT (Di Rienzo et al., 2002) Resultados y discusión A los 6 meses de establecidos los retamos del ensayo en blanco, se obtuvo los siguientes resultados de sobrevivencia: • Tratamiento de taza a nivel de suelo (sin surco) -TNS-: 2% • Con taza de recepción y próximo al surco profundo -TSP-: 53% • En tazas en la brocha del surco -TBS- ue de 97,3% . Como se observa en la Figura 1, al año de plantación, la mortandad del primer tratamiento (sin surco) fue muy elevado (98%), lo que nos permite destacar la importancia de profundizar el pozo de plantación. Figura 1. Porcentaje de sobrevivencia de Bulnesia retama a los 6 meses de establecidos Figure 1. Survival percentage of Bulnesia retama after 6 months 405 A. Dalmasso, J. Marquez, J. Scaglia, M. Hadad, J. P. Cáceres, R. Brizuela, J. Carnino & A. Gómez Foto 1. A y B) acumulación de óxido de calcio sobre la vegetación, C) máquina dispersando el óxido de calcio, D y E) retamo implantado, F) algarrobo implantado Photo 1. A and B) calcium oxide accumulation on plants, C) machine dispersing the calcium oxide, D and E) retamo re-established, F) algarrobo re-established La plantación en surcos y la marcación de tazas en profundidad, mostraron como ventajas: un mayor aporte hídrico con la recepción de agua de lluvia, una menor evapotranspiración por efecto sombra (observable por retención de humedad), un efecto protector ante los vientos desecantes y además aseguró el contacto con el suelo, evitando 406 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina la acción química perjudicial que signiﬁca el óxido de calcio en contacto con las raíces, que lleva a la mortandad de los mismos. La acumulación del óxido de calcio sobre la vegetación nativa forma grandes montículos sobre el terreno, impidiendo poder trabajar en las tareas de revegetación (Foto 1 A y B). Al tener esta geomorfología presente en el lugar de estudio, se trabajó con máquinas motoniveladora para esparcir el óxido de calcio. Esto permitió una distribución más o menos uniforme que no superaba los 20 cm de altura (Foto 1 C). La construcción del subsolado con la retroexcavadora permitió que los plantines estuvieran en contacto con el suelo y no con el óxido de calcio. En las Foto 1 (A y B) se observa el estado de acumulación del óxido de calcio sobre la vegetación nativa, que por la forma de acumulación impedía el poder trabajar en las tareas de revegetación. En la Foto 1 (C) se observa el trabajo de la máquina pesada esparciendo el óxido de calcio. Esto permitió una distribución más o menos uniforme que no superaba los 20 cm de altura. La construcción del subsolado con la retroexcavadora permitió que los plantines estuvieran en contacto con el suelo y no con el óxido de calcio. A partir del ensayo previo, se comenzó con un plan de remediación que tuvo por ﬁnalidad la restauración del paisaje y la revegetación completa del área impactada. Hasta la fecha se han instalado en el área aproximadamente unos 3.000 ejemplares. Figura 2. Niveles medios de altura para Bulnesia retama entre los surcos relevados. Las barras representan el Error Estándar. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas con el test de Tukey (α= 0,05) Figure 2. Mean height of B. retama between recorded furrows. Bars represent standart error 407 A. Dalmasso, J. Marquez, J. Scaglia, M. Hadad, J. P. Cáceres, R. Brizuela, J. Carnino & A. Gómez En las Foto 1 (D y E) se aprecia el buen prendimiento del retamo que al 4to año logra una sobrevivencia del 92,4 %. El algarrobo arbustivo alcanzó una sobrevivencia del 92,8% (Foto 1 F). El análisis del retamo establecido muestra, que más del 30% de las frecuencias corresponden a plantas con una altura del orden de 0,8 m y de 0,75 m de diámetro. Para el caso del retamo y en función de los surcos se puede apreciar el crecimiento en altura y diámetro mayor de copa a los 4 años de plantación (Figura 2). El análisis de la varianza para altura de planta y la comparación de medias a través del test de tukey, sólo mostró diferencias signiﬁcativas entre los surcos 4 respecto del 9, 10 y 11. En relación con el diámetro mayor de copa las signiﬁcancias son entre los surcos 4 y 10 (Figura 3). Se debe considerar que la topografía, por el accionar de la máquina a través de la pala, incide a distintas profundidades de suelo provocando mayor o menor decapitación del mismo, lo que suele manifestarse con una heterogeneidad de suelo. Para el caso de Prosopis ﬂexuosa en relación con la altura de copa no hay diferencias signiﬁcativas entre los surcos (Figura 4), tampoco se observan diferencias signiﬁcativas de diámetro mayor de copa entre los surcos (Figura 5). Los plantines de algarrobo recién implantados sufrieron un generalizado ataque por la liebre europea (Lepus capensis), sin embargo, esto no afectó la mortandad de plantas, las que a los 3 meses de establecidas se recuperaron y sobrevivieron (92,8%) sin inconvenientes En la Figura 6 observamos los valores medios de altura y diámetro mayor de copa de retamo (Bure) y algarrobo (Prﬂ) a los 4 años de establecidos. El análisis estadístico y comparación de medias a través del test de Tukey, mostró diferencias signiﬁcativas en la altura para el retamo respecto del algarrobo (Figura 6); mientras que en el diámetro mayor de copa no hubo diferencias signiﬁcativas entre ambas, lo que nos permite inferir el buen comportamiento de ambas especies (Figura 7). Las dos especies establecidas demostraron muy buen comportamiento cuando se instalaron en el fondo de los surcos, lo que le permitió soportar las condiciones extremas de la zona. Se sugiere continuar con el uso de estas especies e incorporar una tercera como es el llaullín espinudo (Lycium tenuispinosum), común en los piedemontes locales. La realización de surcos profundos para instalar las especies signiﬁcó ventajas comparativas que contribuyeron al éxito de la plantación: • permitió la protección del plantin ante los vientos rasantes y cálidos del piedemonte; • facilito el vertido y distribución del agua del camión tanque, la inﬁltración y conservación de la humedad de estos riegos; • favoreció la captación e inﬁltración del agua de escorrentía producto de las precipitaciones; • los surcos y los bordos funcionaron como controladores de la erosión hídrica, ya que aseguraron la inﬁltración in situ del agua precipitada; • la distribución y el esparcimiento del residual de óxido de calcio no fue un factor limitante para el establecimiento de la vegetación, debido a que las plantas instaladas estuvieron desde el principio en contacto con el “suelo”. 408 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 3. Niveles medios de diámetros mayor de copa para Bulnesia retama entre los surcos. Las barras representan el Error Estándar. Letras distintas indican diferencias signiﬁcativas con el test de Tukey (α= 0,05) Figure 3. Mean level of major crown diameter of B. retama between furrows Figura 4. Niveles medios de altura para Prosopis ﬂexuosa entre los surcos relevados. Letras diferentes indican diferencias signiﬁcativas con el test de tukey Figure 4. Mean height level of P. ﬂexuosa between furrows 409 A. Dalmasso, J. Marquez, J. Scaglia, M. Hadad, J. P. Cáceres, R. Brizuela, J. Carnino & A. Gómez Figura 5. Niveles medios de diámetro para Prosopis ﬂexuosa entre los surcos relevados. Letras diferentes indican diferencias signiﬁcativas con el test de tukey Figure 5. Mean levels of Crown diameter of P. ﬂexuosa between furrows Figura 6. Valores medios de longitud en metro de las alturas de las plantas de Bulnesia retama (Bure) y Prosopis ﬂexuosa (Prﬂ). Las barras representan el Error Estándar. Letras diferentes indican diferencias signiﬁcativas con el test de Tukey (α= 0,05) Figure 6. Mean plant height of B. retama (Bure) and P. ﬂexuosa (Prﬂ) 410 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 7. Valores medios del diámetro mayor de copa de las plantas de Bulnesia retama (Bure) y Prosopis ﬂexuosa (Prﬂ). Las barras representan el Error Estándar. Letras diferentes indican diferencias signiﬁcativas con el test de Tukey (α= 0,05) Figure 7. Mean values of Crown diameter of B. retama (Bure) and P. ﬂexuosa (Prﬂ) Conclusión A los 4 años de iniciados los trabajos de la revegetación asistida ha permitido recuperar gran parte del área afectada, con la presencia de especies nativas en equilibrio con las condiciones climáticas del área. Los altos valores de sobrevivencia de las especies utilizadas Bulnesia retama y Prosopis ﬂexuosa arbustivo demuestran la rusticidad de estas especies y el potencial que las mismas tienen para revegetar zonas áridas degradadas. El trazado de surcos profundos y en sentido perpendicular a la pendiente contribuyó evitando el contacto con el material de óxido de calcio (escape), con el aporte de una mayor humedad a los plantines, menor incidencia de los vientos cálidos y favoreciendo una menor evapotranspiración. Estos surcos profundos favorecen la recepción de las escasas precipitaciones estivales que en general son torrenciales. 411 A. Dalmasso, J. Marquez, J. Scaglia, M. Hadad, J. P. Cáceres, R. Brizuela, J. Carnino & A. Gómez Bibliografia ALMIRÓN, M.A., A.D. DALMASSO & J.M. LLERA, 2008. Uso de Larrea cuneifolia Cav. y Zuccagnia punctata Cav. en la evaluación del material particulado sedimentable en una cantera de los Berros, San Juan, Argentina. Multequina 17: 29-38. ARYA, P., 1999. Air Pollution Meteorology and Dispersion. Oxford University. Press. CABRERA, A.L., 1994. Regiones Fitogeográﬁcas Argentinas. Enciclopedia Argentina de Agricultura y Jardinería. Tomo II. Editorial ACME S.A.C.I. CALVO, M., 1996. 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San Juan. 412 Interacción entre exclusión ganadera de corto plazo y estacionalidad climática como herramienta de recuperación de la fauna en ambientes pastoreados del Monte Central Interaction between grazing exclusion and climatic seasonality as a tool for fauna restoration in the Central Monte desert Verónica Chillo & Ricardo A. Ojeda Grupo de Investigaciones de la Biodiversidad (GIB), Instituto Argentino de Investigaciones de ZonasÁridas (IADIZA), CONICET-CCTMendoza vchillo@mendoza-conicet.gob.ar Resumen La ganadería es la principal actividad productiva en el Monte Central, pero prácticas de manejo incorrectas generan pérdida de especies y desertiﬁcación. Nuestro objetivo fue evaluar cómo varía la diversidad especíﬁca y funcional de hormigas y pequeños mamíferos a lo largo de gradientes de intensidad de pastoreo. También se analizó cómo varía la diversidad entre estaciones del año y en potreros bajo pastoreo rotativo (4 meses de pastoreo y 12 meses de exclusión). Cuantiﬁcamos la diversidad en transectas radiales desde aguadas, 7 con pastoreo continuo y 4 con pastoreo rotativo. La riqueza de hormigas y de pequeños mamíferos fue menor bajo pastoreo continuo durante la estación seca (19 y 3 spp. respectivamente) y mayor bajo pastoreo rotativo en la estación húmeda (33 y 5 spp. respectivamente). La diversidad de hormigas no varió en el gradiente de pastoreo durante la estación seca, y el gradiente de degradación fue mayor en la estación húmeda por la ocurrencia de nuevas especies en las zonas más alejadas de la aguada. Además, con la exclusión ganadera se recuperaron especies predadoras y granívoras. Los pequeños mamíferos mostraron una respuesta similar. A su vez, la exclusión ganadera durante la estación húmeda contribuyó a recuperar especies restringidas a zonas de baja intensidad de pastoreo, ambas especies insectívoras. Este estudio sugiere que la interacción entre estacionalidad y exclusión ganadera de 12 meses favorece la recuperación de la diversidad. Palabras clave: biodiversidad, características funcionales, manejo ganadero, piósfera Abstract Livestock production is the most widespread activity in the Central Monte desert, but mismanagement may lead to species loss and desertiﬁcation. Our objective was to evaluate the changes of speciﬁc and functional diversity of ants and small mammals along gradients of grazing intensity. We also analyzed how diversity changed between seasons and management strategies. We Verónica Chillo & Ricardo A. Ojeda quantiﬁed diversity using radial transects from water sources in continuous (n=7) and rotational (n=4) grazing - 4 months intense grazing, 12 months exclosure. Ants and small mammal richness was lower under continuous grazing during dry season (19 and 33 spp. respectively) and higher under rotational grazing during wet season (33 and 5 spp. respectively). Ant´s diversity didn’t change along the gradient of grazing intensity during dry season, and presented a marked degradation gradient during wet season due to the occurrence of new species in areas far from the watering points. Also, with grazing exclosuregranivore and predator species are recovered. Small mammal diversity showed a similar response. Moreover, grazing exclosure during wet season helped the recovery of species restricted to low grazing intensity areas, both insectivores. This study shows that the interaction between seasonality and 12 months of grazing exclosure favors the recovery of animal diversity and its functionality. Key words: biodiversity, functional traits, management practices, piosphere Introducción En las zonas áridas la ganadería es la principal actividad productiva, pero sin prácticas de manejo adecuadas sus consecuencias sobre el ecosistema son la pérdida de especies y la desertiﬁcación (Villagra et al., 2009). Con el establecimiento de aguadas permanentes donde el ganado se concentra, se genera un gradiente radial de intensidad de pastoreo llamado piósfera. Por la mayor presión de pastoreo se acentúan los procesos de degradación en las zonas más cercanas a la aguada, alterando la estructura y el funcionamiento del ecosistema a través de la acumulación de cambios a lo largo de todo el gradiente. Investigaciones realizadas en el Chaco, Patagonia y Monte han reconocido la existencia de este patrón de degradación. Esto es, mayor porcentaje de suelo desnudo y especies no palatables y resistentes al pisoteo, y disminución del área basal de pastos deseables para el ganado con la cercanía a la aguada (Adámoli et al., 1990; Golluscio y Mercau, 1994; Guevara et al., 2006). Los cambios en la vegetación dados por el pastoreo afectan a la fauna a través de modiﬁcaciones en la disponibilidad de recursos. Por ejemplo, se ha encontrado que el pastoreo afecta negativamente a la abundancia de pequeños mamíferos, siendo más afectadas las especies características de ambientes cerrados (Tabeni et al., 2007). A su vez, las hormigas muestran una disminución en la riqueza y un aumento en la abundancia de especies generalistas y tolerantes del estrés en sitios pastoreados (Bestelmeyer y Wiens, 2001). En este sentido, se espera que las especies generalistas en el uso del hábitat y las de mayor área de acción no presenten cambios en su abundancia en la piósfera. Por el contrario, se espera que las especies con requerimientos de hábitat más complejos desaparezcan de las zonas cercanas a la aguada (Hoﬀman y James, 2011; Macchi y Grau, 2012). Estos cambios en la diversidad pueden utilizarse como indicadores de degradación, pero para comprender sus efectos sobre el funcionamiento del ecosistema es necesario considerar el rol que las especies cumplen en los procesos ecológicos de interés (Díaz y Cabido, 2001). Por ejemplo, es importante considerar si las especies afectadas intervienen en la dispersión/depredación de semillas; o su tipo de dieta y la estrategia forrajera, que se relacionan con el ﬂujo de materia y energía (Moretti et al., 2006). Sin 414 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina embargo, son escasos los estudios sobre los efectos del disturbio sobre la diversidad funcional de la fauna en zonas áridas (Chillo y Ojeda, 2012) y sus consecuencias sobre el funcionamiento del ecosistema. Por otro lado, la respuesta de la biodiversidad en la piósfera puede cambiar debido a la heterogeneidad de las condiciones ambientales en el paisaje y a la variabilidad inter- e intra-anual en las precipitaciones (Fernández-Giménez y Allen-Díaz, 2001). En particular, el régimen de precipitaciones determina la composición de la vegetación al modiﬁcar las abundancias e interacciones entre las plantas dominantes (Reynolds et al., 2004). Respecto a la fauna, la estacionalidad en la respuesta de la comunidad vegetal impacta sobre los ensambles debido a los cambios en la disponibilidad de recursos tróﬁcos, por lo que también se modiﬁcan las abundancias de las especies (Ojeda y Tabeni, 2009). En este sentido, una sinergia entre exclusión ganadera y la ocurrencia de precipitaciones puede ser una potente herramienta de manejo que permita la restauración pasiva de los ensambles (Rovere y Masini, 2013). Distintas estrategias de producción ganadera pueden contribuir a disminuir y restaurar la degradación por pastoreo, aunque también presentan una controversia en cuanto a su eﬁciencia y sustentabilidad (Briske, et al., 2008; Cingolani, et al., 2008). En el desierto del Monte Central el pastoreo continuo es la estrategia dominante. Como alternativa, el pastoreo rotativo implica acomodar los tiempos de descanso de los potreros en base a la disponibilidad de pasturas, lo que resulta en una mayor eﬁciencia para la producción de terneros (Guevara et al., 2009). Sin embargo, los tiempos de descanso vienen acompañados de una intensiﬁcación de la presión de pastoreo, por lo que la sustentabilidad ecológica de esta estrategia productiva sigue siendo un punto de debate. Dada la complejidad de la dinámica de ecosistemas áridos, marcada por la interacción de factores intrínsecos (ej. estacionalidad de las precipitaciones) y extrínsecos (ej. tipo de pastoreo), es necesario evaluar la respuesta al disturbio por pastoreo de forma integrada, para así lograr una mejor aproximación al manejo de los recursos. Los objetivos de este trabajo fueron: 1) evaluar la potencial pérdida de la biodiversidad en función de la distancia a la aguada en campos ganaderos (patrón de piósfera), analizando cambios en la riqueza, diversidad y gremios tróﬁcos de hormigas y pequeños mamíferos; 2) evaluar los cambios en el patrón de piósfera bajo diferencias en la disponibilidad de recursos dadas por la estacionalidad intra-anual de las precipitaciones; 3) comparar la respuesta de la diversidad entre pastoreo continuo y pastoreo rotativo para evaluar si la exclusión ganadera del corto plazo contribuye a la recuperación de la diversidad. Material y método Área de estudio El estudio se llevó a cabo en el departamento de Santa Rosa, provincia de Mendoza, correspondiente a la provincia ﬁtogeográﬁca del Monte, en su porción Central. El clima es semiárido y marcadamente estacional, con veranos cálidos y húmedos e inviernos fríos y secos. La época húmeda comienza en octubre-noviembre y se extiende hasta marzo, donde ocurren más del 50% de las lluvias. La precipitación media anual presenta una gran variabilidad entre años, y en promedio ronda los 297 mm (período 415 Verónica Chillo & Ricardo A. Ojeda 1919-2011). Los muestreos se realizaron en dos estaciones húmedas (estación húmeda 2008-2009 y 2009-2010) y dos estaciones secas (estación seca 2009 y 2010), en el campo experimental El Divisadero y en siete campos ganaderos privados, dominados por ambientes de médanos. El manejo de rotación se evaluó en la estación experimental de pasturas y producción animal del IADIZA El Divisadero (33°39´S, 67°41´O), destinada a la investigación del manejo de tierras áridas desde 1980. En una superﬁcie de 5.000 ha se instaló el manejo de rotación, dividiéndola en cuatro potreros radiando desde una aguada central. La carga ganadera total que se consideraría para una superﬁcie de 5.000 ha se concentra durante 4 meses en uno de los potreros, que luego descansa durante 12 meses una vez que el ganado es rotado. Así, ¾ partes del campo pasan la estación húmeda sin pastoreo. Desde 1980 se ha mantenido una carga ganadera vacuna moderada a conservadora (20 a 25 ha/UG aprox.). El pastoreo continuo se evaluó en siete campos privados que se ubican en los alrededores del campo experimental El Divisadero y de la Reserva de Ñacuñán. Poseen una superﬁcie que varía entre 3.000 y 10.000 ha, de pastoreo continuo alrededor de una aguada y cargas ganaderas en el rango de 15 a 25 ha/UG. Diseño del muestreo En cada sitio de estudio se colocaron transectas radiales desde la aguada, con 10 estaciones de muestreo separadas a distancias crecientes, representando distintas intensidades de pastoreo (Figura 1). Para el pastoreo rotativo se realizaron cuatro transectas de muestreo en El Divisadero, ubicadas a partir de la única aguada central, con una distancia mínima de 140 m en el punto más cercano. Para el pastoreo continuo se realizó una transecta en cada uno de los siete campos privados, con una distancia mínima Figura 1. Representación esquemática del diseño de muestreo Figure 1. Schematic representation of sampling design 416 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina de 5 km entre aguadas. Dentro de cada estación de muestreo se colocó: 1) una grilla de 4x4 trampas tipo Sherman, con 10 m de distancia mínima entre trampas, activas por tres noches consecutivas, para captura viva (y marcado) de pequeños mamíferos; y 2) 4 trampas de caída (9 cm de diámetro) separadas entré si por una distancia de 40 m y activas durante 3 días consecutivos, para captura de hormigas (Figura 1). Análisis de datos Se calculó la riqueza como el número total de especies (S), y la diversidad utilizando el índice de Shannon-Weiner (H’). Para hormigas se sumaron las capturas de las cuatro trampas de caída y se calculó un valor por cada estación de muestreo. El comportamiento sociable de las hormigas promueve el agrupamiento de individuos dentro de las muestras, diﬁcultando su cuantiﬁcación. Para solucionar este problema se transformó la abundancia por especie a una escala ordinal: 1=1 individuo; 2=2-5 ind.; 3=6-20 ind.; 4=21-50 ind.; 5=51-100 ind.; 6=101-1000 ind.; 7= >1000 ind. Para pequeños mamíferos se determinó la abundancia utilizando el número mínimo de individuos vivos para cada grilla de 4×4 trampas, considerando las capturas y recapturas de dos años consecutivos. Para lograr una caracterización y comparación válida entre piósferas se linealizó la relación y se obtuvo una función cuyos parámetros son de gran valor ecológico en el análisis de la piósfera (Chillo, 2013). Para esto se transformaron ambas variables a su inverso y se analizó cómo varía el inverso de la variable respuesta (1/H’ y 1/S) en función del inverso de la distancia a la aguada (1/m). La pendiente de la recta (parámetro b) sirve para comparar la respuesta de los ensambles entre estaciones del año y manejos ganaderos. Una función donde la pendiente no sea signiﬁcativa implica que no existe un gradiente de degradación. Por otro lado, al comparar dos pendientes signiﬁcativas, la función con la pendiente mayor estaría mostrando un mayor cambio de la variable respuesta en función de la distancia a la aguada. Esto implica que la función con mayor pendiente muestra un mayor ajuste al patrón de piósfera. Los parámetros de la recta se estimaron con modelos lineales generalizados (Bolker, 2008), teniendo en cuenta a cada transecta como factor. Para analizar cómo varía el patrón de piósfera se compararon las pendientes de las rectas entre las estrategias de producción ganadera utilizando una prueba de “Likelihood Ratio”. Este análisis se utiliza para comparar la bondad de ajuste de dos modelos y evaluar si la incorporación de otro parámetro (diferencias en la pendiente entre estaciones o manejos) agrega información al modelo o no (Bolker, 2008). Finalmente, se clasiﬁcó a cada especie dentro de un gremio tróﬁco o estrategia forrajera de acuerdo a las referencias bibliográﬁcas existentes (Tabla 1). Para evaluar cómo varía la composición de gremios tróﬁcos/estrategia forrajera a lo largo del gradiente de pastoreo y entre manejos ganaderos realizamos un análisis multivariado de ordenación de Escalamiento Multidimensional no Métrico (nMDS por sus siglas en inglés). Este análisis permite graﬁcar en un espacio de dos dimensiones, alejados a los objetos diferentes (y viceversa). Todos los análisis se realizaron con el software libre R (R Development Core Team, 2012). 417 Verónica Chillo & Ricardo A. Ojeda Tabla 1. Lista de especies identiﬁcadas y el gremio tróﬁco o estrategia forrajera al cual pertenecen Table 1. Identiﬁed species and its trophic guild or foraging strategy Hormigas 418 Especie Gremio tróﬁco Estrategia forrajera Dorymyrmex ensifer oportunista Dorymyrmex exanguis oportunista Dorymyrmex wolffhügeli oportunista Dorymyrmex ﬂavescens oportunista Dorymyrmex ebenia oportunista Dorymyrmex morenoi oportunista Dorymyrmex pyramica oportunista Dorymyrmex carettei oportunista Dorymyrmex planidiens oportunista Dorymyrmex breviscapis oportunista Dorymyrmex bruchi oportunista Dorymyrmex sp. 1 oportunista Dorymyrmex sp. 2 oportunista Forelius chelybaeus oportunista Solenopsis brevipes oportunista Solenopsis clytemmestra oportunista Solenopsis interrupta oportunista Solenopsis sp. 1 oportunista Pogonomyrmex sp. 1 granívora Pogonomyrmex sp. 2 granívora Crematogaster quadriformis generalista Crematogaster sp. 1 generalista Crematogaster brevispinosa generalista Camponotus blandus generalista Camponotus sp. 1 generalista Acromyrmex lobiscornis cortadora Acromyrmex lundi cortadora Acromyrmex striatus cortadora Neivamyrmex carettei predadora Mycetophylax emery cortadora Brachymyrmex laevis generalista Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Hormigas Pequeños mamíferos Especie Gremio tróﬁco Estrategia forrajera Brachymyrmex sp. 1 generalista Pheidole bergui generalista Pheidole wolfringi generalista Pheidole ﬂavens generalista Odontomachus haematodes predadora Eligmodontia typus omnívora Eligmodontia moreni omnívora Graomys griseoﬂavus herbívora Akodon molinae insectívora Thilamys pusillus insectívora Figura 2. Análisis de doble recíproco de la diversidad de hormigas en función de la distancia a la aguada. Distintos símbolos representan distintas transectas. Cuando la relación fue signiﬁcativa, se muestran los parámetros de la función y su ajuste (R2). *p<0,05 **p<0,01 Figure 2.Double reciprocal analysis of ant diversity in relation to the distance to the watering point. Different symbols represents different transects. The parameters of the function and its ﬁt (R2) are shown. *p<0.05 **p<0.01 419 Verónica Chillo & Ricardo A. Ojeda Resultados Para ambos ensambles, la menor riqueza de especies se encontró en el pastoreo continuo durante la estación seca, mientras que la mayor riqueza se encontró en el manejo de rotación durante la estación húmeda (Tabla 2). En relación al efecto de la piósfera sobre la diversidad, las hormigas mostraron un marcado patrón de piósfera solo durante la estación húmeda, y una diferencia signiﬁcativa en el patrón entre manejos ganaderos (Devianza=-444,9; Chi=26,54; p<0,001), siendo mayor la degradación bajo pastoreo continuo (Figura 2). La diversidad de pequeños mamíferos mostró una respuesta similar, ya que durante la estación húmeda el patrón de piósfera fue signiﬁcativamente mayor bajo pastoreo continuo (Devianza=-178,06; Chi=5,23; p=0,03) (Figura 3). Durante la estación seca se encontró un marcado patrón de piósfera en pastoreo de rotación y no en pastoreo continuo (Figura 3). El análisis de ordenación muestra como la presencia de los gremios más especialistas de hormigas —granívoras— (Figura 4) y de pequeños mamíferos -insectívoras- (Figura 5) se asocia a los sitios más alejados de la aguada y al manejo ganadero de rotación. Figura 3. Análisis de doble recíproco de la diversidad de pequeños mamíferos en función de la distancia a la aguada. Distintos símbolos representan distintas transectas. Cuando la relación fue signiﬁcativa, se muestran los parámetros de la función y su ajuste (R2). *p<0,05 **p<0,01 Figure 3.Double reciprocal analysis of small mammal diversity in relation to the distance to the watering point. Diﬀerent symbols represents diﬀerent transects. The parameters of the function and its ﬁt (R2) are shown. *p<0.05 **p<0.01 420 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 2. Riqueza de hormigas y pequeños mamíferos encontrados en pastoreo continuo y de rotación, durante las estaciones secas y húmedas Table 2.Ants and small mammal richness in sites under continuous and rotational grazing, during dry and wet season Pastoreo continuo Pastoreo de rotación Hormigas Pequeños mamíferos Est. seca 19 3 Est. húmeda 31 3 Est. seca 22 4 Est. húmeda 33 5 Discusión El patrón de piósfera ha sido reconocido ampliamente por su efecto sobre la vegetación y en menor medida sobre la fauna (Macchi y Grau, 2012). Aunque factores como la heterogeneidad del paisaje, la historia de pastoreo y la estrategia de producción ganadera pueden alterar la inﬂuencia de la distancia a la aguada en la distribución de la presión de pastoreo, pocas veces han sido considerados en el análisis (Ares et al., 2003). En este trabajo se analiza por primera vez la complejidad de la respuesta del ecosistema bajo disturbio considerando las variaciones intra-anuales en las precipitaciones y las diferencias en las estrategias de producción ganadera. Así, se encontró que ambos ensambles de fauna fueron afectados por la piósfera, lo que signiﬁca que la mayor carga ganadera que se concentra alrededor de las aguadas tiene un efecto negativo sobre la diversidad. Sin embargo esta respuesta varió según la estación del año y los manejos ganaderos. La respuesta del ensamble de hormigas estuvo determinada principalmente por la estación y en menor medida por el manejo ganadero. Notablemente, durante la estación seca la diversidad de hormigas no fue afectada por la piósfera, probablemente dado porque las especies activas son más tolerantes al estrés que presenta la falta de recursos, como ocurre con el género Dorymyrmex (Bestelmeyer, 1997). Esto también implica que durante la estación húmeda aumenta la actividad y la riqueza de especies (Tabla 2), muchas de las cuales son especialistas de ambientes cerrados con abundante mantillo (Bestelmeyer y Wiens, 1996), razón por la cual la piósfera es más marcada durante la estación húmeda (Figura 2). A su vez, el efecto negativo de la piósfera sobre la diversidad fue menor en pastoreo rotativo que en pastoreo continuo (Figura 2). Incluso, bajo rotación aparecen especies de gremios tróﬁcos/estrategias de forrajeo que estaban ausentes en el pastoreo continuo o en cercanías a las aguadas, por ejemplo las granívoras y predadoras (Figura 4). Esto sugiere que la exclusión ganadera de un año permite la recuperación de la diversidad y funcionalidad del ensamble. Los pequeños mamíferos mostraron mayor variación en su riqueza y diversidad entre manejos ganaderos que entre estaciones del año. Esto puede deberse a que especies como Akodon molinae y Thylamys pallidior habitan ambientes de mayor complejidad (Ojeda y Tabeni, 2009), por lo que son más afectadas por el pastoreo. En este sentido, la exclusión ganadera durante la estación húmeda permite la recuperación de la com- 421 Verónica Chillo & Ricardo A. Ojeda Figura 4. Escalamiento Multidimensional no Métrico (nMDS) de los gremios tróﬁcos / estrategia forrajera de las hormigas en función de la distancia a la aguada (números) y el manejo ganadero. Los sitios en negro indican pastoreo continuo, los sitios en rojo indican pastoreo rotativo Figure 4. Non-metric multidimensional scaling (nMDS) of trophic guilds / foraging strategies of ants in relation to the distance to the watering point (numbers) and management strategy. Sites in black represent continuous grazing, sites in red represent rotational grazing posición de la vegetación en las zonas más pastoreadas (Chillo, 2013), por lo que no se pierden estas especies de pequeños mamíferos (Tabla 2). A su vez, dichas especies son las únicas del ensamble con dieta especialista (insectívora) y solo ocurren en zonas más alejadas de la aguada (Figura 5). Por último, bajo pastoreo rotativo el efecto de la piósfera fue menor que bajo pastoreo continuo (Figura 3). Así, al igual que para el ensamble de hormigas, el manejo de rotación permite la recuperación de la diversidad y funcionalidad del ensamble de pequeños mamíferos. La dinámica de los ecosistemas áridos y semiáridos está determinada por la discontinuidad en la disponibilidad de recursos, donde el sistema atraviesa períodos de alta y baja disponibilidad hídrica. La lluvia dispara cambios a varias escalas, desde la liberación instantánea de nutrientes por la micro-fauna edáﬁca hasta cambios a lo largo de los años en las poblaciones de productores primarios y consumidores (Jaksic, 2001; Schwinning y Sala, 2004). Es por esto que se reconoce la importancia de los eventos climáticos extremos como oportunidad para la recuperación de zonas degradadas (Holmgren y Scheﬀer, 2001). En este sentido, el efecto positivo de la exclusión ganadera sobre la diversidad de fauna en zonas áridas ha sido demostrado principalmente en exclusiones de largo plazo (Tabeni y Ojeda, 2005). Este es el primer trabajo en mostrar el efecto 422 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Figura 5. Escalamiento Multidimensional no Métrico (nMDS) de los gremios tróﬁcos / estrategia forrajera de los pequeños mamíferos en función de la distancia a la aguada (números) y el manejo ganadero. Los sitios en negro indican pastoreo continuo, los sitios en rojo indican pastoreo rotativo Figure 5. Non-metric multidimensional scaling (nMDS) of trophic guilds / foraging strategies of small mammals in relation to the distance to the watering point (numbers) and management strategy. Sites in black represent continuous grazing, sites in red represent rotational grazing positivo de una exclusión ganadera durante un año, considerando una estación húmeda. Los resultados sugieren que el pastoreo rotativo evaluado en el campo experimental El Divisadero -con 4 meses de pastoreo intensivo y 12 meses de descanso- se presenta como una estrategia de producción alternativa en el Monte Central que disminuye los efectos negativos de la piósfera y permite la recuperación de la diversidad de fauna. Agradecimientos Agradecemos a C. Stasi, J.C. Guevara, J. Antúnez, R. Giralde, N. Entre Ríos, S.J.A. Melchor, N. Albanesi, J.P. Argañaráz, C. Diez, P. Biering, M. Acosta, G. Salvador, F. Palacio, M.R. Degury, G. Viega, F. Vianna, L. Gómez, C. Quiroga y N. Della Costa por su ayuda en la logística y el trabajo de campo. S. Claver y C. Lanzone contribuyeron con la identiﬁcación de especies. A. Cingolani, S.M. Giannoni, A. Bisigato y J.F. Reynolds por el asesoramiento a lo largo de todo el trabajo y a un revisor anónimo por sus contribuciones para mejorar esta publicación. Este estudio fue ﬁnanciado parcialmente por CONICET PIP 5944 y Agencia PICT 25778. 423 Verónica Chillo & Ricardo A. Ojeda Bibliografía ADÁMOLI, J., E. SENNHAUSER, J.M. ACERO & A. RESCIA, 1990. Stress and disturbance: Vegetation dynamics in the Dry Chaco region of Argentina. Journal of Biogeography, 17: 491-500. ARES, J., H. DEL VALLE & A. BISIGATO, 2003. Modeling and measurement of structural changes at a landscape scale in dryland areas. Environmental Monitoring and Assessment 8: 1-13. BESTELMEYER, B.T., 1997. 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Sociocultural Cercos vivos en la flora de una ciudad de la Patagonia semiárida argentina: especies preferidas e implicancias para la restauración ecológica Live fences in the urban ﬂora of a semiarid Patagonian city: preferred species and implications in ecological restoration Adriana E. Rovere1, Soledad Molares2 & Ana H. Ladio3 CONICET - Universidad Nacional del Comahue, San Carlos de Bariloche, Argentina 1 CIEMEP - CONICET y Universidad Nacional de la Patagonia San Juan Bosco, Chubut, Argentina 2 INIBIOMA - CONICET y Universidad Nacional del Comahue, San Carlos de Bariloche, Argentina 3 adrirovere@gmail.com Resumen La ﬂora urbana posee un papel primordial como reservorio de biodiversidad y corredores biológicos con unidades de conservación cercanas. La vegetación de plazas, calles y casas, disminuye el nivel de ruido, regula el ﬂujo de agua e incide en el bienestar de las personas. En el caso de las ciudades emplazadas en ambientes áridos, el desarrollo de especies ornamentales es limitado y depende de prácticas culturales que lo propicien. En la ciudad esteparia de Dina Huapi se estimó la riqueza de especies leñosas presentes en cercos frontales de 100 casas elegidas al azar, y se analizó sus familias botánicas, ambientes de procedencia y origen biogeográﬁco. Se relevaron 44 especies, siendo las más frecuentes: Cytisus scoparius (14,8%), Cupressus macrocarpa (9,6%), Rosa sp. (9,6%) y Pseudotsuga menziesii (9,2%). Las familias botánicas (23 en total) mejor representadas fueron: Rosaceae (26,6%) Cupressaceae (18%), Fabaceae (15%) y Pinaceae (13%). Las especies son en su mayoría originarias de la región Holártica (75%) y Antártica (23%). Diez especies son nativas de la Patagonia, y solo una crece en la estepa (Fabiana imbricata). Entre las 33 especies exóticas, 7 son consideradas invasoras en la región, y normalmente son preferidas por su rápido crecimiento. El origen preponderantemente Holártico concuerda con el patrón global de uso de especies ornamentales. La presencia de elementos antárticos indicaría que la valoración de lo propio podría ser otro criterio de selección. El mayor uso de plantas nativas de la estepa favorecería la implantación de la vegetación, disminuiría costos de riego y minimizaría el riesgo de invasiones biológicas. Palabras clave: conservación, especies nativas, ﬂora urbana, Patagonia Adriana E. Rovere, Soledad Molares & Ana H. Ladio Abstract Urban ﬂora has a vital role as a biodiversity reservoir and biological corridor connecting with nearby conservation units. The vegetation in parks, streets and gardens reduces noise level, regulates water ﬂow and contributes to people’s well being. In the case of urban cities located in arid areas, the development of ornamental species tends to be limited, often requiring cultural practices to maintain it. In the city of Dina Huapi (situated in the steppe), the richness of woody species present in perimetral hedges of 100 randomly selected houses was estimated. Their botanical families, environments of origin and bio-geographic origin were analyzed. In total, 44 species were surveyed; the most frequent are: Cytisus scoparius (14.8%), Cupressus macrocarpa (9.6%), Rosa sp. (9.6%) and Pseudotsuga menziesii (9.2%). The most common botanical families (23 in total) were: Rosaceae (26.6%),Cupressaceae (18%), Fabaceae (15%) and Pinaceae (13%). Most species are native to the Holarctic (75%) and Antarctic (23%) zones. Ten species are native of Patagonia and only one grows in steppe (Fabiana imbricata). Of the 33 non-native species, 7 are considered invasive and are normally preferred due to their fast growth. The use of species of predominantly Holarctic origin coincides with the global pattern of ornamental plants. The presence of Antarctic elements could indicate that the value of using native species could be another selection criterion. To increase the use of plants native to the steppe would favor the establishment of vegetation, reduce irrigation costs and minimize the risk of biological invasions. Key words: conservation, native species, urban ﬂora, Patagonia Introducción El desarrollo de nuevos centros urbanos, como así también el crecimiento y expansión en número y tamaño de ciudades, se ha ido ampliando debido al aumento poblacional, acrecentando las áreas urbanas en todo el mundo. La población mundial se ha incrementado gradualmente, superando la fracción urbana a la población rural desde el año 2008 (Arosemena, 2012; Naciones Unidas, 2013), tendencia que se estima continuará progresando en el nuevo milenio (Kuchelmeister, 2000). Según McKinney (2006), la urbanización puede derivar en un proceso de homogenización de la diversidad biológica, debido principalmente a la fragmentación del hábitat, al desplazamiento de las especies nativas, y su posterior reemplazo por especies exóticas. Estas especies exóticas son en su mayoría unas pocas plantas ornamentales de cultivo mundial, y en una proporción no estimada, pero importante, son plantas ruderales, que debido a su alta plasticidad ecológica colonizan los espacios disturbados (Rapoport, 1987; Rovere et al., 2013). Las ﬂoras urbanas incluyen a los parques y el arbolado urbano a cargo de las autoridades locales, y también, a los jardines, quintas y/o cercos vivos que dependen directamente de sus propietarios (Rovere et al., 2013). En particular, los cercos vivos domiciliarios han sido poco abordados como parte de la ﬂora urbana y escasamente estudiados, tanto desde la silvicultura urbana (Kuchlmeister, 2000); la etnobotánica urbana (Rovere et al., 2003) o la ecología urbana (Ladio y Damascos, 2000). Estos pueden deﬁnirse como espacios vegetados en disposición lineal, cuya principal función es delimitar a la propiedad, además de ser barrera visual, sonora y física de vientos y polvo 430 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina a modo de ﬁltros ambientales (Boﬀelli y Sirtori, 2004; Rodriguez-Laredo, 2008; Nascimento et al., 2009). La delimitación de espacios en áreas urbanas a través de componentes vegetales, es de particular interés en las tres disciplinas arriba mencionadas, dado que suelen ser las primeras intervenciones que las personas hacen al paisaje (Rovere et al., 2013). Esta intervención del paisaje con plantas involucra decisiones y prácticas especíﬁcas, producto de preceptos y valores estéticos propios de los habitantes, quienes activamente diseñan, construyen y mantienen el cerco vegetal como una parte importante de su vivienda (Nascimento et al., 2009). En las ciudades, la presencia y desarrollo de componentes vegetados en plazas, cercos, arbolado público, etc., forma parte de los principales indicadores de habitabilidad urbana (Van Herzele y Wiedemann, 2003). Los árboles y arbustos en las ciudades desempeñan un papel fundamental en la sustentabilidad de las urbes, proporcionando beneﬁcios materiales, al ser fuente de alimentos, energía, madera y forraje, como ecológico-ambientales, al mejorar el microclima, la calidad del aire, la conservación del suelo y promover la biodiversidad, entre otros (Ladio y Damascos, 2000; McKinney, 2006; Nagendra y Gopal, 2010; FAO, 2013). También, estos espacios actúan como corredores biológicos facilitando la conectividad con unidades de conservación cercanas (Rudd et al., 2002). Asimismo, propician beneﬁcios intangibles, inﬂuyendo positivamente sobre aspectos ligados a la salud, la recreación, la educación y hasta el empleo de sus habitantes (Kuchelmeister, 2000). Sin embargo, la ﬂora urbana también puede tener efectos negativos a escala regional, pudiendo ser fuente de propágulos de especies invasoras (Rapoport, 1987; Ladio y Damascos, 2000; Deckers et al., 2004; Rovere y Molares, 2012). Varios trabajos en la región patagónica han documentado que las especies exóticas invasoras son altamente abundantes en baldíos, bordes de rutas y calles (Díaz-Betancourt et al., 1999; Ladio y Rapoport, 2005), pero nada se ha investigado hasta el momento si esta abundancia puede estar relacionada a la vegetación de plazas, cercos y/o jardines. En este contexto, el desarrollo de la ﬂora urbana requiere de planes de ordenamiento territorial que propicien su enriquecimiento, para lo cual es fundamental realizar estudios de base que permitan su caracterización. Por ello, y a modo de caso de estudio, se presenta este trabajo cuyo objetivo fue estudiar los cercos vivos presentes en la ciudad de Dina Huapi, asentada en la estepa patagónica de la provincia de Río Negro, centro semi-urbano que en los últimos años ha experimentado un paulatino crecimiento en la actividad turística. En dicha localidad, estimamos la riqueza de las especies leñosas, sus familias botánicas, sus características distintivas, los ambientes de procedencia y su origen biogeográﬁco con el ﬁn de determinar su potencial invasor o su papel como reservorio de biodiversidad local. Dadas las características emergentes de este asentamiento urbano, creemos indispensable este estudio para dar directrices para su futuro desarrollo. Según Grigera et al. (1990), en las ciudades turísticas, el beneﬁcio económico de las áreas verdes urbanas es aún mayor dado que contribuyen al mejoramiento estético de la ciudad, aspecto crítico para el crecimiento económico y cultural de estos asentamientos. 431 Adriana E. Rovere, Soledad Molares & Ana H. Ladio Material y Método Área de estudio El trabajo se realizó en la localidad de Dina Huapi (Provincia de Río Negro) (41º07’S y 70º40’O), distante a 15 kilómetros de la ciudad de San Carlos de Bariloche. Esta ciudad está emplazada en un paisaje de ecotono bosque-estepa patagónica y colinda con el Parque Nacional Nahuel Huapi (Figura 1). Su población se cuadruplicó en los últimos 20 años, con 849 habitantes en 1991 y 3469 habitantes al 2010 (INDEC, 2010). El nombre de la localidad Dina Huapi (Isla Danesa), hace referencia a los primeros pobladores que se establecieron en la región, de origen danés “Dina”. La población actual posee características multiculturales, con pobladores provenientes de otras áreas urbanas del país, de áreas rurales, algunos son descendientes de inmigrantes y otros son mapuches. El clima es templado y semiárido, con una temperatura media anual de 8°C, y precipitaciones variables entre 600 a 1000 mm anuales concentradas en invierno. Los vientos superan los 20 km por hora durante todo el año. La escasez de agua durante el periodo de crecimiento de las plantas es el principal factor limitante, a su vez la textura arenosa de los suelos reduce el almacenamiento del agua, y los fuertes vientos como así también la intensa insolación en verano aumentan la desecación (Mermoz et al., 2009). 0 10 20 km N Lago Hermoso Lago Villarino Lago Falkner 40˚30’ Neuquén CHILE Lago Traful ARGENTINA Villa La Angostura Lago Nahuel Huapi 41˚00’ Lago Gutiérrez San Carlos DINA HUAPI de Bariloche Lago Mascardi Lago Guillelmo Río Negro 41˚30’ Lago Martín Lago Steffen 71˚30’ Figura 1. Ubicación de la Localidad de Dina Huapi, Río Negro, Patagonia, Argentina Figure 1. Location of Dia Huapi, Río Negro, Argentine Patagonia 432 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina La vegetación característica de la región es de tipo abierta, con porcentajes de suelo desnudo que superan el 20%, y predominio de gramíneas cespitosas y arbustos xeróﬁlos como Anarthrophylum rigidum, Mulinun spinosum, Nassauvia spp., etc., siendo frecuente en parches más húmedos ejemplares de Fabiana imbricata, y de manera más aislada, Austrocedrus chilensis, Discaria chacaye y Schinus patagonicus. Muestreo Primeramente se seleccionaron al azar 20 cuadras, y en cada una de ellas se registró la presencia de plantas leñosas en disposición lineal a modo de límite divisorio frontal de las viviendas. Se trabajó hasta llegar a contabilizar 100 viviendas con cercos vivos de especies leñosas. El muestreo se realizó abarcando todos los barrios de la localidad, excluyendo los nuevos loteos donde tanto las viviendas como los cercos y jardines se encuentran en construcción. El muestreo se realizó en el mes de enero de 2011, a ﬁn de encontrar la mayor cantidad de especies con estructuras reproductivas (ﬂores y/o frutos) que faciliten su identiﬁcación. En cada vivienda se realizó un inventario de las especies presentes. La ﬁliación taxonómica siguió a Zuloaga et al. (2009) y Tropicos (2012). Análisis de datos La sumatoria de las especies encontradas fue considerada la riqueza total de especies en los cercos. Por otra parte, la frecuencia de ocurrencia de las especies (nix100)/N) se calculó mediante el número de veces (n) que aparece la especie (i) en relación al total de cercos analizados N=100, considerándose este un índice apropiado para estimar el consenso de uso de las especies como medida directa de importancia cultural (Rovere et al., 2013). Luego las especies fueron clasiﬁcadas según su forma de vida en árboles, arbustos, enredaderas y lianas según Zuloaga et al. (2009) y Tropicos (2012). Asimismo fueron categorizadas según su origen biogeográﬁco en nativas ó exóticas de la Patagonia y en relación a la región biogeográﬁca de origen —Holártica, Neotropical, Paleotropical, Capense, Australiana y/o Antártica— (Diels, 1908, citado en Hueck, 1978). La riqueza de especies nativas y exóticas fue comparada usando un test binomial (p<0,05). Para las especies nativas en particular, se analizó su procedencia en cuanto a las unidades de vegetación del Parque Nacional Nahuel Huapi: bosque húmedo, bosque de transición, estepa, vegetación altoandina, ambiente acuático o ambiente alterado (Ezcurra y Brion, 2005). A la vez, se realizó una revisión bibliográﬁca sobre algunas características distintivas de las especies en cuanto al color de su follaje, estructuras reproductivas y aromaticidad (Tabla 1). La revisión bibliográﬁca fue realizada en las siguientes bases de datos: Scielo (www.scielo.org) y Scopus (www.scopus.com) usando como palabra clave el nombre de las especies. Resultados Los componentes vegetales de los cercos En total se registraron 44 especies vegetales leñosas, las que en su mayoría son de origen exótico (34 especies, 77%), las restantes (10 especies, 23%) son nativas de la Patagonia (Tabla 1) (Binomial test, p<0,05). La mayoría de estas son Holárticas (75%) y Antárticas (23%). Todas se distinguen por agregar al paisaje colores verdes intensos, 433 Adriana E. Rovere, Soledad Molares & Ana H. Ladio Tabla 1. Especies leñosas nativas de la Patagonia utilizadas en los cercos vivos de Dina Huapi, Río Negro, Argentina. Se indica el nombre cientíﬁco, nombre común, familia botánica, características estéticas y consenso de uso (%). El superíndice indica el ambiente natural de procedencia: bt bosque de transición,bh bosque húmedo, eestepa y alambiente alterado. Se indica con * Araucariaaraucana, una especie del bosque sub-antártico pero que no pertenece al Parque Nacional Nahuel Huapi Table 1. Patagonian native ligneous species used in live fences in Dina Huapi. bt: forest of transition, bh: wet forest, e: steppe, al: modiﬁed environment. * Araucaria araucana, species of sub-antarctic forest not belonging to Nahuel Huapi Park Nombre cientíﬁco Nombre común Familia Follaje Características estéticas C. de uso (%) Maytenus boaria Molina Maitén Celastraceae Perenne Follaje frondoso verde claro. 3,3bt Fabiana imbricata Ruiz & Pav. Palo piche Solanaceae Perenne Follaje semifrondoso, ﬂores lilas. Aromática 1,5e Schinus patagonicus (Phil.) I.M. Johnst. ex Cabrera Laura Anacardiaceae Perenne Follaje semifrondoso verde oscuro, drupas violetas. Aromática. 1,5bt Scrophulariaceae Perenne Follaje frondoso verde grisáceo, inﬂorescencias amarillo-anaranjadas. 0,7bt Buddleja globosa Hope Pañil Diostea juncea (Gillies ex Hook.) Miers Retamo Verbenacaeae Perenne Follaje espaciado, muy ramosa, ﬂores lilas. 0,7bt Embothrium coccineum J.R. Forst. & G. Forst. J.R. et G. Forster Notro Proteaceae Caduca Follajesemifrondoso verde oscuro, ﬂores rojas. 0,4bt Nothofagus dombeyi (Mirb.) Oerst. Coihue Nothofagaceae Perenne Follaje semifrondoso, hojas coriáceas verde oscuras. 0,4bh 0,4bh Ribes magellanicum Poir. Parrilla Grossulariaceae Caduca Follaje semifrondoso verde claro, ﬂores cobrizas y bayas moradas. Austrocedrus chilensis (D. Don) Pic. Serm. & Bizzarri Ciprés de la cordillera Cupressaceae Perenne Follaje frondoso verde oscuro. Aromática. 0,4bt Perenne Follaje frondoso, hojas coriáceas punzantes verde oscuro. Aromática. 0,4* Araucaria araucana (Molina) K. Koch 434 Pehuen Araucariaceae Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina mayormente perennes, creando una disrupción visual con respecto a la vegetación local circundante. Entre las especies exóticas relevadas, las más consensuadas son: Cytisus scoparius (14.8%), Cupressus macrocarpa (9.6%), Rosa spp. (9.6%) y Pseudotsuga menziesii (9.2%) (Figura 2). Catorce especies (41%) son invasoras en alguna región del globo (Vidra y Shear, 2008; Rovere y Molares, 2012). En la Patagonia, son siete las que ya se han catalogado con comportamiento invasor en parques y reservas nacionales (Acer pseudoplatanus, Cytisus scoparius, Pinus radiata, Pinus ponderosa, Prunus cerasus, P. menziesii, Rosa rubiginosa), y otras 5 presentan potencial peligrosidad en este sentido (Pinus contorta, Cotoneaster franchetii, Hedera helix, Ligustrum sinense, Lonicera japonica). Normalmente estas plantas son preferidas por su rápido crecimiento y su rusticidad frente a condiciones climáticas limitantes. Con respecto a las especies nativas, las más utilizadas son Maytenus boaria (3,3%), Schinus patagonicus (1,5%) y Fabiana imbricata (1,5%). En la mayoría de los casos, son Figura 2. Aspecto del cerco perimetral de una vivienda de Dina Huapi ubicada en un sitio ventoso frente al Lago Nahuel Huapi, compuesto por Cupressus macrocarpa, fuera del área de la vivienda y en primer plano Cytisus scoparius escapado de cultivo Figure 2. Live fence in a house in Dina Huapi, in a windy site in front of Nahuel Huapi lake, with Cupressus macrocarpa and Cytisus scoparius in ﬁrst plane 435 Adriana E. Rovere, Soledad Molares & Ana H. Ladio plantas que vegetan naturalmente en el bosque y en el ecotono bosque —estepa patagónica— (Schinus patagonicus, Austrocedrus chilensis, Buddleja globosa, Diostea juncea, Embothrium coccineum, Fabiana imbricata y Maytenus boaria), mientras que Ribes magellanicum y Nothofagus dombeyi son integrantes del bosque. Por su parte, Fabiana imbricata es la única especie que presenta un área de distribución que se extiende hasta la estepa (Tabla 1). En cuanto a las familias botánicas (23 en total), las mejor representadas son Rosaceae (26,6%), Cupressaceae (18%), Fabaceae (15%) y Pinaceae (13%). Características distintivas y estéticas de las especies componentes El 63% de las especies presenta follaje perenne o semiperenne. Solo una especie es punzante: la nativa del norte de la Patagonia Araucaria araucana. En su mayoría son árboles (19) y arbustos (17), tres especies son enredaderas (entre ellas Hedera helix) y cinco presentan formas intermedias árbol-arbusto. El color de las ﬂores, inﬂorescencias o estructuras reproductivas es variable, estas pueden ser blancas (16,0%), amarillas (11,4%) o verdes (4,5%). Cabe subrayar que entre las especies observadas se encontró Embothrium coccineum con ﬂores rojas en una casa y Buddleja globosa con ﬂores anaranjadas en dos casas, ambas con profusa y vistosa ﬂoración. Por otro lado, alrededor del 48% de las especies son aromáticas (17 especies exóticas y 4 nativas), aunque sólo 7 de las especies exóticas suelen ser reconocidas como tales por sus fragancias de prestigio globalizado (Rosmarinus oﬃcinalis, Lavandula oﬃcinalis, Syringa vulgaris, Lonicera japonica, Rosa spp. y Prunus laurocerasus). Las especies nativas de los cercos aportan también con agradables aromas (Fabiana imbricata, Schinus patagonicus, Austrocedrus chilensis). En ambos casos, el empleo de especies con aromaticidad y colorido adiciona atributos que puede tener implicancias sobre los habitantes, inﬂuyendo directamente en su bienestar y en animales silvestres atrayendo a polinizadores y aves, así como también repeliendo plagas. Discusión y conclusiones Este estudio resalta la notable diversidad vegetal presente en los cercos vivos de una comunidad de estepa patagónica, creada y mantenida por sus habitantes quienes seleccionaron una amplia gama de especies nativas y exóticas, con cualidades que ponen de maniﬁesto preferencias hacia plantas de follaje verde, frondoso y perenne. Dalmasso et al., (2008), han destacado que en la jardinería de zonas áridas o xerojardinería, es ventajoso el uso de especies nativas, dado que las mismas están adaptadas al ambiente, a la vez que se facilita su manejo con una mínima artiﬁcialización, siendo buenas competidoras bajo las condiciones climáticas locales. Sin embargo, los cercos, siendo parte de una de las estructuras del paisaje urbano de Dina Huapi y en gran parte consecuencia de actividades de jardinería, están conformados principalmente por especies exóticas, muchas de ellas que necesitan de altos cuidados culturales, como el riego, la poda y el raleo periódico. Estas plantas son oriundas preponderantemente de la región Holártica, concordando con el patrón global de uso de especies ornamentales, como así también las prin- 436 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina cipales familias botánicas (Rapoport, 1987). Esto indicaría que los procesos de selección de las especies por parte de los habitantes están fuertemente orientados a las concepciones estéticas de la sociedad global, de modo de asemejarse a las grandes urbes templado-frías, aunque con grandes esfuerzos de riego y manutención, y distanciándose de un paisaje lindante árido y bajo, que ofrece pocas oportunidades para la sombra y el reparo del viento. Por otra parte, muchas de las especies exóticas relevadas en este trabajo son invasoras en distintos lugares del mundo, incluso en la Patagonia argentina. Estudios sobre la ﬂora urbana en el centro-oeste de Argentina, han encontrado las mismas tendencias, y como medida, se propone desalentar el uso de Ligustrum sinense y Pyracantha coccinea, dos especies también encontradas en nuestro trabajo. Otra especie del mismo género Ligustrum lucidum se ha registrado como especie invasora en el Parque Costero del sur (provincia de Buenos Aires, Argentina) y se propone realizar medidas de restauración controlando la especie (Ribichich y Protomastro, 1998). Actualmente Ligustrum lucidum también se haya presente como especie invasora en la región sur de las Yungas, modiﬁcando los hábitats y disminuyendo la diversidad de aves (Ayup et al., 2013). En ambientes riparios urbanos de Estados Unidos, se ha encontrado que especies ornamentales exóticas, entre las que se mencionan: Ligustrum lucidum, Ligustrum sinense, Lonicera japonica y Hedera helix, han invadido profusamente ambientes naturales y se ha propuesto la erradicación de las mismas mediante trabajos de restauración urbana (Vidra y Shear, 2008). Por otra parte, la enredadera leñosa “hiedra” (Hedera helix), originaria de Europa, Asia y norte de África, ya se ha documentado como asilvestrada en otros lugares de Argentina (Jankowski et al., 2000). En distintos bosques de Estados Unidos por ejemplo, ya se están desarrollando trabajos de eliminación de hiedras presentes en los sotobosques (Heather et al., 2011). Especíﬁcamente en la región patagónica, Sarasola et al.(2006), han evaluado que Pinus contorta (pino murrayana) muestra expansión invasora sobre la estepa desde las plantaciones, mientras que Pseudotsuga menziesii (pino oregón) no parece comportase como especie invasora. En cambio, Speziale y Ezcurra (2011) han documentado que Pseudotsuga menziesii y Rosa rubiginosa, poseen comportamiento invasor en la estepa, por lo que es necesario mayores estudios que identiﬁquen la peligrosidad de estas especies en este ambiente. Nuestro trabajo muestra que pocas especies nativas están representadas en los cercos. En todos los casos se trata de especies relativamente plásticas y tolerantes a la humanización de los ambientes, en algunos casos con reproducción vegetativa adicional a la sexual lo que favorece su multiplicación (Buddleja globosa, Embothrium coccineum). Asimismo, algunas de estas se reproducen y expenden en viveros de la zona (Austrocedrus chilensis, Maytenus boaria) lo que aumenta su disponibilidad. Estas características relacionadas a su accesibilidad y adaptabilidad a ambientes urbanos semi-esteparios, indican que su utilización puede ser estimulada y concretada. La presencia de elementos del bosque subantártico indicaría que la valoración de lo propio podría ser otro criterio de selección. En los últimos años, se ha hecho mucho 437 Adriana E. Rovere, Soledad Molares & Ana H. Ladio más prevalente el discurso conservacionista y de la importancia de la conservación de plantas nativas en los medios de comunicación masivos así como también en campañas de educación ambiental en escuelas de la región. Los bosques templados de Argentina y Chile albergan muchas especies nativas atractivas desde un punto de vista ornamental, y que de hecho son utilizadas con estos ﬁnes en otras partes del mundo (Puntieri y Grosfeld, 2009). Sin embargo el uso de plantas de la estepa es escaso (ver proyecto para su desarrollo ornamental en Mascó et al., 1998), aún siendo especies naturalmente adaptadas a las condiciones extremas de la Patagonia extra-andina, con ventajas para la implantación de sus propágulos, menores necesidades de riego, y sin riesgos de convertirse en invasoras en áreas silvestres aledañas. Una mayor utilización de especies nativas de la estepa permitiría por un lado disminuir la dispersión de especies potencialmente invasoras hacia las áreas de interés para la conservación, como así también ofrecer paisajes ﬂorales urbanos en sintonía con su entorno natural más próximo, además de fomentar diseños de arbolados y jardines que contengan parte del paisaje estepario, que podrían ser atractivos turísticos adicionales, en contraposición a un estilo paisajístico único y globalizado (Rovere y Molares, 2012). Los planes para el desarrollo de la ﬂora urbana deberían promover la preservación y restauración de especies nativas de la estepa o del ecotono bosque-estepa. Por ejemplo tienen grandes potencialidades ornamentales las especies perennes de estepa: Discaria chacaye (chacay) que puede adoptar forma de árbol ó arbusto de acuerdo al sitio y manejo; Anarthrophyllum rigidum (mata guanaco) arbusto de vistosa ﬂoración rojo-anaranjada, Senecio ﬁlaginoides (charcao gris) arbusto de hojas glaucas, Mulinum spinosum (neneo) arbusto espinoso hemiesférico de color verde amarillento; como así también algunas especies frecuentes en zonas de ecotono, por ejemplo: Lomatia hirsuta (radal) árbol perenne de vistoso follaje coriaceo verde oscuro, y Berberis microphylla (calafate) arbusto espinoso, de vistosa ﬂoración amarilla y bayas comestibles. Su utilización tendría ventajas no solo económicas y medioambientales, sino también fomentaría la generación de corredores biológicos que podrían conectar paisajes silvestres con paisajes urbanos, favoreciendo la generación de pequeñas, pero intercomunicadas unidades de conservación, en armonía con la cultura local. Agradecimientos Especial agradecimiento a los dina huapenses que nos permitieron observar los cercos vivos de sus viviendas. Al Consejo Nacional de Investigaciones Cientíﬁcas y Técnicas (CONICET) y a la Universidad Nacional del Comahue. Este trabajo ha sido ﬁnanciado por el proyecto PIP 11420100100258. 438 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Bibliografía AROSEMENA, G., 2012. Agricultura urbana: espacios de cultivo para una ciudad sostenible. Editorial Gustavo Gili, SL. Barcelona, España. AYUP, M.M., L. MONTTI, R. ARAGÓN & H.R. GRAU., 2013. 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Filosofía, Humanidades y Artes, Universidad Nacional de San Juan alegarcia@unsj.edu.ar Resumen La protección del patrimonio arqueológico conlleva una serie de acciones que abarcan ámbitos tan diversos como la educación, la legislación, la investigación y la gestión. A su vez, cada provincia presenta particularidades vinculadas en gran medida con el avance de desarrollo de la temática a nivel local. En esta oportunidad se analizará uno de estos casos, el de la provincia de San Juan, a ﬁn de contribuir a la comprensión del estado del tema y a la detección de algunas claves para la conservación y el manejo eﬁcaz de los recursos arqueológicos. Palabras clave: patrimonio arqueológico, gestión cultural, San Juan Summary The protection of the archaeological heritage involves a series of activities covering areas as diverse as education, legislation, research and management. In turn, each province has particularities largely linked to the progress of development of the issue locally. One of these cases, that of the province of San Juan, will be analyzed here in order to contribute to the understanding of the state of the subject, and to detect some keys for the conservation and eﬀective management of the archaeological resources. Key words: archaeological heritage, cultural management, San Juan Introducción A diferencia de la explotación de los recursos renovables, la conservación del patrimonio arqueológico no da segundas chances, y esto se debe a su carácter único, individual e irrepetible. Fundamentalmente esto se debe a la imposibilidad de recrear un sitio arqueológico en las mismas condiciones contextuales que le dieron origen y que en deﬁnitiva son las que le brindan un sentido especíﬁco, esto es, la información que busca rescatar el arqueólogo. Dado que todos los contextos arqueológicos (los elementos culturales y su relación entre sí y con el medio que los contiene) son indefectiblemente Alejandro García modiﬁcados por agentes (naturales y culturales) que actúan luego de su depositación, algunas de las vías eventualmente dirigibles a su preservación son la restricción de las acciones humanas destructivas y el control de algunos procesos físicos que los afectan. En el mismo sentido, reducir los casos de socialización o gestión de sitios arqueológicos a aquellos en los que se tenga un dominio real de todos los elementos involucrados es otra forma de contribuir a su preservación. No obstante, en cualquier caso se requiere un conocimiento previo de las condiciones de base de los recursos arqueológicos, lo que exige el desarrollo de un diagnóstico sobre su estado de conservación y una evaluación de los riesgos de impacto natural o cultural. Diagnóstico de situación El patrimonio arqueológico de la provincia de San Juan y su gestión presentan algunas particularidades que permiten comprender su condición actual. Algunos de los elementos a tener en consideración a la hora de hacer un diagnóstico de la situación actual son el grado de abundancia de los recursos arqueológicos, el carácter de las acciones oﬁciales vinculadas con su estudio y conservación, y algunos aspectos de la idiosincrasia local que lo afectan de diversas formas. La riqueza de los recursos arqueológicos de San Juan es muy alta, y comprende (entre otras formas) elementos aislados, sitios con arte rupestre, abrigos rocosos y estructuras habitacionales o administrativas. Estos sitios, que contienen los restos de ocupaciones de distintos momentos correspondientes a los últimos 10.000 años, tienen una amplia distribución por toda la provincia y presentan grados muy diversos de visibilidad. Esta abundancia, que a los ﬁnes de la investigación constituye un elemento relativamente propicio, es a la vez un generador de obstáculos para la conservación patrimonial, dado que las oportunidades de destrucción accidental o intencional son numerosas y requieren un complejo plan de acción oﬁcial que las contrarreste. En principio, la envergadura de los inconvenientes está en relación directa con la visibilidad arqueológica de los sitios, lo que se evidencia fundamentalmente en aquellos que presentan estructuras arquitectónicas o arte rupestre. Sin embargo, existe una gran cantidad de sitios sedimentados que presentan materiales arqueológicos enterrados sin otras señales en superﬁcie, y que son frecuentemente expuestos o alterados por diversas actividades vinculadas con obras públicas o privadas (excavaciones para cimientos de viviendas o ediﬁcaciones mayores, construcción de caminos y presas hidroeléctricas, acondicionamiento de áreas para explotación agrícola, petrolera, etc.). Por lo tanto, los riesgos de alteración de sitios arqueológicos en la provincia son muy altos. Otro elemento importante a considerar es la existencia de un conjunto de acciones usualmente desarrolladas, que en distinto grado atentan contra el patrimonio arqueológico. Sin contar los eventuales casos de saqueo, los particulares muchas veces infringen la ley al no denunciar los hallazgos arqueológicos que realizan o los materiales ya habidos con anterioridad a la sanción de la legislación correspondiente. Esta conducta puede estar en la mayoría de los casos vinculada con los temores al decomiso o a las penas, o con la desconﬁanza hacia el accionar oﬁcial, según sugieren las versiones que esporádicamente pueden recogerse en las comunidades cercanas a algunos sitios arqueológicos. 444 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Un problema recurrente es la falta de realización de evaluaciones de impacto ambiental, fundamentalmente en casos de laboreos agrícolas, a pesar de las disposiciones internacionales sobre el tema (Internacional Council on Monuments and Sites, 1990). En San Juan esta situación se ha observado en los últimos tiempos en numerosos emprendimientos alentados por las ventajas de los diferimientos impositivos, en los que aparentemente no se ha aplicado la Ley de Evaluación de Impacto Ambiental Nº 6.571. A esto se suma el ocultamiento y/o destrucción de hallazgos por temor a que su rescate ocasione demoras a las obras (tanto individuales como de empresas). En gran medida estas acciones responden a una difusión o comunicación poco ﬂuida desde las instituciones políticas pertinentes hacia las comunidades locales, y a la falta de un poder real de control masivo por parte de la Autoridad de Aplicación de la Ley Nº 6801 y de su modiﬁcatoria Ley 7911. Esta situación lleva a pensar que en la práctica la única salida a corto plazo consiste en la oferta de ventajas impositivas o de algún tipo de aliciente que impulse a los particulares y las empresas a cumplir con sus obligaciones. Alternativamente, podrían implementarse cambios sustanciales en el espíritu y forma de aplicación de las normas legales, que permitan aprovechar los resultados obtenidos por los profesionales y los trabajos de evaluación de impacto y avanzar sobre la solución de aquellos casos en los que la ausencia oﬁcial conspira contra la conservación del patrimonio. Casos de gestión de recursos arqueológicos Un aspecto de sumo interés para el tema está dado por el desarrollo efectivo de gestiones vinculadas con los recursos arqueológicos y con el análisis de sus resultados, ya que pueden brindar una idea aproximada de la situación. En este sentido, las experiencias locales muestran que algunas acciones bien intencionadas encaminadas a la protección de los sitios pueden brindar resultados totalmente opuestos a los esperados. Tal es el caso de las “protecciones virtuales” de sitios arqueológicos, consistentes en su aparente revalorización y cuidado a través de su cercado y de la colocación de cartelería destinada a concientizar a los visitantes y advertir el hecho de que el lugar se encuentra protegido por la legislación vigente y por las autoridades correspondientes (García, 2007). Lagiglia (1994) consideraba “superﬂuo y de gran costo cercar ruinas o lugares arqueológicos, cuando la necesidad primaria es la de excavarlos y estudiarlos con más profusión”. Asimismo, entendía que “cercando un sitio ni se lo preserva ni se lo protege de la acción de la depredación de curiosos e inconscientes”. En este sentido, las experiencias locales muestran que dichos cercados y señales ubicados en sitios de paso en los que no existen posibilidades de aplicación de estrategias permanentes de control efectivo funcionan en cambio como elementos de atracción que permiten a la gente acceder libremente a recursos que de otra forma habrían pasado inadvertidos (Lagiglia 1994). La experiencia indica que esta metodología no sólo no favorece la protección de los sitios sino que, por el contrario, puede contribuir a su alteración. Esa situación puede observarse claramente en un geoglifo localizado sobre la margen derecha del río Jáchal y en un sitio con arte rupestre en la localidad de Colangüil (Figuras 1 y 2). Finalmente, y como explica el propio Lagiglia (1994) la colocación adicional de una custodia permanente hace más incomprensible la inversión en un cercado. Un ejemplo claro de esta situación es el del sitio Angualasto, 445 Alejandro García Figura 1. Restos del alambrado establecido como medida de protección de los geoglifos del Río Jáchal Figure 1. Remains of the wiring set as protection of the geoglyphs of Jáchal River Figura 2. Estado actual de las medidas de protección de petroglifos en la localidad de Colangüil Figure 2. Current status of the protection measures of petroglyphs in Colangüil locality 446 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina en el norte de San Juan, al que se le colocó un alambrado perimetral a pesar de que en uno de sus extremos se encuentra ubicado un destacamento de Gendarmería Nacional. Una forma de rescate se sitios que ha tenido resultados desafortunados a nivel local es la relocalización. El caso especíﬁcamente acaecido en los últimos tiempos se vincula con un compromiso de estudio, extracción y relocalización de un conjunto de petroglifos ubicado en el Km 53 del Río San Juan, que iba a quedar sumergido al llenarse el lago formado como resultado de la construcción de la presa Caracoles (Varela y Riveros, 2001). En este caso todas las etapas presentaron serios problemas: el estudio de los petroglifos jamás fue publicado, la extracción produjo roturas importantes en las rocas con grabados y su relocalización ocasionó no sólo la destrucción de un sitio arqueológico ubicado en el sector de destino de los petroglifos sino también una serie de daños irreversibles a las imágenes (Rodriguez y Rodríguez, 2011; Figura 3). Un tercer caso es el de un sistema de riego prehispánico que corre por la ladera de las Sierras Azules, en el sector occidental del Valle de Zonda. En esta oportunidad toda el área cercana a los distintos componentes del sistema fue protegida por Ordenanza Nº 13/07, que declara “Área Arqueológica Protegida al espacio ocupado por el sistema hidráulico prehispánico y sitios adyacentes” y además declara “de Interés Municipal el estudio, conservación, protección y revalorización del sistema hidráulico prehispánico y de los sitios arqueológicos vinculados con estas estructuras”. Aquí se destaca la excelente predisposición de los funcionarios del Departamento de Zonda, aunque diversos factores han imposibilitado la correcta aplicación de la norma (Figura 4). Estos casos muestran claramente que más allá de las buenas intenciones las acciones tendientes a la protección del patrimonio arqueológico deben conllevar un alto grado de viabilidad, la participación de arqueólogos profesionales que ocupen el lugar de los frecuentes “allegados a la Arqueología”, un fuerte compromiso de las partes intervinientes y un monitoreo permanente que garantice su cumplimiento. Algunas claves para contribuir a una conservación eficaz Dada la multiplicidad de factores involucrados en el tema, cualquier modelo de acciones tendientes a mejorar de manera sustantiva la protección y conservación del patrimonio arqueológico de San Juan resultará inevitablemente simplista. En cambio, resulta más operativo realizar algunas consideraciones sobre varios de esos aspectos, que pueden ser tenidas en cuenta a la hora de elaborar un plan de manejo integral de este tipo de recursos. En primer lugar, resulta imprescindible garantizar una participación efectiva de los arqueólogos en el proceso. A nivel local resulta difícilmente concebible un avance en los distintos planos vinculados con la protección del patrimonio arqueológico (investigación, legislación, gestión, etc.) sin un acercamiento a los profesionales especializados en el estudio y manejo de estos recursos. En deﬁnitiva, no es ni más ni menos que lo que ocurre con otros campos, como la salud, las obras públicas, la economía, etc., que requieren la participación de profesionales especíﬁcamente formados en cada uno de ellos. En efecto, una de las principales formas de contrarrestar la pérdida de sitios arqueológicos es alentar su estudio; pero además la presencia de más arqueólogos en el 447 Alejandro García Figura 3. Estado actual de una de las rocas con petroglifos relocalizadas en Zonda Figure 3. Current status of one of the rocks with petroglyphs relocated in Zonda Figura 4. Tramo del Canal Matriz del sistema de riego indígena de Zonda (línea continua) y ubicación de dos construcciones modernas posteriores a la Ordenanza 13/07 Figure 4. Section of the Main Channel of the Zonda indigenous irrigation system (solid line) and location of two modern houses 448 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina territorio sería un probable factor limitante para las acciones destructivas (en parte por la mayor posibilidad de consulta por parte de los lugareños). Por otro lado, resulta imprescindible el asesoramiento profesional a los funcionarios del área y la participación frecuente en la elaboración, evaluación y ejecución de programas oﬁciales relacionados con la gestión de los recursos arqueológicos. Evidentemente la escasa cantidad de arqueólogos profesionales residentes en la provincia (sólo dos) se reﬂeja en el bajo grado de avance de los puntos comentados. En relación a los sitios arqueológicos, es necesario contar con una evaluación actualizada de su estado. Pero como muchos de ellos aún no han sido registrados, es igualmente imprescindible alentar el desarrollo de un programa integral de relevamiento dirigido a la elaboración de un inventario oﬁcial. De esta forma se podría disponer de una estimación del potencial de información de cada sitio y de una evaluación del estado de conservación y de los riesgos de alteración, información básica para la deﬁnición de prioridades de rescate o para la implementación de medidas que frenen o reduzcan la acción perturbadora de agentes naturales o del hombre. Por ejemplo, existen sitios sometidos a fuertes procesos de erosión eólica o hídrica, ubicados en el borde de barrancas, intervenidos por bajadas de conos aluviales, etc., en los que tales efectos podrían ser morigerados. Mientras tanto, en los casos en que el riesgo de destrucción sea elevado deberían ejecutarse estudios destinados a recuperar la información cultural correspondiente. Sin un programa oﬁcial que apoye la realización de esta clase de línea de base arqueológica general, la pérdida diaria de información arqueológica en la provincia de San Juan es alta. Un aspecto interesante por los desafíos que involucra es el de la restauración de las condiciones contextuales originarias de algunos recursos arqueológicos en riesgo, como medio para frenar la acción de agentes naturales de alteración postdepositacional. En algunos casos, la restauración puede alcanzar parcialmente a los propios recursos arqueológicos afectados. Un claro ejemplo de este tipo de casos ocurre en San Juan con los sistemas de canales indígenas. Tras su abandono, cesaron las acciones de protección, limpieza y conservación que los grupos aborígenes desarrollaban para mantener la operatividad de los mismos. Consecuentemente, los puntos críticos (por ejemplo aquellos localizados en conos de deyección o en las laderas de las montañas) comenzaron a sufrir el efecto destructivo de procesos aluviales, formación de cárcavas, deslizamientos de laderas, etc. Esto se observa perfectamente en el sistema de riego de Zonda antes mencionado, en uno de los tramos caracterizados por la construcción de muros de sostenimiento del Canal Matriz para permitir sortear la presencia de laderas montañosas sin tener que perder nivel abruptamente (Damiani y García, 2011). Es este lugar puede veriﬁcarse cómo la acción de los agentes naturales ha destruido partes del muro, el cual continúa siendo gradualmente invadido por diversas cárcavas. Es este caso, la restauración de las condiciones iniciales y de las partes faltantes del muro es imprescindible para frenar el proceso de destrucción del tramo y debe formar parte de un plan integral de conservación de todo el sistema. Casos aﬁnes se observan en otros lugares del territorio sanjuanino, como Calingasta e Iglesia (Damiani, 2002) y llaman nuestra atención sobre la urgente necesidad de implementar acciones de restauración similares. En estos casos surge la estrecha relación con las tareas de revegetación, ya que esta actividad es 449 Alejandro García la que permite disminuir los escurrimientos superﬁciales y la erosión hídrica que destruye las obras arqueológicas. Finalmente, otro aspecto relevante concierne a la gestión de los recursos arqueológicos. Dada la posible tensión entre los intereses que pueden verse involucrados en los emprendimientos vinculados con el manejo del patrimonio cultural y natural (económicos, políticos, académicos, etc.) debe tenerse en cuenta que el principal elemento a considerar en el caso que nos ocupa es la vulnerabilidad de los recursos arqueológicos. Por lo tanto, un condicionamiento básico para la gestión de un sitio arqueológico es que éste haya sido previamente estudiado, esto es, que se haya obtenido la información necesaria para comprenderlo y darle sentido. Otro requisito indispensable es que se tenga un control permanente del mismo, de manera que pueda cumplirse acabadamente cualquier plan de manejo aprobado para su gestión y que no se ponga en riesgo su integridad. En algunos casos este segundo punto puede garantizar el desarrollo paralelo del primero, o sea que no siempre se trata de etapas secuenciales. Para contribuir a la gestión controlada de un sitio puede resultar de gran ayuda la formación de recursos humanos provenientes de la propia localidad en la que aquél se encuentra ubicado. De hecho, es de esperar que si los beneﬁcios económicos de la socialización de un sitio permanecen en la comunidad local, las posibilidades de éxito del emprendimiento serán mayores. Si no se dan las condiciones comentadas, es muy probable que cualquier emprendimiento que involucre la gestión de un sitio arqueológico termine siendo perjudicial para su integridad. Frente a este eventual panorama resultaría preferible mantener a resguardo la localización de los sitios. Consideraciones finales Como se ha podido observar, la protección y conservación de los sitios arqueológicos sanjuaninos implica atender un complejo conjunto de factores naturales y culturales. La antinomia más importante está dada por la relación inversa entre la cantidad e importancia de los recursos arqueológicos y el número de arqueólogos locales. Para contrarrestar esta situación se hace evidente la necesidad de encarar institucionalmente la formación de recursos humanos especializados y de incentivar el acceso de equipos de investigación externos y la radicación de algunos de sus profesionales en San Juan, un camino opuesto al recorrido en los últimos cuarenta años. La ausencia de arqueólogos en los distintos municipios de la provincia, o en cargos públicos del ámbito de la cultura, representa un escollo para un adecuado manejo de las situaciones que a diario se presentan y para la elaboración de programas, proyectos y normas eﬁcaces para el estudio y protección del patrimonio arqueológico. En relación al papel de la educación, si bien se acepta que la concientización sostenida de los ciudadanos desde las etapas iniciales de su formación puede constituir una solución a largo plazo, es necesario brindar una respuesta a los problemas inmediatos que representan riesgos reales y actuales sobre el patrimonio. No sólo se trata de que estos problemas no pueden esperar los resultados (de todos modos, inciertos) de aquella formación, sino que además tampoco se vislumbra la propia educación sobre la protec- 450 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina ción del patrimonio arqueológico sin la formación previa de los maestros y profesores, un proceso que en general recién se encuentra en su etapa de discusión y generación y en el que nuevamente queda claro que la cantidad de arqueólogos involucrados es un punto esencial para su éxito. Finalmente, es imprescindible avanzar en un proceso de concientización de los funcionarios públicos y de perfeccionamiento de las normas legales tendientes a la preservación del patrimonio arqueológico y de su aplicación. Sin embargo, no se vislumbra un resultado positivo de estos esfuerzos sin la realización de una serie de actividades que incluye: a) la comprensión del valor real que representa el patrimonio arqueológico para la sociedad sanjuanina y de las implicancias socioeconómicas que su utilización criteriosa puede llegar a tener para las comunidades locales y para las propias gestiones políticas provinciales, lo que a su vez implica la necesidad de invertir en su estudio, puesta en valor y conservación (Shady, 2011). b) La generación de un programa integral de estudio, protección y gestión de los recursos arqueológicos locales, que involucre un llamado amplio a los profesionales involucrados en el tema, a los municipios y a las comunidades locales (indígenas o no), y una discusión abierta de todos los aspectos pertinentes. Como han señalado Rocchietti et al. (2008), la legislación no siempre “ha tenido en cuenta a los actores involucrados en el patrimonio cultural y en su preservación. De este modo existen minorías necesariamente comprometidas con él que no son consultadas en voluntad y potestad“. c) La inserción armónica y efectiva de la problemática de la conservación del patrimonio arqueológico en todos los ámbitos de la función pública que de alguna forma se vinculen con este tipo de recursos (turismo, acción social, obras públicas, cultura, educación, etc.), el perfeccionamiento de las estructuras políticas especíﬁcas y el cumplimiento de los correspondientes organigramas. En síntesis, si bien el valor del patrimonio arqueológico es intrínseco, reside en su carácter testimonial de la historia humana y no depende de los beneﬁcios económicos que eventualmente pueda generar, constituye un recurso susceptible de ser aprovechado de manera responsable en múltiples formas por la sociedad sanjuanina y cuya utilización se encuentra actualmente en un prolongado período de stand-by a la espera de la planiﬁcación de las iniciativas y emprendimientos que garanticen su socialización exitosa. 451 Alejandro García Bibliografía DAMIANI, O., 2002. Sistemas de riego prehispánico en el Valle de Iglesia, San Juan, Argentina. Multequina 11: 1-38. DAMIANI, O. & A. GARCÍA, 2011. El manejo indígena del agua en San Juan: diseño y funcionamiento del sistema de canales de Zonda. Multequina 20: 27-42. GARCÍA, A., 2007. Aportes para una evaluación de la protección del patrimonio arqueológico de San Juan. En: Olmedo E. y F. 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Publicaciones 25: 148-151. 452 Una valiosa experiencia en el proyecto de intervención sobre control de erosión hídrica en Ranquil Huao, Patagonia Argentina A valuable experience in the intervention project on control of water erosion in Ranquil Huao, Patagonia, Argentina Viviana Nakamatsu1, Sergio Binda2, Hugo Bottaro3, Luis Tejera3 & Georgina Ciari3 Instituto Nacional Tecnología Agropecuaria, EEA Chubut 1 OGA Maitén 2 EE Agroforestal Esquel / nakamatsu.viviana@inta.gov.ar 3 Resumen El uso inadecuado de los recursos naturales y el cambio climático provocaron inundaciones, sequías y desertización, acelerando la extinción de manantiales, lagunas y vertientes, principales fuentes de agua de la región. En la escuela rural N° 60 del paraje Ranquil Huao ubicada en la Colonia Pastoril Cushamen (Chubut), pasa un arroyo que se profundizó por la fuerza del agua, generando una cárcava de 4 m de profundidad que avanzó sobre el patio escolar amenazando la estabilidad del galpón, la antena satelital, vivero y los zeppelines de gas. A pedido de la directora, se realizó una evaluación de los daños y un informe del estado de situación, identiﬁcando los elementos más vulnerables y un plan de trabajo que contemplaba diferentes medidas de mitigación con el objetivo de frenar el deterioro del margen erosionado. Con fondos del colegio se hizo el alambrado perimetral del predio de la escuela acordado con productores del paraje. La dirección de Recursos Hídricos (delegación Lago Puelo), la Comuna de Cushamen y Vialidad Provincial confeccionaron la defensa del patio, modiﬁcando el cauce del arroyo, suavizando los márgenes y cubriendo con gaviones los taludes más expuestos. Cuando disminuyó el riesgo, los maestros y alumnos del colegio junto al personal técnico de INTA ﬁjaron las márgenes implantando vegetación nativa e introducida y se controló el escurrimiento sobre el cauce con rocas, estacas y barbados de Salicáceas, disminuyendo los riesgos de erosión. Cuando se trabaja mancomunadamente con respeto, el agua es un bien común cuya necesidad se concilia con el desarrollo sustentable. Palabras clave: erosión hídrica, cárcava, prácticas de estabilización. Abstract Improper use of natural resources and climate change caused ﬂoods, drought and desertiﬁcation, accelerating extinction of springs, ponds and streams, main water sources in the region. In the rural school No. 60, RanquilHuao spot, located in Colonia Pastoril Cushamen (Chubut), passes Viviana Nakamatsu, Sergio Binda, Hugo Bottaro, Luis Tejera & Georgina Ciari a stream deepened by the force of the water, with a gully 4 m depth advanced on the school yard. This was risky to stability of the shed, the satellite antenna, the greep house and the gas zeppelins. At the request of the school´s director, an assessment of damage and a report of the status wasperformed, identifying the most vulnerable elements and a work schedule that included different mitigation measures in order to stop the deterioration of the eroded margin. With school funds and collaboration of producers, the perimeter fence of the school was carried out.The management of water resources (Lago Puelo delegation), Cushamen commune and Provincial Roads drew up the defense of the yard, changing the bed of the stream, softening the edges and covering the most exposed slopes with gabions. When decreased risk, school teachers and students with INTA technicians the banks was implanted with native and introduced vegetation and runoﬀ on the bed of the creek was controlled with rocks, willow and poplar cuttings and rooted cuttings, reducing the risk of erosion. When working jointly with respect, water is a common good whose need is reconciled with sustainable development. Keywords: erosion, gully stabilization, Patagonia Introducción Ranquil Huao se encuentra comprendida dentro de la cuenca del río Chubut, que nace en la provincia de Río Negro y ﬂuye recibiendo aportes de innumerables cursos intermitentes, uno de los cuales pasa por la escuela N° 60. El establecimiento educativo se encuentra dentro de un área rural del departamento de Cushamen, el cual tiene uno de los porcentajes más altos de población rural de la provincia. En Cushamen Centro y su área de inﬂuencia las actividades antrópicas han producido una tala excesivade leñosas (arbustos y árboles), laboreos no conservacionistas y sobrepastoreo. A su vez, se trata de uno de los sitios con los estándares económicos más deprimidos y con los mayores índices de necesidades básicas insatisfechas (NBI) en Chubut. Los manantiales y las cuencas o cañadas de la localidad de Ranquil Huao están en acelerado proceso de deterioro, llegando en muchos casos a desaparecer, especialmente en el último período que ha sufrido 7 años consecutivos de sequía, lo que produjo una gran disminución de la cobertura vegetal. Esta pérdida de cobertura vegetal contribuye a aumentar la temperatura del suelo, la pérdida de material ﬁno por procesos de erosión hídrica y/o eólica produciendo cambios en las propiedades edáﬁcas como la capacidad de almacenamiento de agua, lo que reduce la eﬁciencia del uso del agua de lluvia y en consecuencia la productividad primaria neta aérea (PPNA) disponible para ser cosechada. Siendo 50% mayor la variabilidad promedio de la productividad que la de las precipitaciones. Se presenta una experiencia de restauración participativa en la escuela rural Nº 60 del paraje Ranquil Huao. Este colegio está en la Colonia Pastoril Cushamen que es la Reserva Mapuche más grande de la provincia del Chubut, al noroeste del territorio de Cushamen, en el área ecológica denominada Sierras y Mesetas Occidentales. 454 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Material y Método Área de estudio El área se caracteriza por el clima continental templado-frío, árido con vegetación esteparia. Tiene un paisaje irregular con un relieve quebrado por la presencia alternada de serranías y mesetas y el viento constante. La temperatura media anual es de 7°C, durante el mes de enero asciende a 15°C, descendiendo en julio a 2°C, con una temperatura máxima absoluta de 37°C y mínima absoluta de -20°C. Las precipitaciones alcanzan los 200 mm concentradas en un 70% en invierno. Estas bajas precipitaciones determinan la presencia de pastos y arbustos dispersos, característicos de estepas áridas y semiáridas. La degradación por tala y el sobrepastoreo del pastizal determinan baja cobertura vegetal disminución de la protección del suelo, provocando escasa retención del agua e importantes aluviones. y una cárcava de aproximadamente 4 m de profundidad, que avanzó sobre el patio de la escuela y amenazaba gravemente a un galpón, la antena satelital del equipo de teléfono, un invernáculo y la planta de zeppelines de gas (Foto 1 y 2). Además, hubo una importante pérdida de vegetación debido al ingreso de animales, incrementando la inestabilidad de los márgenes y presentando una alta peligrosidad potencial para el establecimiento y sus ocupantes. A pedido de la directora Ana María Aynol se elaboró un informe del estado de situación donde identiﬁcaron los elementos más vulnerables con un plan de trabajo que contemplaba diferentes medidas de mitigación para realizar un proyecto integral con la participación de la comunidad y los diferentes organismos comunales, provinciales y nacionales cuyo objetivo conjunto fue frenar la degradación del margen erosionado para evitar daños en la escuela. Resultados Descripción del proyecto Procesos participativos: Con los diferentes actores del medio y los pobladores se desarrollaron foros y talleres de educación ambiental con el ﬁn de generar una mayor conciencia en torno a la problemática que enfrentaba la escuela N° 60, y sobre las acciones que se debían implementar para frenar los procesos de degradación. También se llevaron a cabo jornadas de limpieza del cañadón y márgenes del arroyo en el perímetro del colegio y cercanías. Estos procesos participativos permitieron tener un mayor sentido de pertenencia, intercambiar ideas e información, mejorar el proyecto e impulsar alianzas y compromisos con los respectivos actores responsables para realizar las medidas de control; de manera que cada uno conozca el rol que ocupa en el proyecto. Construcción del alambrado perimetral Se completó el alambrado perimetral del colegio. Esto facilitó el control del ingreso del ganado al área que producía compactación del cauce y márgenes. El cercado está permitiendo la rehabilitación paulatina de la cobertura vegetal y el prendimiento, desarrollo y crecimiento de las estacas, barbados y plantines empleados para proteger el suelo y disminuir el escurrimiento superﬁcial. 455 Viviana Nakamatsu, Sergio Binda, Hugo Bottaro, Luis Tejera & Georgina Ciari Foto 1. Escuela Nº 60 de Ranquil Huao y arroyo al pie de las instalaciones Photo 1. School Nº 60 in RanquilHuao and rivulet near building Foto 2. Vista del cañadón con el arroyo erosionando cerca de las instalaciones escolares Photo 2. View of canyon with rivulet producing erosion near building 456 Foto 3.Construcción de la defensa del patio Photo 3. Making defense in the yard Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Defensa de la escuela Se construyó la defensa de la escuela. Para ello fue necesario suavizar los márgenes para evitar desmoronamientos y cubrir los taludes más expuestos con gaviones de alambre, que a su vez permite la sedimentación de los materiales arrastrados por el agua. En algunas zonas fue necesaria una canalización para reencauzar un meandro y modiﬁcar ligeramente el cauce del arroyo. Estos trabajos fueron diseñados por especialistas en obras de defensa de Dirección de Recursos Hídricos, delegación Lago Puelo. La Comuna Rural de Cushamen aportó la retroexcavadora y el conductor, mientras que Vialidad Provincial contribuyó con el camión volcador, la pala cargadora y personal idóneo (Foto 3). Las obras se complementan con revegetación de los márgenes del arroyo. En la zona periférica se utilizaron plantines de Atriplex lampa (Zampa). En la zona sub húmeda o intermedia se utilizaron plantines de Elaeagnus angustifolia (Olivo de Bohemia) que necesitan más humedad. En la plantación colaboraron los maestros y alumnos del colegio de Ranquil Huao y el personal técnico de INTA (Foto 4). Control del escurrimiento superﬁcial Se controló el escurrimiento sobre el cauce a ﬁn de bajar la velocidad del agua en las crecientes y evitar la erosión de las márgenes. Para ello se colocó: • Rocas en los pozones del cauce para que disminuya el impacto del agua evitando la profundización del cauce. • Estacas y barbados de Salix sp. (sauce) y Populus sp.(álamo) fueron plantados sobre el cauce y alrededor del mismo. • Plantines de E. angustifolia (Olivo de Bohemia) fueron plantados en la periferia del cauce. Se hizo con participación de maestros y alumnos de los colegios de Ranquil Huao y de Epuyen, y personal de INTA (Foto 4). Elaboración de proyecto escolar Por su parte, los maestros y alumnos de la escuela elaboraron un proyecto escolar de “control de la erosión” que consistió en colocar barreras transversales en el arroyo para evaluar la cantidad de sólidos que transporta el arroyo en la porción anterior y posterior a las defensas. Los resultados demuestran que una gran cantidad de material sedimenta en la obra construida, pasando material ﬁno (menor de 2 mm). Estos resultados fueron presentados en instancias regionales y provinciales con muy buenas menciones. Instalación vivero Se está trabajando con la escuela y su comunidad escolar en la instalación de un semillero y vivero de especies leñosas con el objetivo que los plantines se produzcan localmente y puedan las familias de los alumnos, vecinos y pobladores solucionar problemas similares. 457 Viviana Nakamatsu, Sergio Binda, Hugo Bottaro, Luis Tejera & Georgina Ciari Foto 4. Vista del cañadón con el arroyo encauzado con gaviones protegiendo el margen de las instalaciones escolares alumnos y maestros plantando Olivo de Bohemia Photo 4. View of canyon with rivulet corrected with gabions protecting the scholar installations. Students and teachers planting Olivo de Bohemia Como complemento, las leñosas plantadas conformando pequeños montecitos servirán para solucionar algunos problemas productivos como forraje en la época de parición, destete o servicio de las cabras, leña y reparo para el ganado. Discusión y conclusiones La necesidad de articular las iniciativas de los ciudadanos a través de las políticas públicas es un rumbo adecuado para el desarrollo sustentable de los territorios, donde se incluye aspectos ambientales, sociales, culturales, económicos y políticos (Failde et al., 2009). Por ello, la conformación de espacios interinstitucionales, interdisciplinarios e interculturales de investigación y capacitación sobre restauración ecológica (SER, 2004),o como en este ejemplo de rehabilitación participativa, son importantes herramientas para la recuperación y conservación. En la planiﬁcación armónica se propende a incluir lo relacionado con la conformación de redes de personas, iniciativas, áreas y tratamientos de restauración y rehabilitación apuntando a un refuerzo recíproco (Corzo, 2009). Esto mejora el uso de los escasos recursos, disminuye los costos, relaciona las capacidades complementarias e incrementa la rapidez y ﬂexibilidad en realizar las restauraciones. Por esta razón el tema agua en este paraje pudo conciliar la necesidad vital de este bien común con el trabajo conjunto para la restauración del margen erosionado de la escuela de Ranquil Huao. 458 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Agradecimiento A Ana María Aynol porque nos enseñó a rehabilitar en forma participativa, y a todos los que la acompañaron en esta hermosa experiencia. Bibliografía AGUIAR, M.R., M.H. EASDALE & M.E. ROMÁN, 2011. Análisis de sistemas socioecológicos en regiones áridas templadas para el diseño de políticas y gobernanza. III Jornadas Argentinas de Ecología de Paisajes. Mayo, Bariloche, Argentina. CORZO, G. , 2009. Requerimientos de restauración Ecológica para el Sistema de Áreas Protegidas en Colombia. I Congreso Colombiano de Restauración Ecológica. FAILDE DE CALVO, V., A.L. ZELARAYÁN. & D.R. FERNÁNDEZ, 2009. Territorio y Sustentabilidad. Algunas reﬂexiones luego de años de trabajo en el ámbito rural. INTA EEA Salta. http://inta.gob.ar/documentos/territorio-ysustentabilidad.-algunas-reﬂexiones-luego-de-anos-de-trabajo-en-el-ambito-rural/at_multi_download/ﬁle/INTA-TerritorioySustentabilidad.pdf SER, versión 2: octubre 2004. Principios de SER International sobre la restauración ecológica. http://www.ser.org/content/ecological_restoration_primer.asp. 459 Pago por servicios ambientales: Valoración económica de los servicios ambientales Payment for environmental services: Economical valuation of environmental services Verónica I. Farreras González IANIGLA CONICET Facultad de Ciencias Económicas, Universidad Nacional de Cuyo vfarreras@mendoza-conicet.gob.ar Resumen Los ecosistemas suministran una serie de valiosos servicios ambientales que muchas veces, debido a la ausencia de adecuados incentivos económicos, terminan perdiéndose. A partir del reconocimiento de este problema y del fracaso de los enfoques tradicionales de conservación, se han suscitado importantes debates sobre la necesidad de ampliar los criterios de conservación. Los esquemas de pagos por servicios ambientales (PSA) son parte de esta nueva concepción que reconoce explícitamente la necesidad de compatibilizar los beneﬁcios de los usuarios de la tierra con los beneﬁcios de la sociedad en su conjunto. Nuestro principal objetivo es examinar el rol del análisis económico en el diseño de los programas de PSA prestando especial atención a la valoración económica de los servicios ambientales. Se discute también la medida en que los mismos son capaces de alcanzar sus objetivos de conservación mejorando el bienestar social. Palabras clave: bienestar social, incentivos económicos, valoración económica Abstract Ecosystems provide a whole range of valuable environmental services that most times, given the absence of adequate economic incentives, are lost or deteriorated. Based on these insights jointly with the failure of classical approaches to conservation a debate around the need for new conservation paradigms has emerged. Payments for environmental services (PES) represent a new and more direct way to promote conservation. They explicitly recognize the need to reconcile the beneﬁts of landowners with the beneﬁts of society as a whole. Our main objective is to examine the role of economic analysis in the design of a PES scheme, focusing on the economic valuation of ecosystem services. We also discuss the extent to which these schemes are able to promote conservation improving social welfare. Key words: economic incentives, economic valuation, social welfare Verónica I. Farreras González Introducción La Evaluación de los Ecosistemas del Milenio (EM) deﬁne en términos generales a los servicios ambientales como los beneﬁcios que las personas obtienen de los ecosistemas. Estos incluyen servicios de aprovisionamiento tales como alimentos, agua, madera y ﬁbra; servicios de regulación como la regulación del clima, del agua y de los riesgos naturales; servicios culturales que proporcionan beneﬁcios recreativos, estéticos y espirituales; y servicios de apoyo como la producción de biomasa, la formación y retención del suelo y la provisión de hábitat (Evaluación de los Ecosistemas del Milenio, 2005). Durante los últimos 50 años, los seres humanos han generado importantes cambios en la dinámica de los ecosistemas para satisfacer principalmente las demandas, en rápido aumento, de alimentos, agua dulce, madera, ﬁbra y combustibles. En este sentido, la EM dio a conocer que aproximadamente dos terceras partes de los servicios ambientales estaban siendo degradados o usados de manera insostenible, haciendo patente la necesidad de ampliar los criterios de conservación de manera que no se limitasen, únicamente, a medidas de comando y control. Parece existir en el pensamiento contemporáneo un consenso general por el que las únicas iniciativas de conservación capaces de mitigar la severidad de las presiones del crecimiento sobre los ecosistemas, son aquellas que procuran alcanzar sus objetivos mejorando el bienestar social. A ﬁn de promover criterios enmarcados en esta nueva concepción, los especialistas en conservación han dirigido sus esfuerzos hacia el desarrollo de iniciativas basadas en incentivos económicos en las cuales los usuarios de las tierras reciben compensaciones por proteger los ecosistemas, compatibilizando sus beneﬁcios con los de la sociedad en su conjunto. Estos incentivos pueden hallarse en un espectro que va de un extremo más indirecto a uno más directo en base a su grado de vinculación con los objetivos de conservación (Figura 1). Menos vinculados con el objetivo de conservación I n c e n t i v o s e c o n ó m i c o s  Manejo de recursos naturales basado en la comunidad  Proyectos integrados de conservación y desarrollo  Manejo forestal sostenible  Ecoturismo, bioprospección, caza deportiva, etc.  Eco-certificación  Concesiones de conservación, servidumbres ecológicas  Esquemas agro-ambientales Más vinculados con el objetivo de conservación Figura 1. Iniciativas de conservación basadas en incentivos económicos Figure 1. Conservation initiatives based on economic incentives Fuente: Adaptado de Ferraro y Kiss (2002) - Adapted from Ferraro and Kiss (2002 462 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina En los países en vía de desarrollo, por ejemplo, las iniciativas de conservación han hecho hincapié en el extremo más indirecto del espectro (Ferraro y Kiss, 2002) como, por ejemplo, el manejo de recursos naturales basado en la comunidad, los Proyectos Integrados de Conservación y Desarrollo (PICD) o el manejo forestal sostenible. Estas iniciativas alientan a las comunidades rurales a realizar un manejo sustentable de los ecosistemas asumiendo que los beneﬁcios económicos que resultan de la ejecución de tales iniciativas conducen indirectamente a una mayor conservación de los ecosistemas y de los servicios ambientales que éstos generan. Después de décadas de esfuerzo dedicadas a la conservación mediante este tipo de iniciativas, hay un creciente reconocimiento de que estas estrategias de “conservación por distracción” rara vez funcionan. Algunos autores (Ferraro, 2001; Kiss, 2004) han señalado fallas conceptuales básicas; por ejemplo, las personas son más propensas a incorporar nuevas fuentes de ingresos como complemento de las actividades existentes y no como sustitutos de las mismas. Otros han señalado que las condiciones técnicas, económicas, sociales y políticas necesarias para conseguir iniciativas indirectas exitosas son difíciles de encontrar en el mundo real (Roe et al., 2000). El éxito limitado de los enfoques indirectos de conservación ha acrecentado el interés por la aplicación de iniciativas de conservación basadas en incentivos más directos. Algunos ejemplos de estas iniciativas son los pagos basados en productos como la ecocertiﬁcación y los pagos por servicios ambientales (PSA) como los esquemas agro-ambientales (Baylis et al., 2008), las concesiones de conservación o servidumbres ecológicas (Hardner y Rice, 2002; Niesten et al., 2004). A pesar del considerable interés que ha despertado el uso de los PSA en América Latina, en nuestro país la aplicación de los mismos al día de hoy continúa siendo incipiente. El objetivo de nuestro trabajo es examinar el papel del análisis económico en el diseño de los programas de PSA prestando especial atención a la valoración económica de los servicios ambientales. En primer lugar se revisan y discuten las principales dimensiones y características de los programas de PSA. Se presenta también la lógica y alcance de los mismos en la problemática ambiental. Posteriormente, a través de un estudio de valoración económica de los servicios ambientales generados en las cuencas ubicadas al oeste del Gran Mendoza se ilustra las implicaciones que tiene la valoración económica en el diseño de los esquemas de PSA. Finalmente, se discute a la luz de la teoría económica la medida en que programas de PSA son capaces de alcanzar sus objetivos de conservación mejorando el bienestar social. Pagos por Servicios Ambientales La idea central de un programa de PSA es que los beneﬁciarios –también llamados demandantes, compradores- de los servicios ambientales paguen de manera directa, contractual y condicionada a los usuarios –también conocidos como propietarios, administradores- de los ecosistemas por adoptar prácticas que aseguren la conservación del mismo y de los servicios que éstos generan (Wunder, 2007). Bajo este contexto, la demanda de un servicio ambiental puede ser generada por los beneﬁciarios directos del servicio quienes ﬁnancian los programas de PSA; o por organizaciones gubernamentales y no gubernamentales quienes sin ser beneﬁciarias directas del servicio son en 463 Verónica I. Farreras González Tabla 1. Principales características de los programas de PSA en América Latina FACE (consorcio Electricidad) Inicio (año) Propietarios de tierras comunales e individuales Escala espacial (tamaño área) 1993 Pago por Demandantes (quienes pagan por el servicio) Tierras altas y regiones costeras (22.300 ha) 2002 Objetivo Oferentes (quienes reciben el pago) Cuenca alta del río Guayllabamba (1.000.000 ha) 2003 (fuente) Servicios ambientales Cuenca alta Los Negros (2.774 ha) 1997 País Nacional (270.000 ha) 2003 Caso Nacional (600.000 ha) 2012 Table 1. Main characteristics of PES programs in Latin America Nacional Financiados por los usuarios del servicio PROFAFOR Ecuador (Wunder y Albán, 2008) Almacenamieto de carbono Reforestación FONAG recibe dinero del gobierno, de los usuarios de agua y alcantarillado, de la Empresa Eléctrica FONAG Fondo ﬁduciario Manejo de cuencas para la Suministro de a través de la protección del agua de calidad recuperación de la agua, cubierta vegetal Ecuador (Echavarría, 2003) Los Negros Bolivia (Asquith et al., 2008) Protección de cuencas hidrográﬁcas, biodiversidad Conservación de bosques y páramos Quito, de la cooperación internacional Municipalidad de Pampagrande, Agricultores de Santa Rosa Servicio de pesca y vida silvestre de los EEUU Financiados por el gobierno (recursos públicos) Pago por Agua, biodiverConservación de Propietarios sidad, almaceservicios privados y bosques, plantanamiento de ambientales ciones de madera, comunidades Costa Rica carbono, agroforestería indígenas (Pagiola, 2008) belleza escénica Pagos por servicios hidrológicos México (Muñoz-Piña et al., 2008) Ley Nº 26.331 de Presupuestos mínimos de protección ambiental de los bosques nativos, Argentina (Di Paola, 2011) Protección de cuencas hidrográﬁcas y acuíferos Propietarios Conservación de la de tierras superﬁcie forestal comunales e individuales FONAFIFO (agencia estatal autónoma) CONAFOR (organismo forestal estatal) Regulación hídrica, conservación de la Mejorar y mantePropietarios biodiversidad, ner los procesos Fondo nacional de predios ecológicos y para el enriquecidel suelo y del que manmiento y la conagua, almaceculturales en los tengan a namiento de bosques nativos servación de los los bosques bosques nativos carbono, belleza que beneﬁcian nativos en pie escénica, defena la sociedad sa de la identidad cultural Fuente: Elaboración propia en base a Cordero Camacho (2008) y Wunder et al. (2008) 464 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina deﬁnitiva quienes ﬁnancian el programa. En este último caso, la demanda del servicio ambiental se genera a partir de una demanda pública ﬁnanciada, total o parcialmente, por el gobierno a través de recursos públicos (subsidios, partidas presupuestarias, etc.) o impuestos asignados a ﬁnes especíﬁcos (gasolina, retenciones a las exportaciones de productos provenientes de la agricultura, etc.). En los países en vía de desarrollo, existen numerosas iniciativas de PSA, pero sin lugar a dudas cuando se hace alusión a experiencias reales se menciona el caso de Costa Rica y de otras experiencias pioneras de América Latina (Wunder, 2007). La Tabla 1 enumera algunos casos de PSA en América Latina y resume las principales características de los mismos, agrupados de acuerdo con su fuente de ﬁnanciamiento. Existe una diferencia importante entre los programas de PSA ﬁnanciados por los beneﬁciarios del servicio a través de contribuciones directas -tarifas, porcentaje de la planilla de agua potable- y los programas de PSA ﬁnanciados por el sector público. Los programas ﬁnanciados por los beneﬁciarios son totalmente voluntarios tanto para los proveedores como para los beneﬁciarios del servicio. Al contrario de lo que sucede en los programas de PSA ﬁnanciados por los beneﬁciarios, los programas ﬁnanciados por el gobierno son, a menudo, únicamente voluntarios para el proveedor del servicio, a excepción de aquellos esquemas que se sustentan en normativas donde los proveedores potenciales del servicio ambiental no tienen opciones reales de uso del suelo, por ejemplo, la Ley Nº 26.331 de Presupuestos Mínimos de Protección Ambiental de los Bosques Nativos prohíbe la realización de desmontes en los predios de los bosques nativos de muy alto y de mediano valor de conservación. Dicha normativa, que concede una tutela ambiental común para los bosques nativos de todo el territorio nacional, constituye el proyecto de PSA más concreto implementado en nuestro país (Di Paola, 2011). La ley establece un régimen de fomento y de distribución de fondos para compensar a los propietarios de los bosques nativos, que los conserven, por los servicios ambientales que sus bosques brindan a la sociedad, mediante la creación del Fondo Nacional para el Enriquecimiento y la Conservación de los Bosques Nativos. La lógica y alcance de los PSA en la problemática ambiental Además de la función productiva, básicamente de suministro de materias primas (madera, leña, ﬁbra, entre otras) que afectan al ámbito privado, los ecosistemas ofrecen toda una serie de servicios ambientales que contribuyen al bienestar de terceras personas. El incremento en el bienestar que experimentan terceras personas debido a la actividad económica de los usuarios de los ecosistemas se conoce como efecto externo o externalidad ambiental positiva. Los usuarios de los ecosistemas al no recibir ninguna compensación económica por los servicios ambientales que sus tierras generan a la comunidad, carecen de incentivos económicos para tener en cuenta estos servicios a la hora de decidir el uso de las mismas (Pagiola y Platais, 2007). Tal como se ilustra en la Figura 2, los usuarios de la tierra reciben un beneﬁcio menor de la conservación del bosque que el beneﬁcio que obtendrían de un uso alternativo como, por ejemplo, la deforestación y conversión a pastizales. 465 Verónica I. Farreras González Deforestación y conversión a pastizales Beneficios de los usuarios de la tierra Costo social vía menor provisión de servicios ambientales Conservación del bosque Conservación del bosque con PSA Mínimo pago Pagos Disminución de servicios hidrológicos Pérdida de biodiversidad Máximo pago Emisión de CO2 Fuente: Adaptado de Pagiola y Platais (2007) - Adapted from Pagiola and Platais (2007) Figura 2. La lógica de los Pagos por Servicios Ambientales Figure 2. The logic of payments for environmental service Motivados por su propio beneﬁcio, si de la deforestación y conversión a pastizales obtienen mayores beneﬁcios de los que obtendrían de la conservación del bosque, deforestarán y convertirán a pasto. Sin embargo, la conversión a pastizales impone costos externos a la comunidad vía la menor provisión de servicios ambientales como biodiversidad, almacenamiento de carbono, etc. Por consiguiente, la ausencia de una adecuada compensación económica por los beneﬁcios que sus tierras generan a la comunidad impone costos externos ambientales que afectan el bienestar de las presentes y futuras generaciones. Pagos por parte de los beneﬁciarios del servicio pueden ayudar a que la conservación sea la opción más atractiva para los administradores de los ecosistemas compatibilizando así sus beneﬁcios con los de la sociedad en su conjunto al proveer los servicios ambientales en la cantidad y calidad socialmente deseable. De ahí, que los PSA hayan despertado un considerable interés como mecanismos que traducen las externalidades ambientales en reales incentivos económicos, haciendo de la conservación la alternativa de manejo más atractiva para los usuarios de los ecosistemas. Sin embargo, los PSA no son acciones efectivas e inmediatas que pueden solucionar cualquier problema ambiental (para una discusión sobre este aspecto ver Engel et al., 2008). El ámbito de aplicación de los PSA se limita sólo a aquellos casos en los que los ecosistemas están mal administrados debido a que muchos de los servicios ambientales que éstos generan son externalidades y, como tales, carecen de un mercado donde observar su precio. Necesidad de un análisis económico En términos generales, el objetivo de los programas de PSA consiste en hacer que usos de la tierra socialmente deseables pero privadamente no rentables, pasen a ser lo suﬁcientemente rentables para motivar a los usuarios de las mismas a adoptarlos, conciliando así los intereses de los usuarios de la tierra y de los beneﬁciarios de los servicios 466 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina ambientales. Para ello, los programas de PSA se valen de un pago o compensación que hace que la conservación sea la opción más rentable para los usuarios de las tierras. El pago tendrá que ser mayor que el beneﬁcio adicional que los usuarios de las tierras obtendrían de usos alternativos - pues si no, no cambiarán su comportamiento-, y menor que el valor que tiene el servicio ambiental para los beneﬁciarios -pues si no, no estarán dispuestos a pagar por esos servicios (Figura 2). El análisis económico podría ayudar a estimar ambos valores: mínimo pago que los proveedores del servicio estarían dispuestos a aceptar y el máximo pago que los beneﬁciarios del servicio estarían dispuestos a pagar, estableciendo un rango de precios competitivos que, más allá de fortalecer las posiciones de negociación de proveedores y beneﬁciarios del servicio ambiental, conlleve a que el esquema de PSA sea una estrategia de conservación socialmente deseable. La principal diﬁcultad cuando se quiere conocer el valor económico que los servicios ambientales tienen para los beneﬁciarios de los mismos es que muchos de ellos carecen de un mercado donde observar su precio. ¿Cuál es el precio de un hermoso paisaje? o ¿cuál es el valor de una mejora en la calidad del agua? De ahí que sea importante contar con alguna metodología que permita inferir el valor económico que tiene para la sociedad los servicios ambientales sin mercado. La economía ha desarrollado un conjunto de métodos de valoración que permiten inferir el valor de bienes sin mercado. Estos métodos permiten expresar en términos monetarios los cambios en el nivel de bienestar de las personas debido a un cambio discreto analizado. Al contrario de lo que sucede con la valoración económica de los servicios ambientales, el costo de oportunidad o de conservación (mínimo pago que los proveedores del servicio estarían dispuestos a aceptar) puede estimarse a partir de los precios de mercado. Aquí sólo nos focalizaremos en la valoración económica de los servicios ambientales. A continuación se presenta el método de valoración económica de los experimentos de elección discreta, el cual posteriormente se ilustra mediante una aplicación para inferir el valor social de los servicios ambientales generados en las cuencas hidrográﬁcas que integran el área aluvional del Gran Mendoza. Método de los experimentos de elección discreta En el método de los experimentos de elección discreta los individuos expresan sus preferencias en mercados expresamente simulados mediante cuestionarios. Este método se basa en la idea de que cualquier bien puede ser descrito en términos de sus características –que en el argot de los experimentos de elección se denominan atributos – y de los valores o niveles que estas puedan tomar (Bennett y Blamey, 2001). Como estamos interesados en obtener valores monetarios, uno de los atributos debe ser monetario. Deﬁnidos los atributos y sus niveles se construyen las alternativas o combinaciones entre los niveles de los diferentes atributos. Una vez establecidas las alternativas, estas se agrupan en lo que se denominan conjuntos de elección. En un experimento de elección discreta, a las personas entrevistadas se les presenta el conjunto de elección compuesto por, al menos, dos alternativas y se les pide que seleccionen la alternativa preferida. Existen modelos estadísticos de los cuales se sirve el método de experimentos de elección para inferir las medias de los pagos máximos que estarían dispuestos a realizar las 467 Verónica I. Farreras González personas de la muestra por un cambio en la cantidad y/o calidad de cada servicio ambiental objeto de análisis. A continuación se presenta una aplicación que ilustra cómo la valoración económica permite estimar el valor social de los servicios ambientales. Para mayores detalles ver Farreras (2014). Valoración económica de los servicios ambientales generados en el área aluvional del Gran Mendoza El principal objetivo de la investigación fue estimar el valor que tiene para la sociedad de Mendoza los efectos que la presión antrópica impone al área aluvional del Gran Mendoza –vía la menor provisión de servicios ambientales– y la disposición a pagar por medidas de intervención que podrían mitigar la intensidad de dichos efectos. Para ello, se utilizó el método de los experimentos de elección discreta como un método de valoración consistente con la teoría económica del bienestar (Bennett y Blamey, 2001). Método A partir de una revisión de la literatura, consultas a expertos en temas hidrológicos y diferentes sesiones de trabajo con grupos reducidos de la población, se determinaron los servicios ambientales y niveles que se incluyeron en la investigación. Los servicios ambientales (a partir de ahora atributos) considerados fueron: (1) cobertura vegetal, (2) recreación, (3) riesgo aluvional y (4) un pago anual para ﬁnanciar medidas que podrían mitigar simultáneamente los cambios de la cobertura vegetal y del riesgo aluvional. Cada atributo presentó cuatro niveles como se muestra en la Tabla 2. Los niveles para los atributos cobertura vegetal, recreación y riesgo aluvional se repartieron entre los valores medios actuales y los valores estimados bajo el escenario business-as-usual (BAU) o situación de status quo. Los niveles del escenario BAU podrían ser alcanzados en 10 años de seguir todo como hasta ahora, mientras que el resto de los niveles podrían alcanzarse en 10 años en caso de aplicarse medidas de intervención. Los niveles fueron percibidos como razonables y creíbles en las diferentes sesiones de trabajo y no causaron rechazo durante las entrevistas llevadas a cabo en la encuesta ﬁnal. Los niveles de pago se determinaron como es habitual en la práctica a través de una encuesta piloto en la que las personas entrevistadas declararon lo máximo que estarían dispuestas a pagar por diferentes escenarios. Deﬁnidos los atributos y sus niveles se aplicó el diseño factorial fraccionado para construir las alternativas o las posibles combinaciones entre los niveles de los diferentes atributos para ser presentadas a las personas entrevistadas. Las 48 alternativas fueron agrupadas aleatoriamente en bloques de 3 + 1 (escenario BAU). En cada conjunto de elección, a las personas se les pedía que seleccionasen la alternativa preferida (Figura 3). Aplicación y resultados. Una muestra representativa de 213 ciudadanos del Gran Mendoza fue entrevistada en sus hogares en otoño de 2013. La muestra incluyó individuos de entre 24 y 80 años de edad residentes de las localidades de Capital, Godoy Cruz, Guaymallén, Las Heras, Luján, Maipú y se entrevistó en bloques. La selección de los individuos dentro de un bloque siguió un procedimiento de rutas aleatorias para seleccionar el hogar, y luego cuotas de edad y de género para seleccionar un individuo 468 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Tabla 2. Atributos y niveles utilizados en el ejercicio de experimento de elección discreta Table 2. Attributes and levels of the discrete choice experiment Atributo Descripción Nivel Cobertura vegetal Porcentaje promedio de la superﬁcie del piedemonte cubierta con vegetación para dentro de 10 años. 45% (nivel actual) 40% 30% 20% (status quo) Recreación Porcentaje de la superﬁcie del piedemonte para el esparcimiento y la recreación durante los próximos 10 años. 100% (nivel actual/ status quo) 60% 40% 20% Riesgo aluvional Riesgo medio aluvional para el Gran Mendoza para dentro de 10 años. 10% (nivel actual) 12% 14% 16% (status quo) Pago anual Pago anual por persona en pesos (sujeto a un ajuste por inﬂación) destinado a medidas de mitigación. 0 pesos (nivel actual/ status quo) 50 pesos 75 pesos 125 pesos en particular del hogar. Alrededor del 90% de los individuos aceptó ser entrevistado. El cuestionario se estructuró en tres partes. La primera parte del cuestionario se dedicó a familiarizar a las personas entrevistadas con los servicios ambientales a valorar, la forma de provisión de los mismos, así como las condiciones y medios de pago. La parte central del cuestionario presentó los conjuntos de elección. A cada persona entrevistada se le presentaron dos conjuntos de elección diferentes. La tercera y última parte del cuestionario fue diseñada para recoger datos socioeconómicos e información adicional sobre las personas entrevistadas. A partir de un modelo mixed logit se inﬁrieron las medias de los valores marginales de cada uno de los servicios ambientales. Los valores marginales del riesgo aluvional y la cobertura vegetal fueron estadísticamente signiﬁcativos con un nivel de conﬁanza del 99%, mientras que el valor marginal de la recreación no resultó estadísticamente signiﬁcativo. Los valores marginales del riesgo aluvional y la cobertura vegetal se presentan en la Figura 4. Estos valores reﬂejan la media de la máxima disposición a pagar de la población con un intervalo de conﬁanza del 95%. De modo que, un ciudadano del 469 Verónica I. Farreras González A veces, en lugar de cuotas ﬁjas, los pagos se van ajustando cada año a la inﬂación Figura 3. Ejemplo de conjunto de elección presentado en el experimento de elección Figure 3. Example of a choice set presented to respondents in the discrete choice experiment Gran Mendoza por una disminución en un punto porcentual del riesgo aluvional, está dispuesto a pagar a partir de ahora, en promedio, como máximo $ 24,13 (10,9; 47,57) al año durante 10 años; mientras que por un incremento en un punto porcentual de la cobertura vegetal, está dispuesto a pagar a partir de ahora, en promedio, como máximo $ 4,02 (2,64; 6,93) al año durante 10 años (Figura 4). Los resultados muestran que los efectos de la presión antrópica sobre el área aluvional del Gran Mendoza –vía la menor provisión de servicios ambientales – disminuyen el bienestar de los ciudadanos del Gran Mendoza. En particular, los ciudadanos del Gran Mendoza tienden a preferir el porcentaje actual de cobertura vegetal a porcentajes más bajos de cobertura. Esto implica que una disminución en la cubierta vegetal del área aluvional del Gran Mendoza disminuye el bienestar de la población. Con respecto a la recreación, los resultados señalan que una disminución transitoria de la superﬁcie del piedemonte para el esparcimiento y la recreación no inﬂuye en el bienestar de los ciudadanos del Gran Mendoza. Esto podría estar indicando que una pérdida transitoria de recreación no preocupa a la población cuando la causa de esta se halla en la aplicación de medidas que mitigan la degradación del medioambiente. Otro de los resultados hallados muestra que una reducción del riesgo aluvional incrementa el bienestar de los ciudadanos del Gran Mendoza. La Figura 4 permite observar, además, que un incremento en un punto porcentual del riesgo aluvional es el efecto ambiental de origen 470 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina 60 55 50 45 45 35 30 25 20 15 10 5 0 a) Riesgo aluvional b) Cobertura vegetal Pago máximo anual (por un cambio de 1%) Figura 4. Valor marginal de los servicios ambientales Figure 4. Marginal value of environmental services Los valores se expresan en términos relativos de los atributos, con un intervalo de conﬁanza del 95% para (a) una disminución de 1% del riesgo aluvional y (b) un incremento de 1% de la cobertura vegetal. El atributo monetario se expresa en pesos (valor 2013) en el eje vertical. (a) Una disminución del riesgo aluvional en un punto porcentual (por ejemplo, del 14% al 13%) equivale en términos de bienestar a un gasto anual de 24,13 (10,9; 47,57) pesos a partir de ahora y durante 10 años. (b) Un incremento de la cobertura vegetal en un punto porcentual (por ejemplo, del 40% al 41%) equivale en términos de bienestar a un gasto anual de 4,02 (2,64; 6,93) pesos a partir de ahora y durante 10 años. Las cifras entre paréntesis denotan los límites del intervalo de conﬁanza al 95%. Los intervalos de conﬁanza se calcularon utilizando el procedimiento de Krinsky y Robb (1986) con 2.000 repeticiones. Values in relative units of attributes, with 95% conﬁdence intervals for (a) a decrease of 1% in alluvional risk, and (b) an increase of 1% in plant cover. The monetary attribute is expressed in pesos (2013 value) on the vertical axis. (a) A decrease in alluvional risk of one additional absolute percentage point (e.g., from 14% to 13%) oﬀsets the individual welfare equivalent of yearly expenditure of 24.13 (10.9, 47.57) pesos from now and over the next 10 years. (b) An increase in shrubland plant cover of one additional absolute percentage point (e.g., from 40% to 41%) oﬀsets the individual welfare equivalent of a yearly expenditure of 4.02 (2.64, 6.93) pesos from now and over the next 10 years. The ﬁgures in parentheses denoting the limits of the 95% conﬁdence intervals. The conﬁdence intervals for the marginal value of each attribute were calculated using the Krinsky and Robb (1986) procedure with 2,000 repetitions. antrópico sobre el área aluvional del Gran Mendoza que más preocupa a la población, seguido de una disminución en un punto porcentual de la cobertura vegetal. Aunque no hubo una pregunta explícita que investigara la razón de esta preferencia, en las diferentes sesiones de trabajo el piedemonte fue percibido por la mayoría de los participantes como una barrera natural contra los aluviones y la defensa aluvional el beneﬁcio que el piedemonte brinda al conjunto de la sociedad más nombrado en las diferentes sesiones de trabajo. En resumen, una menor provisión de servicios ambientales generados en el área aluvional del Gran Mendoza disminuyen el bienestar social y, por consiguiente, un ciudadano medio del Gran Mendoza estará dispuesto a pagar por medidas de intervención que mitiguen la degradación del ecosistema. De este modo, se ha querido ilustrar 471 Verónica I. Farreras González cómo la valoración económica permite estimar el valor social de los servicios ambientales, lo cual representa una aproximación del máximo precio que los beneﬁciarios de los servicios ambientales estarían dispuestos a pagar por la provisión de los mismos. Discusión y conclusiones Mientras que no toda transformación de los ecosistemas es indeseable, la presencia de externalidades conlleva a que los ecosistemas sean transformados a una velocidad e intensidad mayor de lo socialmente deseable. A medida que los ecosistemas son sobreexplotados, los servicios ambientales que éstos generan son cada vez más amenazados. Esta emergente escasez los hace potencialmente comercializables. Si los beneﬁciarios de los servicios ambientales están dispuestos a pagar por la provisión de los mismos, los administradores de los ecosistemas estarán dispuestos a proveerlos y surgirá un mercado para ellos. Los programas de PSA se basan en la creación de mercados donde usuarios de la tierra están dispuestos a ofrecer los servicios ambientales que sus tierras generan a cambio de un pago que los beneﬁciarios de los servicios están dispuestos a pagar. Una cuestión que preocupa y hacia la cual se ha dirigido una parte importante de la investigación en PSA, se reﬁere a la medida en que los programas de PSA son capaces de alcanzar sus objetivos de conservación mejorando el bienestar social, es decir, ¿la provisión del servicio ambiental comercializado a través de un programa de PSA es mayor que la provisión que se hubiese obtenido de ese mismo servicio sin programa?, ¿el programa de PSA es una estrategia de conservación que mejora el bienestar social?; en deﬁnitiva, ¿el programa es socialmente eﬁciente? El análisis económico puede contribuir a diseñar programas de PSA socialmente eﬁcientes mediante el establecimiento de un rango de precios competitivos que permita obtener el mayor bienestar posible de los recursos escasos. En el contexto de los PSA, el pago tiene una incidencia directa en la probabilidad de éxito del esquema al disminuir la probabilidad de que ocurran ineﬁciencias sociales que podrían apartarlo de sus objetivos de conservación. Ejemplos de casos de PSA del mundo real pueden ayudar a ilustrar lo comentado. El esquema de PSA implementado en la cuenca alta Los Negros (Bolivia) ofreció un pago relativamente bajo (valores equivalentes en especie aproximadamente a US$ 7/ ha/año) en relación con los costos de oportunidad o de conservación de los bosques y los páramos. Los costos de oportunidad variaban mucho de acuerdo con la pendiente, la fertilidad del suelo, y el acceso, pero en general excedían sustancialmente los US$ 7/ha/año. Con este pago no competitivo, se podría pensar que nadie participaría del programa. Sin embargo, varios productores participaron principalmente porque se les ofrecía un pago por mantener un bosque que de todas formas pensaban conservar por los bajos costos de conservación. Aunque este esquema ha despertado un creciente interés en la literatura por la experiencia aportada en los principios básicos de los PSA, probablemente hasta el momento no haya logrado alcanzar sus objetivos de conservación: una mayor provisión de servicios hidrológicos y una mayor protección de la biodiversidad (Robertson y Wunder, 2005). Algo parecido sucede con el esquema de PSA de Costa Rica, el cual ofrece pagos relativamente bajos y no diferenciados (Pagiola, 2008). Es decir, el esquema paga a to- 472 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina dos los usuarios de las tierras por igual, quedando sin margen para adaptar la estrategia de conservación a las necesidades particulares de cada situación. Por consiguiente, se tiende a atraer únicamente a los usuarios de la tierra cuyos costos de conservación son bajos. Este tipo de ineﬁciencia social, pagar por la adopción de prácticas de manejo que se hubieran adoptado de todos modos, se conoce como “lack of additionality” o “dinero por nada” dado que la implementación del esquema no conlleva a una mayor provisión de servicios ambientales, y por lo tanto, la mejora en el bienestar social es menor a la que podría haberse obtenido (Ferraro y Pattanayak, 2006). Un adecuado análisis económico orientado a estimar pagos competitivos y diferenciados, puede contribuir a diseñar esquemas de pagos más eﬁcientes al disminuir la probabilidad de que ocurran ineﬁciencias sociales como las ilustradas mediante los esquemas de PSA implementados en Los Negros y Costa Rica. Los programas de PSA ﬁnanciados por el sector público pueden experimentar, además, otro tipo de ineﬁciencia social: pagar más por algo que vale menos. Por ejemplo, el estudio de valoración económica presentado en la sección anterior permitió estimar el valor social de algunos de los servicios ambientales generados en las cuencas ubicadas al oeste del Gran Mendoza. Suponiendo que están dadas las condiciones, necesarias y suﬁcientes, para pensar en la implementación de un programa de PSA como estrategia de conservación del piedemonte, la comparación del valor social con el costo de conservación podría indicar si el esquema constituye o no una estrategia de conservación socialmente eﬁciente. Si los costos de conservación resultasen mayores al valor social de los servicios ambientales, el esquema de PSA no sería capaz de alcanzar sus objetivos de conservación mejorando el bienestar social debido a que se estaría pagando más por algo que vale menos conduciendo a una pérdida de bienestar social. Mientras que si dichos costos fuesen menores al valor que tiene para la sociedad los servicios ambientales generados en las cuencas, el PSA constituiría una estrategia de conservación socialmente eﬁciente. Una futura investigación podría evaluar la eﬁciencia del programa de PSA enmarcado en la Ley Nº 26.331 de Presupuestos Mínimos de Protección Ambiental de los Bosques Nativos, focalizándose en las siguientes cuestiones: ¿los pagos que se realizan a través del Fondo Nacional para el Enriquecimiento y la Conservación de los Bosques Nativos son realmente suﬁcientes para que la conservación constituya la opción más rentable para el propietario del bosque?, ¿los pagos están dirigidos sólo hacia aquellos propietarios para los cuales la conservación sin compensación no es una alternativa rentable?, ¿cuál es la máxima cantidad de dinero que la sociedad está dispuesta a pagar por la conservación de los mismos?, ¿la cantidad de dinero que está dispuesta a pagar la sociedad por la conservación de, por ejemplo, el bosque chaqueño es la misma que por el bosque andino patagónico? Más allá de evaluar si el programa es capaz de alcanzar sus objetivos de conservación mejorando el bienestar social, la respuesta a estos interrogantes permitiría distinguir entre los casos donde pagar por la conservación es necesario y donde no lo es. 473 Verónica I. Farreras González Bibliografía ASQUITH, N.M., M.T. VARGAS & S. WUNDER, 2008. Selling two environmental services. In: kind payments for bird habitat and watershed protection in Los Negros, Bolivia. Ecological Economics 65: 676-685. BAYLIS, K., S. PEPLOW, G. RAUSSER & L. SIMON, 2008. Agri-environmental policies in the EU and United States: a comparison. Ecological Economics 65: 753-764. BENNETT J. & R. BLAMEY, 2001. The choice modelling approach to environmental valuation. Edward Elgar. Cheltenham: UK. CORDERO CAMACHO, D., 2008. Esquemas de pagos por servicios ambientales para la conservación de cuencas hidrográﬁcas en el Ecuador. Investigación Agraria: Sistemas y Recursos Forestales 17 (1): 54-66. DI PAOLA, M., 2011. 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New research lines in rangelands and natural ﬁelds Griselda Bonvissuto, Carlos Coma, Hugo Kruger, Carlos Torres Carbonell, Andrea Lauric, Rodrigo Tizón, Ángel Marinissen INTA, Estación Experimental Agropecuaria Bordenave. Bordenave, Buenos Aires bonvissuto.griselda@inta.gob.ar Resumen En el área de inﬂuencia de la EEA INTA Bordenave se diferencia un sector semiárido, donde se plantea el desafío de lograr un manejo sostenible de recursos naturales, adaptado a la variabilidad y al cambio climático. La zona es ganadera con agricultura sobre tierras marginales, con riesgo de erosión. El trigo es el principal cultivo, pero la superﬁcie sembrada y la producción han disminuido en las últimas décadas. Las empresas agropecuarias son de pequeña y mediana escala. La zona está afectada por erosión hídrica y eólica. La proporción de suelos no laboreados es elevada. Es necesario manejar el territorio priorizando la ganadería, y asignando la agricultura en forma restringida, en función de la aptitud de uso de los suelos. En tanto se logre incrementar la superﬁcie de pasturas perennes como pasto llorón y agropiro, es imprescindible revalorizar a los pastizales naturales y darles un manejo adecuado. Se proponen nuevas líneas de investigación. Palabras clave: pastizales naturales, desertiﬁcación, erosión, ganadería, cadena forrajera Abstract In the area of inﬂuence of the EEA INTA Bordenave there is a semiarid zone, with the challenge of achieving sustainable management of natural resources, adapted to the variability and climate change. The area is dedicated to livestock production with agriculture on marginal land, at risk of erosion. Wheat is the main crop, but the acreage and production have declined in recent decades. Agricultural enterprises are small and medium scale. The area is aﬀected by water and wind erosion. Tilled soil ratio is not high. In this territory, it is necessary to prioritize livestock production, assigning agriculture depending on the suitability of land use. Until an increasing G. Bonvissuto, C. Coma, ; H. Kruger, C. Torres Carbonell, A. Lauric, R. Tizón, A. Marinissen area of perennial pastures (like weeping grass and wheatgrass) is achieved, it is imperative to revalue rangelands and give them a proper management. New research lines are proposed. Key words: natural grasslands, desertiﬁcation, erosion, livestock, foraging El semiárido bonaerense En el área de inﬂuencia de la EEA INTA Bordenave se diferencia un sector semiárido (partidos de Puán, Tornquist, Bahía Blanca y Cnel. Rosales), donde se plantea el desafío de lograr un manejo sostenible de recursos naturales, adaptado a la variabilidad y al cambio climático. Las precipitaciones anuales son menores de 700 mm. La zona es ganadera con agricultura en tierras marginales, siendo el riesgo de erosión creciente de norte a sur y de este a oeste. Abarca 1.418.000 ha, con 445.000 cabezas bovinas, en disminución. El trigo es el principal cultivo, pero la superﬁcie sembrada y la producción han disminuido en las últimas décadas. Las empresas agropecuarias son en su mayoría de pequeña y mediana escala (< 800 ha) lo cual incrementa su vulnerabilidad frente a cambios del contexto económico y ambiental (Torres Carbonell et al., 2010). Se estimó que la erosión hídrica y la eólica afectaban: en Puán 31 y 19%, en Tornquist 35 y 30% y en Bahía Blanca 57 y 36% de su superﬁcie, respectivamente (FECIC, 1988). La proporción de suelos no laboreados es de: 64,9% en el partido de Puán, 48,0% en Tornquist, 52,3% en Bahía Blanca y 46,9% en Coronel Rosales (Marini y Vergara, 2007). Es evidente la necesidad de manejar el territorio priorizando la producción ganadera, en función de la aptitud de uso de los suelos y tecnologías sustentables, restringiendo la producción agrícola a aquellos sectores con suelos aptos. Clima y sequía Según el IPCC (2001) las áreas semiáridas son ecotonos que constituyen entidades únicas: en una extensión reducida suelen presentar un gradiente ecológico abrupto, alta riqueza de especies, combinación de especies y poblaciones genéticamente únicas y elevada diversidad genética intra-especíﬁca; regulan interacciones entre biomas, que modiﬁcando los ﬂujos, generan diversidad evolutiva y son repositorios de diversidad. Estos ecotonos entre biomas y en áreas de transición climática, son importantes para monitorear el cambio climático y varían en su adaptación al mismo, estando altamente amenazadas por éste y por las actividades del hombre. Andrade et al. (2009) sostienen que la sequía, en esta zona, ha sido un evento recurrente en el último siglo y que sucedió con frecuencia en la última década. Suelos En el Mapa de Suelos de la provincia de Buenos Aires (INTA, 1990), se describe una amplia diversidad de ambientes geomorfológicos y suelos. La zona semiárida local se compone de una serie de planicies, que divergen desde el sistema serrano de Ventania, ubicado en su sector norte. Los sedimentos de estas planicies, de origen loésico, son de granulometría arenosa y calcáreos en el oeste, haciéndose más ﬁnos hacia el este. El paisaje es suavemente ondulado. La profundidad de los suelos se ve limitada por la presencia de un horizonte cementado por carbonato de calcio (horizonte petrocálcico llamado localmente “tosca”). Las limitaciones de estos suelos son en primer lugar de 478 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina tipo climático. La capacidad de retención de agua, determinada por su profundidad útil y textura los hace más o menos dependientes de la variabilidad climática. La susceptibilidad a erosión (hídrica o eólica) suele ser la siguiente limitación de importancia. En zonas localizadas existen problemas de drenaje, sales y sodio. La clasiﬁcación tradicional según su aptitud (Klingebiel y Montgomery, 1962), agrupa a los suelos en 8 clases, con limitaciones de utilización crecientes, desde la clase I a la clase VIII. Los suelos clases I y II (que admiten laboreo permanente) son prácticamente inexistentes en la zona. Los suelos “agrícolas” Clase III (con limitaciones más severas) son los más frecuentes. La suma de los suelos clase IV (que sólo admiten laboreo ocasional), más los suelos clases V a VIII (sin aptitud agrícola), constituye el 75% del partido de Puán, el 60% de Tornquist, el 71% de Bahía Blanca, y el 78% de Coronel Rosales. Evidentemente, la aptitud agrícola de la región es limitada, y restringida a sectores con suelos de mejores condiciones, entre ellas, su fertilidad. Vegetación El Semiárido Bonaerense se encuentra en la transición entre la Provincia del Espinal-Distrito del Caldén y la Provincia Pampeana-Distrito Pampeano Austral, formando un amplio ecotono (Cabrera, 1971). En la actualidad, salvo en superﬁcies cultivadas o con pasturas implantadas, el suelo se encuentra cubierto por: A) Pastizales Naturales, con diferentes grados de deterioro (en regresión) que abarcan: A1) Bosques de caldén cerrados y abiertos, A2) Matorrales de arbustos, A3) Pastizales propiamente dichos (estepas graminosas, en algunos casos psamóﬁlas o halóﬁlas): a) sobre planicies con tosca; b) en planicies medanosas; c) en colinas y lomas; d) en mesetas y valles, A4) Praderas en áreas deprimidas o bañados (INTA, 1980). B) Campos Naturales (tierras agrícolas abandonadas, áreas de ex-cultivos, en sucesión secundaria) que abarcan: B1) Zonas laboreadas recientemente (inicio de sucesión secundaria): con invasión de ﬂor amarilla, cardo ruso, abrepuño, etc., B2) Zonas con abandono de agricultura intermedio (sucesión secundaria intermedia): con dominio de raigrás anual y otras gramíneas anuales, B3) Zonas con abandono de agricultura largo (sucesión secundaria avanzada): con dominio de gramíneas perennes forrajeras y/o no forrajeras. C) Pasturas perennes deterioradas, con pérdida de dominio de las especies forrajeras implantadas e instalación de especies nativas y/o invasoras. Pasturas perennes tolerantes a sequía Una primera y fundamental estrategia para minimizar los riesgos de producción forrajera en zonas semiáridas es la instalación de pasturas en un alto porcentaje de la superﬁcie ganadera, con especies con alta tolerancia a la sequía. Entre las especies perennes con mayor tolerancia a la sequía probadas en el Semiárido Bonaerense se encuentran, principalmente, el pasto llorón (Eragrostis curvula) y el agropiro (Tynophirum ponticum), que han sido evaluadas y difundidas por más de 50 años en la región semiárida. Sus principales ventajas son a) reducir marcadamente los costos directos de alimentación de los rodeos; b) disminuir el uso de maquinaria, mano de obra e insumos para producir recursos forrajeros; c) mayor seguridad forrajera en años de sequía; d) 479 G. Bonvissuto, C. Coma, ; H. Kruger, C. Torres Carbonell, A. Lauric, R. Tizón, A. Marinissen mantener cobertura vegetal en la superﬁcie, disminuyendo la erosión eólica e hídrica y conservando el recurso suelo. Agricultura Sobre este territorio semiárido, de 1.416.300 ha, características restrictivas de suelo y clima condicionan la estabilidad anual de resultados en cosechas al imponer límites sobre la producción de cereales (principalmente trigo y otros granos ﬁnos) y verdeos/ cultivos forrajeros. Sobre los datos de la serie 1969/70–2012/13 (Minagri-SIIA, 2014), es posible observar una tendencia negativa en los valores de siembra anual. De acuerdo con esta fuente, a ﬁnes de los años ´60 la implantación anual de estos cultivos ocupaba poco más del 45% del territorio, siendo en la actualidad del 26%. Cuando se analizan los extremos de la serie de cosecha de granos (1969/70 a 71/72 vs. 2010/11 a 12/13), se observa: a) Importante disminución de las superﬁcies sembradas (650.723 ha vs 379.862 ha), b) valores de producción que ﬂuctúan entre campañas. Este territorio contribuye a la producción con sólo el 0,65% del total nacional. Servicios ecosistémicos y reservas La variabilidad climática, topográﬁca, ecosistémica y productiva de la región aporta condiciones únicas para la provisión de servicios ecosistémicos: agua, pesca, pastizales naturales, leña, polinizadores, depredadores naturales, entre otros. Varias iniciativas alientan la conservación a distintas escalas, como la propuesta Áreas Valiosas de Pastizal (AVPs) y el Programa de las Áreas Importantes para la Conservación de las Aves (AICAs). El Caldenal presenta una desprotección total y sin una política clara de ordenamiento territorial, en tanto que los pastizales costeros cuentan con una importante superﬁcie protegida. Existen 6 reservas en el Sistema Federal de Áreas Protegidas: nacional (1): Reserva Natural de la Defensa Baterías–Charles Darwin (1000 ha); provinciales (4): Reserva Natural Bahía Blanca, Bahía Falsa y Bahía Verde (254300 ha), Reserva Natural Laguna Chasicó (7800 ha), Reserva Geológica, Paleontológica y Arqueológica Pehuen Có–Monte Hermoso (2500 ha), Reserva Natural Islote del Puerto (80 ha); municipal (1): Reserva Natural Costera de Bahía Blanca (320 ha) (Di Giacomo, 2005; Kittlein et al., 2004; Marinissen et al., 2009; Tizón, 2004). Legislación La Ley 13.647 (2007) expresa que “la diferenciación de la región, implica también apoyar ﬁrmemente la reconversión de los sistemas de producción y sus cadenas de valor, de tal manera que se fortalezcan aquellos que estén adaptados a las características climáticas, edáﬁcas y agronómicas, asegurándole resultados económicos que permitan la permanencia de las explotaciones de esa región y con esas características. De igual forma las políticas de fomento y apoyo no deben contemplar beneﬁcios para actividades que no demuestren sustentabilidad, siendo esto una condición que puede variar en función de la evolución tecnológica y de las prácticas de manejo de los sistemas productivos, que deberán demostrarlo en cada caso, y sobre todo cuando se trate de actividades consideradas marginales”. 480 Restauración Ecológica en la Diagonal Árida de la Argentina Proyecto nacional y proyecto regional Según Méndez Casariego (2014), el desarrollo territorial rural procura la transformación productiva e institucional de un espacio rural, con la ﬁnalidad de reducir la pobreza rural e incrementar la riqueza territorial sin afectar negativamente el ambiente. El presente trabajo se enmarca dentro del Proyecto Especíﬁco (PE) del Programa Nacional de Producción Animal “Desarrollo, Integración y Transferencia de Tecnologías para Manejo Sustentable de Servicios de la Vegetación Natural para Fines Ganaderos” (PNPA-1126074) y del “Proyecto Regional para el Desarrollo Territorial (PRET) del Semiárido de la EEA Bordenave” (BASUR-1272205), ambos de INTA. Se seleccionan los lugares de muestreo con los extensionistas, se instalan pequeñas clausuras en diversos ambientes con pastizales naturales, “campos naturales” o pasturas perennes deterioradas, dentro de las cuales se cosechan parcelas, para determinar producción de forraje (kgMS/ha), composición ﬂorística (%) y valor nutritivo. Resultados esperados Este trabajo contribuirá al desarrollo del territorio semiárido del INTA EEA Bordenave por medio de: incorporación del concepto de manejo de pastizales naturales y campos naturales en un territorio donde éstos forman parte de la cadena forrajera en los sistemas productivos, pero se desconoce su potencial; descripción de composición ﬂorística, evaluación de oferta forrajera y valor nutritivo de los “campos naturales”, para ser incluida en el Sistema de Soporte de Decisiones (SSD) de la EEA Bordenave; trabajo en campos de productores, experimentando, validando y socializando una tecnología agroecológica; capacitación de técnicos y productores acerca de criterios de manejo para una producción sustentable; publicación de guías de disponibilidad de forraje; revalorización de especies forrajeras locales nativas o naturalizadas. Conclusiones En el semiárido bonaerense, una elevada proporción del territorio se encuentra ocupada por pastizales naturales y “campos naturales”, que son utilizados para la alimentación del ganado sin la aplicación de pautas mínimas de manejo, como por ejemplo el ajuste de la carga animal a la disponibilidad de forraje en estos campos, de la época de pastoreo/descanso adecuados, y de la distribución de los animales en los potreros. Son particularmente importantes las consecuencias de la combinación entre sobrepastoreo y escasas precipitaciones, ya que en esta región se producen ciclos de sequía en forma reiterada. Esto ha llevado a la sobreutilización y, como consecuencia, al deterioro de estos ambientes o a la no recuperación de los mismos luego del abandono de la agricultura ocurrido en las últimas décadas, afectando a la sucesión secundaria; así se diﬁculta el reestablecimiento de especies forrajeras perennes, prolongándose a lo largo de los años la ocupación de los campos con especies perennes no forrajeras, especies anuales y/o especies invasoras. El uso de los suelos de acuerdo con su aptitud es la primera condición para que la región produzca en forma sustentable. Evidentemente la agricultura se debe localizar en los suelos agrícolas (al menos de Clase III). La siembra directa puede contribuir a la 481 G. Bonvissuto, C. Coma, ; H. Kruger, C. Torres Carbonell, A. Lauric, R. Tizón, A. Marinissen utilización de algunos suelos Clase IV, pero esto hay que analizarlo con cuidado. En el resto del área, es evidente que habría que sembrar pasturas perennes y utilizar los pastizales naturales. En tanto se logre incrementar la superﬁcie sembrada con pasturas perennes como pasto llorón y agropiro, es imprescindible revalorizar la contribución de los pastizales naturales y “campos naturales” a la cadena forrajera, dándoles un manejo sustentable que les permita manifestar su potencial productivo y como consecuencia una mayor producción ganadera, manteniendo su riqueza y diversidad. Agradecimientos A los extensionistas de INTA Ings. Agrs. Marcelo Real Ortellado de Bordenave, Federico Labarthe de Tornquist y a Corina Cerdá y demás agentes de extensión de Bahía Blanca, que nos facilitan el acceso a los campos de los productores; y a los señores productores, en cuyos campos se realizan los trabajos. Bibliografía ANDRADE, M.I., P. LAPORTA & L. IEZZI, 2009. Sequías en el sudoeste bonaerense: Vulnerabilidad e incertidumbre [En línea]. Geograﬁcando 5 (5). http://www.fuentesmemoria.fahce.unlp.edu.ar/art_revistas/pr.4450/pr.4450.pdf CABRERA, A.L., 1971. 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