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ANEXO 1
Documentos diagnósticos de problemáticas de conservación asociadas
al uso de la tierra en las distintas ecorregiones terrestres de Argentina
Tabla A1. Porcentaje de cobertura Modificada y/o Transformada, y Natural/Semi-natural en las distintas ecorregiones terrestres
de Argentina según bases de datos globales (“GHS Settlement Model grid”, de global “Global Human Settlement, 2014”
(Pesaresi et al. 2019) para superficie urbana, y “Global Cropland Area Database”(Teluguntla et al. 2015) para superficie
agrícola).
Table A1. Percentage of Modified and/or Transformed land-cover, and Natural/Semi-natural land-cover in the terrestrial
ecoregions of Argentina based on global databases (“GHS Settlement Model grid”, of the “Global Human Settlement, 2014”
(Pesaresi et al. 2019) for urban area, and“Global Cropland Area Database” (Teluguntla et al. 2015) for agriculture area).
Ecorregión
(Burkart et al.
1999)
% Modificado y/o Transformado
% Natural/Semi-
Natural
Urbano
Cultivado
Total
Altos Andes
0.02
0.27
0.29
99.71
Bosques
Patagónicos
0.08
0.54
0.62
99.38
Campos y
Malezales
0.61
26.42
27.03
72.97
Chaco Húmedo
0.25
16.85
17.10
82.90
Chaco Seco
0.27
21.97
22.24
77.76
Delta e Islas del
Paraná
1.28
10.52
11.80
88.20
Espinal
0.52
59.58
60.10
39.90
Estepa Patagónica
0.04
0.50
0.54
99.46
Esteros del Iberá
0.17
13.22
13.39
86.61
Monte de Llanuras
y Mesetas
0.29
3.37
3.66
96.34
Monte de Sierras y
Bolsones
0.05
0.90
0.95
99.05
Pampa
1.27
94.39
95.66
4.34
Puna
0.01
0.18
0.19
99.81
Selva Paranaense
1.02
18.19
19.21
80.79
Selva de las
Yungas
1.06
10.11
11.17
88.83
DOCUMENTOS DIAGNÓSTICOS
1. Bosques Patagónicos Sebastián Ballari, Alejandro Huertas Herrera, Flavia
Mazzini
1.1. Introducción y Principales Problemas de Conservación
Los Bosques Patagónicos (BP) (de 36,8° S a 55° S de latitud) presentan una heterogeneidad espacial a
escala de paisaje principalmente por la topografía, que condiciona microclimas locales, los ensambles
de vegetación, suelos y distribución de la biodiversidad (Pisano 1997; Peri et al. 2016). Se extiende a lo
largo de la cordillera de los Andes desde el norte de Neuquén hasta el archipiélago de Tierra del
Fuego (Morello et al. 2012). El clima es templado a frío y húmedo, con nevadas y lluvias en invierno,
heladas y fuertes vientos predominantes del Oeste, excepto al sur de los 48°S deja de ser estacional
para ser uniforme. La formación vegetal dominante es el bosque templado húmedo al oeste, donde
predominan especies del género Nothofagus. En las zonas más xéricas, existen parches de bosques o de
arbustos en una matriz predominante de estepa (Matteucci 2012).
En los BP existen problemas de conservación que son comunes en toda la extensión de la ecorregión
(Premoli et al. 2006). Entre ellos se incluyen el impacto relacionados con especies exóticas invasoras
(Simanonok et al. 2011; Sanguinetti et al. 2014); ganadería (Cingolani et al. 2008; Peri et al. 2016; Piazza
et al. 2016); aprovechamiento forestal, y explotación del territorio por turismo masivo (Martínez
Pastur et al. 2013; Huertas Herrera et al. 2018) y el avance de las urbanizaciones con el desmonte
asociado (Luque et al. 2011).
1.2. Procesos Dominantes de Usos de la Tierra
En los bosques de Patagonia Norte los factores que amenazan su conservación están asociados a los
cambios en los regímenes de fuego provocados por intervención humana (Veblen et al. 1999; Villalba
et al. 2005; Luque et al. 2011; Blackhall et al. 2015), invasiones biológicas (Simberloff et al. 2003) y al
cambio climático global que altera los regímenes de precipitaciones y temperaturas medias
provocando entre otras cosas la mortalidad de bosques nativos (Jump et al. 2009; Villalba et al. 2005;
Suárez & Kitzberger 2010). Por otro lado, en Patagonia Sur, particularmente en Tierra del Fuego, el BP
está menos disturbado y presenta menos amenazas, por lo que constituyen una de las regiones más
prístinas del planeta (Mittermeier et al. 2003), pero se perciben alteraciones antrópicas
transformándolos en paisajes seminaturales (Martínez Pastur et al. 2013) y fauna invasora (Anderson
et al. 2009; Valenzuela et al. 2013).
Muchos de estos procesos descritos provocan problemáticas a diferentes niveles, que incluyen
amenazas directas para un gran número de especies nativas (Rosas et al. 2017, 2019), y serios
impactos indirectos como alteraciones de las redes tróficas nativas (Poljak et al. 2007; Bonino 2009;
Sola et al. 2015) y los servicios ecosistémicos (Martínez Pastur et al. 2016). Particularmente, las
invasiones biológicas en el BP provocan serios impactos negativos en la conservación de los
ecosistemas nativos llevando muchas veces a una modificación en las redes tróficas (Sanguinetti et al.
2014). Algunas de las especies con mayor impacto en la región incluyen diferentes especies de
coníferas exóticas (Simberloff et al. 2010), animales como el castor (Castor canadensis) (Anderson et al.
2009); liebre europea (Lepus capensis) (Bonino 2009); visón americano (Neovison vison) (Valenzuela et
al. 2013), ciervo colorado (Cervus elaphus), jabalí europeo (Sus scrofa) (Ballari et al. 2015); la chaqueta
amarilla (Vespula germanica) (Sola et al. 2015), y considerando los sistemas acuáticos, varias especies de
salmónidos (Sanguinetti et al. 2014).
Cabe destacar que para el BP no hay una política o marco normativo consecuente con la conservación
de la biodiversidad a escala de paisaje. Por ejemplo, la mayoría de los parques nacionales se
establecieron a lo largo de las fronteras entre Argentina y Chile (Luque et al. 2011). Por consiguiente,
no todas las especies y ambientes se encuentran representadas dentro de las áreas protegidas, en
particular los ambientes ecotonales. Si bien en Argentina existen áreas protegidas con gran superficie,
algunas especies nativas tienen un rango de acción o distribución mayor al protegido por lo que la
protección otorgada por el área en ocasiones no es suficiente (Martínez Pastur et al. 2015). En general
estas áreas se caracterizan por: (i) tener diferentes categorías de protección, las áreas restringidas en
general son sitios de difícil acceso y lejos de centros urbanos, las zonas de parque y reserva por lo
general tienen un mayor usufructo y en muchos casos hay centros urbanos dentro (e.g., P.N. Nahuel
Huapi); (ii) cubrir grandes superficies boscosas pero no ser representativas en superficie de todos los
ecosistemas (e.g., pastizales y arbustales); (iii) en muchos casos, presentar una escasa gestión por
parte del estado (Martínez Pastur et al. 2013) y (iv) presencia de propiedades privadas que puede
dificultar la coordinación de los esfuerzos de conservación.
A pesar de que no todas las especies están representadas dentro de las áreas protegidas, esta
ecorregión está muy bien representada dentro del sistema nacional de áreas protegidas, sin embargo,
no están exentas a los problemas de conservación (Rodríguez-Cabal et al. 2008). Muchas veces las
áreas protegidas no son realmente efectivas ya que dentro de las mismas hay uso y explotación
humana previa al establecimiento y creación del parque nacional. La mayoría de los procesos que
afectan la conservación de los BP son crónicos (Huertas Herrera et al. 2018), aunque existen ejemplos
de problemas recientes como la aparición del alga invasora Didymo (Didymosphenia geminata) en 2010
(SIB 2019). En BP se han llevado a cabo una gran cantidad de investigaciones científicas en relación
con su superficie comparado con otras regiones boscosas del país (Mazzini et al. 2018), por lo que se
cuenta con información fidedigna y representativa respecto a los diferentes problemas de
conservación que se pueden hallar.
Los Bosques Patagónicos representan un sistema socio-ecológico complejo en una actualidad de
cambio y transformación global. La conservación de sus recursos naturales, siendo compatibles con el
desarrollo sustentable y el bienestar humano, será un desafío importante para las próximas décadas
(Gowda 2013; Grosfeld et al. 2019).
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2. Campos y Malezales Lorena Herrera
2.1. Introducción y Principales Problemas de Conservación
La ecorregión Campos y Malezales presenta una extensión de 30.000 km2 y se ubica entre el Sur de
Misiones y el Noreste de Corrientes (Chebez 1996). La región ha sido escenario de actividades
productivas en especial en los últimos 50 años, con plantaciones forestales, yerba mate, té y arroz y
con ganadería sobre pastizales naturales (Matteucci 2012). El paisaje predominante de la región es de
pastizales. En el norte las lomas, llanuras y humedales conforman los llamados “Campos” que, por su
condición subtropical y húmeda, albergan una gran riqueza de especies de gramíneas y otras hierbas
(Chebez 1996; Burkart et al. 1999; Viglizzo et al. 2006). También, como parte de este paisaje, se
presentan selvas en galería acompañando los cursos fluviales e isletas de bosques conocidas como
“capones” o “mogotes” donde predomina el urunday (Astronium balansae) acompañado por talas
(Celtis chichape), molles (Schinus terebinthifolia), entre otras especies (Bodrati 2007). En el sur se
encuentran los llamados “Malezales” cuya fisonomía de pajonales uniformes y casi puros sobre
suelos encharcados dominan el paisaje (Burkart et al. 1999).
La ecorregión es muy rica en especies en términos relativos. En una extensión que cubre el 0,2% del
territorio argentino se ha registrado el 31% de los géneros y el 51% de las familias de la flora argentina
(Matteucci 2012). La gran riqueza específica de esta ecorregión se debe a la influencia que recibe de
regiones vecinas como la Chaqueña y Paranaense. También se destaca la presencia de aves y
mamíferos pampeanos (Chebez 2007). Posee numerosos endemismos y es actualmente el principal
refugio de muchas especies en peligro de extinción como el yaguareté (Panthera onca), el tapir (Tapirus
terrestris), el ciervo de los pantanos (Blastocerus dichotomus) y el ciervo de las pampas (Ozotoceros
bezoarticus celer). Entre las aves se destacan el carpinterito ocráceo (Picumnus nebulosus), el capuchino
de collar (Sporophila zelichi), el capuchino pecho blanco y el castaño (Sporophila palustris y S.
hypochroma) y el tordo amarillo (Xanthopsar flavus), entre otras especies (Chebez 1996; Bosso et al.
2003).
El valor ecológico de esta región muchas veces es subestimado y esto se ve reflejado en las escasas
iniciativas de conservación y de protección de la flora y fauna nativa (Chebez 1996). Se trata de una de
las ecorregiones con menor protección del país (Capmourteres et al. 2015), con menos del 2%
representado en áreas protegidas (Tabla A1). De acuerdo a Di Giacomo (2007) el impacto sobre la
biodiversidad que ha generado la forestación masiva con pinos y eucaliptus es similar al impacto
generado por la sojización en la Pampa, Espinal o en el Chaco. El autor reconoce que en pocos años
más de crecimiento sostenido de la actividad forestal la totalidad de la ecorregión de los Campos y
Malezales quedará sustituida por plantaciones. A la falta de políticas públicas de conservación se
suma la aplicación de la Ley 25.080 de promoción de las forestaciones. La misma se viene ejecutando
sin la debida supervisión de la distribución de poblaciones de animales y plantas amenazados. Según
datos agroindustriales del Ministerio de Agricultura, Ganadería, Pesca y Alimentos (MAGPyA),
durante el período de vigencia de la Ley (1998-2018) la superficie forestada aumentó de 120.000 a
500.000 hectáreas mientras que se registró una disminución drástica (80-90%) de especies de aves
amenazadas (Documento de Posición Institucional, Aves Argentinas 2018). Sumado a los efectos de
las distintas actividades productivas, la biodiversidad también se ve amenazada por la captura y el
comercio ilegal de especies de fauna silvestre (Viglizzo et al. 2006). En definitiva, el desarrollo de
todas estas actividades sin la adecuada planificación territorial amenaza el funcionamiento y la
integridad del ecosistema pastizal y toda su biodiversidad.
En la ecorregión se encuentran dos parques provinciales pertenecientes a la provincia de Misiones
(Cañadón de Profundidad y Fachinal) (MEyRNR), tres reservas naturales (una de ellas urbana) que
forman parte de la Red Argentina de Reservas Naturales Privadas (Refugio de Vida Silvestre San
Antonio, Reserva Paraje Tres Cerros y Reserva Natural Urbana Rincón Nazari) que en total suman
3940 ha. También en la provincia de Misiones se encuentra la Reserva Privada Campo San Juan de
5100 ha (Chebez 2007; Capmourteres et al. 2015).
2.2. Procesos Dominantes de Usos de la Tierra
Los procesos dominantes asociados al uso de la tierra en la ecorregión Campos y Malezales son la
ganadería, las plantaciones forestales y la agricultura. La actividad tradicional ha sido la ganadería
extensiva de bovinos desarrollada sobre pastizales naturales que suele ir acompañada de la
utilización del fuego como medida de manejo, la canalización de humedales, y la siembra de pasturas
exóticas. Si bien esta actividad sigue prevaleciendo en la actualidad, también está siendo reemplazada
por otras actividades agrícolas (cultivo de yerba mate en el norte) y forestaciones (Bodrati 2007;
Matteucci et al. 2012). Esta última presenta un fuerte respaldo, incluidos los préstamos a largo plazo,
por el gobierno de la provincia de Corrientes. El eucalipto y los pinos son las especies preferidas.
La agricultura se extiende desde la época de los jesuitas (siglo XVII) que importaban cereales, frutales,
hortalizas y legumbres, las cuales se sembraban en huertos comunales y familiares que manejaban los
guaraníes. Durante la colonia, la yerba mate era cosechada de las plantas silvestres por los guaraníes
y su uso se expandió en el siglo XVII hacia otras regiones colonizadas, como el Río de La Plata, Chile
y Perú. Los jesuítas domesticaron la planta y la sembraban en las reducciones. A finales del siglo XIX,
se abrieron las puertas a una industria de yerba mate que se afianzó con fuerza en Corrientes-
Misiones cuando Brasil cambió la producción de yerba por la de café en la década de 1930.
Actualmente es el principal cultivo de la zona de los Campos (Matteucci et al. 2012).
La región tiene un alto potencial para la producción del cultivo de arroz que se siembra en las zonas
más bajas (Viglizzo et al. 2006). Esta producción es acompañada del drenado y canalización de
humedales con los consecuentes impactos sobre el sistema (Burkart et al. 1999). En los sectores con
mayor pendiente (en los Campos) el ganado ha generado erosión del suelo. Esta presión además la
sufren las isletas de bosques y selvas de ribera ya que el ganado pernocta, pisotea y ramonea el
interior de estas formaciones boscosas, eliminando la posibilidad de regeneración natural (Bodrati
2007).
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3. Chaco Húmedo Ignacio Gasparri, Maria Eugenia Periago
3.1 Introducción y Principales Problemas de Conservación
Entre la variada vegetación del Chaco se encuentran bosques leñosos, arbustales densos y húmedos,
arbustales abiertos y pastizales sin árboles. Las comunidades en su conjunto forman gradientes
florísticos, faunísticos y ambientales (Bucher 1982). Diferencias en temperatura, humedad y tipos de
depósitos geológicos a lo largo del Gran Chaco crean un gradiente de aridez creciente de este a oeste,
con la mayor condensación de humedad en las montañas. Esto lleva a dos grandes eco-regiones,
Chaco Seco y Chaco Húmedo, identificadas por Burkart et al. (1999). El Chaco Húmedo en el sector
este presenta un mosaico de tierras altas boscosas que alternan con zonas bajas de esteros y cañadas.
El clima es subtropical cálido, con lluvias de 750 a 1300 mm anuales y contiene una alta diversidad
biológica.
La falta de áreas protegidas es alarmante: menos del 2% de la ecorregión está bajo protección (Tabla
A1). Toda la región chaqueña posee humedales, pero la diferencia se encuentra principalmente en los
tipos de humedales y en la superficie que cubren en las distintas subregiones. Según Ginzburg y
colaboradores (2005), el Chaco Húmedo concentra la mayor superficie y los mayores porcentajes de
humedales, incluyendo los Bajos Submeridionales. A su vez, se encuentran las planicies de
inundación de los ríos Paraguay y Paraná.
Según Naumann (2006), el aumento de colmatación en esteros, bañados y lagunas por erosión hídrica
debido al sobrepastoreo y al incremento de las áreas agrícolas han producido pérdidas de unas
100.000 ha de ambientes acuáticos. Las amenazas actuales a estos ecosistemas naturales se enfocan
principalmente en el reemplazo y drenaje de los humedales, los bañados y los pastizales inundables y
no inundables para el cultivo de arroz, pasturas implantadas para ganadería; en algunos casos,
algodón y en menor medida soja (Ginzburg & Adámoli 2006). Se necesita un ordenamiento territorial
que incluya normas para el uso sustentable del agua con una planificación del uso productivo, ya sea
para la agricultura existente o la ganadería sobre pastizales naturales. Sin este ordenamiento, los años
en los que el mercado tiene precios altos, se avanza sobre los ambientes naturales. Además, en años
secos, existe un conflicto entre el uso del agua para el arroz y los otros usos, y puede resultar en falta
de agua para la biodiversidad.
El aprovechamiento forestal es poco y aunque no reemplaza, sí degrada; y no está regulado ni
manejado para su aprovechamiento en el futuro. En la región de los bajos submeridionales, la mayor
amenaza es el drenaje de los humedales para la ganadería y agricultura. Estas obras de drenaje son
utilizadas para secar los campos, y son realizadas con canales profundos que bajan el nivel de la napa
freática, hecho que termina agudizando el problema de la salinidad (en base a Liotta et al. 2015). El
reemplazo del ecosistema natural ha sido para llevar adelante una mala agricultura de alto riesgo, ya
que los suelos son pobres e inundables. En cuanto al sobrepastoreo, este es secundario en términos de
dimensión y además tiene un problema asociado a la falta de agua potable para los animales en
épocas secas. Estas amenazas llevarán a una disminución de servicios ecosistémicos en
aproximadamente un cuarto de la ecorregión (Fundación Vida Silvestre Argentina 2016).
3.2. Procesos Dominantes de Usos de la Tierra
Los procesos dominantes de uso de la tierra en el Chaco Húmedo son la actividad agrícola, ganadera
y forestal. A pesar de contar con buenas condiciones climáticas, debido a la alta proporción de tierras
inundables la superficie transformada representa casi el 15% de la ecorregión (Tabla A1),
correspondiente al total de tierras “altas” o no inundables potencialmente agrícolas. Esas tierras aptas
para la agricultura están cultivadas desde comienzos del siglo XX, ocupadas en su mayor parte por
pequeños y medianos chacareros, muchos de ellos minifundistas (Adámoli et al. 2008). Más
recientemente, algunos sectores altos han sido utilizados para otros cultivos extensivos además del
algodón (e.g. soja) y otros sectores están siendo manejados para posibilitar el cultivo de arroz.
La producción de arroz tiene la particularidad que requiere la modificación del terreno y alteración de
los flujos de agua. En ese sentido, es una intervención severa difícil de revertir y que implica un
nuevo estado de la zona afectada. La producción de arroz en los últimos 4 años fue decreciente, salvo
en 2014 cuando tuvo un repunte y alcanzó las 1.581.810 de toneladas. La provincia de Corrientes
genera casi el 45% de la producción arrocera, Entre Ríos un 37%, Santa Fe un 14%, en tanto que
Formosa y Chaco aportan el 5% restante (Ministerio de Agroindustria de la Nación 2016). En las
últimas décadas, la expansión del cultivo de arroz según estadísticas oficiales (http://www.siia.gob.ar)
indican que luego de una fuerte caída en el 2002 hay una recuperación del área en Formosa y Chaco,
llegando a máximos de aproximadamente 15000 ha. El caso notable en la provincia de Santa Fe
muestra que de un máximo en la década de los 80 de 15.000 ha, baja a 2.500 en el 2002 para luego
subir hasta máximos cercanos a 50.000 ha, lo que implica una amplia afectación de zonas bajas y de
humedales en esa provincia. Por el momento, no hay trabajos que usen sensores remotos para
describir la dinámica del cultivo del área de arroz que también se extiende en la región de los Esteros
del Iberá en la provincia de corrientes y en el Espinal en la provincia de Entre Ríos.
La actividad ganadera fue una actividad de pequeña escala hasta finales de 1800, y debido al reducido
número de cabezas de ganado distribuidos en grandes extensiones de tierra disponibles para esta
actividad, los efectos fueron mínimos sobre la cubierta vegetal. El desarrollo más importante del
sector ganadero en la región comienza a producirse en el siglo XX con la llegada de las corrientes
colonizadoras provenientes del Sur y la del ferrocarril. La producción, tanto en la provincia del Chaco
como en Formosa, se expandió principalmente en las grandes estancias del este de la región y abarcó
las áreas con suficiente disponibilidad de pasturas como las sabanas, pastizales, cañadas y esteros
(Ginzburg & Adámoli 2006). Actualmente la actividad ganadera presiona la superficie de bosques
para ampliar la superficie de pasturas, con gran parte de la deforestación de la región del chaco
húmedo siendo destinada a implantar pasturas (Baumann et al. 2016).
Históricamente el bosque nativo se utilizó como un recurso natural no renovable, sin tener en cuenta
su posible regeneración. El método empleado está basado en la extracción de los mejores individuos,
y para la repoblación quedan los ejemplares más viejos y enfermos (Morello & Matteucci 1999). El
quebracho colorado se explotó para la industria del extracto de tanino y para durmientes del
ferrocarril principalmente en el norte de la provincia de santa fe; y junto con otras maderas duras
como el lapacho, el urunday y el guayacán, se los utilizó para postes de alambrado y construcciones
rurales. Más recientemente, pero a un ritmo alarmante, se ha estado empleando el algarrobo para la
mueblería en la provincia de Chaco y Formosa. Al no estar disponible el conocimiento técnico que
permita asegurar un manejo silvicultural del bosque con enfoque sustentable, en muchos caso los
aprovechamientos terminan en proceso de degradación de bosques y de las condiciones
socioeconómicas de las poblaciones locales (Morello & Matteucci 1999). Producto de esta
sobreexplotación del recurso forestal, se produjo el agotamiento de unas 7.500.000 ha de quebrachales
en el Chaco Húmedo, mientras que las áreas remanentes ocupadas por bosques presentan, en la
actualidad, importantes grados de fragmentación y deterioro (Ginzburg & Adámoli 2006).
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4. Chaco Seco Sebastián Aguiar, Julián Lescano, Leandro Macchi, Verónica
Quiroga
4.1. Introducción y Principales Problemas de Conservación
El Chaco Seco es el mayor bosque seco Neotropical y, luego del Amazonas, el segundo bosque
continuo más grande de Sudamérica (Portillo-Quintero & Sanchez-Azofeifa 2010). La fracción
argentina de esta ecorregión (aproximadamente el 60%), ocupa 78 millones de hectáreas. Es una
amplia planicie sedimentaria, interrumpida hacia el oeste por un cordón montañoso con dirección
norte-sur. La temperatura disminuye de norte a sur, con medias anuales que oscilan entre los 18 y
21°C (Minetti 1999). La precipitación es estacional de régimen monzónico con elevada heterogeneidad
espacial. Las precipitaciones disminuyen hacia el centro de la ecorregión, con valores inferiores en la
porción central (450 mm anuales) y valores máximos hacia sus límites orientales y occidentales (entre
1000 y 1200 anuales). Los suelos son principalmente alfisoles y molisoles, formados por depósitos
eólicos y fluviales, y generalmente profundos y de fertilidad intermedia (Riveros 2002). La vegetación
está compuesta principalmente por bosques secos y, en menor medida, por sabanas y pastizales
(Oyarzábal et al. 2018; Grau et al. 2015)
Desde comienzos del siglo XXI, el Chaco Seco Sudamericano se convirtió en un hotspot global de
deforestación (Hansen et al. 2013). En esta región, los bosques secos son reemplazados por cultivos
anuales (soja y maíz principalmente) y pasturas megatérmicas para alimentar ganado vacuno (Grau
et al. 2005). Hasta el 2012, en la porción argentina y semiárida de esta región, el Chaco Seco
Argentino, se habían transformado aproximadamente 10.5 millones de hectáreas, lo que representa el
22% de sus ecosistemas naturales (bosques secos, arbustales, sabanas y pastizales; Vallejos et al. 2015).
La mayor proporción de esta transformación ocurrió durante los últimos quince años y se concentró
principalmente en las provincias de Chaco, Salta y Santiago del Estero, las cuales explican el 10, 12 y
23% del área total transformada, respectivamente (Vallejos et al. 2015). Simultáneamente con la
pérdida de ecosistemas naturales, estos también fueron fragmentados en parches de menor tamaño y
la conectividad entre ellos se redujo (Gasparri & Grau 2009; Frate et al. 2015; Píquer-Rodríguez 2015).
A su vez, los ecosistemas naturales remanentes tienen distintos niveles de degradación debido a
décadas de ganadería extensiva y tala selectiva de árboles para distintos fines (Morello et al. 2005). Sin
embargo, hasta la actualidad, la extensión espacial y severidad de este proceso aún no ha sido
cuantificada.
4.2. Procesos Dominantes de Usos de la Tierra
Los procesos de deforestación, fragmentación y degradación en el Chaco Seco tienen efectos directos e
indirectos en la biodiversidad y la provisión de servicios ecosistémicos. En el caso de la deforestación
el principal beneficio es la provisión de alimentos (soja, maíz, carne) y sus derivados (aceite, harina,
biocombustible), y de productos madereros en algunos casos (Gasparri et al. 2013; Jobbágy & Grau
2015). Por el contrario, la conversión de los ecosistemas naturales a cultivos anuales y pasturas tiene
consecuencias negativas en la provisión de otros servicios, tales como las ganancias de carbono
(Baumann et al. 2016; Conti et al. 2013; Gasparri et al. 2008; Volante et al. 2012), la regulación
hidrológica (Amdan et al. 2013; Cingolani et al. 2014; Giménez et al. 2015; Marchesini et al. 2016) y la
calidad del agua (López et al. 2012), la polinización (Aguilar & Galetto 2004; González et al. 2017), el
clima local (Sacchi & Gasparri 2015), la fertilidad del suelo (Rojas et al. 2016; Villarino et al. 2016). En
cuanto a la biodiversidad, la deforestación implica la pérdida directa de hábitat y aumenta la
fragmentación del paisaje, ambas identificadas como las causas principales de reducción en la
diversidad de aves (Mastrangelo and Gavin 2012; Macchi et al. 2013), mamíferos (Altrichter & Boaglio
2004; Quiroga et al. 2014; Torres et al. 2014; Nuñez-Regueiro et al. 2015; Periago et al. 2015), anfibios
(Verga et al. 2012; Lescano et al. 2015), reptiles (Cardozo & Chiaraviglio 2008; Pelegrin et al. 2009),
artrópodos (Molina & Valladares 1999; Gonzales et al. 2016) y plantas (Conti & Díaz 2013, Torrella et
al. 2013; Torrella et al. 2015). En la porción serrana del Chaco también son relevantes las invasiones
biológicas (Hoyos et al. 2010; Giorgis et al. 2011; Giorgis & Tecco 2014). Algunas de las invasoras más
difundidas son Ligustrum lucidum, Pyracantha angustifolia y Pinus spp en los faldeos serranos entre los
600 y 1500 m s.n.m. Por otro lado, la invasión incipiente de jabalíes (Sus scrofa) en los pastizales de
altura del Chaco Serrano y en el sector austral del Chaco Seco puede representar un problema en un
futuro cercano a juzgar por los antecedentes que existen para otras regiones áridas o semiáridas del
país. La invasión de Salmónidos en los ríos y arroyos del Chaco serrano y pastizales de altura tiene un
fuerte impacto sobre la biodiversidad acuática y sobre eventuales procesos ecosistémicos que
dependen de la misma. Finalmente, la degradación está generalmente asociada a la ganadería
extensiva bajo monte (Adamoli et al. 1990; Bucher & Huszar 1999), a la tala selectiva para leña, carbón
y en menor medida postes y durmientes (Gasparri et al. 2013), a la caza (Adamoli et al. 2010;
Altrichter 2006) y comercialización de animales silvestres (The Nature Conservancy et al. 2005).
Desde el plano socio-cultural los procesos mencionados están vinculados con presiones sobre
comunidades indígenas y campesinas, las cuales generalmente encuentran dificultades para
insertarse dentro del nuevo sistema de producción (Krapovickas & Longhi 2013; Cáceces 2015;
Mastrangelo & Laterra 2015; Matteucci et al. 2016). A su vez, el avance de la agricultura y la ganadería
sobre territorios habitados históricamente por estos actores implicó un aumento en la conflictividad
social pues generalmente no poseen títulos de propiedad y, en algunos casos, son desalojados
violentamente (Aguiar et al. 2016; Goldfarb 2016). Los conflictos también se evidencian a través de
aplicaciones con agroquímicos (REDAF 2013)
En la actualidad, la conversión de ecosistemas naturales en el Chaco seco argentino está relacionada
en gran medida a la producción de soja (usada fundamentalmente para comida animal y
biocombustibles) y carne vacuna (Grau et al. 2005; Gasparri et al. 2013; Fehlenberg et al. 2017). Estos
productos son destinados a satisfacer demandas nacionales (carne vacuna) e internacionales (soja). El
reemplazo de ecosistemas naturales no ha sido homogéneo espacialmente y se debe a múltiples
factores. Entre estos factores, se incluyen un incremento en las precipitaciones, la devaluación del
peso, la adopción de tecnología y prácticas de manejo como los OGM y la siembra directa, que
aumentaron los rendimientos de los cultivos y redujeron los costos de producción (Grau et al. 2005).
A su vez, los cambios en el uso de la tierra en el Chaco responden a reordenamientos de la
producción agropecuaria nacional, donde la intensificación de la agricultura en la región pampeana,
desplazó parcialmente la ganadería a regiones anteriormente consideradas marginales, como el Chaco
(Paruelo et al. 2005; Fehlenberg et al. 2017). Este proceso comenzó a mediados de 1990 y se intensificó
luego en la década del 2000. A su vez, en la porción serrana del Chaco Seco argentino, el reemplazo
de ecosistemas naturales es también explicado por la ganadería, el fuego y la urbanización (Gavier &
Bucher 2004; Renison et al. 2010; Giorgis et al. 2013; Cingolani et al. 2014; Argarañaz et al. 2015).
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5. Delta e Islas del Paraná - Rubén Quintana
5.1 Introducción y Principales Problemas de Conservación
La ecorregión “Delta e Islas del Paraná y del Uruguay” constituye una de las ecorregiones más
biodiversas del país, y sus 4.825.000 ha se extienden en sentido norte-sur, a lo largo de la llanura
chaco-pampeana. Está constituida fundamentalmente por ecosistemas de humedal (Bó 2006;
Quintana & Bó 2011; Kandus & Quintana 2016). Incluye el corredor fluvial y las planicies aluviales
del tramo inferior del río Paraguay (en adelante, Bajo Paraguay), de los tramos medio e inferior del
río Paraná ( Paraná Medio y Delta del Paraná) y el cauce del Río de la Plata (Burkart et al. 1999). Estos
grandes ríos constituyen importantes “corredores”, es decir, vías efectivas para la migración activa o
pasiva de flora y fauna de linaje tropical hacia zonas templadas, donde pueden coexistir con especies
propias de estas últimas (Kandus & Malvárez, 2002; Quintana et al. 2002).
En la actualidad, la alta diversidad biológica, íntimamente asociada con la ocurrencia de pulsos de
inundación, se encuentra claramente influida por la intervención humana. Las actividades
productivas tradicionales son la ganadería extensiva, la caza y la pesca (comercial y de subsistencia)
(Bó et al. 2002; Bó 2006), la apicultura, la recolección de leña en la porción entrerriana, la forestación
con salicáceas -sauces y álamos; y el turismo, actividades que son más desarrolladas en la porción
bonaerense. Por otro lado, la zona de islas presenta una intensificación de usos productivos y
residenciales (Kandus & Malvárez, 2002; Quintana et al. 2002).
5. 2. Procesos Dominantes de Usos de la Tierra
La ecorregión Delta e Islas del Paraná se encuentra sometida a procesos de transformación y
degradación intensivos asociados, principalmente, con grandes obras de infraestructura (e.g.,
viaductos, hidrovía, etc.), con actividades productivas (forestación, ganadería y agricultura) y con el
desarrollo urbano (barrios cerrados, chacras náuticas, etc.), lo cual afecta la integridad ecológica de
estos humedales y amenaza a su biodiversidad (Baigún et al. 2008; Kandus & Quintana 2016). En
particular, las obras de manejo de agua como endicamientos, canalizaciones, terraplenes y
obstrucciones de cursos de agua han afectado el régimen hidrológico de los humedales con el
consiguiente impacto sobre las especies dependientes de hábitats inundables (Bó et al. 2010; Sica et al.
2018). El avance de las áreas indicadas se perfila como uno de los principales impactos a corto y
mediano plazo. En 2018, sólo en la región del Delta del Paraná (17.000 km2) más de 240.000 ha (12,36%
de la región) se encontraban endicadas para distintos fines y se contabilizaron 8.893 km de terraplenes
(Minotti 2019), los que constituyen verdaderas barreras para el normal escurrimiento de las aguas.
Las zonas más cercanas a los grandes centros urbanos, agropecuarios e industriales se encuentran en
proceso de fragmentación y degradación, y en muchos casos con acciones de relleno. En estas zonas
se realizan vertidos de desechos contaminantes industriales, domésticos y agropecuarios, con el
consiguiente impacto sobre la calidad de agua y la biodiversidad de los humedales. En las áreas
donde se desarrollan urbanizaciones se llevan a cabo dragados, generando cuerpos de agua
artificiales (normalmente propensos a la disminución de niveles de oxígeno y a la eutrofización) con
el refulado del material extraído a las adyacencias, lo que puede obturar los drenajes naturales.
Existen evidencias de erosión de costas de los grandes cursos de agua, contaminación del agua
(volcado de combustibles) por el paso de buques de gran calado y de subsaturación en sedimentos de
las corrientes litorales, debido a las estructuras de protección de costas, puertos, etc., sobre todo en los
tramos afectados por la hidrovía Paraná-Paraguay. Las ciudades y poblados de los alrededores de la
ecorregión generan contaminación biológica y química por aporte de desechos de distinto tipo (Bó &
Quintana 2013).
La implantación de cultivos ha implicado el uso de agroquímicos, con sus respectivos efectos
negativos sobre el ambiente, en particular sobre la apicultura (Bó & Quintana 2013; Quintana & Bó
2013). En algunas zonas con altas cargas ganaderas se observa una tendencia al sobrepastoreo de la
vegetación y al sobrepisoteo de los suelos (Quintana et al. 2014; Magnano et al. 2019). Además, la
sobreexplotación de recursos naturales ha provocado la desaparición local o disminución de algunas
de las especies “blanco”, como el carpincho y muchas especies de peces (Quintana et al. 2002). Por
otra parte, una presión que en los últimos años ha cobrado importancia es la presencia de especies
exóticas invasoras como el ciervo axis (Axis axis), el jabalí europeo (Sus scrofa) y un importante
número de especies vegetales (e.g., ligustro, arce, ligustrina, mora, zarzamora, falso índigo, etc.)
(Kalesnik & Quintana 2006; Fracassi et al. 2010). El temprano proceso de ocupación de las islas (sobre
todo las del Bajo Delta Insular, cercanas a Buenos Aires) llevó a la introducción de dichas especies
vegetales con distintos fines, las que hoy conforman “neoecosistemas” en gran parte de los altos
relativos, conformando una matriz de especies exóticas en las cuales se encuentran ejemplares
aislados de especies típicas de la antigua selva en galería (Quintana 2011). También los cursos de agua
fueron invadidos por especies de bivalvos. Dos de ellos fueron introducidos a principios de la década
del 70 (las almejas Corbicula largillierti y C. fluminea), mientras que el mejillón dorado (Limnoperma
fortunei) apareció en las aguas del Río de la Plata en 1991. Este último proviene de China y del sudeste
asiático y llegó a esta cuenca en el agua utilizada como lastre en los tanques de los buques
transoceánicos. Desde su aparición, se ha dispersado a un ritmo de 240 km al año. Este crecimiento
descontrolado no sólo afecta a la infraestructura presente (debido a la adherencia de los individuos a
casi cualquier tipo de superficie), sino también a las cadenas tróficas nativas debido al rápido
recambio de especies de las comunidades bentónicas y al desplazamiento de las especies de moluscos
vivos, entre otros efectos (Kalesnik & Quintana 2006).
La ganadería es una de las actividades principales en la ecorregión (pasando en los últimos años de
una ganadería estacional y de baja carga, a una permanente y de alta carga). La intensificación de la
ganadería en los humedales se ha convertido de una fuente de diferentes tipos de contaminantes que
afectan la calidad del agua de los mismos. Cabe destacar que la intensificación ganadera se da como
resultado del desplazamiento de la misma desde las antiguas tierras de pastoreo en la región central
de la Argentina debido a su reemplazo por monocultivos anuales (Quintana et al. 2014). En el Delta,
también es importante la reforestación comercial con especies de salicáceas (álamos y sauces),
fundamentalmente bajo diques, la cual constituyó la principal actividad productiva en el Bajo Delta
(Quintana et al. 2014; Sica et al. 2016; Magnano et al. 2019; Minotti 2019: Nanni et al. 2019). Sin
embargo, en las últimas dos décadas la transformación de los humedales por avance de las
urbanizaciones y la agricultura ha comenzado a cobrar importancia en la ecorregión. Estas
transformaciones están llevando a una “pampeanización” de sectores de la ecorregión en los últimos
años, así como al surgimiento de conflictos socio-ambientales entre productores y la población local y
también entre los propios productores (Quintana 2011; Minotti 2019).
En algunas áreas las actividades turísticas y recreativas también alcanzan niveles importantes (Baigún
et al. 2008; Kandus & Quintana 2016), mientras que los fuegos no controlados también implican una
problemática (e.g. en 2008 destruyeron más de 200.000 ha en esta ecorregión). Los mismos afectaron
no sólo a los ecosistemas naturales sino también a otras actividades productivas tradicionales como la
pesca del sábalo, la caza de coipos y la apicultura (Quintana et al. 2014). A su vez, un problema futuro
que se perfila como muy grave son los intentos todavía aislados de realizar agricultura intensiva bajo
dique, apoyados por algunas iniciativas gubernamentales (Bó et al. 2010). Esta actividad transforma
totalmente la cobertura vegetal original, altera drásticamente el funcionamiento hidrológico e
incorpora elementos nuevos para el sistema (agroquímicos) con los consiguientes riesgos para la
persistencia de los humedales fluviales y de la biota que albergan. Otro problema histórico lo
constituye A su vez, la escasa regulación sobre la pesca y la caza de algunas especies (e.g. sábalo y
otros peces de interés comercial, mamíferos peleteros, anátidos, etc) es otro problema histórico,
aunque sin duda las obras de infraestructura para el manejo del agua mencionadas constituyen la
principal presión para este sistema de humedales (Quintana et al. 2014; Sica et al. 2016; Sica et al. 2018;
Magnano et al. 2019; Nanni et al. 2019).
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6. Espinal Mariana Pereyra, Daniel Renison
6.1. Introducción y Principales Problemas de Conservación
El Espinal es una ecorregión que incluye bosques secos estacionales subtropicales que se encuentra
distribuida casi exclusivamente en nuestro país (Clausen et al. 2008), la cual presenta una gran
heterogeneidad fisonómica y diversidad de distritos (Lewis & Collantes 1973). Se caracteriza, a
grandes rasgos, por la presencia de elementos arbóreos, ya sean bosques o sabanas arboladas
(Zeballos et al. 2020). No es posible establecer con precisión su distribución original pero seguramente
fue más extensa que lo que hallamos en la actualidad (Lewis & Collantes 1973). Rodea a la ecorregión
Pampeana la cual constituye una de las más antiguamente modificadas de nuestro país y con la
expansión de la frontera agropecuaria el destino del Espinal ha seguido el destino de la región
Pampeana, con sectores remanentes muy escasos (Garachana et al. 2008; Noy-Meir et al. 2012; Guida-
Johnson & Zuleta 2013). Entender la complejidad de los actores y procesos involucrados en las
modificaciones de esta heterogénea ecorregión permitirá establecer medidas acordes para la
conservación de los remanentes que aún persisten y emprender procesos de restauración relevantes
para esta ecorregión.
Según el Sistema Federal de Áreas Protegidas, por el momento existen 15 áreas protegidas que
abarcan un sector del Espinal, aunque solamente 1 de las áreas protegidas es un Parque Nacional (El
Palmar). Dichas áreas protegidas representan solamente el 1.6% de la superficie del Espinal (Tabla
A1). No obstante, a pesar de los dramáticos cambios que ha atravesado el Espinal, recientemente se ha
observado para la provincia de Córdoba que todavía es posible encontrar ciertos parches de bosque
con una composición florística representativa de los bosques subtropicales secos estacionales que
cubrieron la región unos siglos atrás (Zeballos et al. 2020). Por lo tanto, medidas de conservación
como el establecimiento de nuevas reservas naturales sobre estos remanentes de bosques deberían ser
tomadas con urgencia.
6.2 Procesos Dominantes de Usos de la Tierra
Al igual que en otras ecorregiones de Argentina, la principal amenaza tanto en un contexto histórico
como actual para esta ecorregión lo constituyen los cambios en el uso de la tierra. Estos cambios
implican el reemplazo de la vegetación nativa por diversos usos de origen antropogénico (Foley et al.
2005). Dos de los principales procesos involucrados son la pérdida y fragmentación de bosques, que
producen no sólo la desaparición de la vegetación nativa sino la creación de fragmentos remanentes
más pequeños y aislados entre (Fahrig 2003; Fischer & Lindenmayer 2007). Probablemente por su
proximidad a la llanura Chaco-Pampeana existen registros de degradación de los talares y
algarrobales del Espinal cercanos a la ciudad de Buenos Aires desde hace más de 300 años (Morello
2004; Brown et al. 2005; Arturi 2006). En este sentido la tala selectiva de especies con alto valor
maderable, tanto para uso como combustible o para otros usos, constituye una problemática que
continúa en la actualidad (Lewis et al. 2006b). Posteriormente, alrededor del año 1912 la demanda de
ganado de Europa produjo el desmonte de gran cantidad de hectáreas para poder realizar ganadería
extensiva (Schofield & Bucher 1986). También en la región del Espinal se han reportado para algunas
regiones (principalmente Entre Ríos) la deforestación para la producción y siembra de cítricos
(naranjas y mandarinas), arroz y la silvicultura (Guida-Johnson & Zuleta 2013). Más aún, en la zona
más austral del Espinal la deforestación para la producción ganadera y/o agrícola ha generado
procesos de erosión severa de los suelos y desertificación de algunas zonas (Fernández et al. 2009).
En la actualidad en América Latina y en Argentina en particular, asistimos a un severo proceso de
reprimarización de las economías, es decir a economías basadas en la exportación de productos
primarios de la naturaleza como alimentos o minerales (Massuh 2012). En Argentina estos productos
primarios alimenticios lo constituyen principalmente la soja, que es exportada en forma de aceite,
harina y a granel a otros países del mundo, principalmente China (Massuh 2012; Cáceres 2015). El
aumento de la población y en particular el cambio a nivel global a dietas más ricas en proteína animal,
han generado un aumento en la demanda de la producción de soja a escala global (Baumman et al.
2016). Además del contexto internacional, la introducción del paquete tecnológico que involucra la
soja transgénica junto con la siembra directa produjo que grandes áreas que antes se encontraban
cubiertas con bosques nativos en diferentes regiones del país (en el caso del Espinal, los escasos
bosques remanentes) y regiones donde antes se realizaba ganadería extensiva, hoy se encuentren
sustituidas por monocultivos, principalmente de soja y maíz (Zarrilli 2008; Gasparri & Grau 2009;
Cáceres 2015). Otros procesos más actuales y que devienen en parte del reemplazo de la vegetación
nativa por cultivos anuales, son las alteraciones en los ciclos ecohidrológicos tales como el
afloramiento superficial de aguas subterráneas con alta salinidad, inundaciones e inclusive el
surgimiento de nuevos ríos (Jobággy et al. 2008). Además de los numerosos efectos negativos, estos
procesos pueden terminar favoreciendo a otras especies, como por ejemplo especies de aves que se
ven favorecidas por un aumento en la salinidad en el agua; i.e. flamencos u otras especies del género
Phalaropus (Brandolin & Blendinger 2016).
Muchos de los relictos de Espinal que aún persisten sufren en la actualidad la invasión de diversas
especies leñosas exóticas que reemplazan a las especies nativas (e.g. Broussonetia papyrifera (L.) Vent.,
Gleditsia triacanthos L., Ligustrum lucidum W. T. Aiton, Ligustrum sinense Lour., Morus alba L., Melia
azedarach L. y Robinia pseudoacacia L., Ulmus spp) (Lewis et al. 2006b; Guida-Johnson & Zuleta 2013;
Cabido et al. 2018; Zeballos et al. 2020). Muchas de estas especies tienen una tasa de crecimiento más
elevada y alcanzan alturas mayores que las especies nativas, desplazando a estas últimas (Lewis et al.
2009). De no realizar acciones de manejo, las especies exóticas podrían dominar la canopia de los
últimos remanentes de bosque de la región (Lewis et al. 2009). También esta ecorregión constituye el
hábitat utilizado por varias especies introducidas de animales como los jabalíes, los chanchos
asilvestrados, el ciervo colorado y el ciervo axis (Arturi 2006). Varios de estos animales son el centro
de actividades cinegéticas, lo que seguramente también expone a los animales nativos de estos
remanentes de bosques, además de exponer el suelo a la contaminación por plomo (Blanco et al.
2017).
Además de los procesos actuales y contemporáneos, en un contexto global, este ecosistema también se
verá afectado por procesos que operan a una escala mayor como es el cambio climático global; para el
sureste de Sudamérica (región donde se encuentran algunos de los remanentes de esta ecoregión) se
prevé un aumento generalizado de las precipitaciones (Hartmann et al. 2013). Por tratarse de una
ecorregión ubicada en una de las planicies más extensas del mundo, ante eventuales cambios
climáticos las especies deberán migrar distancias mucho más grandes que en sitios montañosos
donde las especies necesitarán desplazarse distancias menores para mantenerse bajo las condiciones
climáticas necesarias para desarrollarse adecuadamente. Entonces, los remanentes que aún quedan de
la ecorregión del espinal difícilmente podrán desplazarse las distancias necesarias, sobre todo en
consideración de que la matriz que deberán atravesar consta de extensas planicies ampliamente
modificadas por los seres humanos (cultivos, grandes ciudades, entre otros).
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7. Estepa Patagónica Sebastián Ballari, Alejandro Huertas Herrera, Flavia
Mazzini
7.1. Introducción y Principales Problemas de Conservación
La Estepa Patagónica (EP) presenta relieves de mesetas escalonadas hacia el este, montañas
y colinas erosionadas, dunas, acantilados costeros y valles. Las mesetas presentan alturas
superiores a los 1000 m.s.n.m. en el oeste y descienden hacia el este hasta aproximarse al
nivel del mar (SIB 2019). El clima es árido a semiárido con una alta frecuencia de vientos
fuertes predominantes del oeste (Conti 1998). La vegetación dominante es una estepa
arbustiva, con predominio de matas en cojín, mientras que en las zonas occidentales más
húmedas predominan estepas graminosas (Cabrera & Willink 1980). Se destaca además la
presencia de “mallines”, representados por praderas húmedas que pueden ocupar una gran
superficie y son un hábitat de gran importancia para la fauna silvestre, así como también un
importante recurso forrajero (Paruelo et al. 2004; Paruelo et al. 2005).
Como en otras ecorregiones argentinas, la EP sufre diversas problemáticas de conservación
relacionadas directa o indirectamente con las actividades humanas productivas (Brown et al.
2006; Mazzonia & Vázquez 2009). A partir de sus características únicas de biodiversidad, el
Banco Mundial y la World Wildlife Found (WWF) clasificaron a la EP como vulnerable y la
identificaron como uno de los ecosistemas mundiales de máxima prioridad regional de
conservación (Marqués et al. 2011).
7.2 Procesos Dominantes de Usos de la Tierra
En particular, los principales factores que amenazan la conservación de la EP están
relacionados estrechamente con el sobrepastoreo generado por la ganadería extensiva
comercial, principalmente ovina (Iglesias et al. 2015), y en menor medida la explotación de
hidrocarburos; la explotación forestal (e.g., coníferas exóticas); la introducción de especies
exóticas invasoras; cambios en los regímenes de fuego y agua provocados por la creación y
manejo de represas;; la caza ilegal de mamíferos nativos (e.g., guanacos, vizcacha, puma),
entre otras (Mazzonia and Vázquez 2009; Peri et al. 2016).
Muchos de estos factores provocan serios impactos indirectos que se interrelacionan entre sí,
siendo la desertificación el proceso predominante de degradación más marcado en la
ecorregión (Mazzonia & Vázquez 2009). Este fenómeno es muy complejo ya que tiene
agentes causales muy diversos, siempre relacionados a agentes antrópicos, ya sean
indirectos o directos. El agente antrópico indirecto principal lo constituye el sobrepastoreo y
pisoteo de herbívoros, principalmente por ganado ovino. Por su parte, los agentes
antrópicos directos incluyen todos los procesos relacionados con la explotación de recursos
naturales por parte del hombre que contribuyen a la desertificación. Estos incluyen la
construcción y apertura de caminos, la contaminación del agua, la destrucción de la
destrucción de hábitat por la instalación de yacimientos de hidrocarburos o extracción de
áridos El uso productivo de la tierra provoca la remoción de la vegetación nativa,
desplazamiento de muchas especies de animales por modificación del hábitat y una
alteración en la estructura del suelo.
La desertificación es una consecuencia directa provocada por la modificación del hábitat a
nivel regional, principalmente por el sobrepastoreo que puede reducir la capacidad de los
pastizales patagónicos para proporcionar servicios ecosistémicos esenciales de los que
dependen los seres humanos, como la producción de forraje y el secuestro de carbono
(Catorsi et al. 2012; Gaitán et al. 2018). Asimismo, la EP está sujeta a múltiples alteraciones
de su hábitat por el impacto de especies éxoticas invasoras y no invasoras que afectan
negativamente el ecosistema (e.g., invasoras: Pinus ponderosa, Oryctolagus cuniculus; no
invasoras: Bromus tectorum, Callipepla californica ). Estas especies pueden actuar como
vectores de enfermedades, desplazar especies nativas, alterar los regímenes de fuego, y
alterar las redes tróficas nativas convirtiéndose en fuente principal de alimento de
depredadores, rapaces y carroñeros (Bradford & Lauenroth 2006; Lambertucci et al. 2009;
Palacios et al. 2012; Speziale et al. 2014). Por su parte, las plantaciones de coníferas exóticas
(e.g., pino Oregon Pseudotsuga menziesii) provocan alteraciones sobre la biodiversidad y
procesos naturales de la EP. Se ha registrado, por ejemplo, que las plantaciones alteran el
balance de secuestro de carbono del suelo, modifican el ciclo y las reservas del agua e
incrementan la abundancia de mamíferos exóticos (Laclau 2003; Licata et al. 2007;
Lantschner et al. 2013).
Teniendo en cuenta los procesos descritos anteriormente, se entiende que los procesos
productivos llevados a cabo por el hombre ponen en peligro la conservación de la estepa
patagónica desde diferentes ángulos. Si bien algunos de estos procesos afectan localmente, la
mayoría son crónicos y en general trascienden la escala local (e.g.. paisaje). Dado que la
mayoría de estos procesos comenzaron hace más de un siglo en la región, sugiere que los
impactos registrados hasta el momento están fuertemente representados en esta ecorregión.
Creemos que es necesario realizar un relevamiento de los procesos actuales de degradación
y analizar de una manera adaptativa las opciones más adecuadas que favorezcan y
fortalezcan la relación de la sociedad, la producción y la conservación.
Un desafío para esta región es compatibilizar las actividades productivas con la
conservación de la biodiversidad, siendo esto clave para encontrar un equilibrio entre la
protección del medioambiente y los beneficios económicos que este provee (Marqués et al.
2011). Un aspecto característico de esta región es que existen números casos de organismos
nacionales como el Consejo de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET), el
Instituto Nacional de Tecnología Agropecuaria (INTA) y la Administración de Parques
Nacionales (APN) y organizaciones internacionales como The Nature Conservancy (TNC) o
Wildlife Conservation Society (WCS), que promueven y apoyan estudios y acciones
concretas para afrontar los desafíos de articular exitosamente la conservación y la
producción (e.g.. Marqués et al. 2011; Chehébar et al. 2013). Sin embargo, la dinámica propia
de la ecorregión regida por factores externos como el cambio climático global que altera las
condiciones climáticas como los regímenes de precipitaciones y temperaturas mediasy los
cambios socioeconómicos constantes generan incertidumbre al momento de pensar en
estrategias de manejo consistentes y efectivas a largo plazo.
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8. Esteros del Iberá Yamil Di Blanco, Mario Santos Beade
8.1. Introducción y Principales Problemas de Conservación
Ubicado en el centro-noreste de la Provincia de Corrientes, el macrosistema Iberá comprende un
complejo de humedales (esteros, lagunas, bañados, cañadas) y ambientes terrestres (pastizales de
lomada, bosques paranaenses, chaqueños y del Espinal) formado por la influencia de cuatro grandes
ecorregiones: la Selva Paranaense, los Campos y Malezales, el Chaco Húmedo y el Espinal.
Localmente, a este tipo de humedales se lo conoce con el nombre de "esteros" por la presencia
permanente de aguas poco profundas cubiertas de vegetación a lo largo de una gran extensión de
tierras. Debido a su unicidad, los “Esteros del Iberá”, son considerados como una ecorregión en sí
misma (Burkart et al. 1999), siendo uno de los humedales de agua dulce más importantes de nuestro
país.
En 1983 la provincia de Corrientes declaró Reserva Provincial al Iberá por Ley Provincial Nº 3771.
Esta área protegida cuenta con la categoría de Reserva Natural y con una superficie de 1.300.000 ha,
abarcando toda la alta cuenca del río Corriente. El 38% de la Reserva es de carácter fiscal y el restante
62% se encuentra a nombre de propietarios privados (que en un 90% se ubican sobre la tierra firme
que bordea el agua). La gran mayoría de los asentamientos humanos, alrededor de 100 familias, se
localizan en la periferia del sistema (Neiff & Poi de Neiff 2005). Durante los primeros tiempos de
declarada la Reserva se realizaron ciertas actividades e inversiones, como la contratación de personal
(se tomó un grupo de cazadores como guardaparques), la adquisición de equipamiento y la
construcción de infraestructura y un Centro de Visitantes en la Laguna Iberá, principal atractivo
turístico, aunque poco representativo en superficie. A pesar de ello, la Reserva Natural del Iberá
estuvo lejos de alcanzar una adecuada instrumentación, probablemente debido a que la provincia de
Corrientes ha enfrentado una notable continuidad en materia de política ambiental (Neiff & Poi de
Neiff 2005). En 1994 se presentó una estrategia de Unidades de Conservación (Neiff 1994) y se
produjo una propuesta de plan de manejo por parte de la Fundación Ecos (desarrollado con fondos
del Fondo Mundial para el Medio Ambiente - GEF, bajo la responsabilidad del Programa de las
Naciones Unidas para el Desarrollo - PNUD), pero éste no fue reconocido por muchas de las partes
involucradas y la sociedad. Asimismo, en el año 1996 se creó el Parque Provincial del Iberá, área
central y núcleo de la Reserva. Éste incluye gran parte del área fiscal y consiste mayormente en zonas
bajas inundadas y cuerpos de agua. Además, en 2001, la Convención Ramsar lo declaró como
“humedal de importancia internacional”.
En la actualidad se están sumando áreas intangibles de tierras altas periféricas, como parte de un
proyecto de Parque Nacional Iberá, llevado adelante a través de la gestión y donación de alrededor de
150.000 ha por The Conservation Land Trust y Tompkins Foundation, ONGs ambientalistas lideradas
por el filántropo recientemente fallecido Douglas Tompkins. Esta institución se estableció en Iberá en
el año 1997 y realizó numerosas actividades de promoción, restauración y conservación. Esto provocó
un cierto impulso a las actividades de ecoturismo y un re-fortalecimiento de las áreas protegidas a
través del gobierno provincial.
Al igual que en el resto de la provincia, las problemáticas de conservación de Iberá están relacionadas
a las actividades de producción que se realizan en los campos privados ubicados dentro de la
Reserva. Entre ellos se destacan la ganadería extensiva, la agricultura (arroz, pasturas y otros) y la
explotación forestal.
8.2 Procesos Dominantes de Usos de la Tierra
Entre los impactos producidos por los procesos dominantes de actividad humana en Iberá, se
destacan la ganadería y la agricultura del arroz. La ganadería se realiza principalmente en sectores
medios y altos del gradiente topográfico, en la periferia del sistema. La mayor concentración de
cabezas se encuentra en el sector norte y oeste, especialmente en las lomadas arenosas, en pastizales
naturales y pajonales. En toda la Reserva Natural del Iberá, donde el manejo ganadero se realiza con
cargas altas fijas, se observan los impactos del sobrepastoreo y erosión de suelos. La expansión de la
ganadería comercial también implicó el reemplazo de las pasturas naturales por otras exóticas
implantadas, y el uso del fuego para favorecer el rebrote de los pastos (Neiff & Poi de Neiff 2005). A
su vez, la agricultura del arroz es uno de los usos de la tierra que mayores transformaciones produce
en el delicado ambiente del Iberá, y su cultivo están concentrados en la periferia del Iberá. En la
actualidad, y contrariando la legislación vigente, el agua que abastece las arroceras asentadas en el
Iberá es agua pública obtenida clandestinamente de las lagunas de la región (Neiff & Poi de Neiff
2005). Es una actividad de alto impacto debido a la sistematización hidráulica del terreno (i.e., uso de
tecnologías que permiten cambiar la dinámica normal del agua de manera artificial) para favorecer la
inundación del suelo, la roturación periódica de la tierra, la extracción de agua de las lagunas para el
cultivo y la incorporación de agroquímicos a los esteros y las lagunas por efecto de las lluvias. Quizá
el principal impacto deriva de la falta de actividades de restauración activa de los campos, luego de
ser abandonados al caer la rentabilidad del cultivo por el enmalezamiento, el cual debería contemplar
la pérdida de su fertilidad y los efectos asociados (Neiff & Poi de Neiff 2005).
Persisten en la ecorregión el cultivo de arroz y la ganadería como usos crónicos de la tierra, que
consisten en los manejos que incluyen la modificación del nivel hidrométrico del Iberá, que ha sido
destacado como como uno de los principales impactos actuales y fuentes de riesgo futuro (Neiff 1977;
2004). Estos manejos incluyen el cambio artificial del nivel de agua mediante la construcción de
canales de riego o de desagüe y terraplenes que modifican los tiempos de permanencia del agua en el
sistema (Neiff & Poi de Neiff 2005). Una de las amenazas a mayor escala es la "esterización", que
consiste en la ampliación del área cubierta por esteros por una mayor retención de agua de lluvia.
Esta mayor retención es producto de obstrucciones o diques creados por construcciones viales e
hidráulicas mal planificadas y por el taponamiento con sedimentos de los puntos de descarga. El
exceso de líquido infiltrado genera una circulación subterránea que arrastra consigo parte de las
pequeñas partículas de arena que conforman el suelo. Con el tiempo, este proceso se acelera y el vacío
que se produce por el arrastre de arenas debajo de la napa ocasiona hundimientos en la superficie,
que luego de varios años, se visualizan como lagunas redondeadas. Una vez ocurrido esto, la pérdida
de suelos es irreversible (Neiff & Poi de Neiff 2005).
Las consecuencias de la “esterización” se relacionan con la pérdida de tierras altas, ya sea por
inundación directa o hundimiento del suelo. A menor cantidad de tierras altas y heterogeneidad del
paisaje, es menor la biodiversidad de especies terrestres y la capacidad de sustentar animales
terrestres y acuáticos, ya que desaparecen los sitios de refugio, descanso y lugares de reproducción en
general. En términos económicos, el proceso de “esterización” está ligado a la pérdida de campos
productivos. En la provincia de Corrientes existe un Código de Aguas y una ley de evaluación de
impacto ambiental (Ley Nº5.067), mediante la cual toda actividad que involucre al ambiente debe
contar con una evaluación de sus impactos ambientales y un plan de gestión antes de realizar las
obras. Sin embargo, sólo en algunos casos se cumple con estas prescripciones, y muchas veces no se
reconoce a la autoridad de aplicación (Instituto Correntino del Agua y del Ambiente) (Neiff & Poi de
Neiff 2005).
Otras presiones sobre la ecorregión de los Esteros del Iberá la constituyen la actividad forestal, la
invasión de especies exóticas, y la cacería (o marisquería). En cuanto a la actividad forestal, en las
últimas décadas, especialmente a partir de 1990, se produjo en Corrientes el auge de la misma,
dedicada casi exclusivamente al cultivo de pinos y de eucaliptos. Esta actividad ha cobrado mucha
importancia especialmente en la periferia, pero también dentro del Iberá. El principal agente causal de
la misma son los subsidios otorgado para la actividad, mientras que entre sus impactos se encuentran
la sustitución de un paisaje de pastizales naturales o de bosques nativos por otro simplificado, que
implica un descenso de la biodiversidad y la pérdida de valores paisajísticos. A su vez, implica un
mayor consumo de agua, salinización del suelo y el aumento del riesgo de incendios y su
propagación (Jobbágy & Jackson, 2004; Neiff & Poi de Neiff 2005; Nosetto et al. 2008).
En cuanto a la invasión por especies exóticas, en la Reserva Natural del Iberá, especies animales
exóticas como el chancho salvaje (Sus scrofa domestica) y el ciervo axis (Axis axis) parecen ser
abundantes y estar en claro crecimiento, probablemente también asociado a la falta de grandes
carnívoros o depredadores. En el caso del chancho salvaje, se trata de animales de granja
asilvestrados tras su fuga de cotos de caza. Otras especies como el ciervo dama (Dama dama), el ciervo
colorado (Cervus elaphus), el antílope negro (Antilope cervicapra) y el jabalí (S. scrofa scrofa) presentan
también un riesgo potencial. En cuanto a la vegetación, las especies exóticas más difundidas son el
paraíso (Melia azedarach), la ligustrina (Ligustrum sinense) y las gramíneas de pasturas sembradas (de
la Familia Poaceae). Entre los impactos de las invasiones biológicas se encuentran la erosión en los
suelos, competencia con especies nativas, simplificación de los ambientes y pérdida de biodiversidad.
En el caso de la cacería (o “marisquería”), ésta tuvo un impacto muy importante en el pasado, pero
parece haberse reducido en las últimas décadas. Es probable que esta actividad esté ligada a la
actividad ganadera, como así también al uso de perros (obs. pers.).
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9. Monte Daniela Rodríguez
9.1. Introducción y Principales Problemas de Conservación
La ecorregión del Monte ocupa aproximadamente 460.000 km2 y se distribuye desde los 25° latitud
Sur en el noroeste de Argentina, como una franja longitudinal por el oeste argentino en dirección sur-
este, hasta la Península Valdés en la provincia de Chubut a los 44° latitud sur. Se lo ha dividido
históricamente en dos distritos basados en la geomorfología: Monte de Sierras y Bolsones y Monte de
Llanuras y Mesetas). Más recientemente, Roig et al. (2009) propusieron una nueva división en distritos
(Eremean, Norte y Sur) basada en las áreas de distribución fitogeográfica y zoogeográfica (especies de
insectos) . Presenta un clima cálido y seco con precipitaciones que varían entre 80 y 300 mm anuales, y
las temperaturas entre 25,2 °C y 10,2 °C en el norte a 20,4°C en el centro y 7,3°C en el sur. Se
caracteriza por una vegetación arbustiva alta, donde la jarilla (Larrea spp.) es la especie por excelencia,
con presencia de algunas cactáceas (Pol, et al. 2000). Los bosques de algarrobos (Prosopis spp.) se
encuentran presentes en la zona centro-norte de la ecorregión, con individuos de mayores portes
hacia el norte de su distribución, los que pueden alcanzar alturas de más de 7 metros (Alvarez et al.
2015). A pesar de que no es uno de las ecorregiones de mayor biodiversidad de la Argentina, el Monte
se caracteriza por presentar el mayor número de especies de mamíferos endémicas (Ojeda, 2002), lo
que resalta la relevancia de conservación de este sistema a nivel nacional.
El Monte está principalmente atravesado por un cambio en el uso del suelo como el principal motor
de conflicto entre las actividades antrópicas y la conservación de la biodiversidad. Los problemas de
conservación vinculados a las actividades productivas, han tenido diferentes consecuencias en el
Monte de Sierras y Bolsones y el Monte de Llanuras y Mesetas. En la zona de Sierras y Bolsones, la
llegada del ferrocarril hacia la segunda mitad del siglo XIX, generó una reconfiguración en el uso de
los recursos naturales, de forma tal que la ganadería y agricultura entraron en declive, propiciando
actividades centradas en la actividad forestal para la extracción de postes necesarios para la
construcción de los ferrocarriles (Rojas 2013). Ya entrando en el siglo XX, la actividad forestal se
centró en el uso de madera para la conducción de postes, que junto con la canalización y desvíos de
ríos generaron el auge en la producción vitivinícola de la región. Durante la segunda mitad del siglo
XX, la demanda y uso de los bosques se centraron principalmente en la producción de muebles de
madera dura (Villagra & Alvarez, 2019) mientras que en paralelo comenzaron a aparecen propuestas
de áreas de conservación de estos sistemas debido al alto nivel de degradación generado (e.g.,
Reserva MaB de Ñacuñán en el año 1961). En la porción de Llanuras y Mesetas, donde no hay
bosques de algarrobo, el pastoreo de ganado vacuno, caprino y ovino ha sido históricamente la
actividad productiva por excelencia. Las políticas públicas de promoción de la ganadería llevaron a la
intensificación de esta actividad productiva en la zona, incluyendo el manejo del fuego para el
desarrollo de pasturas tiernas para el ganado, generando en la actualidad gran cantidad de superficie
de Monte desertificada, causada por la sinergia de ambos disturbios (fuego y ganadería) (Morello et
al. 2018).
En la actualidad los procesos de modificación del uso del suelo del Monte están asociados al fuego
(natural y antrópico), el pastoreo extensivo y la deforestación (tala selectiva) en las zonas no irrigadas
y el reemplazo de los ecosistemas naturales por cultivos en las zonas irrigadas (agricultura) (Villagra
et al. 2009). Estos cambios en el uso de la tierra también suceden en otras regiones del país, como el
desmonte en el Chaco, o el pastoreo en la ecoregión Pampeana y en la Estepa Patagónica, la
explotación de hidrocarburos en el oeste argentino, etc. Estos procesos, junto con el cambio climático,
han promovido y acelerado la degradación de las tierras secas, la cual ha llegado a niveles de
degradación severa en la porción central del Monte, incluso en escalas temporales muy acotadas
(Roig et al. 1991).
9.2. Procesos Dominantes de Usos de la Tierra
En base al último diagnóstico integrado de esta ecorregión, los tres factores que más impacto causan
sobre el sistema son el fuego, el pastoreo extensivo y la tala (Villagra et al. 2009). El fuego es un
disturbio acotado en el tiempo pero generalmente de fuerte impacto, ya que genera una gran
reducción de la biomasa vegetal, seguido por una regeneración de las herbáceas y más
posteriormente los arbustos (Rostagno et al. 2006). Estos cambios producen una rápida respuesta de la
fauna asociada, alguna de las cuales desaparecen localmente, otras disminuyen su fitness, otras
migran, mientras que algunas se ven favorecidas, (Ojeda 1989; Mathew et al. 2004; Cesca 2011;
Valenzuela 2015), etc, generan cambios a nivel comunitario sobre la biodiversidad del sistema a nivel
local y regional (Rodríguez et al. 2016). A modo de ejemplo, entre los años 2004 y 2005 se registraron
2859 incendios en el Monte (Villagra et al. 2009).
El pastoreo extensivo es un disturbio que afecta hasta el 60% de la superficie total del Monte (Guevara
et al. 2009). La introducción masiva de ganado a fines del siglo XIX resultó en un proceso extendido
de sobrepastoreo, y en consecuencias agravó el proceso de desertificación del área, con más del 30%
de la región atravesada por procesos de desertificación severa. El ganado bovino es utilizado en la
zona más productiva del Monte (centro), mientras que el ganado ovino y caprino en la zona sur y
centro-este. Este disturbio es considerado como un proceso crónico a lo largo de la región, debido a
que el mal manejo ha generado competencia por los recursos disponibles con las especies nativas
(Gaitan et al. 2009; Baldi et al. 2010). El pastoreo genera también importantes cambios en la diversidad
de fauna a nivel de microhábitat, macrohábitat y de paisaje, promoviendo la presencia de algunas de
ellas y excluyendo a otras (Tabeni & Ojeda, 2005; Ovejero 2013; Rodríguez, 2011; Ovejero 2013;
Rodríguez & Barauna 2015), por lo que el impacto del pastoreo atraviesa todo el ecosistema.
La deforestación o tala selectiva, es otro de los procesos dominantes que afecta a más del 20% del
bosque nativo del Monte (Villagra et al. 2004; Brown et al. 2006), en el cual los principales agentes
causales de cambios en la fisonomía de la vegetación de la región son de origen local ya que la
madera extraída es utilizada como leña o para la construcción. Con la implementación de la Ley
Nacional N° 26.331 de Presupuestos Mínimos de Protección Ambiental de los Bosques Nativos en el
año 2010, se ha priorizado la conservación de los bosques e impedido de cambios en el uso de la tierra
de aquellas porciones de bosque en categorías rojas y amarillas. Por otro lado, áreas de monte nativo
fueron reemplazadas por áreas urbanizadas o para cultivos de producción de importancia forestal u
hortícola de importancia económica. Este proceso provoca pérdida de biomasa vegetal nativa
generando pérdida y fragmentación del hábitat disponible, impactando así directamente sobre la
biodiversidad del monte (Brown et al. 2006).
Además de estas problemáticas, la ecorregión de Monte debe hacer frente también a otros problemas
generados por la interacción antrópica, los cuales son de impacto más localizado o disperso, como por
ejemplo la invasión de especies exóticas, la extracción de hidrocarburos y la cacería furtiva. Las
invasiones biológicas, junto con el cambio climático y la fragmentación del hábitat se encuentran entre
las principales amenazas para el mantenimiento de la biodiversidad global (Vitousek et al.1996), y
este proceso no es ajeno al monte. Estas introducciones han generado procesos de competencia con
especies nativas, tanto en el uso del hábitat como en la dieta (Ovejero et al. 2011; Ovejero 2013;
Schroeder et al. 2013; Schroeder et al. 2014) desplazando a las nativas hacia áreas marginales o dietas
inadecuadas en algunos casos. La extracción de hidrocarburos (minería y petroleo) es una actividad
común en el Monte, y generalmente provoca efectos negativos sobre el sistema a nivel local y regional
ya que está asociada a la contaminación de tierras y cursos de agua (Fiori & Zalba, 2003). Por ejemplo,
las explotaciones intensivas de metales preciosos en el norte y de petróleo en el centro-sur constituyen
importantes focos de contaminación en la ecorregión. Dado que las provincias tienen la facultad legal
de ceder los derechos de explotación de esto recursos, a lo largo de la ecorregión del Monte se pueden
observar políticas más conservadoras (e.g., Mendoza) y políticas más extractivas (e.g., San Juan), por
lo que este impacto es altamente dependiente de factores lejanos a la sociedad desde su comienzo, y
que también terminan siendo lejanos a la sociedad en sus finales ya que la mayoría de los minerales
extraídos por las mineras son exportados.
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10. Pampa Lorena Herrera
10.1. Introducción y Principales Problemas de Conservación
La ecorregión Pampa presenta una extensión de 540.000 km2 e incluye casi la totalidad de la provincia
de Buenos Aires y parte de las provincias de La Pampa, San Luis, Córdoba, Santa Fe y Entre Ríos
(Burkart et al. 1999). La región ha sido escenario de un gran crecimiento económico y desarrollo
relativo, en especial durante el último siglo (Soriano et al. 1991; Velázquez & Celemín 2011). Esta
expansión es consecuencia, entre otros aspectos, de la excelente aptitud agrícola de los suelos, del
clima templado húmedo y de la proximidad a los grandes puertos del país que ha facilitado la
interacción y el intercambio de materias primas y productos con el resto del mundo. En esta
ecorregión se reconocen cinco sub-regiones con diferente relieve, suelo, patrón de drenaje y
vegetación (Soriano et al. 1991): Pampa Ondulada, P. Interior, P. Deprimida, P. Austral y P.
Mesopotámica.
La formación vegetal originaria corresponde al pastizal templado y su composición de especies varía
según las características del clima local y del suelo. Se han registrados unas 1.600 especies de plantas
vasculares, el 25% de las cuales son gramíneas (Soriano et al. 1991; Bilenca & Miñarro 2004). Aunque
en la región predomina ampliamente la vegetación herbácea, en las zonas costeras de los ríos y
arroyos se encuentran bosques ribereños, bosques de galería o matorrales ribereños; mientras que en
las barrancas de los ríos y en los albardones costeros marinos se encuentran talares (Mateucci 2012).
Hoy en día en el paisaje pampeano dominan la agricultura y la ganadería, aunque con diferente
intensidad dependiendo de la subregión. En la Pampa Ondulada los cultivos anuales son los más
representados, mientras que en la Pampa Deprimida, debido a las limitantes edáficas, la principal
actividad es la ganadería sobre pastizales (semi)naturales o pasturas implantadas. La Pampa Interior,
la Pampa Austral y la Pampa Mesopotámica presentan valores intermedios de agriculturización
(Baldi et al. 2006; Bilenca et al. 2012).
El pastizal pampeano es, desde hace muchos años, uno de los ecosistemas más amenazados de la
Argentina (Bilenca & Miñarro 2004). Según estimaciones, la región ha perdido más del 80% de sus
pastizales. El porcentaje restante se concentra principalmente en la Pampa Deprimida, las áreas
occidentales no agrícolas de la Pampa Interior y el sistema de sierras de Ventania y Tandilia en la
Pampa Austral (Baldi & Paruelo 2008; Herrera & Laterra 2011). Menos del 3% de la región se
encuentra bajo alguna medida de protección (Tabla A1). La pérdida y degradación de los pastizales
naturales de la región ha generado cambios en la abundancia y distribución de numerosas especies de
aves y mamíferos dependientes del pastizal (Bilenca et al. 2008; 2012; Codesido et al. 2011). Entre ellos
se puede citar al venado de las pampas (Ozotoceros bezoarticus), el ñandú común (Rhea americana), las
perdices (Rynchotus rufescens, Nothura sp., Eudromia elegans), y el puma (Puma concolor) (Krapovickas
& Giacomo 1998; Viglizzo et al. 2005).
En paralelo y como parte del proceso de agriculturización, otros impactos fueron ocurriendo a nivel
de ecosistemas y paisajes. Entre ellos se puede mencionar la pérdida y compactación de los suelos
(Casas 2006; Casagrande et al. 2009) y el aumento del nivel freático que, a su vez, incrementa el riesgo
de inundación (Jobbágy & Santoni 2006). La canalización de humedales (pequeñas lagunas y arroyos)
(Blanco & Mendez 2010; Booman et al. 2012) también representa otro impacto negativo que modifica
la dinámica hídrica de la ecorregión. Por otro lado, se suma el impacto de la contaminación (e.g.
eutrofización) de las napas y cuerpos de agua superficiales por uso excesivo de agroquímicos
(Viglizzo et al. 2006; Vera et al. 2010), por el ingreso de nutrientes (mayormente compuestos
fosforados y nitrogenados) derivados de la ganadería y agricultura extensiva (Rosso and Fernández
Cirelli 2013), como así también por productos derivados del sistema de producción ganadera bajo
engorde a corral (feedlots) (Herrero & Gil 2008; Rearte 2010). La contaminación por agroquímicos
también ha generado una importante pérdida de biodiversidad (Jergentz et al. 2004). Zaccagnini
(2005) reportó 36 casos de mortandad de aves desde 1997, reconociendo unas 29 especies afectadas
por el uso de plaguicidas.
10.2. Procesos Dominantes de Usos de la Tierra
Los procesos dominantes en las ecorregión Pampa son la expansión e intensificación agrícola y
ganadera, en conjunto con la expansión urbana. El proceso de agriculturización comenzó en la región
en el siglo XVI con la introducción de ganado doméstico y continuó con la agricultura a partir de fines
del siglo XIX y comienzos del XX (Viglizzo et al. 2001; Bilenca & Miñarro 2004). En aquel período la
agricultura extensiva fue acompañada por una ganadería extensiva de baja productividad e impacto
ambiental. La productividad primaria neta relativamente alta de los pastizales (Soriano et al. 1991)
permitió una rápida expansión del ganado introducido, lo que condujo a cambios en las comunidades
originales, tanto de flora como fauna. La presencia de especies de plantas nativas dominantes fue
disminuyendo y junto con el poblamiento rural se fueron introduciendo especies de árboles que
atrajeron a especies de aves exóticas (Bilenca et al. 2012). La introducción del cultivo de soja a
mediados de 1970 marca un cambio en los modelos de uso agropecuario caracterizado por una
paulatina expansión del doble cultivo trigo-soja en detrimento de otros cultivos (como el algodón) y
de rotaciones agro-ganaderas (Paruelo et al. 2005). La ganadería fue desplazada hacia zonas extra-
pampeanas de San Luis, La Pampa, Santa Fé (Bilenca & Miñarro 2004) y Delta e Islas del Paraná
(Quintana et al. 2014). El continuo crecimiento del cultivo de soja fue acrecentado en 1996/97, cuando
se introdujo en el país la soja genéticamente modificada (soja-RR) resistente al glifosato, que se vio
facilitada por la adopción generalizada de la siembra directa (Pognante et al. 2011). Actualmente, la
región pampeana incluye la zona núcleo de producción de éste y otros cultivos como maíz, trigo y
girasol (sur de Santa Fe, centro-sur de Córdoba, noroeste de Buenos Aires y centro-oeste de Entre
Ríos) representando el 90% de la producción total del país (Herrera et al. 2013).
Además de la migración ganadera hacia zonas menos aptas para la agricultura (Rearte 2010), se fue
fortaleciendo el modelo de producción basado en el engorde de ganado a corral conocidos como
“feedlots” (Herrero & Gil 2008). Esta intensificación en la producción ganadera fue compensando la
reducción en la superficie de producción de carne (Rearte 2003). Actualmente, la región pampeana
aporta con más del 60% del producto cárnico del país (García et al. 2005).
El modelo de producción imperante en el territorio pampeano ha modificado también la dinámica de
las sociedades rurales. Por un lado, se ha sucedido un despoblamiento rural debido a las nuevas
tecnologías que simplificaron y redujeron la utilización de mano de obra (Morello et al. 2006; Moreno
2017). Por el otro, el tamaño promedio de los establecimientos agropecuarios pampeanos ha
aumentado del 25% al 34% (SAGPyA 2002; Gras & Hernández 2008). Esto se asocia en parte a la
emergencia de un nuevo productor de tipo empresarial (pools o fondos de inversión) que desarrolla
su producción por medio del arrendamiento de tierras, tercerizan todas las labores, buscan
asesoramiento agronómico, y en muchos casos viven alejados de la ruralidad desde donde ejecutan
gran parte de sus decisiones. Este tipo de movimiento a nivel social no es ajeno a lo que sucede en el
territorio en cuestiones ambientales. Un productor que está más lejos de la naturaleza tiene una
percepción más reducida sobre el funcionamiento de los ecosistemas y de cómo su producción puede
afectar el ambiente. De esta manera, este productor actúa desde su burbuja lógica que puede no
coincidir con mantener la multifuncionalidad de los paisajes rurales (Auer et al. 2017; Moreno 2017).
El crecimiento económico de la región pampeana también fue acompañado de un crecimiento urbano
y poblacional. El Censo Nacional de Población, Hogares y Viviendas (2010) registró un 66.3% de la
población del país distribuida entre la zona metropolitana (Ciudad Autónoma de Buenos Aires y 24
Partidos del Gran Buenos Aires; 31,9%) y el resto de la región pampeana (Interior de la Provincia de
Buenos Aires, Córdoba, Entre Ríos, La Pampa y Santa Fe; 34,4%). Por otro lado, la ocupación
residencial (o urbanizaciones cerradas) de los sectores tradicionalmente agrícola-ganaderos ha ido
incrementándose en los últimos años, siendo especialmente importante en Pampa Ondulada
(Fernández et al. 2010). Este tipo de desarrollo afecta la regulación hidrológica, la fertilidad de los
suelos y el hábitat de numerosas especies.
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11. Puna y Altos Andes Enrique J. Derlindati, Andrea E. Izquierdo
11.1 Introducción y Principales Problemas de Conservación
Las ecorregiones de la Puna y Altos Andes (unificadas en este trabajo) representan la mayor extensión
de regiones de alta montaña de la Argentina con altitudes desde los 3200 a los ~7000 msnm. Se
distribuyen a lo largo de la frontera oeste del país, desde Jujuy hasta Mendoza y limitan al este con los
3200 msnm aproximadamente. La región andina del noroeste argentino se caracteriza por mayor
temperatura, menores precipitaciones y mayor densidad de población humana que otras regiones de
alta montaña del país (Reboratti 2006). El clima es árido, con una precipitación media anual de entre
100 y 400 mm; temperatura media anual de 9 a 0 °C en las zonas más altas y una gran amplitud
térmica diaria.
Las regiones de alta montaña del mundo son uno de los ambientes más amenazados por el cambio
climático. En el caso de las altas montañas de las ecorregiones puneña y altoandina, esta amenaza se
manifiesta como una tendencia sostenida hacia la aridización durante las décadas recientes (Carilla et
al. 2013; Morales et al. 2015; 2018). Escenarios futuros predicen un aumento de temperatura de entre 2
a 4 °C para ecosistemas de altura (Urrutia & Vuille 2009; Morales et al. 2015; 2018) y un descenso en
disponibilidad de agua con estaciones secas más prolongadas (Buytaert et al. 2010). Esta situación se
podría agravar por cambios de uso de la tierra (Izquierdo et al. 2018a).
Los principales usos del suelo de la región han sido históricamente la ganadería (Izquierdo et al.
2018a; Quiroga Mendiola & Cladera 2018) y la minería (Lencina et al. 2018; Izquierdo et al. 2018a). En
la actualidad se incluye el potencial incremento de la minería de litio particularmente (Izquierdo et al.
2015; Flexer et al. 2018) y el turismo (Troncoso 2018; Izquierdo et al. 2018a). Estas actividades, tienen
grandes perspectivas de crecimiento, y podrían contribuir de manera significativa al desarrollo
regional, incluyendo importantes beneficios para las poblaciones locales muchas veces marginadas.
Sin embargo, diferencias en cosmovisiones y valoraciones de los distintos actores sociales despiertan
conflictos socioambientales basados mayormente en la apropiación inequitativa de los servicios
ecosistémicos.
La minería puede causar fragmentación y pérdida de hábitat, especialmente asociado a humedales y
fuentes de agua (Messerli et al. 1997; Rundel & Palma 2000), así como contaminación por procesos
productivos y “pasivos mineros” (Murray & Kirschbaum 2018). A su vez, el aumento de
infraestructura en general especialmente caminos, si bien puede traer muchos beneficios a la sociedad
local ocasiona el aumento del tránsito vehicular, con el consecuente incremento de colisiones de fauna
(Watson et al. 1996). El turismo a su vez con su incipiente desarrollo de la región surca el territorio de
la Puna (Izquierdo et al. 2018a). De éste ampliamente distribuido impacto, el turismo no regulado de
“off-road” implica una importante problemática de conservación (Watson et al. 1996). Esta actividad
aumenta el tránsito vehicular, el acceso a zonas aisladas y el impacto a vegas, humedales claves para
el funcionamiento ecosistémico de la región y a la vez ecosistemas altamente sensibles a impactos
antrópicos (Izquierdo et al. 2018a;b). El turismo también puede modificar los patrones de actividad de
la fauna, debido a que en la región el período de máxima actividad turística coincide con el periodo
reproductivo de especies de fauna (incluyendo la crianza de crías) y flora (Hughes 1980; Caziani et al.
2008).
11.2. Procesos Dominantes de Usos de la Tierra
En el contexto ambientalmente extremo de esta región, tanto la biodiversidad como las poblaciones
locales pueden ser altamente vulnerables a los procesos del territorio (Izquierdo et al. 2018a). La
región está experimentado un sostenido proceso de migración rural-urbana (Izquierdo & Grau 2009;
Izquierdo et al. 2018a). Este proceso demográfico de características globales, tiene implicancias para
los procesos territoriales regionales.
La ganadería, que ha sido el principal uso de la tierra de las poblaciones locales (Quiroga Mendiola &
Cladera 2018) ha mostrado una una tendencia a la disminución de cabezas en las últimas décadas
(Izquierdo et al. 2018a). A su vez, a partir de la combinación del despoblamiento rural y procesos
legislativos de control y conservación, las vicuñas (Vicugna vicugna), principal herbívoro silvestre de
la región, han recuperado significativamente sus poblaciones (Izquierdo et al. 2018). Estos cambios en
las poblaciones de herbívoros pueden reflejar una transición herbívora que involucra cambios en la
distribución espacial de la presión por herbivoría restringiendo el ganado doméstico a áreas cercanas
a los asentamientos humanos, mientras que la vida silvestre se está expandiendo en áreas más
remotas (Navarro et al. en prensa).
La minería, por su parte, ha mostrado fluctuaciones que responderían mayormente a las demandas
globales en combinación con políticas nacionales sobre la explotación de recursos naturales
(Izquierdo et al. 2018a). En la actualidad, la minería de litio aparece como la actividad de mayor
crecimiento potencial de la mano del llamado “boom del litio” (Izquierdo et al. 2015; Flexer et al.
2018).
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12. Selva Paranaense Lía Montti, Agustín Paviolo
12.1. Introducción y Principales Problemas de Conservación
La Selva Paranaense, comúnmente denominada Selva misionera, es la ecorregión con mayor
biodiversidad y endemismos del país (Giraudo et al. 2003). Se caracteriza por ser un bosque
subtropical semi-deciduo donde entre el 25- 50% de las especies del dosel pierden las hojas durante el
invierno (Leite & Klein 1990). Las diferentes comunidades vegetales que la componen no siempre son
de fácil diferenciación, y existen al menos, tres estratos arbóreos donde junto a los árboles conviven
numerosas lianas (Bignoniaceae, Apocynaceae, y Fabaceae), epífitas (Orquidaceae, Bromeliaceae),
hemiepífitas (Ficus spp., Phylodendron spp.), helechos, diferentes especies de Rubiaceae, Piperaceae, y
bambúes (Olyra spp., Chusquea spp., Guadua spp. y Merostachys spp.) (Campanello et al. 2007). Las
especies arbóreas predominantes de mayor porte están representadas por individuos perteneciente a
la familia Lauraceae (género Ocotea y Nectandra), Fabacea (género Lonchocarpus, Parapiptadenia,
Peltophorum, Enterolobium, Machaerium), Myrtaceae (género Eugenia, Myrciaria) y Meliaceae (género
Cedrela, Cabralea, Trichilia); y palmeras como Euterpe edulis y Syagrus romanzoffiana (Martínez-Crovetto
1963; Cabrera 1976, Campanello et al. 2007). El clima de la zona se define como subtropical sin
estación seca marcada, cálido, con una importante amplitud térmica y pluviométrica. Las
precipitaciones promedio alcanzan los 2.000 mm anuales. La temperatura media anual alcanza los 20º
C, pero pueden registrarse heladas poco frecuentes durante el invierno (Ligier, 1999; Gatti et al. 2008).
Si bien la ocupación organizada de esta ecorregión fue tardía (finales del siglo XIX), desde hace
décadas esta selva experimenta un proceso gradual de eliminación y degradación de la superficie
boscosa, acompañada por un creciente proceso de defaunación bien marcado (Campanello et al.
2019). Originalmente, la superficie de bosque nativo para la provincia de Misiones correspondía a 2.7
millones ha (FVSA y WWF, 2017), existiendo en la actualidad aproximadamente 1.638.147 ha
(Bergmann et al. 2016). De la extensión actual, solo 223.468 ha (aprox. 14.5% del total de remanente
boscoso) corresponden a sectores de muy alto valor de conservación (Categoría 1) que no deben
deforestarse, según la Ley de Presupuestos Mínimos de Protección Ambiental de Bosques Nativos
(Ley 26.331).
12.2. Procesos Dominantes de Usos de la Tierra
La historia más reciente de ocupación del territorio misionero se divide en tres grandes etapas en
relación al rol y uso de los bosques: como barrera para la ocupación y el desarrollo y una economía
extractivista (desde 1874 hasta los años 30), como proveedor de materia prima a bajo costo (entre 1930
a 1960); y más recientemente (desde la década del 70 y hasta la actualidad), se fomenta su reemplazo
por plantaciones forestales a la vez que comienzan a aplicarse medidas de protección y manejo
(Arenhardt 2010; Mastrángelo 2012). Durante este último periodo, la tasa de reemplazo del bosque
nativo estuvo fuertemente influenciada por los planes de forestación y por la agricultura mixta a
pequeña escala (Izquierdo et al. 2011). Esta historia de uso de la tierra ocasionó que actualmente, la
superficie de bosque nativo se encuentre reemplazada principalmente por forestaciones
monoespecíficas de Pinus spp. (306.592 ha.), Eucalyptus spp. (10.577 ha.), cítricos, y yerba mate que
en su conjunto suman un total entre 352.392 y 370.000 ha. implantadas (Ministerio de Agroindustria
de la Nación 2016).
Si bien la deforestación en esta ecorregión ha constituido un proceso crónico, es importante destacar
que actualmente se encontraría estabilizada (UMSEF 2016), ya que se reporta una disminución de la
tasa anual de deforestación de 15.000 ha/año a 2.630 ha/año entre los años 2006-2014 (Bergmann et al.
2016). Sin embargo, esto no implica la ausencia de desmontes, muchos de los cuales no están
autorizados a pesar de la ley vigente. De la cobertura total se estima que más del 80% presenta niveles
medianos a elevados de degradación y fragmentación. Para el área en cuestión se considera como
bosques degradados a los bosques con área basal arbórea menor a 18 m2/ha y cómo bosques en muy
buen estado de conservación (dosel cerrado y alta diversidad vegetal) a bosques con área basal mayor
a 25 m2/ha (Gatti et al. 2010; Campanello et al. 2019). Los bosques degradados se caracterizan además
por una disminución de la biodiversidad y la presencia de un abundante sotobosque de bambuseas y
lianas que inhiben el proceso de regeneración natural (Campanello 2002; Campanello et al. 2007;
Montti 2010; Montti et al; 2014), y presentan menor capacidad para secuestrar carbono (Zaninovich et
al. 2017).
La causa principal de la degradación y empobrecimiento del bosque la constituye el aprovechamiento
maderero para construcción, mueblería e industria papelera, pero también para combustible en los
hogares y secaderos de yerba (Holz 2007). Si bien existe regulación para la extracción de árboles de
acuerdo a un diámetro mínimo de corte para cada especie, no hay en la legislación límite en cuanto al
volumen a extraer y tampoco a la implementación de pautas de manejo y aprovechamiento de
impacto mínimo obligatorias (Campanello et al. 2019). Por otro lado, la extracción de árboles de
especies prohibidas y en sectores no autorizados continua (Manzanal & Arzeno 2011; Schiavoni &
Gallero 2017) se suma a la extracción de otras especies vegetales no forestales con fines ornamentales
y medicinales (eg. orquídeas, bromelias, etc), fomentadas por un importante mercado de comercio
ilegal de los productos madereros (Braier, 2004). En consecuencia, disminuye la rentabilidad de
productores responsables (Campanello et al. 2019) ocasionando el constante deterioro de los
remanentes boscosos.
Actualmente, la expansión de la frontera agrícola-ganadera con el establecimiento de pasturas para
ganado, mucha de ellas megatérmicas (eg. Brachiaria spp. Axonopus catarinensis, etc) está
constituyéndose como una creciente amenaza en algunos sectores (Ávila et al. 2014; Morello et al
2018). Existen también expansión de sistemas mixtos donde se combina la producción ganadera bajo
plantaciones forestales de pinos, eucaliptus y/o nativas (Cubbage et al. 2012). A su vez, la caza furtiva
es otra importante amenaza a la conservación de esta ecorregión. La caza es practicada por una gran
cantidad de personas, la mayoría de las cuales lo hace actualmente como actividad de esparcimiento.
Esta actividad tiene importantes efectos negativos en las poblaciones de grandes mamíferos tales
como tapires, (Tapirus terrestris), pecaríes (Pecari tajacu y Tayassu pecari), corzuelas (Mazama americana)
y depredadores mayores como el yaguareté (Panthera onca), el puma (Puma concolor) y el ocelote
(Leopardus pardalis) (Paviolo et al. 2009). La disminución poblacional de los felinos grandes permite a
su vez un aumento en la abundancia de depredadores medianos tales como zorros, coatíes, hurones y
felinos menores, los cuales posiblemente tengan efectos negativos en poblaciones de animales
menores (Paviolo 2010; Di Bitetti et al. 2010). Por otra parte, la disminución de las poblaciones de
grandes ungulados también podría afectar varios procesos en los que se ven involucrados, tales como
la dispersión y depredación de semillas, el ramoneo, etc. Si bien Misiones posee una extensa red de
áreas protegidas, en la mayoría de ellas los controles son insuficientes y la caza furtiva es frecuente
(Paviolo et al. 2009). De esta manera, es probable que en la mayor parte de los bosques remanentes de
la región los procesos ecosistémicos en los cuales interviene la fauna estén modificados.
Por otra parte, el alto crecimiento poblacional, urbanización, construcción de carreteras asfaltadas y
represas hidroeléctricas emergen en la actualidad como otros factores importantes con efectos
negativos para la conservación (Chebez & Hilgert 2003). Actualmente, Misiones posee el crecimiento
poblacional más alto del país con el 73,76% de su población viviendo en áreas urbanas, y es una de las
provincias más densamente pobladas de la Argentina (Perez Chilavet 2016). Este crecimiento de la
urbanización estuvo asociado principalmente a la migración rural-urbana y, contrario a la teoría de
transición forestal, no favoreció la regeneración de la cobertura boscosa original, ya que las tierras
abandonadas pasaron a ser ocupadas principalmente por plantaciones forestales (Izquierdo 2010;
Izquierdo et al. 2011). En los últimos años el incremento de la población urbana también podría tener
relación con el incremento del turismo y actividades relacionadas. Cabe destacar que en la actualidad
esta actividad está cobrando gran interés, por lo cual podría emerger como agente causal local con
relación directa con los procesos mencionados.
Entre las especies de plantas exóticas invasoras presentes encontramos a la hovenia (Hovenia dulcis)
(Sistema Nacional de Información Sobre Especies Exóticas Invasoras http://www.inbiar.uns.edu.ar),
zebrina (Tradescantia zebrina) (Pasko & Herrera 2006), la ya asilvestrada naranja amarga (Citrus
auriantum) (Stampella 2015). En cuanto a los animales exóticas invasoras, se registran el caracol
africano (Achatina fullica) (Gutierrez Gregoric et al. 2011), la rana toro (Lhitobates catesbeianus) (Pereira
et al. 2006) y el mosquito Aedes aegypti (Berón et al. 2016) entre otros. La deforestación y la
reemergencia de enfermedades causadas por patógenos exóticos son algunas de las causas principales
de la declinación del Mono Carayá Rojo (Alouatta guariba clamitans), una especie endémica del Bosque
Atlántico de Argentina y Brasil, estando presente en nuestro país únicamente en la provincia de
Misiones. La pequeña población remanente de Misiones se encuentra en severo riesgo de desaparecer
debido a los eventos cíclicos de fiebre amarilla que azotan a la región desde hace varias décadas
(Agostini et al. 2014). Si esto ocurre se convertiría en la tercera especie de vertebrado grande en
desaparecer de la región y del país, acompañando al pato serrucho (Mergus octosetaceus) y al lobo
gargantilla (Ptenomura brasiliensis).
Una situación interesante que diferencia la Selva Paranaense de otras ecorregiones la constituye el
hecho de estar incluida en el límite de 3 países con diferentes situaciones económicas-políticas y
sociales, con influencia directa sobre los procesos anteriormente mencionados y que interactúan de
forma compleja con los agentes causales, tanto locales como distales.
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13. Selva de las Yungas Cecilia Blundo, Sofía Nanni, Alejandro Schaaf
13.1 Introducción y Principales Problemas de Conservación
La ecorregión de Selva de las Yungas ocupa menos del 2% del territorio nacional (40000 km2), pero
alberga más del 50% de la diversidad de Argentina. Su rasgo más distintivo es su gradiente
altitudinal (de 400 a 3000 msnm en una franja longitudinal menor a 50 km) que deriva en un marcado
gradiente ecológico (Brown et al. 2001; Brown et al. 2005). El gradiente latitudinal también influye,
distinguiéndose las Yungas septentrionales (Jujuy y Salta) de las Yungas del sur (Tucumán,
Catamarca). Estos dos gradientes determinan la coexistencia de distintas prácticas de usos de suelo
(Izquierdo & Grau 2009), lo que hace de las Yungas un área altamente heterogénea tanto en términos
ambientales como socioeconómicos. Así, las amenazas y oportunidades para la conservación de las
Yungas se distribuyen asimétricamente entre pisos altitudinales y entre sectores latitudinales,
situación que la convierte en una ecorregión particularmente compleja.
Como respuesta a la heterogeneidad ambiental, en las Yungas la vegetación se organiza en “pisos de
vegetación”: Selva Pedemontana, SP; Selva Montana, SM; y Bosque Montano, BM (Cabrera 1976;
Prado 2000), los cuales atravesaron distintas trayectorias de uso de suelo (Grau et al. 2007), desde su
ocupación inicial alrededor del año 10000 AC (Reboratti 1996; Bolsi 1997). Estas se resumen en una
progresiva expansión de la población y de las actividades antrópicas hacia áreas de baja altitud y
pendiente (i.e., SP), que data de finales del S. XIX pero que continúa en la actualidad (Reboratti 1995;
Nanni & Grau 2014); acoplada a una reducción de las mismas en zonas de mayor altitud y pendiente
(i.e. SM y BM). Sin embargo, existen variaciones en la magnitud de estos procesos entre las Yungas
septentrionales y las Yungas del Sur.
En la SP, la principal problemática de conservación es la expansión agrícola, con un 90% de su
cobertura vegetal reemplazada por plantaciones de caña de azúcar, citrus y otros cultivos en sectores
de <10% de pendiente (Reboratti 1995). Esta tuvo lugar en áreas anteriormente utilizadas para la
explotación maderera (debido a la existencia de más de 10 spp. arbóreas de alto valor maderero; e.g.,
Cedrela spp.), hasta prácticamente el agotamiento del recurso (aunque la explotación maderera
persiste en la SP septentrional; Brown et al. 2009; Politi et al. 2012). Mientras que la SP del sector Sur
ha sido completamente reemplazada por superficie agrícola, en las áreas más septentrionales la Selva
de Palo Blanco y Palo Amarillo persiste en una importante superficie dentro la cuenca del Río
Bermejo (Brown 1995). Sin embargo estos bosques presentan una simplificación estructural como
producto del aprovechamiento forestal no planificado y la ocurrencia recurrente de incendios. La
urbanización es otra de las problemáticas actuales en la SP, sobre la que se encuentran tres capitales
(Gran San Miguel de Tucumán, Salta y San Salvador de Jujuy) y numerosos centros poblados. En el
gran San Miguel de Tucumán el crecimiento urbano ha sido notable entre 1980 y 2001 (+38%), parte
del cual se trasladó hacia zonas residenciales que reemplazaron cultivos de citrus y caña de azúcar en
el piedemonte. Esta situación presenta dos implicancias en términos de conservación y uso del suelo:
por un lado, la SM y el BM colindantes se ven afectados por la urbanización, la cual facilita la invasión
por exóticas como el ligustro (Ligustrum lucidum; Montti et al. 2017) y el crecimiento de los usos
recreativos. Por otra parte, un número cada vez mayor de habitantes depende de la provisión de los
servicios ambientales de las Yungas (Grau et al. 2008).
En relación a las invasiones biológicas registradas en esta ecorregión, una de las más estudiadas es
aquella producida por el ligustro (mencionado más arriba). Uno de los problemas ecohidrológicos en
relación a la presencia de ligustro en bosques nativos yungueños sería el mayor consumo de agua en
meses de la estación seca en relación a la vegetación nativa, lo cual puede alterar el balance hídrico en
la región (Zamora Nasca et al. 2014). Esto se desprende del hecho de que los bosques invadidos por
ligustro presentan menor humedad edáfica y alto valor de índice normalizado de vegetación,
utilizado como una aproximación de la transpiración (Zamora Nasca et al. 2014). Una particularidad
interesante en relación al éxito del ligustro en su invasión en las Yungas podría deberse, en parte, a la
mayor resistencia al daño producido por herbívoros (artrópodos) que presenta esta planta en lugares
fuera de su lugar de orígen, así como a la presión de propágulos de la especie (Montti et al. 2016). En
relación a otras especies vegetales exóticas invasoras registradas para la ecorregión de las Yungas,
podemos incluir además a la ligustrina (Ligustrum cinense) y a especies arbóreas tales como la mora
blanca (Morus alba) y la mora negra (M. nigra). Otra invasión biológica vegetal que cabe destacar es la
producida por la especie Tithonia tubaeformis, mejor conocida como “pasto cubano” (Larenas Parada
2004). Otras especies exóticas como Acacia macracantha y Gleditsia triacanthos han reemplazado la
vegetación nativa en las riveras de importantes cauces, como el Río Lules en Tucumán (Sirombra et al.
2009).
En relación a la ictiofauna se registra la presencia de la trucha arcoiris (Oncorhynchus mykiss), la trucha
marrón (Salmo trutta) y el pejerrey (Odonthestes bonariensis; Malizia et al. 2009). La siembra de truchas
es una actividad que se viene llevando a cabo con escaso control, siendo los fines principales el
económico y el turístico. Aunque no se ha medido su intensidad en cuerpos de agua de las Yungas, es
muy probable que genere importante impacto sobre otras especies nativas de peces, anfibios y
artrópodos, tal como sucede con las truchas introducidas en la Patagonia (Ortiz-Sandoval et al. 2016).
La rana toro (Lithobates catesbeianus) también se encuentra dentro de las especies exóticas invasoras de
esta ecorregión, ocasionando un impacto negativo sobre las especies de anuros nativos a través de la
competencia o la predación directa (Malizia et al. 2009; Akmentins et al. 2010). Además, la rana toro
es portadora del hongo Batrachochitrium dendrobatidis, responsable de la declinación de poblaciones de
anuros en otras partes del mundo (Malizia et al. 2009).
13.2 Procesos Dominantes de Usos de la Tierra
La elevada pendiente de la SM y el BM condiciona el uso del suelo, encontrando a estas altitudes
generalmente población rural, hoy en disminución debido a la migración a los centros poblados
(Izquierdo & Grau 2009), siendo esta situación más marcada en las Yungas del Sur. Los procesos
dominantes de uso de la tierra en estos dos pisos altitudinales están muy asociados a las necesidades
de la población rural: la ganadería extensiva, los usos madereros y no madereros forestales y la
agricultura de subsistencia y la caza (de subsistencia y por conflictos con el ganado). Estos usos de la
tierra han disminuido recientemente, especialmente en las Yungas del sur (Grau 2001; Araoz & Grau,
2010; Nanni & Grau, 2014). La ganadería de trashumancia es una práctica centenaria en la región, y
continúa desarrollándose especialmente en la SM y BM del Norte, la cual ha condicionado la
composición de los bosques de Yungas (Blundo et al. 2012). El ganado a su vez podría afectar la fauna
local, y si bien no se han encontrado efectos de relevancia sobre el ensamble de mamíferos (Di Bitetti
et al. 2013), sí se han hallado respuestas negativas de ciertas especies (e.g., Tapirus terrestris, Chalukian
et al. 2009; Mazama gouazoubira, Nanni 2015).
La progresiva migración de la población rural o su ocupación en otras actividades derivó en el
abandono de tierras marginales, dando lugar a la regeneración de bosques. Estos nuevos bosques
presentan distintas características y composición según su localización, y en sectores más cercanos a
las ciudades han sido invadidos por especies exóticas (e.g., Ligustrum lucidum, que hoy domina en
bosques secundarios peri-urbanos, Grau & Aragón, 2000; Grau et al. 2008, Montti et al. 2017). En el
BM, y debido al rápido potencial de recuperación de algunas especies cuando se eliminan los
disturbios, se restablecen también bosques dominados por especies nativas, como Alnus acuminata
(Araoz & Grau 2010). Estos nuevos bosques brindan oportunidades para la conservación de la
diversidad y la provisión de servicios ambientales, especialmente por su localización en áreas altas de
gran pendiente (e.g., control de la erosión hídrica y protección de cuencas). Sin embargo, su
composición es muy distinta a la de los bosques más amenazados de la región (i.e., SP), con lo cual en
términos de biodiversidad no compensarían la pérdida de especies producida por los usos del suelo a
menor altitud. En síntesis, las problemáticas de conservación en las Yungas del sur se vinculan en
mayor medida a los efectos de la urbanización y el desarrollo socioeconómico en sectores de SP, con
oportunidades y conflictos aparejados tales como regeneración de bosques por des-intensificación
rural, aumento del turismo y usos recreativos (que puede implicar ambos), y susceptibilidad a
cambios ecológicos como invasión por especies exóticas. En las Yungas del norte, en cambio,
prevalecen los conflictos asociados con la extracción maderera, la alta densidad de población rural y
sus usos de los bosquesAdemás, en estas últimas, aunque no cuantificada existe también una
importante presión de cacería y extracción ilegal de madera sobre el pedemonte por parte de
habitantes de grandes centros urbanos aledaños, como Libertador, San Pedro, Orán y Tartagal, y de
centros poblados más pequeños como Colonia Santa Rosa y Caimancito.
Un 9% de la ecorregión de Yungas se encuentra protegido (Tabla A1), pero en la SP, el área de
mayores conflictos entre producción y conservación, la superficie protegida es muy escasa. Dentro de
estos sectores un uso relevante y en incremento es el turismo y la práctica de actividades recreativas;
sin embargo, los potenciales beneficios, conflictos y “trade-offs” entre usos recreativos y conservación
de la naturaleza no han sido evaluados en la ecorregión y podrían ser relevantes. En las Yungas del
sector Norte se encuentran importantes bloques continuos de bosques con bajo impacto antrópico por
su inaccesibilidad actual (e.g., el sector Sierra de Santa Bárbara - El Rey) pero con procesos incipientes
de fragmentación e insularización.
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