Área de estudio

Se trabajó en bosques puros de lenga ubicados en tres zonas geográficas bien diferenciadas donde se realizaron los muestreos (norte, este y sur) donde se desarrolló la cosecha hace 10-12 años (años 2005-2007), la zona norte correspondió con el ecotono-bosque, la zona sur con el bosque cordillerano, y la zona este con bosques húmedos que alternan con turbales). Para ello se identificaron nueve rodales (3 zonas de muestreo x 3 rodales) donde las empresas madereras aplicaron cortas de protección de acuerdo con la normativa vigente en Tierra del Fuego, Argentina (ley provincial 145/94 y normas regulatorias). La superficie total de estudio fue de 684,2 ha de rodales cosechados ubicados en: (i) Ea. Ewan y Lenga Patagonia S.A. en la zona norte (54° 22´ S, 67° 15´ O), (ii) Reserva Forestal de Producción Río Irigoyen en la zona este (54° 37´ S, 66° 39´ O), y (iii) Reserva Forestal de Producción Río Valdez (54° 38´ S, 67° 18´ O) y Reserva Natural Laguna Negra (54° 31´ S, 67° 18´ O) en la zona sur (figura 1).

Figura 1 Ubicación de las zonas de muestreo (triángulos en zona norte, cuadrados en zona este, y círculos en la zona sur), y la distribución de los bosques mixtos de Nothofagus betuloides (gris oscuro), puros de N. pumilio (gris) y puros de N. antarctica (gris claro). Location of the sampling sites (triangles in the north area, squares in the east area, and circles in the south area), and the distribution of mixed Nothofagus betuloides (dark grey), pure N. pumilio (grey) and pure N. antarctica (pale grey) forests. 

Los rodales se vincularon a un sistema de información geográfico (SIG) donde se determinaron las coordenadas del punto central de cada uno. Los rodales seleccionados (> 10 ha) se encontraban enmarcados en planes de manejo que fueron fiscalizados por parte de la autoridad de aplicación de Tierra del Fuego, Argentina. Los mismos presentaban una implementación homogénea de la cosecha, y donde su constatación se basó en una caracterización visual (imágenes satelitales SPOT en los dos años posteriores a las intervenciones). Por otra parte, se determinaron las variables climáticas de cada rodal (^{Hijmans et al. 2005}), incluyendo temperatura media anual (°C) (TMA), temperatura media máxima (°C) (TMAX), temperatura media mínima (°C) (TMIN), precipitación media anual (mm año^-1) (PA), precipitación media del mes más lluvioso (mm mes^-1) (PMAX), precipitación media del mes más seco (mm mes^-1) (PMIN), y evapotranspiración media potencial (mm año^-1) (EVAPO). Los puntos centrales de cada rodal fueron ubicados en el terreno mediante el uso de un geo-posicionador satelital, como punto de partida para establecer cuatro parcelas de muestreo en orientaciones norte, este, sur y oeste (sin corrección de declinación magnética). Cada inicio de parcela de muestreo (transectas de 50 m x 10 m cada una) se ubicó a 20 m del punto central.

Estructura forestal y regeneración

En cada parcela se caracterizaron las siguientes variables para modelar la dinámica de la estructura forestal desde la implementación de la cosecha hasta el presente, siguiendo la metodología propuesta por ^{Gea et al. (2004}): (i) diámetro a la altura del pecho (DAP) con corteza (cm) de todos los árboles vivos mayores a 10 cm; (ii) DAP sin corteza (cm) de los árboles muertos en pie y recientemente volteados por viento (ej. presencia de corteza en el fuste) mayores a 10 cm; (ii) diámetro de tocones (DAT) sin corteza (cm) producto de la cosecha; (iii) dos alturas de árboles dominantes (m) para determinar calidad del sitio (CS) (en un sitio 1 los árboles superan los 28 m y en un sitio 5 no superan los 15 m de altura a la madurez); y (iv) fases de desarrollo de los árboles vivos como una determinación visual a partir de la corteza. Con estos datos se obtuvieron valores de densidad (N) (n ha^-1), área basal (AB) (m² ha^-1), volumen total con corteza (VTCC) (m³ ha^-1) y volumen de trozas sin corteza (VTSC) (m³ ha^-1). Los detalles de modelos empleados se describen en ^{Martínez Pastur et al. (2002}) y ^{Gea et al. (2004)}.

La regeneración inicial (< 1,3 m de altura) (parcelas de largo variable x 0,1 m) y avanzada (> 1,3 m de altura y < 10 cm DAP) (parcelas de largo variable x 1 m) se caracterizó mediante dos sub-parcelas de cada tipo ubicadas al comienzo y finalización de cada parcela en cada uno de los rodales (0 y 50 m). El tamaño de las parcelas fue variable, donde la longitud se determinó a partir del número de plántulas mensuradas (entre 7 y 10 plantas por parcela). En las parcelas, para cada planta se midió la altura (cm) (A) considerando la longitud existente entre la base y el brote apical dominante vivo extendiendo el mismo (^{Martínez Pastur et al. 2011}, ²⁰¹⁷). También se registró: (i) la calidad forestal (CAL) considerando como plantas adecuadas aquellas sin bifurcaciones, porte recto y buena sanidad (sin presencia de cancros, hongos o hemiparásitas), (ii) daños bióticos debidos al ramoneo de guanaco o ganado doméstico (DB), (iii) daños abióticos (brotes muertos por heladas o sequías) (DA), y (iv) el crecimiento (cm año^-1) en altura de los últimos tres periodos vegetativos (CREC) mediante la identificación de los mucrones. Los daños bióticos por ramoneo se determinaron observando la pérdida de biomasa aérea producida por cortes o remoción y, los daños abióticos cuando se constató muerte de la biomasa aérea de la regeneración (^{Martínez Pastur et al. 2016}, ²⁰¹⁷). Por otra parte, con el número de plantas se estimó la densidad de plantas (miles ha^-1) (N) por parcela. Finalmente, la regeneración muestreada se diferenció entre plantas ya establecidas (pre-establecimiento) de aquellas que se instalaron después del aprovechamiento (post-establecimiento), mediante el conteo de mucrones en plantas hasta los 10-12 años (plantas de mayor edad se consideraron como post-establecimiento).

Análisis de los datos

Los valores de estructura forestal fueron empleados para la modelización (^{Martínez Pastur et al. 2002}) de: (i) la estructura original (EO), es decir el estado del bosque primario antes de la cosecha forestal, (ii) la estructura cosechada (EC) que se corresponde con los árboles cortados en el área, (iii) la estructura remanente (ER) que se corresponde a aquella que quedó luego de la cosecha, (iv) la estructura dañada (ED) que consiste en aquellos árboles remanentes post-cosecha que murieron en pie o que fueron afectados por caídas de viento, y (v) la estructura actual (EA) conformada por árboles que se mantuvieron en pie cumpliendo la función de protección al momento de la toma de datos. Para más detalles de estas modelizaciones, ver a ^{Gea et al. (2004}). Los valores climáticos, de estructura forestal y regeneración fueron analizados mediante ANOVAs de un factor o múltiples factores considerando una probabilidad del P = 0,05, donde las diferencias entre medias se compararon mediante el test de Tukey (P < 0,05).

Las propuestas silvícolas y el paisaje

Las propuestas silvícolas implementadas en los bosques de lenga se han basado en criterios industriales y en base a experiencias efectuadas en otros bosques, principalmente europeos (^{Gea et al. 2004}). Esto ha llevado a la implementación incompleta y/o diferencial de los métodos propuestos a lo largo del paisaje (ej. diferentes empresas poseen diferentes requerimientos de materia prima), siendo necesario un cambio de paradigma en el manejo forestal donde la empresa se adapte a los productos que ofrece cada tipo de bosque. El bosque de lenga no se desarrolla de la misma manera a lo largo del paisaje, siendo influido por los gradientes ambientales naturales que cambian abruptamente a lo largo de Tierra del Fuego (ej. temperatura y precipitación) (^{Allué et al. 2010}, ^{Kreps et al. 2012}) (ver cuadro 1). Esto influye también sobre otros componentes del bosque que interactúan en forma natural con la dinámica del bosque, por ejemplo, las poblaciones naturales de guanaco que son mayores en las áreas ecotonales que las cordilleranas (^{Martínez Pastur et al. 2013}, ²⁰¹⁶), o el ensamble de especies de plantas del sotobosque que varía a lo largo de todo el paisaje (^{Pérez Flores et al. 2019}, ^{Soler et al. 2019}).

Las propuestas silvícolas, en este caso las cortas de protección, se han implementado sin un adecuado estudio de la resiliencia del ecosistema, y sin el monitoreo de la respuesta frente a diferentes conflictos de uso (ej. ganadería extensiva) y/o amenazas naturales (ej. cambio climático o eventos climáticos extremos) (^{Martínez Pastur et al. 2013}). Tampoco se tuvo en cuenta la topografía (ej. exposiciones o fondos de valle), suelos (ej. humedales o hualves), uso de la tierra (ej. empastamientos debidos a otros usos como la ganadería), tipos de bosque particulares con diferente dinámica (ej. bosques abiertos de baja área basal) o de diferentes estructuras forestales (ej. bosques de estructura irregular). Estas propuestas solo requerían una estructura madura de bosque y la marcación de un área basal remanente en 30 m² ha^-1, lo que derivó en diferencias de respuesta a lo largo del paisaje debido a las consideraciones antes mencionadas.

Influencia de la cosecha y el paisaje sobre la dinámica de la estructura forestal

Los sitios de estudio seleccionados en este trabajo no variaron en su estructura original, siendo de calidad media-alta, que es representativo de las áreas de cosecha en Tierra del Fuego, presentando las mismas características intermedias de las que es posible encontrar a lo largo del paisaje (ej. no se incluyeron exposiciones extremas, ni altitudes extremas, ni rodales con una estructura forestal y/o una dinámica natural particular) (ver cuadro 2, estructura original). Esta selección se realizó para minimizar estos efectos diferenciales que podrían acrecentar las diferencias mencionadas, y poder centrar el análisis en las diferencias que se derivan del paisaje. Bajo estas consideraciones es posible afirmar que la estructura forestal de los bosques naturales sin manejo no varía a lo largo de los gradientes estudiados (pregunta 1). Sin embargo, cabe destacar que se observa una tendencia de los bosques a ser más densos al sur (AB 64 m² ha^-1) respecto de los del este (AB 51 m² ha^-1) que son más abiertos. Estas diferencias que no llegan a ser significativas, junto con la implementación diferencial de las empresas que aplican el método propuesto generaron diferencias en la intensidad de cosecha (17 a 32 m² ha^-1) y una consiguiente estructura remanente (ver cuadro 2, estructura remanente). Cabe destacar que el ensamble de especies del sotobosque varía con el paisaje (^{Pérez Flores et al. 2019}, ^{Soler et al. 2019}), donde su desarrollo puede generar sinergias positivas o negativas con la regeneración (^{Martínez Pastur et al. 2013}, ^{Silva et al. 2017}, ^{Quinteros et al. 2017}, ^{Toro Manríquez et al. 2019}). Por ejemplo, en la zona este la estructura remanente estuvo por debajo de la normativa de implementación sugerida para las cortas de protección (22 m² ha^-1). En este escenario, es posible afirmar que la intensidad de cosecha implementada no fue igual a lo largo de los gradientes analizados, y que generó estructuras remanentes diferenciales (pregunta 2).

El viento y otros eventos naturales (ej. sequías) modelan la vegetación del paisaje, pudiendo variar significativamente a lo largo del mismo (^{Rebertus et al. 1997}, ^{Martínez Pastur et al. 1999}a), donde dichos eventos tienen una influencia diferencial a lo largo de Tierra del Fuego. Por ejemplo, la zona sur recibe una mayor influencia del océano Pacífico y la Antártida, mientras que la zona norte está regulada por la influencia del Atlántico sur (^{Kreps et al. 2012}). Es por ello, que hay zonas más propensas a afectaciones por el viento, aunque estas ocurren en mayor o menor magnitud a lo largo de todo el paisaje fueguino (^{Cellini et al. 2013}). En el presente estudio, la estructura forestal dañada durante los 10-12 años posteriores a la cosecha no variaron con las diferentes zonas de estudio (ver cuadro 2, estructura dañada). Es por ello que se puede afirmar que la dinámica del dosel remanente luego de la cosecha varió en los 10-12 años después de la cosecha a lo largo de los gradientes estudiados (pregunta 3), y que estas diferencias se dieron principalmente por la intensidad de la cosecha y no por los daños ocurridos tras las intervenciones.

Influencia de la cosecha y el paisaje en la regeneración de los rodales cosechados

La regeneración natural de los bosques de lenga representa la etapa más vulnerable del ciclo del manejo, y puede verse afectada por diferentes factores, ej. ciclos de semillas, competencia con el sotobosque, o eventos de sequías o heladas extremas (^{Rosenfeld et al. 2006}, ^{Cellini et al. 2013}, ^{Silva et al. 2017}, ^{Soler et al. 2019}, ^{Toro Manríquez et al. 2019}). La lenga requiere de la presencia de un dosel de protección inicial que sirve a un doble propósito, por un lado, como fuente de semillas y, por el otro, de protección frente a condiciones climáticas extremas, limitando a su vez el desarrollo del sotobosque por competencia del agua del suelo y la luz incidente (^{López Bernal et al. 2003}). En este período, la regeneración es semi-tolerante a la sombra. Posteriormente, la regeneración necesita una mayor cantidad de luz y agua, actuando como una especie intolerante a la sombra (^{Martínez Pastur et al. 2007}, ²⁰¹¹, ²⁰¹³), siendo en esta etapa más vulnerable al ramoneo por parte de diferentes herbívoros nativos y exóticos (^{Martínez Pastur et al. 2016}), donde los mismos ocurren más abundantemente hacia la zona norte en contacto con el ecotono de bosques de ñire (Nothofagus antarctica (G. Forst.) Oerst), y la estepa donde dominan pastizales y arbustales.

La regeneración de un rodal cosechado usualmente comienza a partir de la regeneración pre-instalada proveniente del banco de plántulas del bosque sin intervención, y que es la primera en reaccionar luego de las cortas (^{Rosenfeld et al. 2006}, ^{Martínez Pastur et al. 2017}). Esta regeneración es la que dominará el rodal futuro, y se complementa con la regeneración post-cosecha que cubre los sectores sin regeneración pre-instalada. Ambos tipos de regeneración se complementan, y en el caso de la lenga, genera una abundante cantidad de plántulas que al cabo de 15-20 años cubre gran parte del suelo forestal de los bosques cosechados (^{Rosenfeld et al. 2006}, ^{Martínez Pastur et al. 2013}). Los bosques analizados presentaron una abundante regeneración (79, 102, 184 miles ha^-1), que estuvo directamente relacionada con el área basal remanente (22, 37 y 47 m² ha^-1) de las áreas este, norte y sur, respectivamente. Esto ha sido citado en otros trabajos también, donde la regeneración está en relación directa con el canopeo remanente (^{Martínez Pastur et al. 1999a}, ²⁰¹¹, ^{Cellini et al. 2013}). La regeneración pre-instalada representó entre el 34 % y el 45 % del total, valores similares a los encontrados en otros estudios (^{Rosenfeld et al. 2006}, ^{Martínez Pastur et al. 2017}). A base de estos resultados, se puede afirmar que la respuesta de la regeneración a la cosecha no es homogénea a lo largo de los gradientes estudiados (pregunta 4). Asimismo, como era de esperar se encontró más daño por herbivoría hacia el norte y este, donde se encuentran los establecimientos agropecuarios y ocurren más abundantemente las poblaciones de guanaco (^{Cavieres et al. 2005}, ^{Martínez Pastur et al. 1999b}, ²⁰¹⁶, ²⁰¹⁷), y menos hacia el sur en los sectores cercanos a la cordillera, como también fue descripto en otros estudios (^{Gea et al. 2004}). Sin embargo, no se observaron diferencias por daños abióticos (heladas o sequías), aunque existen diferencias marginalmente significativas (F = 2,89, P = 0,073) en la regeneración pre-instalada donde la zona norte presenta mayores daños (21 %) que las zonas este y sur (cercano al 4 %). Muchas veces, estos daños suelen confundirse con la herbivoría, y suelen ocurrir sinergias negativas (mayor daño abiótico y mayor ramoneo) en años con extremos climáticos (ej. ENSO) (^{Martínez Pastur et al. 2017}). A base de estos resultados se puede decir que efectivamente los daños observados en la regeneración presentan marcadas diferencias a lo largo de las áreas estudiadas (pregunta 5).

Consideraciones a tener en cuenta al implementar propuestas silvícolas a escala de paisaje

La respuesta de los bosques de lenga a escala de paisaje respondió diferencialmente, sin embargo, más allá de las diferencias, todos alcanzaron los estándares mínimos requeridos para la propuesta silvícola de cortas de protección en términos de cantidad de regeneración. Algunas áreas alcanzaron más rápidamente el desarrollo de la regeneración (ej. sur) que permite se apliquen las cortas sucesivas (ej. cortas finales). En otros casos, se observa un retraso producto de un menor crecimiento por factores ambientales o por la presión del ramoneo, tal como fuera citado en otros trabajos (^{Martínez Pastur et al. 2016}, ²⁰¹⁷). Sin embargo, no todo se debió a causas naturales o ambientales, sino que algunas respuestas estuvieron relacionadas a la diferente tasa de extracción de las empresas forestales, que influyó directamente en la cantidad de regeneración establecida.

De acuerdo a los interrogantes planteados, se puede determinar que la propuesta de cortas de protección no debe estar basada en una única propuesta, sino que la misma debe adecuarse a las distintas condiciones del paisaje en relación con diferentes gradientes ambientales, y que debe ser controlada para que la misma sea implementada correctamente por las diferentes empresas forestales. Si bien, hay parámetros que no varían con el paisaje (ej. daños posteriores al aprovechamiento o producción de plántulas de acuerdo a una misma área basal remanente), hay otros que sí varían (ej. herbivoría). Es por ello, que se hace necesario establecer programas de monitoreos que definan los umbrales más adecuados de cosecha que no superen la resiliencia de los bosques, y los períodos necesarios para una correcta regeneración de los rodales bajo manejo.