El paisaje

Cingolani, Ana M., Giorgis, Melisa A., Hoyos, Laura E. & Cabido, Marcelo, 2022, La vegetación de las montañas de Córdoba (Argentina) a comienzos del siglo XXI: un mapa base para el ordenamiento territorial., Boletin de la Sociedad Argentina de Botanica 57 (1), pp. 65-100 : 85-88

El paisaje de las Sierras de Córdoba

El mapa, basado en información satelital y un extenso relevamiento de campo, refleja una alta heterogeneidad ambiental, propia de todas las montañas ( Rahbek et al., 2019). En casi cualquier sector fuera de las áreas cultivadas, y transitando muy cortas distancias, se atraviesan parches de bosques, matorrales, pastizales y, a veces, roquedales que forman complejos mosaicos a escalas locales. A su vez, a lo largo del gradiente altitudinal existe un cambio importante desde un predominio de matorrales y cultivos en las partes bajas, hasta una mayor cobertura de pastizales y roquedales en los sectores más altos. En menor medida, también hay cambios en los gradientes geográficos, que se expresan con una mayor dominancia de matorrales en contraposición a una menor de pajonales y cultivos hacia el noroeste del área. Los bosques nativos ocuparon poca superficie, pero sus especies arbóreas estuvieron presentes en casi todas las unidades de vegetación descriptas, aunque en muchos casos como ejemplares muy reducidos en tamaño. Esto sugiere que una gran parte de la superficie de las Sierras de Córdoba tiene potencial para recuperar cobertura boscosa con adecuadas estrategias de manejo, en coincidencia con estudios previos (ej. Renison et al., 2006, 2015; Marcora et al., 2008, 2013; Giorgis et al., 2017). Los bosques exóticos aún cubren muy poca superficie, alrededor de cinco veces menos que los bosques nativos. Sin embargo, hubo plantas leñosas invasoras en casi la cuarta parte de las parcelas relevadas, y en la gran mayoría de las unidades de vegetación. Estos resultados refuerzan la idea de que en un futuro próximo la superficie de bosques exóticos puede aumentar considerablemente, como han señalado otros autores ( Hoyos et al., 2010; Giorgis et al., 2011b, 2016, 2017; Gavier-Pizarro et al., 2012; Giorgis & Tecco, 2014; Milani et al., 2020).

La vegetación de las montañas a comienzos del siglo XXI

El mapa muestra que las Sierras de Córdoba están dominadas, en primer lugar, por matorrales, que ocuparon más de un tercio del paisaje y, en segundo lugar, por cultivos, que ocuparon casi un cuarto de la superficie. La gran preponderancia de matorrales en las montañas también fue observada por Zak et al. (2019), quienes cartografiaron en estos ambientes una superficie muy similar a la nuestra, de alrededor de 12000 km 2. El resto del área estuvo cubierta principalmente por pastizales de fisonomía y composición variable, incluyendo aquellos con suelo o roca expuesta.

La clase de bosques nativos ocupó una baja superficie y, además, la mitad de las parcelas relevadas en el campo tuvieron árboles de menos de 9 o 7 m, en el caso del bosque serrano y subandino respectivamente. Estos resultados indican que quedan muy pocos bosques bien desarrollados en las montañas, en coincidencia con trabajos previos (Cingolani et al., 2004, 2008; Renison et al., 2011; Giorgis et al., 2017; Zak et al., 2019; Natale et al., 2020). En los pisos más bajos se encontró que solo un 10% de las comunidades nativas serranas de Lithraea y Celtis (molle y tala) relevadas a campo podían clasificarse como bosques altos, es decir, con al menos algún árbol mayor a los 10 m. El resto de los sitios estudiados tuvo árboles considerablemente más bajos, que a veces apenas superaban los 3-4 m de altura ( Giorgis et al., 2017). Dado que la especie dominante, el molle, crece, en promedio, 10 cm por año ( Vera, 2016), estos resultados sugieren que hay muy pocos stands de bosque serrano con árboles que superen los 100 años de edad. En los bosques subandinos, al relevar sitios que tuvieran al menos un individuo mayor a 2 m de altura, se encontró que sólo el 9% de dichos sitios eran bosques densos y bien desarrollados, con árboles mayores a los 6 m y edades superiores a los 60 años. El resto de los stands evaluados frecuentemente se correspondían con fisonomías de matorral, pastizal o roquedal, y los ejemplares eran pequeños y con fustes jóvenes ( Renison et al., 2011).

Los matorrales nativos ocuparon grandes extensiones y, a juzgar por la presencia de ejemplares, pequeños o grandes, de especies arbóreas nativas en casi todas las parcelas relevadas, podemos interpretar que son estados inmaduros del bosque. Según trabajos previos, el disturbio por fuego y ganado retarda la sucesión, limitando el desarrollo de los bosques (Cingolani et al., 2008; Giorgis et al., 2013, 2020; Torres et al., 2014; Renison et al., 2015; Carbone & Aguilar, 2017; Kowaljow et al., 2018; Alinari et. al. 2019). Las especies leñosas nativas tienen una alta capacidad de rebrote después del fuego. Incluso si la parte aérea se quema completamente, en la mayor parte de los incendios más de un 70% de los individuos sobrevive y rebrota ( Renison et al., 2002a; Gurvich et al., 2005; Torres et al., 2014; Alinari et al., 2015, 2019; Lipoma et al., 2016). Debido a la abundancia de combustibles finos en matorrales y pajonales, la frecuencia de incendios es más alta en estas fisonomías que en los bosques ( Giorgis et al., 2013; Argañaraz et al., 2015a,b, 2017, 2020; Kowaljow et al., 2018; Alinari et al., 2019). Por tal motivo, es habitual que los árboles presentes en los matorrales o pajonales no logren superar los 3-4 m antes de quemarse nuevamente ( Gurvich et al., 2005; Herrero et al., 2015; Alinari et al., 2015, 2019). Esta retroalimentación positiva entre fuego y vegetación contribuye a perpetuar las fisonomías no boscosas en el tiempo (Kowaljow et al., 2018), escenario frecuentemente observado en sistemas estacionalmente secos de Sudamérica y otras regiones del mundo (Bond et al., 2012; Tepley et al., 2018; Giorgis et al., 2021b). También el ganado produce daño en los árboles pequeños, lo cual disminuye su crecimiento y aumenta la mortalidad ( Renison et al., 2015; Torres & Renison 2015, 2016; Giorgis et al., 2020).

Los pajonales aumentaron marcadamente por encima de los 900 m de altitud, con coberturas máximas en el piso de transición. Debido a que no hay restricciones climáticas severas para el establecimiento de especies leñosas nativas a lo largo de todo el gradiente altitudinal ( Marcora et al., 2008, 2013; Renison et al., 2005, 2015; País Bosch et al., 2012; Giorgis et al., 2017), se podría interpretar que estos pastizales también son estados sucesionales que con el tiempo devienen en bosque nativo. Sin embargo, hay pajonales que son muy estables, y su cobertura de leñosas no aumenta aunque pasen muchos años sin experimentar incendios ( Giorgis et al., 2013, Cingolani et al., 2014). En el caso de los pajonales de la franja más alta del piso serrano (901-1300 m) esta estabilidad puede deberse a una presión reducida de propágulos de especies leñosas, como resultado de una larga historia de disturbios, en combinación con la presión ganadera actual que limita su desarrollo ( Giorgis et al., 2013). Sin embargo, muchos pajonales son persistentes en el tiempo incluso si se excluye el ganado. En el piso subandino, esta persistencia fue atribuida a la limitada capacidad de dispersión del tabaquillo, y a su dificultad para establecerse en los suelos cubiertos por la broza abundante que producen las pajas ( Torres et al., 2008; Zimmermann et al., 2009; Cingolani et al., 2014). En el piso de transición no hay estudios que analicen la trayectoria de los pajonales ante la exclusión ganadera, pero algunos resultados sugieren que el clima también puede jugar un rol importante en su estabilidad, ya que las condiciones climáticas están alejadas del óptimo tanto para las especies leñosas del bosque serrano como para la especie dominante del bosque subandino ( Marcora et al., 2008, 2013; Argibay & Renison, 2018; Alinari et al., 2019).

Los céspedes, que ocuparon muy poca superficie, alcanzaron su mayor desarrollo en la franja más alta. Estos pastizales de baja estatura son seleccionados y mantenidos por el ganado, y están dominados por plantas tolerantes al pastoreo (Cingolani et al., 2003, 2007, von Müller et al., 2017). Se mantienen más fácilmente en ambientes con alta disponibilidad de humedad y/o nutrientes, ya que sus especies necesitan recursos para rebrotar y mantenerse vivas a pesar del alto consumo del ganado (Cingolani et al., 2005, 2007; Hempson et al., 2015). Por ello, la persistencia de los céspedes es favorecida en los sectores más altos de las montañas, ya que allí se mantiene mejor la humedad del suelo (Cingolani et al., 2003; Tecco et al., 2016). Debido a la alta presión ganadera que sostienen, cualquier planta leñosa que logre establecerse es ramoneada intensamente, y raramente logra sobrevivir ( Teich et al., 2005; Cingolani et al., 2014; von Müller et al., 2017; Giorgis et al., 2020). Cuando el pastoreo se excluye, los céspedes se transforman en pajonales, pero si hay presión de propágulos de especies leñosas, se puede iniciar una trayectoria hacia matorrales o bosques (Cingolani et al., 2014; Giorgis et al., 2020). Por su escasa biomasa, suelen quemarse poco. De hecho, muchas veces actúan como barrera para los fuegos (discutido en Alinari et al., 2019 y Argarañaz et al., 2020).

Los pastizales con roca y/o suelo desnudo ocuparon bastante superficie en todas las franjas, con valores máximos en el piso subandino. Tienen un origen muy heterogéneo, ya que pueden abarcar desde cultivos abandonados o zonas erosionadas por la ganadería hasta sectores con presencia de afloramientos rocosos que limitan el desarrollo de la vegetación . En el piso serrano esta clase está compuesta mayoritariamente por el pastizal arbustivo ralo (unidad K). En las partes más llanas del piedemonte hacia el noroeste del área, estos pastizales aparecen a menudo en sitios que fueron desmontados, cultivados y luego abandonados. En este sector de la Provincia, donde llueve menos de 500 mm anuales, hubo un auge de conversión a cultivos de secano con anterioridad al año 1979, en particular en lugares de fácil acceso, que fue atribuido a un aumento temporario de las precipitaciones ( Hoyos et al., 2013, 2018). Posteriormente, al disminuir nuevamente las lluvias, estos cultivos fueron abandonados, y se retornó a la cría de ganado (Hoyos et al., 2018). En sectores más rugosos del piso serrano, estos pastizales suelen estar en sitios con altas cargas ganaderas, donde la vegetación está muy sobrepastoreada y se observan signos de erosión del suelo, a veces con presencia de roca expuesta (Giorgis et al., 2011c). La mitad de las parcelas del pastizal arbustivo ralo (K) tuvieron ejemplares de especies arbóreas nativas, lo cual sugiere que, a pesar de la degradación, hay potencial de recuperación de cobertura arbórea. En el piso subandino es más común que esta clase esté compuesta de pastizales con roca (L), donde la vegetación leñosa es escasa. Muchos de estos pastizales se encuentran en ambientes topográficamente similares a los bosques subandinos, pero en situaciones con mayor disturbio histórico por fuego y ganadería (Cingolani et al., 2008). Se estima que dicho disturbio produjo la retracción de los bosques, y por ese motivo los afloramientos rocosos propios de este piso quedaron al descubierto, y/o se generaron parches de roca expuesta por erosión (Cingolani et al., 2008; Renison et al., 2010; Cingolani et al., 2008, 2013).

Los roquedales ocuparon una baja superficie y se concentraron mayormente en el piso subandino. Predomina la roca expuesta por erosión, intercalada con afloramientos rocosos en la unidad M. Se asocian a sitios que han experimentado un disturbio histórico muy intenso (Cingolani et al., 2004, 2008, 2013). Muchos ambientes rocosos, incluso algunos de aquellos que son el resultado de la degradación del suelo, tienen una amplia diversidad y heterogeneidad en su composición florística y comunidades de líquenes, con especies endémicas de alto valor para la conservación ( Funes & Cabido, 1995; Cingolani et al., 2003; Cantero et al., 2001, 2017, 2021; Rodriguez et al., 2017; Apéndice 4).

Los bosques exóticos se concentraron en la franja más alta del piso serrano. Al igual que en otras partes del mundo, en las montañas de Córdoba la superficie dominada por especies leñosas exóticas está aumentando de forma exponencial como resultado del proceso de invasión ( Hoyos et al., 2010; Gavier-Pizarro et al., 2012; Rejmánek & Richardson, 2013; Richardson et al., 2014; Milani et al., 2020). En los pastizales y matorrales del piso serrano con altas cargas ganaderas, los animales limitan el establecimiento o crecimiento de las especies leñosas, tanto nativas como exóticas ( Torres et al., 2015, 2016; Capó et al., 2016; Marcora et al., 2018). Esto mantiene al sistema en un estado inmaduro, y sin una invasión severa. Cuando bajan las cargas ganaderas, las especies leñosas invasoras, si están presentes, aumentan considerablemente su tasa de crecimiento en relación a las nativas, por lo que el sistema puede resultar completamente invadido en pocos años (Capó et al., 2016). En particular, el matorral serrano abierto (E), con una presencia actual de especies leñosas invasoras en casi el 40% de las parcelas estudiadas, es muy propenso a transformarse en bosque exótico. En el piso subandino la clase de bosques exóticos aún está prácticamente ausente, pero es creciente la presencia de especies leñosas exóticas que avanzan sobre las comunidades nativas ( Tecco et al., 2016; Giorgis et al., 2011b, 2016, 2021a; Milani et al., 2020).

Los cultivos se concentraron casi en su totalidad por debajo de los 900 m, donde cubrieron un tercio de la superficie. En su gran mayoría, se encontraron en la vertiente este de las Sierras Chicas y Sierras de los Comechingones, en las zonas más llanas del piedemonte, donde forman un continuo con los cultivos de las llanuras adyacentes. En estos sectores, donde las lluvias alcanzan más de 700 mm, los cultivos han desplazado casi completamente a los ecosistemas nativos de transición con la llanura ( Zak et al., 2019, Natale et al., 2020; Zeballos et al., 2020). Por ejemplo, en las Sierras de los Comechingones se registraron solamente 43 km 2 de bosques de transición con la Provincia Fitogeográfica del Espinal ( Natale et al., 2020). Se trata de bosques secundarios, sin árboles de gran tamaño, muy fragmentados y, en general, en un estado de conservación regular a malo ( Natale et al., 2020; Zeballos et al., 2020).

Las zonas urbanas ocuparon menos del 2% de la superficie, concentradas en el piso serrano. Sólo el 11 % de estas zonas consistió en áreas completamente edificadas, mientras que el resto incluyó vegetación leñosa y herbácea, junto con un mosaico de edificaciones y vegetación. Esto indica que la gran mayoría de las zonas urbanizadas en las montañas de Córdoba son áreas de interfaz urbano-rural. De hecho, al comparar nuestro mapa con un mapa de áreas de interfaz para las Sierras Chicas (Argañaraz et al., 2017), observamos que el 75% de la superficie de nuestras clases urbanas se corresponde con áreas de interfaz. Pero las áreas de interfaz, que ocupan un 15% de las Sierras Chicas, exceden nuestras zonas urbanas, ya que incluyen también sectores con menor densidad de población, que en nuestro mapa aparecen principalmente como matorrales y bosques. Esto indica que la superficie afectada por el proceso de urbanización es mayor a la estimada con nuestro mapa. La urbanización acelerada que están experimentando las Sierras de Córdoba constituye un fuerte impacto sobre los ecosistemas nativos, no sólo por el desmonte y el efecto directo de las construcciones, sino también porque se promueven las invasiones biológicas y aumentan los riesgos asociados a los incendios ( Gavier & Bucher, 2004; Giorgis et al., 2011b, 2016; Gavier-Pizarro et al., 2010, 2012; Argañaraz et al., 2017). Por otro lado, la presencia de mascotas es una importante amenaza a la fauna, al igual que el tránsito vehicular (Hughes & Macdonald, 2013; Pinto et al., 2020). El proceso de urbanización desordenada también genera problemas de contaminación de aguas de ríos y embalses, y, al no respetarse los cauces de inundación, suele ocasionar pérdida de bienes materiales en momentos de crecientes extraordinarias (Berardo et al., 2014).