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El reemplazo del bosque nativo por plantaciones forestalesde alta densidad afecta la riqueza y composición de las comunidades animales através de la modificación en la disponibilidad de recursos (Richardson yHiggins, 1998), los regímenes hidrológicos (Le Maitre et al., 2000), los ciclosde nutrientes y la estructura del suelo (Schmitz et al., 1997). Sin embargo,las plantaciones también preservan ciertos componentes del bosque nativo, comola cobertura del dosel, las condiciones microclimáticas y ciertos recursostróficos (Pawson et al., 2008; Lantschner et al., 2008; Zurita y Bellocq, 2012)que proveen hábitats adecuados para diferentes especies. Los anfibios, por suscaracterísticas ecológicas y fisiológicas, son buenos indicadores del disturbiotanto en hábitats terrestres como acuáticos. Asimismo, constituyen uno de losgrupos más amenazados, siendo la principal causa la degradación y la pérdidadel hábitat. A pesar de que las plantaciones forestales modifican la estructuradel hábitat y los regímenes hidrológicos para los anfibios, y potencialmente sureproducción y supervivencia, a nivel global pocos estudios se han enfocado enlos efectos que el reemplazo del bosque nativo por plantaciones forestalestiene sobre este taxón y ninguno en el Bosque Atlántico. En este contexto, elobjetivo de este trabajo es evaluar los efectos del reemplazo del bosque nativopor plantaciones forestales (Pinus taeda)sobre la diversidad (riqueza y composición de especies) y morfología de lascomunidades de anuros del Bosque Atlántico de Argentina.Área de estudio: se compone por remanentes continuos deBosque Atlántico Semideciduo de Misiones (PN Iguazú y PP Urugua-í) y una matrizproductiva de plantaciones forestales. En esta área se seleccionaron 3 sitiosde muestreo en bosque nativo, y tres en plantaciones (Pinus taeda) en su tercer ciclo productivo y con una edad entre 13y 16 años. Cada sitio abarcó dos microhabitas: un cuerpo de agua temporario yel hábitat terrestre circundante. Los sitios se ubicaron a una distancia mediade 25,8 km para evitar la autocorrelación espacial y se muestrearonmensualmente por dos años consecutivos (agosto 2012 a agosto 2014).Muestreo de anuros: se utilizaron tres técnicascomplementarias. 1) trampas de caída, se dispusieron 16 trampas por sitio, enlos alrededores del cuerpo de agua y agrupadas de a 4, estuvieron activas 72 hcada mes; 2) transectas de bandas auditivas, se dispusieron 3 transectas (50 x25 m) en los márgenes de los cuerpos de agua, y mensualmente se registraron losindividuos cantando en un tiempo predeterminado de 10 minutos; 3) muestreolarval, individuos capturados a través de un numero de barridas de copopredeterminadas, fueron fijados para su identificación posterior.Medidas morfometricas: todos los individuos capturados conlas trampas de caída fueron identificados, sexados, pesados y medidos ymarcados para evitar reconteos. Se tomaron las siguientes medidasmorfometricas: 1) SVL, longitud total hocico-cloaca; 2) BM; peso corporal; 3) RHL,largo de la pata derecha; 4) HW, amplitud máxima de la cabeza. Análisis dedatos: para comparar la diversidad alfa (riqueza) de la comunidad de anuros delbosque nativo (BN) y las plantaciones forestales (PF), analizamos de maneraseparada los datos de abundancia (trampas de caída) y de presencia/ausencia(transectas auditivas y muestreo larval), y en cada caso se calculó lacobertura de la muestra y los números de Hill. Para analizar la diversidad beta(diferencias en composición de especies) se calculó el índice de disimilitud deSorensen, que considera la disimilitud generada por anidamiento o por elrecambio de especies. Para explorar las diferencias morfológicas de lasespecies entre ambientes (bosque nativo y plantaciones) utilizamos modeloslineales generalizados (GLM) y ANOVA. Para este análisis solo se usaron lasespecies más abundantes (Elachistocleisbicolor, Physalaemus cuvieri y Odontophrynus americanus).Se registraron un total de 18 especies de anuros adultos,con las trampas de caída y las transectas auditivas y 13 especies de renacuajoscon el muestreo. La riqueza (q0) fue mayor en el bosque nativo, mientras que laequidad y la dominación (q1 y q2) fueron menores en el bosque nativo que en lasplantaciones forestales en el hábitat terrestre (datos de abundancia) (Fig. 1).La partición de la diversidad beta (βsor ? disimilitud de Sorensen) entre BN yPF mostro que las diferencias en la composición de especies del hábitatacuático se debieron tanto al anidamiento como al intercambio de especies(βSNE: 0,27, βSIM: 0,50, P: 0,274), mientras que para el hábitat terrestre las diferenciasen la composición de las especies se debieron principalmente al anidamiento(βSNE: 0,39, βSIM: 0,07, P: 0,053). Los resultados de las diferenciasmorfométricas para las tres especies analizadas (E. bicolor, P. cuvieri y O. americanus) mostraron que losindividuos de E. bicolor tuvierondiferencias significativas en su condición corporal, siendo mayor en losencontrados en plantaciones forestales (BN: 2,656, PF: 3,159, P < 0,05). Losindividuos de P. cuvieri de las plantacionesmostraron diferencias (marginalmente) mayores de la condición corporal, con respectoa los del bosque nativo (BN: 3,008; PF: 3,148; P: 0,057), y ninguna diferenciaentre ambientes para el resto de los rasgos. Los individuos de O. americanus exhibieron índices de condicióncorporal similares en ambos ambientes.A partir de estos resultados, podemos concluir que elreemplazo del BN, estructuralmente complejo con alta heterogeneidad delhábitat, por PF extremadamente simplificados tiene efectos diferentes en ladiversidad de anuros de hábitats terrestres y acuáticos. Se observa una pérdidade especies en el hábitat terrestre de las PF, probablemente explicado por lahomogenización ambiental que sigue a el reemplazo del bosque nativo porplantaciones. Asimismo, la compleja estructura vegetal del BN previene lainsolación y desecación de los cuerpos de agua temporales. A diferencia deesto, los cuerpos de agua en las PF están expuestos al sol directo, lo queincrementa la temperatura del agua, la evaporación y genera diferencias en elbalance hídrico (Cristiano et al., 2015), reduciendo su profundidad ehidroperíodo. En este estudio, los cuerpos de agua del bosque fueron utilizadospor ocho especies de la familia Hylidae, que no se encontraron en los hábitats terrestreso acuáticos de plantaciones, y que se caracterizan por una alta dependencia ala presencia y permanencia de los cuerpos de agua para su reproducción. Porúltimo, el incremento en la condición corporal encontrado en individuos de E.bicolor de las plantaciones forestales podría explicarse por un menor riesgo dedepredación (Zurita et al., 2012; Paviolo et al., 2018; Iezzi et al., 2018) yuna disponibilidad de alimentos similar (o incluso mayor) (Peyras et al., 2013;Giménez-Gómez et al., 2018) en este ambiente. Varias especies de anurosutilizaron los cuerpos de agua temporales de las PF para su reproducción, perosin embargo estuvieron ausentes en los hábitats terrestres. Esto podría indicarque las especies usan los cuerpos de agua para reproducirse, pero (1) no pasanla etapa larval, (2) migran a otros hábitats en respuesta a la inestabilidad delos cuerpos de agua de las PF. El mantenimiento de la vegetación nativaalrededor de los márgenes de los cuerpos de agua probablemente reducirá laevaporación e infiltración del agua, aumentando el hidroperíodo y permitiendoque muchas especies de anuros (principalmente Hylidos) completen su ciclo devida. Y al mismo tiempo, la vegetación nativa proporcionará refugios y sitiosde reproducción para los adultos. Por lo tanto, la vegetación nativa alrededorde los cuerpos de agua en las PF probablemente constituye un elementofundamental para mantener la diversidad de anuros en el bosque Atlántico deArgentina, facilitando también el movimiento de individuos entre los remanentesde bosques nativos. Estos resultados respaldan la necesidad de legislación paracrear zonas de amortiguamiento de vegetación nativa alrededor de los cuerpos deagua temporales, actualmente contemplado por los principios internacionales deFSC.El impacto general de la perturbación delhábitat impulsada por el hombre sobre la biodiversidad está bien documentado, ysus consecuencias negativas son indiscutibles. Sin embargo, también es necesarioentender qué sucede con aquellas especies que persisten en diferentes hábitats perturbados.Si se administran de manera adecuada, algunos usos de la tierra, como las plantacionesforestales en ecosistemas boscosos, pueden servir como un hábitat secundariopara muchas especies nativas y / o aumentar la permeabilidad de la matriz,permitiendo el movimiento de individuos entre parches de bosques (Zurita,2019). La comprensión de cómo algunas especies persistentes pueden beneficiarseeventualmente en los hábitats convertidos, ofrecerá una perspectiva más ampliade las posibles consecuencias de la perturbación del hábitat.