Introducción

En la región pampeana de Argentina, las presiones generadas por el proceso de agriculturización de los últimos años han generado que las especies exóticas invasoras (EEI) tomen protagonismo al afectar los ecosistemas nativos (Zalba & Villamil, 2002; De Rito et al., 2020; Nanni et al., 2020). Las EEI son especies trasportadas e introducidas fuera de su distribución natural pasada o presente, que pueden sobrevivir, reproducirse y propagarse (Blackburn et al., 2011). Algunas de ellas producen daños ambientales y/o económicos (CBD, 2002). Para la gestión de estas especies es necesario identificar no solo su presencia y abundancia sino también los impactos que generan o pueden generar, ya que algunos pueden ser negativos (e.g., extinción de especies, alteración en los ciclos de nutrientes), otros positivos (e.g., beneficios a nivel ecológico y económico) e incluso neutros (García-Díaz et al., 2020). Estos impactos son percibidos de diferente manera por los distintos actores sociales de un territorio ocasionando en muchos casos intereses contrapuestos y complejizando su gestión (Estévez et al., 2015; Shackleton et al., 2019). Por lo tanto, tener en cuenta los diferentes tipos de impactos de una EEI permite definir prioridades de gestión para fortalecer los impactos positivos y mitigar los negativos, fomentando así el apoyo social y disminuyendo la posibilidad de conflictos (Crowley et al., 2017). En este contexto, García- Díaz et al. (2020) propusieron seis criterios para darle efectividad a los planes de mitigación de los impactos negativos que causan las EEI (Fig. 1). Estos criterios permiten establecer objetivos claros basados en los impactos, contemplar el balance entre los mismos y evaluar el éxito de las estrategias a implementar.

Las invasiones de especies arbóreas sobre pastizales naturales generan cambios en la fisonomía de la vegetación original que afectan la biodiversidad (^{Bremer & Farley, 2010}) y el funcionamiento de los ecosistemas (Zalba & Villamil, 2002; Rundel et al., 2014; Yansen & Biganzoli, 2022). Por ejemplo, el reemplazo de pastizales por poblaciones de árboles puede modificar la cantidad de carbono orgánico del suelo y aumentar el reservorio en la biomasa aérea, lo que incrementa la carga de combustible y la vulnerabilidad a los incendios (Jobbágy et al., 2006; Miranda et al., 2014; Veldman et al., 2015), que se traduce en mayores emisiones de carbono a la atmósfera (Friggens et al., 2020; Nuñez et al., 2021). Así, la pérdida y degradación de los pastizales nativos por efecto de los árboles invasores tiene consecuencias sobre la biodiversidad y el funcionamiento del ecosistema, que son difíciles de mitigar, y que pueden ser muy costosas para la sociedad; por lo que, conservar o restaurar estos ambientes es la alternativa más idónea.

Las áreas protegidas (AP) cumplen un rol fundamental en la conservación de la biodiversidad y la provisión de servicios ecosistémicos (Watson et al., 2014), aunque no están exentas de la presencia de EEI (Ezcurra & Puntieri, 2013; Brancatelli & Zalba, 2018; Hulme, 2018). Los cambios en el uso del suelo, la introducción de caminos y urbanizaciones en las inmediaciones de las AP promueven los procesos de invasión en estos sitios (Pauchard & Alaback, 2004; Gallardo et al., 2017). Si bien los patrones de invasión de las EEI responden a procesos comunes, resultado de la interacción entre la presión de propágulos, la dispersión y el ambiente, es necesario evaluar cada AP de forma individual y definir estrategias particulares de manejo de las EEI dentro de las mismas (APN, 2007; Pauchard et al., 2011). Debido a la complejidad del tema y al abordaje caso-dependiente, la mayoría de las AP carecen de estudios científicos sobre la estructura y dinámica de las EEI y las experiencias de manejo son escasas o están muy fragmentadas. De existir planes de manejo, los mismos suelen enfocarse, principalmente, en programas de control y erradicación (Brancatelli & Zalba, 2018) y, en menor medida, en la integración de las dimensiones ecológicas, socio-económicas y éticas trasversales a las invasiones biológicas (Schüttler & Karez, 2008).

En la provincia de Buenos Aires, las sierras del Sistema de Tandilia se caracterizan por la presencia de pastizales y arbustales nativos (Frangi, 1975). Estas sierras son únicas en el paisaje rural pampeano por su geología y acervo natural y cultural, representando un hotspot para la biodiversidad y la provisión de servicios ecosistémicos (Echeverría et al., 2017; Sabatino et al., 2017; De Rito et al., 2020; Vera et al., 2021; Herrera et al., 2022). Actualmente, albergan más de 600 especies de plantas vasculares (Sabatino et al., 2017), 100 especies de aves y decenas de especies de anfibios, reptiles y mamíferos nativos (Isacch et al., 2016;

Vera et al., 2021). Este sistema conforma las sierras más antiguas de Argentina, con rocas que datan de 2200 millones de años, y una de las más antiguas de Sudamérica (Martínez, 2011). Sin embargo, muy pocos programas garantizan su protección (Vera et al., 2021) y los esfuerzos para su conservación y manejo sostenible son aún escasos o se encuentran desarticulados (Herrera et al., 2022).

Fig. 1: Guía para el diseño de planes de manejo adaptativo basados en los impactos de las especies exóticas invasoras (modificado de García Díaz et al., 2020). 

La Reserva Natural Privada Paititi (RNPP) es una de las pocas AP del Sistema de Tandilia y su superficie se encuentra invadida en gran parte por Acacia melanoxylon R. Br. (acacia australiana, denominada acacia de aquí en adelante), lo que representa una seria amenaza para los relictos de pastizales y arbustales nativos (De Rito et al., 2020; Zaninovich et al., 2021). Este árbol maderable de alta calidad es una de las EEI más dañinas del mundo (Richardson & Rejmánek, 2011); y, al igual que otras especies del mismo género, forma rodales prácticamente monoespecíficos, alterando el paisaje y los servicios ecosistémicos asociados (Ferreira et al, 2021). Inicialmente, esta especie fue introducida para madera, sombra y cinturones de protección contra vientos o como especie ornamental (Zalba & Villamil, 2002; Yansen & Biganzoli, 2022). Su éxito invasor se atribuye principalmente a su rápido crecimiento que supera a las nativas (Le Maitre et al., 2011; Richardson et al., 2015), a su gran producción de semillas de extrema longevidad y alta germinabilidad, a la liberación de sustancias alelopáticas, a la ausencia de enemigos naturales y a la capacidad de rebrotar con gran vigor tras los cortes o luego de un incendio (Marchante et al., 2003; Le Maitre et al., 2011; Richardson et al, 2015; Vignolio et al., 2021). Además, su elevada producción de semillas y de restos vegetales genera un mantillo espeso sobre el suelo, que actúa como una barrera mecánica para la emergencia de plántulas de otras especies, generando cambios físicos, químicos y biológicos en el sistema (Le Maitre et al., 2011; Vignolio et al., 2021) e influyendo en la diversidad y la dinámica de las comunidades nativas. Actualmente, esta especie cubre un área amplia de la RNPP y su erradicación es difícil de llevar a cabo, no solo por la gran extensión que ha alcanzado, sino también porque los costos económicos que se requerirían para su manejo serían muy difíciles de afrontar.

El objetivo general de este trabajo fue diseñar un plan de manejo adaptativo (PMA) a largo plazo para contener el avance de acacia en la RNPP. Para ello, se plantearon los siguientes objetivos particulares: i) cuantificar el área invadida por la especie entre los años 2003-2020, ii) describir la estructura de poblaciones de la EEI con diferentes tiempos de invasión, iii) identificar y priorizar sus impactos, y iv) proponer estrategias para gestionar los posibles impactos sociales, económicos y ecológicos.

Materiales y Métodos

Área de estudio

El área de estudio corresponde a la RNPP que se ubica en las sierras del extremo sudoriental del Sistema de Tandilia (37° 54' 00" S, 57° 49' 00" W) (Fig. 2). Este sistema serrano localizado en el sudeste de la provincia de Buenos Aires pertenece a la región biogeográfica Pampeana (Soriano et al., 1991), siendo un límite natural que separa la Pampa Deprimida de la Pampa Austral. El Sistema de Tandilia está integrado por un cordón discontinuo de sierras inmersas en una matriz de lomas loessicas que abarca unos 330 km de extensión, desde la ciudad de Olavarría hasta Mar del Plata (Núñez & Sánchez, 2007) y un ancho máximo de 55 km. Las alturas mayores de las formaciones serranas oscilan entre 400 y 500 metros sobre el nivel del mar (Martínez, 2011). Debido a la alta fertilidad de los suelos de la región (Rubio et al., 2019), predomina la actividad agrícola desde hace décadas; mientras que la ganadería, que antiguamente formaba parte del sistema rotativo agroganadero, ha sido orientada a la producción intensiva (feedlots) (Bilenca & Miñarro, 2004; Modernel et al., 2016). Por otro lado, en los establecimientos con sierras, se suele utilizar al pastizal serrano como fuente de forraje invernal para el ganado doméstico (De Rito et al., 2020). La precipitación media anual de la zona es de 600-1100 mm y la temperatura media anual de la zona es de 15-18 °C, con máximas registradas en enero y mínimas en julio (Burkart et al, 1999; SMN, 2022).

La RNPP tiene una superficie de 220 ha y se encuentra inmersa dentro de la Estancia homónima, la cual cuenta con una superficie total de 430 ha. Allí conviven producciones agroecológicas vinculadas a la actividad agrícola y ganadera, y ambientes de sierras (Sierra Grande y Sierra Chica) que constituyen refugios para la biodiversidad y espacios de conservación de los bienes culturales de la región (e.g., pinturas rupestres). Además, en la RNPP se realizan actividades de concientización y valoración de la naturaleza a través de propuestas educativas, recreativas y de investigación, principalmente en Sierra Grande, mientras que Sierra Chica permanece con mínima actividad antrópica, salvo actividades de investigación (Rodríguez, 2017). A excepción de las áreas invadidas por acacia y otras especies, las sierras de la RNPP, al igual que otras sierras de Tandilia, se caracterizan por la presencia de pastizales y arbustales nativos. Se destaca el flechillar, con diversidad de gramíneas con valor forrajero en distintas épocas del año y especies de dicotiledóneas acompañantes; el pajonal de paja colorada (Paspalum quadrifarium Lam.), una especie endémica de la región; los cardales de Eryngium paniculatum Cav. & Dombey ex F. Delaroche y E. horridum Malme; los arbustales de Baccharis dracunculifolia DC. tandilensis ssp. (Speg.) Giuliano (chilca) y Colletia paradoxa (Spreng.) Escal. (curro), entre otros (Echeverría et al, 2017).

Mapeo del área invadida

A partir de revisión bibliográfica y testimonios de pobladores locales se chequeó el tiempo potencial de introducción y establecimiento de acacia en la RNPP. Luego, mediante la interpretación de imágenes satelitales (Landsat ETM en combinación con imágenes de Google Earth, www.earth.google. com), el análisis de observaciones a campo (i.e., ubicación geográfica de poblaciones de la EEI) y la recopilación de información secundaria (e.g., mapas de distribución de pastizales y arbustales; Jaimes, com. pers.), se mapeó la expansión de acacia entre los años 2003-2020 y se cuantificó el área invadida. Las poblaciones de esta EEI fueron digitalizadas como polígonos utilizando el software QGis 3.16. Los mapas de distribución de acacia obtenidos en formato vectorial se proyectaron al Sistema de Coordenadas Plana Posgar 94/Argentina Faja 6 para el cálculo del área utilizando el complemento LecoS del QGis.

Fig. 2: Estancia Paititi y distribución de Acacia meianoxyion. A: Ubicación de la Estancia Paititi en el Sistema de Tandilia, Buenos Aires, Argentina. B: Área invadida por Acacia meianoxyion en Sierra Grande de la Reserva Natural Privada Paititi.Estructura de las poblaciones 

De febrero a abril de 2020 se caracterizó la estructura de dos áreas invadidas por acacia adyacentes a las comunidades naturales de pastizales y arbustales nativos del área serrana de la RNPP. Se establecieron parcelas en sitios con poblaciones antiguas de acacia (aproximadamente 50 años; González Zugasti, com. pers.) con dominancia de individuos mayores (MA) (dos parcelas de 1 ha) y sitios recientemente invadidos por esta EEI (aproximadamente 10 años) con dominancia de individuos jóvenes (JO) (cinco parcelas de 20*20 m). En cada parcela se identificaron todas las especies leñosas presentes (nativas y exóticas), y se midieron la altura y el perímetro a la altura del pecho (a 1,3 m) para calcular el DAP (diámetro a la altura del pecho) de todos los individuos > 5 cm de DAP. Posteriormente se evaluó la abundancia teniendo en cuenta la densidad y el área basal (AB). La densidad se calculó como número de árboles por hectárea (individuos ha^-1) y el AB como la suma de las secciones transversales de todos los individuos por hectárea (m² ha^-1), es decir, incorpora el tamaño de los individuos a través de la medición de los respectivos DAP.

Identificación y priorización de impactos

Con el fin de identificar impactos y acciones de manejo de acacia en la RNPP, se siguió el procedimiento y las instrucciones sugeridos por García-Díaz et al. (2021) que se basa en la priorización de impactos. De este modo, esta primera instancia incluyó la realización de encuestas a cinco expertos en el tema, quienes inventariaron de forma independiente los impactos reales y potenciales (i.e., sin evidencia). Para cada impacto identificado se consideró su magnitud (i.e., mínimo, moderado, masivo; utilizando las categorías EICAT (Environmental Impact Classification for Alien Taxa) el estándar de la UICN para la clasificación del impacto de las especies exóticas sobre el ambiente; IUCN, 2020), su dirección (negativo, positivo o neutro), el activo impactado (e.g., recurso, especie), el mecanismo (e.g., competencia, químico, físico) y si el impacto era percibido como ecológico, económico o social. En esta etapa, los expertos tuvieron en cuenta que los inventarios sean representativos de las perspectivas de los actores sociales involucrados o afectados por la EEI (e.g., comunidad local, productores, investigadores) (García-Díaz et al., 2021). En una segunda etapa, del listado de impactos se seleccionaron los más significativos para ser abordados, para lo cual se priorizaron según la magnitud y el nivel de incertidumbre de la información disponible (Game et al., 2013). Posteriormente, se clasificaron aquellos considerados prioritarios en cuatro opciones de acción establecidos por García-Díaz et al. (2021): (1) no hacer nada, (2) monitorear, (3) investigar o (4) manejo activo inmediato. Este paso permite definir el tipo de acción más conveniente para cada impacto, decidir qué indicador y medidas cuantitativas pueden ser las indicadas para medir y evaluar los impactos y verificar si el manejo está dando los resultados esperados (García-Díaz et al., 2021).

Formulación de la propuesta del Plan Manejo Adaptativo

Posterior a la identificación y priorización de impactos, se seleccionaron aquellos destinados al manejo activo inmediato (mayor magnitud y menor incertidumbre) para formular un PMA multiestratégico que mitigue los impactos negativos y potencie los impactos positivos de acacia. Esta propuesta se inspiró en el proyecto CONTAIN (Lambin et al, 2020), que incluye un importante programa de capacitación y co-diseño de planes de manejo adaptativo de EEI y para formularla se siguió la metodología sugerida por García- Díaz et al. (2020, 2021), integrando los pasos presentados en la Fig. 1 y sumando otros para lograr una propuesta dinámica. Para ello, se tuvo en cuenta la información generada en este trabajo sobre la expansión de acacia, la estructura de sus poblaciones y los impactos identificados, y se incorporó información obtenida mediante revisión de bibliografía sobre la temática, charlas informales con pobladores locales y otros actores (e.g., colegas académicos, productores, docentes) y consultas informales con expertos externos.

Cabe destacar que una vez que se implementa un PMA, independientemente de las intervenciones seleccionadas, se deben realizar monitoreos para llevar a cabo adaptaciones que aseguren el resultado deseado (efectividad de la intervención). De este modo, se favorecen y mejoran los resultados de la gestión a largo plazo y se reducen las incertidumbres de la evaluación de impactos (Walsh et al., 2012; Hulme, 2020). Por esta razón, también se identificaron, mediante discusión y consenso, potenciales indicadores cuantitativos, tanto para medir y evaluar los impactos como para determinar si el manejo y gestión de la EEI dan resultados (más detalles en García-Díaz et al., 2021).

Resultados

Invasión de Acacia melanoxylon en la Reserva Natural Privada Paititi

Según la información recopilada, la especie se encuentra presente en la zona desde la década de 1940 (Martínez Crovetto, 1947; Carranza, 2007; González Zugasti, com. pers.). Para la década de 1970 en la RNPP ya se encontraban “montes de acacia” establecidos a partir de dispersión natural y antrópica (González Zugasti, com. pers.). Actualmente esto se evidencia por la presencia de árboles de gran tamaño con abundante producción de semillas. Hoy en día, un 20% de la reserva se encuentra invadida por acacia (Fig. 3). Entre 2003 y 2020 la invasión avanzó sobre 23,3 ha de comunidades nativas (principalmente pastizales y arbustales) y ambientes rocosos. Es decir, en 17 años el área invadida pasó de 21,5 ha a 44,8 ha.

El área basal fue homogénea entre las parcelas MA y JO, a pesar de tener predominio de individuos con tamaños diferentes entre ellas. En ambos tipos de parcelas se observó una similar composición de especies, con un 98% de individuos de acacia. Sin embargo, en las parcelas JO la densidad total de individuos fue 3,3 veces mayor que en las parcelas MA (Tabla 1). Como se esperaba a partir de la selección a priori, en las parcelas JO, el mayor porcentaje del AB, 66%, correspondió a individuos de 5-10 cm de diámetro, los cuales representaron el 90% de la densidad total. Por su parte, en las parcelas MA, solo el 50% de los individuos tenían entre 5-10 cm de DAP, mientras que el 30% tenía un DAP > 30 cm, y solo el 1% DAP > 40 cm, con un promedio de DAP de 45,5 cm y un AB de 2 m² ha^-1, lo que representa el 11% del AB total.

Identificación y priorización de impactos causados por Acacia melanoxylon

A partir de las cinco encuestas realizadas a expertos, se identificaron un total de 26 impactos, de los cuales el 88,5% fueron considerados negativos y 11,5% positivos. El 73% de los impactos fueron ecológicos y negativos. Entre los impactos ecológicos se consideraron como principales el reemplazo y pérdida de hábitats naturales, la reducción de la biodiversidad nativa, la alteración de la producción primaria, la modificación de los regímenes de fuego y la modificación del ciclo del agua y nutrientes (Tabla 2). En cuanto a los impactos económicos, si bien el área de estudio pertenece a la reserva dentro de la Estancia Paititi, se reconoció que el avance de acacia puede reemplazar el hábitat y reducir el área con potencial para la producción agropecuaria, lo que generaría un riesgo de impacto económico negativo. Sin embargo, se consideró que el aprovechamiento forestal de esta especie podría generar a su vez ingresos económicos (impacto positivo). En cuanto a los impactos de tipo social, la alteración del uso turístico y recreativo fue percibido como negativo por algunos de los encuestados (e.g., pérdida del valor ecoturístico como sitio de observación de aves de pastizal) y positivo por otros (e.g., ganancia de valor estético/recreativo para visitantes que disfrutan los ambientes arbolados). La modificación de la identidad cultural fue considerada como un potencial impacto negativo (Tabla 2).

Del total de impactos identificados (Tabla 2), se priorizaron algunos para implementar diferentes acciones (Fig. 4). Dentro de la acción “manejo activo inmediato” se priorizaron por consenso los siguientes impactos: “reemplazo y pérdida de hábitats naturales” y “reducción de la biodiversidad nativa” (principalmente especies vegetales), sobre los cuales se basa la propuesta de manejo adaptativo. Mientras que otros impactos fueron priorizados para ser investigados o monitoreados en otro momento. No hubo consenso sobre los impactos para los cuales “no hacer nada” (Fig. 4).

Fig. 3: Áreas invadidas por Acacia melanoxylon en el año 2003 (en verde) y su expansión en el año 2020 (en naranja) en la Reserva Natural Privada Paititi (Buenos Aires, Argentina). 

Propuesta de un Plan de Manejo Adaptativo basado en la gestión de la pérdida de hábitat y biodiversidad

Los impactos seleccionados, según criterio de los cinco expertos, para el manejo activo inmediato fueron el reemplazo y pérdida de hábitats naturales y la reducción de la biodiversidad nativa. A fin de mitigarlos se formuló la propuesta de un PMA de acacia para la RNPP que se representa en la Fig. 5. El mismo contiene siete pasos donde se evalúan impactos y se definen metas y objetivos (pasos 1, 2 y 3), y se establecen estrategias de manejo de la EEI factibles de implementar (pasos 4 al 7), asumiendo dinamismo y adaptabilidad (Fig. 5).

Los dos primeros pasos de este proceso son la identificación y priorización de impactos y la investigación (desarrollados previamente), los cuales se retroalimentan para definir metas/bjetivos (tercer paso). En este caso, se consensuó que se mitigarían los impactos priorizados a través de la contención de la EEI (disminuir su área de distribución, dispersión y abundancia), para lo cual se deben evaluar posibles intervenciones, sus costos y beneficios (cuarto paso).Tabla 1. Estructura de las poblaciones de datos

Como estrategia de contención, se sugiere realizar intervenciones mediante corte manual con motosierra y aplicación de herbicida sobre el tocón inmediatamente después del corte (control, de aquí en adelante). Como primera medida, se propone la eliminación de ejemplares jóvenes en zonas recientemente invadidas, de ejemplares adultos presentes en los bordes de pastizales y arbustales y aquellos que puedan ser aprovechados con fines económicos.

Una vez presentada la intervención, se evalúa su aplicabilidad, tomando en cuenta sus consecuencias, costos y beneficios, incertidumbres persistentes, plazos temporales y potencial de aprendizaje, para tomar una decisión (quinto paso). Si la decisión es afirmativa, se planifica la intervención basada en los impactos. Al igual que todo el proceso, la planificación de la intervención no es un proceso meramente técnico, sino que debe ser un proceso participativo en el que se involucre a los distintos grupos de interés. Debe ser una herramienta operativa y eficaz, aportando detalles de las actividades con cronogramas y plazos, así como la estimación de costos e indicadores que sean adecuados para el monitoreo que se llevará a cabo. Aquí, para monitorear los resultados de la implementación de esta estrategia de contención de acacia, se sugieren como potenciales indicadores cuantitativos: la riqueza de especies vegetales nativas, la abundancia de acacia y el número de rebrotes luego del tratamiento de corte y aplicación de herbicida.

Cuando la planificación está finalizada, se lleva a cabo la intervención y monitoreo (sexto paso). Las acciones deben ser revisadas y actualizadas periódicamente y, a medida que se incorpora información resultante de los monitoreos, se vuelven a priorizar impactos y se realizan ajustes y mejoras de gestión. De este modo, se lograrán intervenciones costo-efectivas que tengan en cuenta la distribución espacio temporal de los impactos ambientales, sociales y económicos, como así también seleccionar e implementar otras posibles estrategias, considerando que la especie no puede ser erradicada. Por ejemplo, realizar raleos para disminuir su densidad a alrededor de 200-400 individuos ha^-1 y lograr diámetros de 60-70 cm de fuste con potencial utilidad. Esto permite extraer individuos con mejor porte (fustes rectos) y ofrecer madera para construcción y mobiliario (Carranza, 2007; Igartúa et al., 2015). Para evaluar los indicadores mencionados previamente, se propone la instalación de parcelas permanentes en las zonas tratadas, en zonas con dominancia de acacia y en zonas de ambientes naturales, que permitan evaluar la regeneración de la vegetación nativa y hacer el seguimiento de esta EEI, tanto de los individuos vivos como de los individuos talados y tratados con herbicida. Se sugiere que este seguimiento se realice cada dos años, aunque esto dependerá de los fondos económicos disponibles, entre otros factores. Este es un método accesible para comprobar si hay rebrotes, determinar el porcentaje de población d acacia efectivamente eliminado, y si ocurre o no reinvasión.

Debido a que el control de la especie podría generar algunas dificultades, como costos económicos que debe asumir el propietario de la reserva y conflictos de interés entre distintos actores (e.g., algunos vecinos podrían percibir el corte de los árboles como algo negativo), se sugiere que este recurso no sea desechado, sino que sea aprovechado. Esto podría ofrecer algunos beneficios económicos, a través de la comercialización de madera (séptimo paso), y proporcionar un ingreso para sustentar lastrategia de manejo para contener a la especie. Por ejemplo, mediante la preparación de madera de calidad aserrada mediante aserradero móvil, dado que la densidad de la madera de acacia es del orden de los 564 kg m'³ y de una dureza adecuada para ser utilizada en aplicaciones de alto valor agregado, como muebles y pisos (Igartúa et al, 2015), para muebles artesanales y otras artesanías, o para leña. Específicamente, se sugiere que la madera extraída de áreas recientemente invadidas con dominancia de individuos más jóvenes sea utilizada para proporcionar combustible, pellets y leña a la población local. Mientras que, en

Magnitud del Impacto (categoría EICAT)

las áreas de invasión más antigua con mayor porcentaje de individuos potencialmente útiles como recurso maderable, se sugiere la extracción supervisada de los árboles para mejorar la calidad maderera. Si bien el indicador para saber si esta estrategia es útil es el ingreso monetario, antes de implementarla se recomienda evaluar la factibilidad de la comercialización de los productos de la cosecha e identificar potenciales compradores de los productos antes mencionados, como carpinterías artesanales, fábricas de muebles, carbonerías y otras tiendas para la venta de leña, de forma tal de reducir los costos y riesgos de pérdidas monetarias. Cabe destacar que, según nuestros resultados, los individuos con mayor valor comercial (fustes largos y rectos y con diámetro mayor a 40 cm) constituyeron un bajo porcentaje del AB total, por lo que actualmente la venta de madera para leña y artesanías parecería ser más redituable para la RNPP.

Simultáneamente, a lo largo de todo el proceso, es necesario utilizar otras estrategias, como promover la educación y conciencia socialobre la importancia y situación actual de los ecosistemas nativos afectados por esta EEI y sus principales amenazas. En este sentido, se alienta a continuar con las visitas educativas que la RNPP está brindando e incluir la ecología e impactos de las EEI entre las temáticas a tratar. Por otro lado, en caso que se implemente la comercialización de madera, es importante concientizar a la población mediante programas de educación ambiental acerca del valor agregado ambiental de contribuir a la conservación de los ecosistemas nativos, señalando que se espera que el suministro extraído (madera o leña) sea limitado. Es decir, que se interrumpiría cuando se acaben los árboles o cuando se logre el objetivo del manejo (i.e., contención e incremento de la biodiversidad local) o, incluso, la erradicación que es el objetivo ideal a largo plazo del manejo de una EEI. Con esto disminuiría el riesgo de que la especie se torne un producto comercial y se fomente su uso. Un indicador que permitirá evaluar esta estrategia educativa es la percepción social de los vecinos y turistas que visitan la RNPP sobre la EEI.

Discusión y conclusiones

Las invasiones biológicas son un proceso socio- ecológico complejo y uno de los principales impulsores directos de la pérdida y disminución de la biodiversidad a nivel mundial. Generan, además, múltiples impactos socioeconómicos y ecológicos a diferentes escalas (IPBES, 2019; Pysek et al, 2020). Es por ello que, debido a la gran pérdida de ecosistemas nativos y la escasez de áreas protegidas, los estudios sobre invasiones de plantas exóticas en AP deben ser priorizados (Hulme, 2018), al igual que los esfuerzos de gestión de las mismas. En este aspecto, los resultados de este trabajo aportan información valiosa para a RNPP, ya que se cuantificó el reemplazo de ambientes nativos por el avance de acacia en un plazo de 17 años, se obtuvo información sobre la estructura actual de las poblaciones de la especie, se identificaron y priorizaron sus impactos (pérdida de hábitats naturales y reducción de la biodiversidad), y se generaron las bases para impulsar su manejo.

La RNPP es un área de gran importancia para la conservación de la biodiversidad del Sistema de Tandilia y considerada un Área Valiosa de Pastizal (Bilenca & Miñarro, 2004). Sin embargo, nuestros resultados evidencian que presenta un alto riesgo de pérdida de los ambientes naturales relictuales a causa del avance de acacia. Tener conocimiento de que para la década de 1970 ya se encontraban montes de acacia” es un dato de relevancia ya que el tiempo de residencia de una invasora es un criterio importante al momento de pensar en estrategias y cursos de acción. Existe un tiempo de demora (lag-phase) entre el momento en que la especie está presente y se vuelve invasora o comienza a tener impactos significativos (Sapsford et al., 2020). Más aún, puede tomar tiempo para que los investigadores y administradores detecten un impacto y actúen sobre él (Lockwood et al, 2013); incluso la fuerza y la reversibilidad de los impactos podrían cambiar con el tiempo de residencia (Sapsford et al, 2020). En este escenario de expansión de acacia, se hace necesario el diseño e implementación de planes de manejo con el fin de conservar y recuperar los ambientes nativos. Es importante resaltar que esta situación no es particular de la RNPP, sino que se proyecta en otras áreas circundantes de la región donde se encuentran superficies invadidas (Herrera et al, inéd.). Por este motivo, si se logra implementar de manera efectiva el plan de manejo propuesto, se lograría reducir sus impactos negativos y aumentar los beneficios para la biodiversidad y la sociedad. Además, esta propuesta podría servir de modelo para otras áreas y generar así un mayor impacto positivo en el Sistema de Tandilia. El manejo a través de la obtención de beneficios adicionales para la población local podría ser una opción más viable para contener una EEI que los intentos de erradicación por sí solos (García-Díaz et al., 2020). Sin embargo, es necesario evaluar los riesgos de las consecuencias negativas de las intervenciones que se proponen y los posibles costos y beneficios de las mismas.

Entre las estrategias de control sugeridas, el corte manual y control químico se presenta como el método más efectivo, práctico y factible para minimizar la posibilidad de rebrote de acacia (Rodríguez et al., 2019). Esta especie tiene una alta capacidad de rebrotar cuando se daña, por lo cual es necesario utilizar una combinación de técnicas para eliminar los ejemplares haciendo un uso eficiente del tiempo, esfuerzo y dinero. Conforme a la dinámica de bosques y la ecología de acacia, los resultados sugieren que en la etapa temprana de invasión dominan árboles de menor tamaño (Hernández et al., 2014), y con el tiempo la densidad disminuye y aumenta el tamaño de los individuos, manteniendo un AB estable entre sitios de invasión reciente y antigua. Esto evidencia la necesidad de implementar estrategias de control (químico o mecánico) diferentes entre ambos sitios. Cabe resaltar que, previamente, en la RNPP se han hecho intentos de control de esta EEI, probando distintos métodos, y el único que ha dado resultados eficientes ha sido el corte y la aplicación inmediata del herbicida Tocon® Extra en agua a concentraciones de 1,5% (González Zugasti, com pers.). Este herbicida está destinado al control de plantas arbustivas y semileñosas en zonas de pastizales, es específico para aplicaciones al tocón, con efectividad y mínimo riesgo para el ambiente (DiTomaso et al., 2013; Dufour- Dror, 2016). Contiene un colorante que permite identificar los tocones ya tratados y es de aplicación local y puntual. De esta forma, se evita el doble tratamiento y se hace posible el seguimiento del trabajo ya realizado (DiTomaso & Kyser, 2015). Considerando que se pretende afectar lo menos posible al ambiente, se sugiere utilizar este herbicida para que, en combinación con el corte, se logre una eliminación eficaz de los ejemplares, evitando que la EEI continúe desplazándose sobre los ecosistemas nativos. En caso de ser necesario se recomienda reaplicación en los rebrotes.

La quema prescrita, si bien se discutió, no fue seleccionada como potencial opción de control, debido a que esta área es sensible a la generación de grandes incendios y, además, acacia se beneficia por el fuego (Cruz et al., 2017). Los incendios moderados estimulan la germinación de sus semillas y, a la vez, dejan zonas libres de competencia, con mucha radiación, y la fertilidad inmediata aumenta el crecimiento y la reproducción.

Es importante resaltar que el PMA debe abordarse a través de un proceso sistemático y cíclico de revisión periódica, monitoreo e incorporación de nuevos conocimientos para mejorarlo y revisar las decisiones tomadas (Fig. 5), por lo que es necesario mantener cierto grado de flexibilidad (e.g., repensar si el control es la mejor estrategia o si es necesario hacer una restauración activa, etc.). El manejo adaptativo se optimiza aún más cuando se permiten aportes de los distintos grupos de interés. Además, promover observatorios o redes de intercambio de conocimiento y lecciones aprendidas puede generar buenos avances en el manejo adaptativo y servir de insumo a otros planes similares.

Muchas veces, en las políticas de gestión, los conocimientos, percepciones, necesidades y prácticas de los pobladores locales, no se suelen tener en cuenta a la hora de formular pautas de manejo y conservación, las que por lo general se construyen en base a modelos rígidos en lugar de un enfoque más holístico que vincule la investigación con las distintas percepciones. Es por esto que creemos importante reconocer que el avance de acacia no solo acelera la pérdida de biodiversidad, sino que además puede afectar la diversidad cultural y la valoración de bienes y servicios naturales. Es sabido que los ecosistemas modelan a, y son modelados por, la cultura (^{Pretty, 2011}; ^{Anderson et al., 2015}) por lo que los cambios en la disponibilidad de recursos pueden transformar la vida cotidiana (Santamarina-Campos & Bodí, 2012). Sin embargo, es necesario destacar que los impactos ocasionados por las EEI son percibidos de diferente manera por los distintos actores sociales del territorio (Estévez et al., 2015) y la gran diversidad de contextos y percepciones entre las partes interesadas (i.e., gobierno, academia, comunidad local, empresas privadas, etc.) puede ocasionar actitudes contrapuestas que afecten su manejo.

Esta área, antiguamente dominada por pastizales, fue un escenario fértil que permitió el desarrollo de la cultura aborigen y posteriormente, la tradicional y aún vigente cultura del gaucho (Litre et al., 2007). No sabemos cómo el reemplazo de pastizales por “montes de acacia” puede afectar la identidad cultural local. Por esto, creemos necesaria la realización de futuras investigaciones que permitan comprender las percepciones de los distintos actores sociales. En general, cómo perciben, se vinculan e interpretan la práctica de la conservación de la biodiversidad; y, en particular, las problemáticas vinculadas a cambios en el paisaje o en la vegetación derivados de las invasiones biológicas y las consecuencias en su vida cotidiana.

Finalmente, esta propuesta de PMA puede ir modificándose en la medida que sea necesario a fin de lograr un plan que reduzca los esfuerzos económicos y logísticos con metas inalcanzables, para avanzar hacia metas sostenibles. Además de los impactos identificados y priorizados por los expertos para ser abordados en futuras investigaciones (Fig. 4), se considera importante ahondar sobre otros impactos que podrían limitar el desarrollo socioeconómico de la comunidad, como efectos sobre bienes de primera necesidad, como el agua (i.e., efectos sobre los recursos hídricos) y los alimentos (e.g., efectos sobre la cría de ganado o cómo la pérdida de biodiversidad afecta a pequeños emprendedores en la cosecha de miel de curro y otras plantas nativas). Estos conocimientos permitirán que los administradores de la zona en general, y del área protegida en particular, cuenten con una base de evidencias adecuada para tener mejor comprensión de los impactos y priorizar los objetivos de manejo. Sugerimos, además, que dichas investigaciones consideren si los impactos en sí mismos son impulsores del cambio en el área bajo estudio o si, a su vez, son síntomas de una degradación ambiental más amplia.

Contribución de los autores

SCZ, LH y LM diseñaron la investigación y escribieron el manuscrito; SCZ, LH, NGC y LM realizaron el trabajo de campo y analizaron los datos; SCZ y LM prepararon las figuras; EGZ aportó con sostén económico y logístico y facilitó el ingreso al sitio de campo; todos los autores revisaron el manuscrito.

Agradecimientos

Este estudio fue financiado por la Fundación Paititi. Agradecemos a E. A. González Zugasti y la Reserva Natural Privada Paititi por permitir la realización de investigaciones en el predio y por el apoyo logístico y el uso de sus instalaciones; a los colegas y expertos encuestados; a M. F. Álvarez por su asistencia en el campo y a P. Powell por discusiones previas.