Torres, Yanina1,2, Ithurrart, Leticia1, Ambrosino, Mariela3,4, Iberlucea Saglietto, Agustín1Armando, Lorena1
1Universidad Nacional del Sur, Dpto. de Agronomía, 2 Comisión de Investigaciones Científicas (CIC), 3Universidad Nacional de La Pampa, Fac. de Cs. Exactas y Naturales, 4 Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET)
Introducción
El aumento en la densidad y cobertura de especies leñosas (arbustización) sobre los pastizales naturales es un fenómeno creciente a nivel mundial. Se ha asociado a cambios en la distribución espacio-temporal de los recursos del suelo y la vegetación. Esto crea ambientes más heterogéneos, susceptibles de desertificación (van Auken, 2009). El sobrepastoreo de áreas con un componente arbustivo normalmente lleva a un incremento en la dominancia de los arbustos y a la conversión de los pastizales en arbustales menos deseables (León y Aguiar, 1985), lo que reduce la biomasa, la diversidad y la riqueza específica de la vegetación (van Auken, 2009). Una disminución en la cobertura y vigor de las gramíneas perennes deseables puede afectar directamente la productividad secundaria. Sin embargo, el grado en el cual la arbustización conduce a la degradación y desertificación depende de la identidad particular de las especies arbustivas y herbáceas involucradas (Maestre et al., 2009).
El Partido de Patagones, en el Sudoeste Bonaerense, posee el área de Monte nativo de mayor extensión de la provincia, donde es habitual la actividad ganadera con pastoreo continuo y excesiva carga animal (Giorgetti et al., 2006), situación que puede conducir a un incremento de la arbustización y la desertificación. El objetivo de este trabajo fue evaluar los efectos de la cobertura arbustiva sobre la vegetación en un pastizal natural de Monte, a fin de diseñar pautas de protección, manejo y uso adecuado de estos ambientes. La hipótesis de trabajo fue que la cobertura arbustiva modifica la composición, diversidad y riqueza específica de la vegetación.
Materiales y Métodos
El trabajo se realizó durante dos años, en la Chacra Experimental Patagones (MDA), localizada en el Sudoeste Bonaerense (40°39’S, 62°53’O), dentro de la Provincia Fitogeográfica del Monte. La comunidad vegetal se caracteriza por un estrato arbustivo abierto que incluye especies herbáceas con diferentes grados de aceptación por parte del ganado (Giorgetti et al., 2006). El clima es templado, semiárido, con lluvias concentradas en verano y otoño. El promedio de precipitaciones total anual (1981-2018) es de 431,9 mm, registrándose 439 mm (77 mm en primavera) y 45 días de lluvia en 2017 y 489,5 mm (186,5 mm en primavera) y 64 días de lluvia en 2018. El suelo es un Haplocalcid típico, sin limitantes de profundidad.
En un área natural de Monte de 60 ha se ubicaron al azar 12 transectas de 10 m lineales, en sitios con (CA) o sin (SA) arbustos (n=6). El sistema de pastoreo utilizado es rotativo conservacionista, con ajuste de la carga animal en función de la disponibilidad forrajera. El 27/12/2017 se estimaron la densidad y cobertura de especies dicotiledóneas herbáceas y gramíneas (H), cobertura de broza (B) y de suelo desnudo (SD) en cada transecta SA y CA, con el método de Daubenmire (10 parcelas/transecta). Las especies H encontradas en cada sitio se clasificaron según su origen, ciclo de vida y valor forrajero para el ganado (Andrada et al. 2017), y se agruparon en diferentes categorías a fin de contrastar su relevancia en el pastizal. De esta forma se analizaron la densidad y cobertura de: (1) todas las especies determinadas (se incluyeron semileñosas); (2) especies deseables (D; perennes forrajeras) vs. indeseables (I; perennes no forrajeras y anuales); (3) especies perennes (P) vs. anuales (A; sin considerar su valor forrajero); y (4) especies anuales forrajeras (F) vs. anuales no forrajeras (NF). (5) En las transectas CA se estimaron, con el método de Canfield, la densidad (a 0,5 m a cada lado de la transecta) y cobertura de especies leñosas (L), SD y B. El 6/12/2018 se repitió el estudio, ubicando 12 nuevas transectas. Con todos los datos obtenidos se determinaron (6) la riqueza específica (S) y el índice de diversidad de Shannon (H’).
Los datos se analizaron mediante ANOVA doble, en bloque dividido, siendo los factores fijos las categorías en cada sitio y los años. En caso de interacción, se analizó cada factor por separado. Las comparaciones se realizaron con LSD al 5%. Para cumplir con los supuestos de normalidad y homocedasticidad, se transformaron los datos de S y de H’ con raíz (x) y ln (x+1), respectivamente.
Resultados
(1) Especies totales: en los sitios SA se encontraron algunas plantas de especies subarbustivas (Baccharis crispa, B. gilliesii, B. salicifolia y B. ulicina,) y renovales de arbustos (Chuquiraga erinacea, Lycium chilense y Ephedra triandra) que se registraron para evaluar el avance de la arbustización sobre los espacios abiertos. Tanto la densidad de especies H como L se incrementó de un año al siguiente, registrándose mayores valores para las especies H en sitios SA, seguido por los sitios CA, y, por último, para las especies L en ambos sitios (Fig. 1A). Respecto a las categorías, la condición CA-B presentó los mayores porcentajes de cobertura en relación a las demás y en 2017 la del SD asociado a los sitios SA fue mayor que en los sitios CA (Fig. 1B).
(2) Especies totales deseables (D) vs. indeseables (I): en 2017 no hubo diferencias mientras que en 2018 se observó un incremento en el número de especies I, tanto en sitios SA como CA (Tabla 1A). Solo la cobertura de especies I en situación SA aumentó de un año al siguiente (Tabla 1A). Sin embargo, en 2017 es mayor la cobertura de especies D en relación a las I, sin importar si hay arbustos o no, situación que se iguala en 2018. Este resultado resulta positivo ya que las especies D son las que aportan alimento al ganado durante todo el año.
(3) Especies anuales (A) vs. perennes (P): la única diferencia observada en la densidad fue para las especies A, con mayor valor en 2018, en sitios SA y CA, en relación a las P (Tabla 1B). Sin embargo, en ambos años, la cobertura de especies P fue mayor en ambos sitios, registrándose una disminución en 2018 (Tabla 1B), por la competencia en el uso de los recursos del suelo que ejercen las especies A. La cobertura de A se mantiene sin cambios entre años a pesar del incremento en la densidad, debido a que en su mayoría son especies de porte y tamaño reducido.
(4) Especies anuales forrajeras (F) vs. no forrajeras (NF): no hubo diferencias entre años ni sitios, con valores promedio, para ambos años, de 26,6 ± 9,9 F y 38,2 ± 7,9 plantas/m2 NF (n=24).
(5) No hubo diferencia en la densidad de especies L entre años, con un valor promedio de 21,3 ± 5 mil plantas/ha (n=12). La cobertura no se diferenció entre años, y fue mayor para L: 79,4 ± 4,2%, luego para B: 23,5 ± 2,9% y por último SD: 6,7 ± 4,5% (n=12).
(6) La S máxima registrada, considerando ambos años, fue de 52 especies, con un 75% de origen nativo. La S fue mayor en sitios CA (por la presencia de arbustos), valor que se incrementó en 2018 (Tabla 2), principalmente por la aparición de especies herbáceas anuales. La H’ no varió entre años ni sitios (Tabla 2), lo que indicaría que los arbustos no ejercen un efecto dominante en este ambiente.
Tabla 1. Densidad (plantas/m2) y cobertura (%) de especies herbáceas, en sitios sin (SA) y con (CA) arbustos. Letras distintas indican diferencias (p≤0,05) entre años dentro de cada categoría (primera letra) o entre categorías dentro de cada año (segunda letra). Cada valor es el promedio ± EE (n=6).
Tabla 2. Riqueza específica y Diversidad de Shannon en sitios sin (SA) y con (CA) arbustos. Letras distintas indican diferencias significativas (p≤0,05) entre años dentro de cada categoría (primera letra) o entre categorías dentro de cada año (segunda letra). Cada valor es el promedio ± EE (n=6).
Conclusiones
Las precipitaciones ocurridas durante 2018 no solo fueron superiores y por un período de tiempo más prolongado, sino que, además, en la primavera de ese año, duplicaron las registradas durante el mismo período en 2017. Esto propició un incremento en la germinación y establecimiento de especies mayormente anuales, en ambos sitios. Sin embargo, al haber mayor superficie de SD en sitios SA respecto de CA, éste pudo ser aprovechado por las especies oportunistas presentes en gran medida en el banco de semillas (Ernst et al. 2017), que al recibir un mayor aporte de humedad en 2018 aumentaron su densidad, incrementando el aporte de broza al momento del muestreo (diciembre). En sitios CA sin embargo, en ambos años, el suelo estuvo cubierto mayormente por B, lo que podría deberse a un mayor aporte de material vegetal por parte de las especies (H y L) y a una menor descomposición registrada debajo del dosel, por efecto de una reducción en la radiación solar (Berenstecher et al., 2018).
La menor cobertura de SD en sitios CA respecto de SA en 2017, evidencia un efecto benéfico (facilitación) de la presencia arbustiva. En años más secos, los arbustos podrían ejercer un efecto protector, sobre las especies vegetales y el suelo de los interespacios desnudos, lo que además se refuerza debido a que un 45% de las especies leñosas son caducifolias, con representantes de la familia Fabaceae, lo que favorece la producción de biomasa herbácea (Mazía et al. 2016).
A pesar del incremento en la densidad total de A (clasificadas como indeseables), se observó similar contribución de especies F y NF, con lo cual la persistencia de las primeras en el banco de semillas constituye un indicador del estado de conservación del sitio. Por otra parte, una mayor cobertura de especies P (mayormente F), independientemente de la presencia o no de arbustos, garantiza una mayor protección del suelo y un aporte continuo de B de calidad al sistema.
La producción ganadera, al desarrollarse bajo un manejo conservacionista, no afectó la S ni la H’ de las especies vegetales, no encontrándose una dominancia clara de las especies arbustivas. Los resultados llevarían a rechazar la hipótesis planteada, sin embargo, la presencia (y aumento) de renovales en sitios abiertos indica un avance inminente de la arbustización que debe monitorearse anualmente, a fin de controlarlo. La cobertura arbustiva juega un rol importante contra la degradación del suelo de áreas desnudas y en la sucesión ecológica en ambientes semiáridos. Junto con la broza, proporciona un sitio seguro y crea condiciones para el establecimiento de nuevas especies, que favorecen el funcionamiento y la resiliencia de los ecosistemas frente a la desertificación y el cambio climático.
Bibliografía
ANDRADA, A., C. TEYSSEIRE, M.E. GIL y C. PELLEGRINI. 2017. “Pastizales del sur Bonaerense: guía para el reconocimiento de especies herbáceas”. Bahía Blanca: Ediuns, 85 p.
BERENSTECHER, P., L. VIVANCO, L.I. PÉREZ y A.T. AUSTIN. 2018 “La radiación solar controla la descomposición de broza en un ecosistema semiárido de la Patagonia, Argentina” Actas de la XXVIII Reunión Argentina de Ecología, p. 692, Mar del Plata: ASAE.
ERNST, R.D., V. VÁSQUEZ, D. ESTELRICH y E. MORICI. 2017. “Banco de semillas de gramíneas en fachinales intervenidos mediante rolado selectivo”. Semiárida 27(1):27-39.
GIORGETTI H.D., C.A. BUSSO, O.A., MONTENEGRO, G.D. RODRÍGUEZ, y N.M., KUGLER, NM. 2006. “Cattle raising in Central, semiarid rangelands of Argentina”. Rangelands 28:32-36.
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MAESTRE, F.T., M.A. BOWKER, M.D. PUCHE, M.B, HINOJOSA, I. MARTÍNEZ, P. GARCÍA-PALACIOS, A.P. CASTILLO, S., SOLIVERES, A.L. LUZURIAGA, A.M. SÁNCHEZ, J.A., CARREIRA, A. GALLARDO, y A. ESCUDERO. 2009. “Shrub encroachment can reverse desertification in semi-arid Mediterranean grasslands”. Ecology Letters 12:930-941.
MAZÍA, N., MOYANO, J. PÉREZ, L., AGUIAR, S., GARIBALDI, L.A. y T. SCHLICHTER. 2016. “The sign and magnitude of tree-grass interaction along a global environmental gradient”. Global Ecology and Biogeography 25(12):1510-1519.
VAN AUKEN, O.W. 2009. “Causes and consequences of woody plant encroachment into western North American grasslands”. Journal of Environmental Management 90:2931-2942.
